内分泌干扰物来源与暴露

第三章内分泌干扰物的来源与暴露生物标志(biomarker):

生物标志是生物体内发生的与发病机制有关联的关键事件的指示物,是机体由于接触各种环境因子所引起机体器官、

细胞、亚细胞的生化、

生理、免疫和遗传等任何可测定的改变.生物标志中的分子生物标志(molecularbiomarker)则着重研究外来因子与机体细胞,特别是生物大分子(核酸、蛋白质)相互作用所引起的一切分子水平上的改变.应用分子生物标志建立的分子流行病学更能准确地反映出暴露与效应间的关系,对于早期预测环境有害因素对机体的损害、评价其危险度、及时提出切实可行的预防措施有着重大意义。

生物标志的种类1989年美国国家科学院(NAS)将生物标志分为暴露生物标志(biomarkerofExposure)、效应生物标志(biomarkerofeffect)和易感性生物标志(biomarkerofsusceptibility)三大类.①暴露生物标志：指在机体内某个隔室中测定到的外来物质极其代谢产物（内剂量），或外来因子与某些靶分子或细胞相互作用的产物（生物有效剂量或到达剂量）.如DNA加合物等.生物有效剂量标志比内剂量标志更赋予了生物效应意义。②效应生物标志：指机体内可测定的生化、生理或其他方面的改变。依据这些改变的程度，可表现为确证的或潜在的健康损害或疾病的标志。③易感性生物标志：指机体接触某种特定环境因子时，其反映能力的先天性或获得性缺陷的指标。

生物标志对研究和评价环境污染对人群健康影响的价值：①体内剂量、生物有效剂量可作为监测和鉴定的重要指标；是定性污染物与暴露后果相联系的重要参考；②生物标志能应用于确定暴露-反应关系和危险度的估计；③生物效应分子生物标志，细胞结构/功能改变标志有助于环境污染物对机体损伤机制的研究；④易感性生物标志，对发现环境污染易感个体和制定保护易感人群的卫生措施有着十分重要的价值。生物标志是当前环境毒理学研究的热点。

第一节环境内分泌干扰物的来源、种类与归趋一、来源迄今为止科学家已发现数百种环境化学污染物具有激素样作用，其中约有70余种具有干扰机体内分泌结构和功能产生各种毒效应，它们广泛存在于空气、水以及土壤等环境介质中。环境内分泌干扰物来源甚多，以下是其中几种主要来源：（1）在空气介质中：垃圾焚烧产生的二恶英和多氯联苯（polychlorinatedbiphenyls,PCBs），汽车尾气、烹饪油烟等均可产生环境内分泌干扰物；此外，农药的喷洒及化工生产过程也可产生空气的类激素污染。（2）水环境介质中：农药、化肥的大量使用，工业固体废弃物的随意堆放以及垃圾场填埋物的渗滤液中的内分泌干扰物导致环境内分泌干扰物借助水的淋溶作用渗入水环境；有机废水的随意排放造成水体环境内分泌干扰物污染；以地表水

作为城市居民饮用水水源时，自来水厂对地表水氯化消毒产生的副产物(disinfectionby-products,DBPs)其中包括挥发性的三卤代甲烷和难挥发的卤代乙酸存在于饮用水中。此外，人类的内源性雌激素的暴露途径之一是饮用水，雌二醇和雌酮广泛存在于天然水体中，饮用水处理过程中雌激素的残留量很容易和次氯酸在内的许多饮用水消毒剂进行反应生成一氯雌酮，二氯雌酮等多种氯化消毒副产物，实验表明这些副产物也具有内分泌干扰作用。

下表列举了有代表性的环境内分泌干扰物进入水体的主要途径。表3.1环境内分泌干扰物（包括已经确定的和被怀疑的）进入水体的主要途径.（3）在土壤介质中：农药残留（有机氯、磷杀虫剂和除莠剂等）、化肥的大量使用会造成土壤的环境内分泌干扰物污染。此外，自然环境系统中原有的内分泌干扰物（如天然的植物碱、动物激素和微生物代谢物）。二、内分泌干扰物的种类内分泌干扰物按来源可分为天然和人工合成化学物两大类，这些物质种类繁多，结构迥异。一般说来影响内分泌系统的物质其详细分类有以下四类：1.天然雌激素：天然雌激素是动物和人体内天然存在的雌激素，一般指雌二醇(estradiol)、雌酮(estrone)和雌三醇(estriol)，其中以雌二醇作用最强。它们主要由人或哺乳动物的卵泡颗粒细胞分泌，负责促进第二性征发育和调控女性月经周期等；此外肾上腺皮质和睾丸间质细胞也能分泌少量雌激素。近年来，对动物（包括人）产生的天然雌激素的内分泌干扰效应研究较多。据报道成熟女性雌激素产生量分别为雌酮(E1)3~20μg/d,雌二醇(E2)0.5~5μg/d,雌三醇(E3)最高达64μg/d。它们在体内通过各种途径，主要在肝脏中代谢。通常在同葡萄糖醛酸或硫酸盐发生最终结合前要经历氧化、羟基化还原和甲基化作用。对于E2而言，它很快被氧化成E1，然后再进一步转化为主要的排泄物E3。一些其他极性代谢物如16-羟基-雌酮、16-表雌三醇（epiestriol）也形成并存在于尿液和粪便中。但是雌激素排泄物主要为没有活性的极性结合物，如E2、E1和E3分别以17β-雌二醇-3-葡萄糖苷酸、雌酮-3-硫酸盐和雌三醇-16-葡萄糖苷酸结合物形式排泄。但是，由于污水和城市污水处理厂中存在一些微生物，使得这些非活性的雌激素结合物发生分解，又产生活性雌激素释放到环境中。2.植物性雌激素和真菌雌激素：植物性雌激素(phytoestrogens)是一组在植物中天然存在的具有类雌激素生理活性的植物成分，是以非甾体结构为主的植物化学物质，其本身或代谢产物具有与雌激素受体结合诱导产生弱雌激素作用的效能。在人和动物的胆汁、尿液、精液、血液和粪便中均发现有植物雌激素。许多植物中（特别是豆类）含有内分泌干扰物，目前以知至少有400多种植物含具有生物活性的类雌激素物质。在人和动物的食物中发现的植物雌激素可分为两大类：异黄酮类(isoflavones)和木脂素类(lignans)。异黄酮类包括大豆黄素（又称大豆苷原或4，7二羟基异黄酮，daidzein）、芒柄花黄素（又称刺芒柄花素或7羟基-4甲氧异黄酮，formononetin）、染料木黄酮（又称金雀异黄素，genistein）、牛屎酚（又称雌马酚，equol）和拟雌内酯（又称香豆雌酚，coumestrol）。木脂素类包括肠内脂(enterolactone)、肠内二醇(enterodiol)和司可异罗叶松甘油二酯secoisolariciresinoldiglucoside)。人的食物中的植物性雌激素主要存在于豆科植物中，黄豆和其他豆科植物含有较多雌激素样物质，几乎所有豆类和豆类制品都含有异黄酮，如大豆含丰富的异黄酮，而豆芽含有拟雌内酯。即使经过加工，大部分雌激素仍留在豆制品中。除了豆类含有高浓度的植物雌激素外（100g干重大豆中含量超过84㎎），在含油种子和坚果中也含有高浓度的此类物质（100g干重亚麻子中约含370㎎）。在啤酒中已检测到异黄酮，酒和啤酒中含有来自谷、麦原料中的雌激素样物质。异黄酮在绝大多数植物组织中被发现，包括雌激素化合物染料木黄酮、大豆黄素、鸡豆黄素A(biochaninA)和芒柄花黄素(formononetin)；这些物质均在人小便中被检测出。大豆异黄酮在大豆中通常以没有活性的糖苷结合形式存在，只有经肠道菌群的葡萄糖苷酶分解后，形成非糖苷型异黄酮才具有生物活性。自然界中，鸡豆黄素A和芒柄花黄素分别是大豆黄素和染料木黄酮的前体，在肠道内经糖苷酶降解为大豆黄素、染料木黄酮。大豆黄素进一步代谢为牛尿酚和邻去甲基安哥拉紫檀素(o-desmethylangolensin)。未被肠道菌群分解的结合型异黄酮

