為什么美國還沒有全面禁用APEO

陳榮圻

烷基酚聚氧乙烯醚APEO 是一類重要的非離子表面活性劑，其中以壬基酚聚氧乙烯醚（NPEO）最多，占APEO 的80%以上；其次是辛基酚聚氧乙烯醚（OPEO），占15%以上；十二烷基聚氧乙烯醚（DPEO）和二壬基酚聚氧乙烯醚（DNPEO）各占1%左右。所以APEO中大部分是NPEO和OPEO。

APEO 具有良好的潤濕、滲透、乳化、分散、洗滌和增溶作用，廣泛用于洗滌劑、個人護理和日用化工、紡織染整、造紙、石油、冶金、農藥、制藥、印刷、合成樹脂、合成橡膠和塑料等工業。主要用作洗滌劑，其次是紡織印染助劑。用作紡織印染助劑中的前處理劑如精煉劑、潤濕劑、滲透劑，具有良好的潤濕和滲透性；后整理劑中一些疏水性的化學品以APEO作為乳化劑，使產品處于乳化狀態，便于應用。

1 APEO的毒性和低生物降解代謝物的毒性

APEO 有一定的急性毒性，NPEO（EO=9～10）的半致死量LD50為1 600 mg/kg，為低毒物質。隨著EO數減少，毒性增加［1-2］。所有表面活性劑對魚類的急性毒性 LC50都在 1～15 mg/L，NPEO9～10的 LC50為 4 mg/L，可見對魚類的毒性較大［3］。對水生細菌和藻類的毒性以ECO50表示，是指24 h 內對水生細菌和藻類運動的抑制程度。表面活性劑的ECO50一般在1～67 mg/L，NPEO9～10的ECO50為42 mg/L。

NPEO9的初始降解速率很快，其EO 鏈被生物降解，形成保留1～2個EO的NPEO，即NPEO2和NPEO1，毒性隨著EO 數減少而升高，而且被氧化為NPEC2和NPEC1［4-5］，短鏈 EO 物的生物代謝物為短鏈 EO 羧酸化合物。NPEO2和NPEO1對魚、無脊柱動物、海藻和微生物的急性毒性為4 600～14 000 μg/L［6］，根據美國環境保護署（EPA）制定的標準屬中等毒性。NP 的急性毒性為17～3 000 μg/L，屬最高或者很高毒性［7］，并且EPA 于1997年將NP 列為雌性激素的生殖毒性化合物。NPEO9的最初生物降解率只有4%～80%，其生物降解過程如下：

OPEO的生物降解代謝物與NPEO完全相同。

NPEO9的生物降解物NPEO2和NPEO1及其氧化降解物NPEC2和NPEC1的毒性都超過NPEO9，它們的最終降解物均為NP，碳鏈的環形結構難以進一步降解為二氧化碳和水。EPA 在1997年提出的70 種屬環境激素的化學物質中就有NP 和OP［8］。也有報道稱NPEO2和 NPEO1具有類似于 NP 的雌性激素效應［9］。環境激素可以侵入人體，產生類似雌性激素的作用，是危害人體正常激素分泌的化學物質，能導致精子數量減少，生殖器官出現異常，已成為包括人類在內的所有生物的天敵。大量研究證明，有些化學物質會產生上述結果［8］。

NPEO 是由NP 和環氧乙烷加成而得，反應分為兩個階段：烷基酚在強堿催化下與等物質的量的環氧乙烷發生加成反應，產物堿性不如烷基酚，直到全部烷基酚轉化成加成物后才開始第二階段即環氧乙烷的聚合反應。理論上APEO產物中幾乎沒有未反應的烷基酚［10］。因此，APEO中出現的烷基酚（NP或OP）大都是在廢水池或河流中生物降解造成。

2 歐洲有關APEO的限用或禁用法規

歐洲限用APEO由來已久，早在20世紀80年代，東北大西洋海洋環境保護公約（OSPAR公約）就提出優先控制15 類化學物質中的第12 類即壬基酚聚氧乙烯醚（NPEO）及其相關化學品［11］。對于當時爭議頗多的APEO，雖然沒有法規，但已有非正式協議對其生產和使用加以限制：（1）德國于 1986年 12月 31日提出，家用、通用洗滌劑工業停止使用APEO；（2）澳大利亞（雖是非歐洲國家，但是英聯邦成員國）出臺的從1987年開始停用APEO 的非正式協議；（3）法國于1987年12月24日出臺非正式協議，規定使用生物降解率高于90%的非離子表面活性劑［實際上是脂肪醇聚氧乙烯醚（FEO）］取代NPEO；（4）丹麥于1988年 2月規定，至 1988年底，80%的 NPEO 由可生物降解的FEO 取代，20%的NPEO 于1989年底完成取代；（5）挪威于2000年底停止使用APEO；（6）瑞士、荷蘭、葡萄牙、瑞典、西班牙都對APEO 停用和取代有非正式協議。這些歐洲國家有關非正式協議都集中在應用APEO的洗滌劑上。

