生物测试方法：评估EDCs影响

目前对EDCs的检测方法可分为化学分析和生物测试两大类。此两者侧重点不同：化学分析关注典型污染物在环境中的浓度水平，通过对目标化合物的分析定量，测定其环境含量；生物测试关注污染物的整体生物效应，测试化合物或混合物样品针对具体受试生物和测试终点的干扰效应和毒性表现。

化学分析主要采用液相或气相色谱与质谱联用检测目标化合物浓度。随着仪器更新和方法学的发展，检测限越来越低，导致越来越多的痕量EDCs可在样品中被检出。然而化学检测的局限性在于其关注的目标化合物种类是有限的，而环境中EDCs数量繁多，能被鉴别出的化合物可能只占其中很少部分，使我们忽略了仪器不能检测到的未知污染物的存在和毒性效应［10］。此外，化合物的毒性强弱差异很大，两种环境浓度相似的化合物可能有一种具有强毒性效应，而另一种的毒性弱得可以忽略，单纯由化学分析获得的浓度数据无法提供毒性方面的信息。目前已有许多国际标准化学分析方法对化学品进行定性定量分析和安全评价。但是化学品安全评价的最终目的是保护生态系统和人类健康，生物效应应该是主要关注的目标，因此毒性和生态风险评估是化学品使用和管理中的一个不可或缺的部分。

在活体生物测试中，受试动物暴露于不同浓度的EDCs中，之后检测它们与内分泌和生殖相关的、不同水平和过程的生理改变，以此直接表征污染物的内分泌干扰活性和生态毒理效应。活体生物测试能够提供生物体长期暴露在低浓度EDCs中可能发生的毒性效应和生理变化信息，其结果也最容易外推到人类。水中容易汇集环境污染物，因此水生生物被较多地开发作为生物标志物。另外，作为哺乳类的模式生物，大鼠也经常被用作EDCs活体检测，以最大程度地模拟EDCs对人类的暴露情况，并分析其不良效应。(www.xing528.com)

然而随着化学品数量的快速增长，实验周期长、成本较高的活体测试方法已不能满足毒理学安全评价的需要。近年来，西方发达国家出于动物权益保护的考虑提出了3R原则，即Reduction（减少动物使用）、Replacement（发展替代方法）和Refinement（完善实验程序），其中发展离体测试技术进行替代是实施3R原则的重要途径。和整体动物实验相比，离体测试具有快速、灵敏、高效等特点，可测定多种生物学效应并大量减少动物的使用，通常作为大量化学品的快速筛选手段。因此，发展体外测试技术作为前期筛选、以减少毒性评价中动物的使用是今后化学品毒性评价的发展趋势。

EDCs的离体测试主要包括竞争性受体结合实验、酵母筛选实验、细胞增殖实验、荧光素酶基因表达实验等。受体结合试验用来测试配体和某特定受体的亲和力，如研究较多的ER的两个亚型（ERα和ERβ）针对不同化合物具有不同的结合能力［11］。酵母筛选实验是检验各种受体干扰物应用较多的方法，利用检测酶反应生成物的吸光度判断化合物的受体结合强度。随着20世纪90年代新配体-受体理论的提出，酵母筛选也从单杂交技术向双杂交方向发展。EDCs筛选中使用最多的细胞增殖试验是人乳腺癌细胞MCF-7增殖试验（E-Screen），雌激素或雌激素类物质可刺激MCF-7的增殖，因此通过比较测试组和对照组的细胞数量即可确定受试样品的雌激素效应强度［12］。前列腺癌细胞PC3增殖试验用来测试雄激素效应，是利用了雄激素和雄激素类似物可刺激PC3生长分裂的原理［13］；大鼠垂体瘤细胞株GH3增殖试验（T-Screen），用来筛查甲状腺激素效应。荧光素酶基因表达实验是通过诱导细胞表达荧光素酶检测受试物的激素效应［14］。以ER-CALUX法为例，在暴露于雌激素物质后，细胞中生成的荧光素酶可激发荧光素底物发出荧光，荧光强度即可表征化合物或样品的雌激素活性［15］。