不易被吸收而直接从胆汁分泌入肠道排出体外.大豆异黄酮大概在前10年左右用于更年期妇女雌激素补充疗法（ERT），但这种雌激素补充疗法长期应用会导致严重的副作用，如阴道不规则出血、乳腺癌或子宫内膜癌等。有实验发现大豆异黄酮中的染料木黄酮属于低毒物质表现为雌激素样作用，可引起动物的性早熟、假孕、胎盘吸收,死胎、流产及不育等生殖毒性作用。

一位妇科教授说：“凡是使用雌激素的禁忌症，也都是使用大豆异黄酮的。禁忌症包括：

雌激素水平高、有子宫肌瘤、乳腺增生以及性发育未成熟者等。而且，也应在医生的指导与监督之下使用。用中医的话来说，豆类属于‘发物’，会刺激雌激素依赖性肿瘤细胞的增生（如子宫内膜癌、乳腺癌）。”木脂素存在于谷物、水果（如草莓）、蔬菜和茶叶中，特别在亚麻仁中含量最高。肠内脂和肠内二醇由植物中的司可异罗叶松脂素(secoisolariciresinol)和罗汉松脂素(matairesinol)衍生而来，它们存在于谷物的糊粉层中。

大多数的蔬菜不含异黄酮，但却有高浓度的木脂素。十字花科的蔬菜，如绿花椰菜，除少量可以测量到的异黄酮外，含有高浓度的抗癌剂吲哚-3-甲醇(indole-3-carbinol)。苹果、李和香蕉等水果一般含有低浓度的异黄酮和木脂素。但有的水果可能例外，它们含有高浓度的异黄酮如木瓜。茶叶中约占干重7%~8%的去甲二氧愈创木酸也是一种雌激素活性物质，人参中的人参皂苷也具有类雌激素活性。植物中雌激素浓度差异很大。例如，每克（干重）豌豆和青豆分别含有0.40μg和1μg的拟雌内酯。大豆黄素(diadzein)和染料木黄酮在每克（湿重）大豆中的含量分别是22~1915μg和69~1897μg；在大多数样品中，两种异黄酮的浓度通常超过200μg/g。此外，2，4-二羟基苯甲酸内酯(resorcylicacidlactones)[包括玉米赤霉烯酮(zearalenone)和玉米赤霉烯醇(zearalenol)]是由真菌产生，经常污染谷物和玉米，它们具有雌激素作用，被称之为真菌雌激素（又称霉菌雌激素）。由玉米赤霉烯酮合成的衍生物玉米赤霉烯醇也常被用作家畜促进生长激素。这些真菌雌激素一旦进入体内，与雌激素受体结合，使雌激素依赖的基因活化发生转录，从而产生雌激素效应。3.人工合成的雌激素：合成雌激素中有些是与雌二醇结构相似的类固醇衍生物，有些是结构简单的同型物，即非甾体雌激素，它们常被作为药物使用。已烯雌酚(Diethylstibestrol,,DES)是其代表，还有已烷雌酚(hexestrol)、炔雌醇(ethinylestradiol)、炔雌醚(quinestrol)等口服避孕药和一些用于促进家畜生长的同化激素。目前从城市污水处理厂中已检测出不同浓度的上述物质.4.环境化学污染物：近几十年来发现环境中存在的许多化学污染物都有一定的雌激素活性，包括农药及其代谢产物、杀虫剂及工业化学物质等，它们来源于工农业生产所用原材料、中间产物、成品以及日用生活中使用的化学物质（如洗涤剂及表面活性剂的壬基酚）。

很多环境化学污染物都属于目前全世界关注的环境中的“幽灵”即持久性有机污染物(PersistentOrganicPollutants,POPs)，持久性有机污染物是指能够在各种环境介质（大气、水、生物体、土壤和沉积物等）中长期存在，并能通过环境介质（特别是大气、水、生物体）远距离迁移以及通过食物链、网富集，进而对人体健康和生态环境产生严重危害的天然或人工合成的有机污染物。根据POPs的定义，国际上公认POPs具有四项重要的特性：①能在环境中持久的存在，很难降解；②可生物积累富集，通过食物链对高营养等级的生物造成危害性影响；③其蒸气压大，可经过长距离迁移到达遥远的偏僻地区和极地地区；④在相应的环境浓度下可能对接触该化学物质的生物造成有害或有毒的效应。