正式具有法律效力是在2003年6月18日，歐盟頒布2003/53/EC指令，規定從2005年1月17日起，對APEO的使用、流通、排放作了相應的限制。限定若化學品及其制劑中的APEO 及AP 質量分數高于0.1%（1 000 mg/kg），則該化學品或制劑不能用于紡織品和皮革加工、造紙工業、化妝品、殺蟲劑和生物殺滅劑等的配方中。實際上這些非正式協議或指令都是在各種制品上對APEO實施禁用或限用。

2002年5月15日，歐共體理事會通過了“關于制定共同體紡織產品生態標簽規范并修訂1999/178/EC法規的決議”，同時頒布了Eco-Label 紡織品規范，即2002/371/EC 法規，自 2002年 6月 1日起生效。該法規禁用包括APEO 在內的7 個化學品，在Eco-Label 標簽上注明“降低了水污染，限制了危害性物質，覆蓋了產品全部生產鏈”。由此可以看到，歐洲有關APEO的禁用法規第一次涉及水污染。

以上非正式協議和法規都出自歐洲各國及歐盟，但都是在最終產品上禁用或者限用，沒有涉及APEO 的生物降解代謝物，最多是最終代謝物NP 和OP。至于中間代謝物NPEO1和NPEO2以及氧化降解物NPEC1和NPEC2未見蹤影。缺失的國家是美國，曾于2011年預言2014年將出臺APEO 禁令，但至今未見實施。現在可知毒性最大的是生物降解代謝物而非APEO，而美國是實用主義國家，需要視確切的證據才會有法規。中國強制性標準GB 4287—2012《紡織染整工業水污染物排放標準》中的污染物項目也缺失APEO。

目前有關APEO 的危害性聚焦于APEO 的生物降解性及其代謝物。

表面活性劑的生物降解在歐盟有較為完整的指令性規則，立法已逾30年，但是直到近年才對化學品生物降解環境影響進行關注，并有“經濟合作與開發組織”頒布的準則［12］，在OECD 301B和OECD 301F方法的基礎上，檢測NPEO 的中間降解代謝物NPEO1、NPEO2、NPEC1、NPEC2和NP的最終降解能力。

歐盟第一個關于洗滌劑的生物降解指令73/404/EEC規定生物降解率必須達到90%，之后發布的關于非離子型表面活性劑的指令82/242/EEC 指出，環保型表面活性劑必須具有80%的最初生物降解率，但是APEO都未達標。

表面活性劑的最初生物降解率表征表觀生物降解，不能代表表面活性劑被生物降解成什么代謝物。這些代謝物已經喪失表面活性劑原來的性質，一般會繼續生物降解，直至原始分子全部消失，都轉化成CO2和H2O，這才是最終生物降解。NEPO9的最初生物降解率為4%～80%，NPEO2為4%～40%，都沒有達到指令82/242/EEC的要求［13-14］。

有機化合物的有機碳不可能百分之百降解為CO2，因為在生物降解過程中，微生物合成新細胞以及形成可溶性有機物中間體，均需耗費一小部分有機碳。而NPEO9和NPEO2的有機碳去除率只有8%～17%，均未達到BASF 公司有關綠色環保表面活性劑有機碳去除率應大于70%的規定［13-14］。

3 生物降解的基本原理［15］

生物降解性是指某污染物可以被生物降解的程度，大多是針對有機污染物而言。顯然生物降解性與許多因素有關，特別是污染物特征，微生物對污染物的適應性也非常重要，一種特殊的污染物只有特殊的微生物才能降解。

某些難降解污染物如NPEO 可能在一種微生物作用下不能被降解，但在另一種微生物作用下可以發生一定程度的降解，生成一種代謝物，而這種代謝物又不能在這一微生物作用下完全降解，需要另一種微生物作用才能繼續降解，使得生物降解過程更為復雜。因此，需要在多種微生物存在下才能使生物降解繼續下去。所以NPEO本身及其代謝物的微生物降解有其特殊性。