目前在环境中已被证实的环境内分泌干扰物已有60~70余种，其中农药及其代谢物占60%以上，又以杀虫剂居多，此外，杀菌剂、除草剂也有部分有此作用。据2000年统计数据，我国每年施用农药达50万~60万吨，其中80%的农药直接进入环境。我国虽然先后已停止生产六六六、DDT、氯丹、七氯、除草醚等农药，但30年来累积使用六六六约490多万吨，比同期国际上多3倍以上；DDT约40多万吨，占国际用量的20%。我国2000年各类农药年产总量为42万吨，其中杀虫剂占77.76%，而且由于混配农药生产和农药的配伍使用，可能存在着多种环境内分泌干扰物，并起着一定的相加作用。上述这些数字表明，我国可能是内分泌干扰物污染的大国。除农药外，常见的具有环境激素活性的环境化学物质还有：环境中某些氯代芳烃或氯代环烃，如二恶英、多氯联苯；去污剂或洗涤剂中的表面活性剂，如非离子表面活性剂烷基酚聚氧乙烯醚(alkylphenolethoxylates，APEs)。某些金属如

某些金属如铅、汞、镍、镉、有机锡等均有不同程度的雌激素样作用。汽车尾气中的一些汽油燃烧产物及某些羟基化多环芳烃如3，9-二羟基苯蒽也有雌激素样作用。用于牙科修复的物质—双酚A，食品工业用的一些抗氧化剂如丁羟基茴香醚，以及塑料如苄丁基邻苯二甲酸酯和4-羟基-烷基苯酚也被列入外源雌激素或可疑雌激素。三、归趋环境环境内分泌干扰物大多数为脂溶性，化学性质稳定，其在环境中的迁移转化主要取决于其本身的性质以及环境的条件。环境内分泌干扰物包括天然雌激素及有机污染物等，它们可以通过吸附作用、挥发作用、水解作用、光解作用、生物富集和生物降解作用等过程进行迁移转化.研究环境内分泌干扰物在这些方面的迁移转化过程，有助于阐明环境内分泌干扰物的归趋和可能产生的危害

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环境内分泌干扰物在生态系统中的循环、转移主要有三条途径，即土壤途径、水体途径及空气途径。土壤途径主要通过杀虫剂的喷洒以及含内分泌干扰物垃圾的淋溶进入土壤，再由作物及牧草进入家畜及人体；水体途径主要通过水生植物及动物对土壤径流、稻田农业及工业废水中的内分泌干扰物富集再转移给鸟类、鱼类及人；空气生物富集(bioconcentration)污染物进入生物体后，将发生一系列生物化学变化，并沿着食物链在各级生物体之间传递，某些物质（尤其是一些难以降解的重金属元素或有毒物质）在传递的过程中在生物体内的浓度可逐渐增高，这种现象叫生物富集。其程度用富集系数或富集因子来表示，设该物质在环境中的浓度为Ce，在生物体中的浓度为Cb，Cb／Ce其比值即为该物质的富集系数。举例：在DDT浓度为0.00005mg/L湖水中生长的藻类物质其DDT含量为0.04mg/L、鱼为2.07mg/L、水鸟类为75.5mg/L。若以富集系数表示：

湖水→藻类→鱼类→水鸟类1

800（倍）41400（倍）

1.51×106

（倍）污染物在环境中发生富集作用必备条件：①环境化学物质易为各种生物体吸收；②进入生物体类的环境化学物质较难分解和排泄；③在生物浓集过程中多通过食物链进行；④污染物在生物体内富集和逐渐积累时，尚不会对该生物体造成致命性伤害。途径主要通过呼吸被污染了的空气，或通过牧草及作物表面的粉尘沉降再转移给家畜及人。

环境内分泌干扰物通常借助大气环流及洋流由低纬度地区转移到高纬度及极地生态系统。如PCBs在环境中是非常稳定的，它们从水挥发.由此在大气中被转送。多年对不同稳定的有机化学品在全球内沉积的观察表明，有些甚至是在被认为是很原始的地区也发现了这些物质。稳定的有机化学品，如DDT，在北美和欧洲乡村地区的浓度往往与人口稠密地区或工业区的相当或更高，这在很大程度上是由于大气对这些化合物的传送和低温压缩作用。在大气中这些化合物的沉积会发生季节性变化，并在冬天时达到沉积顶峰（冬天观察的结果为20pg/m3，而在夏天只有1pg/m3）。1991年圣劳伦斯河水中DDT的浓度在四月是最高的（平均浓度3ng/L），并一直下降直到9月。主要的DDT来源被认为是来自分水岭处冬天沉积而到春天融化的地表径流，一年中其他时候的DDT浓度一般都较低。

有机氯监测结果表明其在环境中具有持久性.有机氯化合物在环境中到处存在，

全世界90个地方树皮分析结果表明其都含有DDT、硫丹、氯丹、狄氏剂和六氯环己烷。不论地区多偏远，都发现其存在，尽管有的浓度非常低（每克液体中含有0~10ng）。虽然DDT自1973年以来在美国被禁止使用，但是从美国中西部地区的

树皮分析结果来看，其DDE（DDT的降解产物）的浓度仍为1000~10000ng/g。挥发性有机氯（如六氯环己烷,HCHs）越多，它就越容易通过大气，经蒸发由较热的地带到达较冷的地带，沉积在植物上、土壤和水中。一种名为开蓬（Kepone）的氯化杀虫剂，从1966年开始连续9年被释放于维吉尼亚中的詹姆士河河口，发现其降解非常缓慢且具有抗分解能力。1977年，开蓬在该河口的浓度范围为从河床沉淀物中的0.11μg/g到浮游动物体内的4.8μg/g.在位于从污染源到下游大约40km处开蓬积聚的最多。河床中央沉积物中，其浓度为60~200μg/g。大约42%~90%的开蓬由于在河口循环流入和季节逆流而留在水体中。其他稳定化学药品，如PCBs，也是通过大气循环及以沉降物形式进入水体中。Iwata等在1989~1990年中测定分析了HCHs、DDT、氯丹和PCBs的浓度。HCHs在北半球海洋空气和表层海水中的浓度要高于南半球，并且在靠近极地地区的浓度要高于中纬度地区。氯丹和PCBs的浓度分布较一致。

对鲑鱼的研究发现，生物迁徙是另一种更有效的迁移途径，鲑鱼可以通过洄游将海洋中的环境内分泌干扰物转移到阿拉斯加淡水湖，从而使环境内分泌干扰物浓度高出其它湖泊2倍，考虑到食物链对鲑鱼体内环境激素的富集作用，这种由生物迁徙造成的环境内分泌干扰物的再分配比大气环流及洋流具有重要的生态学意义。

由于环境内分泌干扰物不容易被生物降解，因此极易通过食物链在生态系统内进行生物富集.环境中不易测出的微量或痕量激素经过3~4个营养级的富集即可达到惊人的浓度。环境内分泌干扰物通过食物链富集，进入机体后生物半衰期较长,可在机体内长期蓄积（如二恶英类化合物半衰期平均长达7年），难以生物降解，不易排出甚至不排出。美国加利福尼亚清湖湖水中DDT浓度及北美五大湖湖水中PCB的浓度分别为6.25×10-8mol/kg、5.64×10-12mol/kg，而以鱼类为食的鸊鹈及海鸥体内这两种环境内分泌干扰物的分别为5×10-3mol/kg、1.4×10-4mol/kg，富集系数高达8×105及2.5×107。野生动物血液中的DDT含量通常为0.001ng/L，是动物正常血液雌二醇浓度的1000倍.北极地区食物链较为简单，通常由浮游植物、鱼、海豹及北极熊构成，顶位（最高营养级）捕食者北极熊以鱼类为直接或间接食物来源。最近发现，北极斯瓦尔巴特超过1%的雄性北极熊具有较明显的雌性性征，而其体内含有高浓度的DDT、PCBs及二恶英，而加拿大因纽特人体内PCBs的浓度为正常人的70倍；太平洋逆戟鲸雄性及雌性个体PCBs含量分别为251mol/kg、59mol/kg。由上述可见，大多数环境内分泌干扰物为脂溶性且不易在环境中降解。其在人体内也没有特定的代谢系统，因此容易在人体内蓄积，脂肪组织是环境内分泌干扰物蓄积的主要场所。研究表明，PCBs、DDE及多溴联苯（PBB）在体内的含量与体质指数（BMI）呈正相关，乳汁中乳脂含量与乳汁中的环境内分泌干扰物含量呈正相关；TCDD（二恶英）污染地区妇女体内的TCDD含量高于男性，这可能与妇女体内的脂肪含量等因素有关。此外，血浆、乳汁和尿液也检测出环境内分泌干扰物。第二节暴露的途径与对象一、空气、水、土壤和食物1.空气以DDT和PCB等为例来看看相关的空气监测情况。据研究报道（1999年），加拿大Resolute海湾海水及海洋空气的毒杀酚、硫丹、P,P＇-DDT和P,P‘-DDE监测结果表明：氯化莰烷，包括杀虫剂毒杀酚，在空气中的浓度为6.9pg/m3，硫丹为4.0pg/m3，，P,P＇-DDT测量浓度小于0.3pg/m3。在南半球（印度和澳洲）DDT对空气、水、农业土壤、沉积物和鱼引起的污染模式方面研究也已受到重视。在印度由于DDT的使用，空气和水中DDT浓度分别是3.5ng/m3和17.5ng/L；在澳洲DDT浓度分别是0.017ng/m3和0.17ng/L。这说明了继续使用DDT与否，所造成的影响程度迥异。

PCBs在大气中主要以蒸汽形态存在，少部分也会以微粒子形态存在。微粒形态PCBs所占比例取决于PCB所处环境温度和蒸汽压力。较低温度和蒸汽压力会使微粒形态的PCBs有较高的浓度。大气中PCBs的总数估计在10000-100000kg之间。大气中沉积的PCBs可能主要来自被PCBs污染的地表水，这些化合物能被传送数千公里而不发生变化。国外学者进行了这方面的空气监测，获得了各自的研究结果。例如，Delzell等（1994年）发现都市和乡下环境空气中PCBs的浓度有一定差别（0.13-10ng/m3），都市因为有PCBs污染源而会有较高的浓度（在污染的地方达到1.26mg/m3）。Hillery等发现20世纪90年代早期气相PCBs的浓度在五大湖地区为89-370pg/m3，而在靠近水牛城、纽约或其他工业区的地方通常要比那些较偏远的、人口较少地区高2-3倍。室内空气中PCBs浓度通常比室外的要高。在写字楼，包括研究机构和购物中心，其浓度为44-240ng/m3；有电器设施的建筑物其室内PCBs浓度为39-400ng/m3。由此可见公共建筑物室内空气中的PCBs浓度大约是室外空气的10倍。2.水

PCBs也是水体监测项目之一。美国五大湖区研究报告表明，1980年该地区环境中PCBs的浓度大约是1991年的两倍。PCBs的浓度在密西根湖开放水域中有显著的降低，该湖在1980年和1991年的浓度值分别为1.2ng/L和0.47ng/L。

在水体的（包括自来水）监测项目国外开展了很多，如水中壬基酚、双酚A和非离子表面活性剂等监测。日本环境厅从1974年开始，水体、底泥、大气和鱼类为对象，对残留在环境中的化学物质污染状况进行了全面调查，并在次年以“化学物质和环境”为题公布调查结果。其所涉及的化学物质多达760种，包括47种目前被怀疑具有内分泌干扰作用的物质，其中有12种物质在水中被检测出，见表3.3分别为：化学物质

浓度（μg/L)六苯酚双酚Aβ-HCH（六六六）六氯苯P,P＇-DDE除草醚三丁基锡三苯基锡邻苯二甲酸乙基己基脂邻苯二甲酸丁酯苯并[α]芘对硝基甲苯0.20.01-0.2680.0046-0.00850.0016-0.00450.00110.005-0.0270.003-0.0420.005-0.0884.3-6.80.21-1.40.0050.21

日本于1998年夏季在其国内对内分泌干扰的污染状况进行了一次紧急调查，其中包括对22种内分泌干扰物质在公共水域及地下水中分布调查。调查地点包括河川下游的环境基准点（100个）、湖泊等的环境基准点（5个）、农业地区.城市地区、工业地区的地下水（8个）、封闭性海域的环境基准点（17个），总计为130个点。在22种物质中，有11种被检出。而检出频率较高的是壬基酚（NP）（76%）、

环境质量基准是指环境中污染物对特定对象（人或其他生物等）不产生不良或有害影响的最大剂量（无作用剂量）或浓度。其分类按环境要素可分为大气质量基准、水质量基准和土壤质量基准等；按保护对象可分为环境卫生基准、水生生物基准、植物基准等。同一污染物在不同的环境要素中或对不同的保护对象有不同的基准值。环境质量基准和环境质量标准是两个不同的概念，前者是由污染物同特定对象之间的剂量—反应关系确定的，不考虑社会、经济、技术等人为因素，不具有法律效力；后者是以前者为依据，并考虑社会、经济、技术等因素，经过综合分析制定的，由国家管理机关颁布，一般具有法律的强制性。但二者又有密切的关系，前者是制定环境质量标准的科学依据，环境质量标准规定的污染物容许剂量或浓度原则上应小于或等于相应的基准值。双酚A（68%）、4-τ-辛基酚（62%）、邻苯二甲酸乙基己基脂（55%）及来自人畜的雌酮（61%）。我国某河流中壬基酚和非离子表面活性剂的调查结果表明，壬基酚最高为8μg/L，水体中的非离子表面活性剂浓度最高达30μg/L以上，可见其污染程度是非常严重的。另外，对某水库的水质调查结果表明，水库中含有高达1μg/L以上的阿特拉津。阿特拉津对两栖动物青蛙起作用的浓度较低,在0.1μg/L的浓度条件下，就出现雌性化现象；阿特拉津对人体的健康也存在潜在危害.人工合成化合物——烷基酚聚氧乙烯醚（APEs）已被当作内分泌干扰物对象进行研究。APEs是一组被广泛使用的表面活化剂和清洁剂。美国环保局和化学制造业者协会曾赞助了美国30条河中APE浓度研究项目。该项目研究测定了河流接纳的市政或工业废水中NP和各种不同NP的乙氧基化物（NPEs）的浓度。NPEs是一个由1-100个NP分子组成的乙氧基化物链（NPE1-NPE100）。