除了微生物對污染物有影響，污染物對微生物的作用也會影響污染物的生物降解性。例如有些污染物及其代謝物對微生物有毒，而且毒性使得微生物喪失降解能力。另外，污染物的毒性大小與污染物質量濃度有關。在低質量濃度時毒性較小，微生物仍能發揮降解作用，且降解作用隨污染物質量濃度的增加而下降，并在某個質量濃度下使微生物完全喪失降解能力。也有污染物因分子結構特異而不能被微生物降解。

對于一個特定的微生物群落，當其處于內源代謝時，所消耗氧的速率基本上是一個常數。向這個內源代謝的微生物群落中加入一種外源污染物，如果該生物系統的耗氧速率有明顯增加，表明這種外源污染物可以生物降解，而且耗氧速率變化的程度還能表征生物降解的難易程度。如果該生物系統在加入外源污染物后其耗氧速率沒有增加，則表明該外源污染物不具有生物降解性。

生物降解都是由酶的催化完成的。而酶與污染物的結合是污染物可被酶催化降解的第一個關鍵步驟。酶的活性中心具有特定的空間構象，如果污染物的空間構象正好與酶的活性中心的空間構象相吻合，則兩者在空間上具有親和力。酶與污染物結合后生成一種復合的中間產物，中間產物生成的過程就是酶對污染物進行激活后相互作用的過程。經過激活過程，污染物可能在分子結構上發生某種變化或者部分降解。酶將被激活或者從降解的污染物中釋放出來，形成一種新的酶促反應產物，酶又恢復原來的性狀，進行新一輪的酶促反應。污染物與酶蛋白質的親和力是酶與污染物結合的必要性質。如污染物的疏水性可能成為酶促反應的控制過程，也就是說，這些疏水性污染物要再進一步發生酶促反應而降解的可能性下降。眾所周知，酶有專一性，一種酶只對某一污染物有效，而對另一種污染物無效。

APEO 中（EO）n的n越大，可能使酶在空間構象上能適應大分子的較少，因此降解越慢。對具有不同烷基酚聚氧乙烯醚的APEO，Karasa 等認為長鏈烷基比短鏈烷基難降解，帶支鏈的烷基比直鏈烷基難降解［16］。碳鏈環型結構（APEO結構中的苯環）更難降解。

表面活性劑降解是指表面活性劑在環境因素作用下分子結構發生變化，從對環境有害的表面活性劑分子逐步轉化成對環境無害的CO2和H2O。完整的生物降解一般分成3步：（1）初級降解，表面活性劑的母體結構消失。例如NPEO9降解為低EO 數的NPEO2和 NPEO1，再氧化分解為 NPEC2和 NPEC1，這些化合物繼續生物降解為NP；（2）次級降解，降解得到的產物不再導致環境污染；（3）最終降解，表面活性劑完全轉化為CO2和H2O（在有氧環境下）。

4 為什么美國至今還沒有全面禁用APEO

不論在哪個行業，APEO 在每個功能性工藝過程中都是物理作用，并非化學作用。故自一開始投入APEO 到完成功能后的APEO，分子結構沒有變化。NPEO9的各種分解產物（NPEO2、NPEO1、NPEC2、NPEC1和NP）都是在自然環境下通過生物降解而得到的毒性更大的分解物［17］。

20 世紀80年代開始，歐洲各國發布在有關清潔用品中禁止使用NPEO 的協議和法規的原因是80年代有報道在實驗室中發現NPEO 生物降解緩慢且不完全，其實這些結論都是NPEO初級降解生成更毒的降解產物。但接著在美國就出現了相反的結論，認為NPEO的生物降解是在大自然有氧環境下完成的，所以歐洲在實驗室得到的結論，美國認為這不是一個確鑿的證據。于是美國的NPEO 生產者于1987年在“化學制造者協會”中建立了一個“CHEMSTAR”的部門來進行研究［18-19］。其中“烷基酚和乙氧基化合物”工作小組與EPA 達成協議，關于NP 對環境的影響進行了一系列實驗。所有的環境監控研究檢測了河流中的NP 和NPEO，包括生物降解代謝物NPEO2、NPEO1和NPEC2、NPEC1的存在和分布。

4.1 NPEO及其降解代謝物對河流中有機體的影響

在自然環境下，流動的河水處于有氧狀態，所取樣品的真實性較高。NP 是毒性最大的NPEO 降解代謝物，在6.7～14.0 μg/L下，NP的作用使最敏感的水中有機體發生中毒，當NP 的質量濃度為34 200 μg/L時，可以使寄居在河流沉積物中的有機體中毒。實際上NP 在河水中的最高質量濃度為0.64 μg/L，只有使水中有機體中毒質量濃度的1/10，在河流沉積物中測得的最高質量濃度為2 960 μg/L，大大低于使有機體中毒所需的質量濃度。說明在流動的河水中含有大量的微生物及其產生的可與污染物結合的各種酶，使NPEO可以高度生物降解為CO2和H2O，NPEO的各種生物降解代謝物幾乎不會在水中、沉積物中或水中的有機體內積累，也不會對環境造成危害。