机体会因环境中的污染胁迫而产生过量自由基。自由基又称游离基，具有未配对的电子、原子、原子团、分子或离子，它们会攻击细胞膜，引起细胞膜发生脂质过氧化而生成脂质过氧化物(LPO)，最终导致整个细胞功能失常，基膜突变，蛋白质交联，造成细胞死亡。生物体在活性氧自由基反应引起的脂质过氧化过程中，并非处于被动受攻击状态，机体存在一套完备的抗氧化系统。该防御系统包括过氧化氢酶(CAT)、超氧化物歧化酶(SOD)、谷胱甘肽硫转移酶(GSTs)、谷胱甘肽过氧化物酶(GSH—Px)以及还原型谷胱甘肽(GSH)等物质，它们能够通过酶促和非酶促反应，解除化学诱变剂、促癌剂、脂质过氧化物和DNA氢过氧化物的毒性，保护正常细胞免受致癌和促癌因素的影响，在抗诱变、抗肿瘤以及保护细胞免受毒性化学物质的攻击中起着重要作用。大部分水样品（60%-75%）低于检出限（NP、NPE1和NPE2为0.1μg/kg，NPE3-17为1.6μg/kg）。NP、NPE1和NPE2浓度最高为1μg/kg左右；NPE3-17浓度最高为15μg/kg。沉积物样品中其浓度比较高（NP为18μg/kg，NPE为162μg/kg）。1997年，劳伦斯湖的分析结果显示，58%的地表水样品中包含0.02-7.8μg/L的4-NP。壬基酚对环境污染比较严重，它主要通过非离子表面活性剂——壬基酚聚氧乙烯醚（NPEO）在环境中生物降解产生。NPEO进入环境后，在生物作用下逐步降解，而NP成为其较为稳定的中间

产物。现今由于NPEO的广泛应用（全世界生产量大约为50万吨，而我国大约为10万吨），NP在某些水环境中残留量比较高，引起了世界各国的高度重视。一些研究者发现，水中NP浓度达10μg/L时就会引起虹鳟的生殖异常，有的学者据此按1/10的安全系数计算，建议以1μg/L作为环境标准。而世界各国的许多水体将会超过或接近这一数值。有关自来水中内分泌干扰物质的调查报告比较少。对以我国某河流作为水源的自来水中的残留量的调查结果表明，传统的自来水处理过程能有效地去除水源中大部分的长链非离子表面活性剂

.而壬基酚的去除率只有60%左右。自来水中NP的最高检出浓度高达2.7ug/L.日本卫生部对其国内25个自来水厂自来水中内分泌干扰物质进行了调查.自来水中检测出了微量(0.1ug/L以下)的邻苯二甲酸丁基酯,双酚A,酚类及苯乙烯等.德国什勒斯威格-荷尔斯泰因州自来水中发现浓度为0.001-0.002ug/l的壬基酚.3.土壤作为美国地质调查的一部分,在对所有各州鲤鱼所含污染物进行评估中,对水流和河床沉积物中的酞酸酯[包括酞酸二乙酯和软塑剂酞酸二酯和苯酚(包括烷基酚)也进行了分析.

在22个样品中,3个样品苯酚的浓度测不到;而1个样品含量超过了1000ug/kg（干重）;13个样品的浓度低于100ug/kg.1个样品酞酸酯的浓度测不到,1个样品的浓度超过了2300ug/kg(干重,南普拉特河),8个样品的浓度低于100ug/kg,12个样品的浓度在100-500ug/kg之间.对于来自五大湖和圣劳伦斯河上游的沉积物,发现66%的样品中可测量到的NP和NPEs的浓度分别超过38ug/g(干重)和6.0ug/g(干重).在美国苏必利尔(Superior)湖中岛上的Siskiwit小湖的沉积物中,二噁英浓度在1940-1970年期间最高,而这一时期是氯在工业使用最多的时期.二噁英的沉积率在1970-1983年间减少了30%,这种情况也是氯在工业中的使用状况的侧面反映.1983年,PCBs在湖中的浓度是48ng/g。威斯康星州Dark湖中沉积物中PCB的浓度在1935-1948年间为2.2ng/g,但在1962-1981年间增加到了19-20ng/g.流域较大的水体(如密西根湖)的沉积物中也表现出相同的情形;1960-1980年代间,PCBs浓度高于90ng/g。污染严重的沉积物,如来自伊利诺州靠近芝加哥沃基根港(Waukegan)的沉积物中所含PCBs超过了5000ug/g

。4.食物美国食物药品管理局(FDA)对能影响人类内分泌的杀虫剂和其他潜在食物污染物进行了检测.食物药品管理局每年会进行一次总体饮食研究,以确定杀虫剂和其他化学药品在美国的典型摄入.1986-1991年间,近5000个食物成品样品中数百种杀虫剂和其他制剂得到了分析。

根据年龄和体重来估计摄入量,结果其浓度大多低于可检出水平.基于1965-1984年间食物药品管理局的年度总饮食研究报告,青少年男性平均每日摄入DDT在1965年到达最高,为31ug;之后逐年减少到1984年的2.5ug;而PCB的摄入量在

1971年为1.4ug,之后减少到1984年的0.03ug.总饮食研究在1985-1991年间进行了4914项食物分析,DDE在16%的样品中被发现,狄氏剂为8%,林丹(hexachlorocyclobenzene)为4%。因为植物性雌激素在很多人和动物的食物中都可以找到,因为会引发不容忽视的植物性雌激素暴露.染料木黄酮,大豆黄素,芒柄花黄素和牛尿酚都存在于三叶草苜蓿中.羊的不孕症“三叶苜蓿病”可以归咎于异黄酮的浓度占干三叶苜蓿重量的5%.