4.2 NPEO及其降解代謝物在河流中的分布狀況

美國EPA 提供的河流調查資料顯示，美國共有68 000條河流，除去沒有廢水排入及不能流動的河流和湖泊，還有約5 000條河流，從中選出30條典型的、可能含有NPEO 位于污水排放下游河區的河流進行取樣［20-21］。根據統計學基礎，如果30 條河流中都沒有高質量濃度的NPEO及其生物降解代謝物，那么可以認為，全美有高質量濃度NPEO及其生物降解代謝物的河流不到10%。測定中，每次從河水流動方向的橫截面提取3～4 個水樣和2～3 個沉積物樣品，提取樣品時間不超過兩周，采樣后用冰包裹并空運至實驗室進行測試（約有300個水樣和80個沉積物樣品）。

在這30 條河流中，NP、NPEO1和NPEO2具有相似的分布形式。大約70%樣品中的NP 和NPEO1無法檢出，60%樣品中的NPEO2在檢出限下。另一河流90%樣品中的NP 和NPEO1質量濃度≤0.3 μg/L，90%樣品中的NPEO2質量濃度≤0.4 μg/L。最高值分別為：NP 0.64 μg/L，NPEO10.60 μg/L，NPEO21.2 μg/L。更高級的NPEO3～17綜合檢出限＞1.6 μg/L，其中75%的樣品低于檢出限，最高值為15 μg/L。在其他一些美國河流中，NPEC1和NPEC2的質量濃度從無法檢出到13.5 μg/L，而NPEC3和NPEC4均無法檢出［22］。

在這30 條河流中，大部分沉積物樣品都可檢出NP和NPEO1。71%樣品中的NP質量濃度＞2 960 μg/L，56%樣品中的NPEO1質量濃度＞2 300 μg/L。沉積物中的最高質量濃度標準為：NP 2 960 μg/L，NPEO1175 μg/L。另一河流90%樣品中的NP質量濃度為390 μg/L，NPEO1質量濃度為 600 μg/L。說明NPEO 的最終生物降解代謝物NP均達標，而NPEO1均未達標。這條河流中的NPEO1還有部分沒有繼續完全生物降解。

單獨考察每條河流而不是每個樣品，這30 條河流中的 20 條具有最低級別的 NPEO［23］。有 2/3 的河流實質上并沒有NPEO及其生物降解代謝物［19］。

總結這30條河流取樣點：（1）水中和沉積物中可忽略NPEO 的河流占37%；（2）存在較高質量濃度NPEO的河流占13%；（3）存在較低質量濃度NPEO的河流占23%；（4）水中可忽略，沉積物中有較低質量濃度NPEO的河流占27%。

美國政府的污水處理機構（STPs）對密集的造紙廠和居民區附近的河流進行研究發現，冬季和夏季所排放的NPEO、NP 平均質量濃度分別為5 和1～14 μg/L。在造紙廠污水處理裝置流出物中，NP的質量濃度從無法檢出到21 μg/L，平均為4 μg/L；NPEC1～4的質量濃度從無法檢出到約100 μg/L，平均為50 μg/L，而在處理前為1 270 μg/L［24］。

關于水體中的NPEO質量濃度，北美和歐洲也有報道。在加拿大密集工業區附近的水體中，NP、OP 的質量濃度從76%（大部分）無法檢出到0.92 和0.084 μg/L［25］，NPEO1和 NPEO2的質量濃度從無法檢出到10 μg/L。在加拿大河流的沉積物中，NP 的質量濃度為170～72 000 μg/L（已達到美國的最高標準34 200 μg/L），NPEO1和NPEO2的質量濃度從無法檢出到大約 17 μg/L［26］。

在意大利4 個水體中測得的NPEO 質量濃度為0.64～4.30 μg/L［27］。在意大利的污水處理機構研究中，Dicorcia測得NP的質量濃度為0.7～9.7 μg/L［28］。

以美國30 條河流取樣所得數據折算，有機碳去除率可達 92.5%～99.8%［22］。OECD 的 301B 和 301F 方法是模擬活性淤泥和有沉積的河流中酚環發生斷裂進行數據折算的［29］。