对给婴儿喂以黄豆为基础配方的食品是否会成为发育过程中的暴露,以及其对健康产生的长期效应已引起关注.例如,对于动物和人类婴儿,发现给婴儿喂以黄豆为基础配方的食品与甲状腺肿(与甲状腺激素缺乏相关的甲状腺肿)有关.由于异黄酮（如染料木黄酮）的干扰作用致使甲状腺激素浓度降低，抑制甲状腺过氧化物酶活性而导致甲状腺肿．大豆植物性雌激素有抑制甲状腺激素的生物合成，在目前仍然使用的婴儿大豆配方中就含有这种物质．豆制配方中含有３２－４７ug/ml异黄酮，对于４月大婴儿而言，其每日对异黄酮暴露剂量是４.５－８.０mg/(kg.d),这个浓度比已知的在成年人中会引起激素效应的浓度高出６－１１倍．有的研究结果也表明，婴儿从豆制配方中摄入的量大约是３mg/(kg.d)，每天只对婴儿喂以谷类食物就可以增加２５％以上的异黄酮的摄入．

人母乳和奶制品配方中含有的异黄酮在检测限之下．无论母亲的食谱是怎样的，包括那些素食者和在取样前４８h内摄入大于５０g豆制品的妇女，在人母乳中都有低于检测限的植物性雌激素浓度．拟雌内酯和异黄酮在许多植物中被发现.拟雌内酯的浓度从菠菜中的０.１ug/g（干重）到大豆芽中的７１.１ug/g（干重）；在大多数蔬菜中其浓度小于１ug/g．估计饮食摄入的玉米烯酮的浓度是０.０５-0.1ug/(kg.d)．人小便分析

结果显示木酯素的排出量为7400nmol/d;异黄酮的排出量为4700-34000nmol/d.二.野生动物暴露水平美国地质普查组曾对美国25条河流中的578条雄性或雌性鲤鱼进行了监测与分析.有机氯杀虫剂在鱼体组织中的浓度范围为未检出[5-10ug/kg(湿重)]到在科罗拉多的普拉脱河南部所测得的1310ug/kg(湿重).PCB浓度从在10个位置的未检出到在马萨诸塞州休萨托尼克河中的鱼体内所测出的72000ug/kg.在美国东北部，鱼中PCB浓度是最高的，通常都超过了1000ug/kg.由于都市发展的影响，另外一个地方即靠近丹佛市的普拉脱河南部的一段区域鱼中PCB浓度也超过上述浓度。在20世纪90年代，佛罗里达阿波卡湖的爬行动物出现生殖异常现象，而这与其受到湖水中DDE的暴露有关。表3.2列出了稳定的有机氯杀虫剂（如DDT和PCBs）在各种生物体内的浓度监测结果，这些生物来自生物圈中各不同区域（包括那些偏远地区）。个别雌激素，亲雌激素或抗雌激素的PCB同类物的浓度未知或未纪录，

或是它们低于检出限。在瑞典的一项研究中，Andersson等（1988年）发现在鱼掠食者机体中DDT和PCBs的浓度最高.在鱼的可提取脂肪中浓度是0.14-57ug/g,在食鱼鸟(如海鸠)的肌肉中浓度是5.5-400ug/g.在高营养级水平鸟的蛋中为20-835ug/g,在海豹中为1.7-66ug/g.PCB在食鱼的鸟的肌肉中浓度0.7-24ug/g,在高营养水平鸟的蛋中为34-987ug/g,在海豹中为1.9-75ug/g.

许多调查者研究了环境内分泌干扰物的地理分布模式.Kannan等(1995年)调查了亚洲的热带和亚热带许多地区鱼残骸中有机氯杀虫剂的浓度.

同其他研究一样,研究者所报告的PCB浓度在靠近主要都市的地区较高,如澳大利亚都市中为21-32ng/g(湿重),乡村为2.4-7.6ng/g.不过,其中有一些具有稳定性的化学物质即使在偏远地区其浓度仍较高.动物在食物链中的位置和化学药品在生物中的半衰期能反映出浓度大小情况.最高层食肉动物(如鲸和北极熊)和含有丰富脂肪的生物也包括在内.在较偏远的区域中其DDT浓度不断升高,如同在都市被发现的一样.它反映了在为控制疟疾蚊而进行的消灭疟疾行动中对DDT的继续使用.同样这种模式或许也促使了此区域人体内DDT浓度的升高.在热带国家DDT是被发现的主要有机氯杀虫剂[含0.43-28ng/g(湿重)组织],然而另几种有机氯杀虫剂(PCBs和六氯化苯)的浓度相对较低.其原因被认为是由于PCBs和DDT挥发性较高,使其更多被大气传送至气候较冷的地区而不是停留在释放源附近.三、人体暴露(一)人体内源激素和一般暴露

类固醇激素,如皮质固醇,雄性激素和雌性激素是被垂体腺体反馈控制的.因此,当内源类固醇激素浓度上升时,垂体反馈信号传给内分泌器官(如肾上腺或性腺),通过垂体激素停止产生或释放内源类固醇,或刺激释放相反的激素.这种对内源激素响应的自我平衡控制是保持适宜激素浓度的关键.在男性和女性机体中都有重要的内源激素产物.人体中内源雌激素浓度在短时间内变化非常快.血液中雌激素可以在pg/ml低浓度下具有活性,浓度随女性生殖周期改变,对于男性也存在波动.据研究,如表3.3所示,成年男性和青春期前的男孩和女孩的雌二醇含量在0.08-40pg/ml之间.非孕妇会产生60-700pg/ml的雌二醇;如此大的差异缘自于生殖周期.雌激素浓度在孕期会急剧上升,对于怀孕的妇女其可达到500-15000pg/ml.

国外其他类似研究得出,在女性月经周期时雌二醇的循环浓度范围为10-175pg/ml,在卵泡后期会达到最高浓度.孕酮(又称黄体酮)浓度范围从小于1ng/ml到10ng/ml.对雌酮和雌二醇浓度的研究表明这两种激素在绝经前妇女的卵泡期都在50pg/ml.然而妇女绝经后其浓度为10-30pg/ml.在正常成年表3.3人体内源雌激素水平来源雌激素水平（pg/ml）

来源

雌激素水平（pg/ml）

青春期前女孩青春期前男孩成年男子

0.6±0.60.08±0.215-40非怀孕妇女怀孕妇女

60-700500-15000男子血液中雌酮和雌二醇浓度与那些绝经后的妇女的相似.

对于一些已报告有激素活性的化学物质,人体每日暴露情况国外已有评估.表3.4中评估的暴露是依据了一些假定,其中的一些很可能会过高评估了暴露,如在饮水或饮食摄取方面.另一些假设会高估或低估这些介质潜在的生物活性.在平衡时,体内脂肪中DDT比其他大多数天然雌激素更具有持久性.如表3.3和表3.4所示,存在着雌激素药物暴露与具有雌激素活性环境化合物暴露,这两种暴露之间有着数量级的差异.虽然许多暴露值是过分简单化假设的结果,但它们说明了对内分泌干扰物估计暴露的一些重要观点.首先,往往某一途径暴露即构成对总剂量的主要贡献.通过食物的口入暴露通常大于其他暴露,这与日常对含有合成内分泌干扰物的鱼大量摄入和一些人(如素食者)对含有植物性激素植物增长的消费分不开.其次,对于环境化学物质暴露,吸入途径一般不会对剂量有大的贡献.另有研究报道,假定一个人56%的时间在室外度过,而44%在室内(这多估了室外时间),则城市中人们在不同的环境介质下对PCBs的暴露就可以定量化(表3.5).这一暴露评估并没有考虑饮食方面的摄入情况,表3.5人体PCBs暴露估测环境介质PCB浓度环境介质暴露量吸收率%PCBs暴露量ug/d土壤0.015ug/g0.05g/d500.000375室外空气9.63ng/m313m3/d430.054室内空气100ng/m3

10m3/d430.41饮用水＜20ng/L2L/d50＜0.02总计0.48而对于PCB而言这方面的摄入情况非常重要.食物中PCBs的暴露从1971年的6.9ug/d下降到1989年的0.05ug/d.加上食物途径暴露和其他途径暴露即可得到每天总暴露,1971年每天为0.11ug/kg,到了1989年每天为0.008ug/kg,降低了13.8倍.1972-1983年间在美国经对从手术病人和尸体上取来的人类脂肪组织分析,发现95.3%的美国人达到PCBs可检测浓度,28.9%的PCBs高于1ug/g,而5.1%的浓度高于3ug/g.浓度随年龄增大而增大,小于14岁的孩子只有不到成人一半的浓度,这可能是1976年PCBs禁用的结果.

Foster等(2002)通过采用GC/MS方法测定分析怀孕妇女羊水来定量监测她们受环境内分泌干扰物暴露的程度,结果发现175位妇女羊水样品中有25%检测出p,p′-DDE,其平均值为0.15ng/ml;96.2%的样品中检测出有植物性雌激素染料木黄酮和或大豆黄酮,平均值分别为0.94ng/ml和1.08ng/ml.(二)高风险人群暴露一般来说,与内分泌干扰物接触工作或其食物中有很高浓度内分泌干扰物的人会受到很高剂量的暴露.生活在重污染地区的人们也会经历高于平均水平的暴露.尽管许多合成内分泌干扰物已经不在一些国家的市场上出现,但其中一些仍然会在其他国家(如发展中国家等地)被生产出来.因此,其生产者、废物处理者和一般人群都仍然会持续这种暴露.即使对于再也不会被制造出的内分泌干扰物,人们仍会暴露于早期的产品.例如,尽管PCBs在美国再也不被生产,但从老的电子设备中仍然可以发现它们,仍然有工作人员等照常暴露其中.

以下几种内分泌干扰物对人群的高暴露尤为突出.1.杀虫剂

杀虫剂是常列举的内分泌干扰物.据研究报道,有机氯杀虫剂DDT、硫丹、狄氏剂和乙烯菌核利都具有激素模拟或激素抑制活性.杀虫剂暴露有各不相同的路径.一些暴露途径认为是主动的,例如某些混合、装载或使用杀虫剂的人通过皮肤或吸入暴露.另一些暴露则是不知情的,例如食用了残留有杀虫剂的食物.杀虫剂喷雾在空气中飘移会对邻近地区造成无意的暴露。2.合成化学制品

暴露于合成化学品也会受到潜在激素活性的威胁.除上述杀虫剂外,一些有机氯化学品也有潜在激素活性.2,3,7,8,-四氯二苯-p-二噁英(TCDD)、卤代二苯二噁英、二苯呋喃以及PCBs均有环境持久性;一些同类物在低浓度时有毒性,其他则具有激素(甲状腺、抗雌激素)活性.这些

化合物均已在环境介质中检测到.

同样具有可测到的激素活性的合成化学品很多.双酚A(BAP)就是其中的一个例子.双酚A是美国生产的前50种化学品之一,在1995年有16亿多磅的产品被生产出来.由于BPA在食品包装材料上的广泛使用,它的安全性问题受到极大关注.双酚A是一种可塑剂,是生产聚碳酸树脂和环氧树脂的重要原料,这些原料常应用于制作各种食物容器和饮料

罐,如可回收的盛水、牛奶的容器,包括婴儿奶瓶.由BPA制造的最终产品包括聚碳酸酯塑料制品、附着剂、保护涂层、汽车透镜、建材、光学透镜、热纸、纸涂层以及电子器件的包覆材料等.

由于这此应用而产生了PBA暴露,其潜在危害已有研究.据报道,PBA可从具有环氧的罐和饮料容器迁移到容器中液体里.BPA可以在受热情况下从塑料中溶出,

并存在于食品中.有报道指出BPA的雌激素活性为E2的0.2%.

美国塑料工业协会（SPI）起初发现食物罐中BPA浓度范围为未检出(<5ng/g)到121ng/g,平均值为63ng/g。在对食物消费方式和食物样式(与容器类型相关)因素方面分析数据进行了假设的基础上,SPI计算出一个最坏情形的暴露.假定BPA在饮料中的残留量是5ng/g,在其他食物中是37ng/g。这一评估的结果是总饮食浓度为2.1ng/g。根据与饮食摄入（3000g/d）和体重（60kg）相关的假设，计算出了一个最坏情形的对BPA口入式暴露量为6.3ug/d或0.105ug/(kg.d)。另一组具有潜在BPA暴露的产品是树脂基质的牙齿和复合物。这些产品适用于密封和修复牙齿.Olea等（1996年）作了一个研究，大约50mg的密封剂用于18个对象的牙齿。1h后，在实验对象的唾液中检测BPA和其他物质，结果发现BPA有90－931ug.这一小时的暴露比最坏情形的对食物罐的每天暴露（9.6ug/d）高10－100倍。有人可能会认为，使用后的第一个小时的暴露是相当极端的，因为它显露了1h内总的应用剂量的0.2%－2%。这一释放并不能持续长久，因为树脂会在2天内脱落。3.治疗介质育龄妇女和绝经妇女可能对雌激素性化合物产生主动暴露。常用口服避孕药是口服活性雌激素.雌激素性化合物可用作日用避孕药，用于激素替代疗法和用作性生活后紧急避孕药。性生活后紧急避孕药的剂量是一般口服避孕药剂量的数倍。许多绝经后妇女接受了不同形式雌激素替代物治疗。雌酮和雌二醇可能通过皮肤被等量吸收。雌酮通过口服的吸收是雌二醇的2－4倍。50－200mg/d的雌激素暴露对降低绝经妇女骨流失是非常有效的。Shoff等认为通过食用高含量植物性雌激素食物，尤其是黑面包，可转而影响绝经妇女睾丸激素浓度。每一种雌激素药物暴露是设计用来产生预期的效果。在医生的指下使用激素，可以掌握剂量并观测效果。与其他环境内分泌干扰物暴露相比，药物暴露是可以控制的。