事實證明過去的很多結論是在實驗室數據基礎上得到的，這些數據不能作為野外環境下對NPEO及其生物降解代謝物的評定依據［30］。大自然環境下的河流中有無數的微生物群落，還有無數種類的酶。而酶化生物降解是關鍵步驟，酶又有專一性，因此在有氧條件下可以將NPEO 及其生物降解代謝物絕大部分轉化為CO2和H2O。這是實驗室無法模擬的。所以美國至今都沒有全面禁用APEO的禁令。

綠色和平組織（CPI）于 2011年 4～5月在 13 個國家采購了15個國際知名品牌的78件服裝，我國有28件樣品檢測出APEO超出歐盟2003/53/EC規定。當時美國還沒有限用APEO 的法規，但是據悉已規劃至2014年將全面禁用APEO，我國于2012年發布的強制性印染廢水法規GB 4287—2012 也缺失APEO。筆者曾于當年撰文呼吁建立限用APEO的國家標準［31］。據悉，為了環境安全，美國EPA曾于2010年計劃在洗滌劑行業限用NPEO，并且在紡織行業采用自主削減（Stewardship）方式限用NPEO。

為了保證人們的生活品質和環境質量，為了促進表面活性劑、洗滌劑和紡織工業的發展，筆者曾于2001年建議對NPEO及其降解物對生物體的毒性、降解性進行研究，并制定相應的使用和排放標準［32］。

本研究用了很大篇幅敘述生物降解代謝物，特別是美國的河流測試結果顯示NPEO 的生物降解代謝物質量濃度很低，也即生物降解率大大高于實驗室測試結果，但仍然不可忽視NPEO 及其原料NP 和環氧乙烷都是有害化學品的事實。化學反應除了酸堿反應外，很少能100%完全反應，在最終產品中必然殘留未洗除的NPEO 和NP。美國于2010年被迫接受在洗滌劑和紡織品上限用NPEO（也包括OPEO），但仍然沒有全面禁用APEO，原因是APEO 并未對環境造成實質性危害，這一觀點與歐洲各種有關APEO的法規相左。

5 APEO的測試方法

針對紡織品、服裝和紡織助劑中的APEO，目前仍沒有國際標準的測試方法，其難點是如何將紡織品上的APEO提取出來。雖然中國國家質量監督檢驗檢疫總局制定了兩份推薦性標準測試方法，即SN/T 1850.1—2006 和 SN/T 1850.2—2006 缺失的提取方法也是測試的難點。如何提取，用什么有機溶劑，兩個標準測試方法都是用傳統的甲醇索氏提取法。甲醇是親水性溶劑，只能萃取親水性的APEO9～10，而對于疏水性的 APEO1～5和AP（即NPEO1～5、NP或OP）則較困難。但現在常用混合APEO，例如疏水性的氨基硅油要制成水溶性的微乳液，要用一種疏水性的乳化劑（APEO1～5）和另一種親水性的乳化劑（APEO9～10）復配成混合乳化劑。在一定的工藝條件下制備微乳液時，首先是疏水性乳化劑與氨基硅油形成膠束，然后在親水性乳化劑存在下實施轉相。這種混合型表面活性劑的HLB值必須與被乳化的氨基硅油的HLB值相似甚至相同。用這種氨基硅油微乳液對紡織品進行柔軟整理后，如用以上兩個測試方法在兩個第三方檢測機構進行檢測，結果往往不同甚至大相徑庭，目前各國都在深入研究。所以，至今尚無國際公認的標準檢測方法，這也可能是美國還沒有全面禁用APEO的主要原因。

APEO 生物降解代謝物的檢測，難點是其為微克級。由于烷基酚和烷基酚聚氧乙烯醚的揮發性較差，高分子質量的APEO 適合用液相色譜，特別是用HPLC-MS-MS，二級質譜比單級質譜的精確度和準確度更好［33］。但由于 MS 儀器價格昂貴，2001年前很少有人提及HPLC-MS-MS 檢測APEO 及其生物降解代謝物。隨著科研水平的提高，APEO 及其生物降解代謝物的檢測也取得了很大的進步，檢測不僅僅局限于AP、APEO、短鏈的APEO和APEC［34-36］。Yoong K等利用 HPLC-ESI-MS-MS 測定廢水中的 AP、APEO 及其生物降解代謝物APEO1～2及APEC1～2，APEC1～2檢測限可達1.2～9.6 ng/L，長鏈APEO檢測限為0.1～4.1 ng/L［37］。至于美國用什么方法檢測其境內30 條河流中的APEO，他們在報告中并沒有提及。