4.食物中内分泌干扰物在前面已简述了食物暴露监测方面的情况，以下则是人体高暴露方面的相关内容。由前述可知,具有类雌激素性物质不只限于那些合成物质等。大量植物雌激素和真菌雌激素也表现出雌激素活性。尽管这些物质常划为“弱”雌激素，但当摄入一定量后这些物质能影响内分泌系统。植物性雌激素暴露及其在血液中的浓度水平主要由食物决定。西方一成年人的饮食通常含有低量的黄豆苷和5，7，4－三羟基异黄酮（＜15nmol/L）。摄入较多的植物性雌激素会导致不良后果。以大豆食物喂养4月大婴儿，其血浆中染料木黄酮和黄豆苷浓度分别达到2.55μmol/L和1.2μmol/L,这已高于日本成年人饮食普通摄入量。美国一家负责有毒物质与疾病登记的机构1999年曾对居住在北美五大湖区居民的PCB暴露进行了一次全面评价。他们发现食用五大湖区鱼的人体内PCB的负荷比一般美国人高2－4倍，另外，血液中PCB浓度与个人食用五大湖区鱼的量有关.每年食用少于6磅鱼的个人其血液中PCB浓度的几何平均数为6.8ug/kg，而那些每年食用超过24磅鱼的个人其PCB在血液中浓度高达19ug/kg。北美五大湖区鱼体内PCB浓度较高。有的妇女吃过这鱼，有的没有，她们脐带血中PCBs分析结果表明，所有妇女脐带血中PCB平均浓度约为1.0ug/kg。但是，对吃过此区鱼的妇女，她们新生儿脐血PCBs的绝对浓度更高，其浓度与孕期饮食有关。在食用了五大湖区鱼的妇女乳汁中PCB浓度几乎是对照组的两倍。母亲的乳液被认为是哺育期妇女的排泄物。人奶哺乳是育儿的重要暴露模式。有机氯在脂肪中趋于浓缩，而乳汁中有3.3%的脂肪。有机氯在奶中浓度会有很大不同，

这依赖于母亲的暴露。胎儿的暴露剂量取决于其母亲的暴露情况。调查人员检查了居住在极地地区人的食物引起的暴露（简称食物暴露），尤其是那些食用具有高动物脂肪的人们。那么，这样的人群会对食物中有机氯有较高的暴露，因为这些化学物在极地地区有更高的浓度，而且这些化学物会通过食物链产生蓄积。一项研究比较了来自北极圈东部巴芬岛因纽特妇女和来自北极圈西部SahtuDene/Metis妇女食物暴露情况。因纽特妇女的食物中以环斑海豹肉、鲸脂、海象、和独角鲸鲸脂居多，

而对于SahtuDene/Metis妇女食物则以驯鹿、鲑鱼和鸭子居多。因纽特妇女每日过多摄入了氯丹相关的化合物和毒杀酚，经常摄入过量的狄氏剂和PCBs。因纽特妇女每天平均摄入24.2ug的DDT，而SahtuDene/Metis地区妇女每天平均摄入量仅为0.51ug.一些研究结果表明因纽特妇女体内有机氯浓度高于来自魁北克南部城市高加索妇女.DDE在因纽特和高加索人乳汁脂肪中的平均值分别为1212ng/g和336ng/g.在因纽特和高加索母亲乳汁中PCB总浓度分别为1052ng/g和157ng/g.食物分析结果表明北极熊脂肪中总PCB浓度为7002ng/g,白鲸鲸脂、海豹脂、北极红点鲑肌肉的总PCB浓度

分别为1002ng/g、527ng/g和52ng/g。这些数据显示了不同食物所引起的暴露，由此可以解释因纽特人体内之所以含有高浓度有机氯的原因。人体可以通过消化道、呼吸道、皮肤接触等途径暴露环境内分泌干扰物。此外，静脉滴住、透析治疗使用的医用塑料制品可将塑料添加剂成分释放并进入病人血液中，人工合成的脂溶性化合物大多具有环境内分泌干扰物效应，它们能在动物和人体脂肪组织中长期滞留，每个人都可能由于以往的暴露或正在摄入而承受一定的环境内分泌干扰物负荷。植物雌激素的化学结构与人体内源性雌激素或合成雌激素的结构相似图3.2，如17ß－雌二醇、己烯雌酚。它们两个－OH基之间的距离与17ß－雌二醇两个－OH基之间的距离相似，这是其与雌激素受体结合力强的重要因素。大豆异黄酮带有两个或三个羟基和芳香环，此结构相对稳定，易于通过细胞膜，并利于和受体蛋白以及酶结合，与雌激素相似的结构特点使异黄酮能够与雌激素受体（ER）结合，从而表现出雌激素活性和抗雌激素活性。至于异黄酮在细胞和体内最终表现为何种活性，主要由其局部浓度、性别、内源性雌激素水平以及组织器官的ER水平决定。异黄酮的雌激素活性很弱，一般仅为雌二醇的1×10－3－1×10－5倍;当异黄酮浓度较高时，可与雌激素竞争ER，从而表现为抗雌激素活性。它们的作用不是全部经雌激素受体起作用，也影响一些酶的活性、蛋白的合成、细胞的增生、血管生长、钙离子的传送、Na+-K+-ATP酶活性、生长因子的作用、脂质氧化、血管平滑肌细胞和细胞的分化。它们对生理和病理均有着一定的影响。目前认为日常摄入量对成人可能尚不至于造成机体内蓄积，

可能还有一些有益的保健作用。适量植物性雌激素有利于人体健康，可降低乳腺癌、心血管疾病、绝经后骨质疏松以及更年期潮热的发病率。但是长期接触异源