为什么美国还没有全面禁用APEO

陈荣圻

烷基酚聚氧乙烯醚APEO 是一类重要的非离子表面活性剂，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 具有良好的润湿、渗透、乳化、分散、洗涤和增溶作用，广泛用于洗涤剂、个人护理和日用化工、纺织染整、造纸、石油、冶金、农药、制药、印刷、合成树脂、合成橡胶和塑料等工业。主要用作洗涤剂，其次是纺织印染助剂。用作纺织印染助剂中的前处理剂如精炼剂、润湿剂、渗透剂，具有良好的润湿和渗透性；后整理剂中一些疏水性的化学品以APEO作为乳化剂，使产品处于乳化状态，便于应用。

1 APEO的毒性和低生物降解代谢物的毒性

APEO 有一定的急性毒性，NPEO（EO=9～10）的半致死量LD50为1 600 mg/kg，为低毒物质。随着EO数减少，毒性增加［1-2］。所有表面活性剂对鱼类的急性毒性 LC50都在 1～15 mg/L，NPEO9～10的 LC50为 4 mg/L，可见对鱼类的毒性较大［3］。对水生细菌和藻类的毒性以ECO50表示，是指24 h 内对水生细菌和藻类运动的抑制程度。表面活性剂的ECO50一般在1～67 mg/L，NPEO9～10的ECO50为42 mg/L。

NPEO9的初始降解速率很快，其EO 链被生物降解，形成保留1～2个EO的NPEO，即NPEO2和NPEO1，毒性随着EO 数减少而升高，而且被氧化为NPEC2和NPEC1［4-5］，短链 EO 物的生物代谢物为短链 EO 羧酸化合物。NPEO2和NPEO1对鱼、无脊柱动物、海藻和微生物的急性毒性为4 600～14 000 μg/L［6］，根据美国环境保护署（EPA）制定的标准属中等毒性。NP 的急性毒性为17～3 000 μg/L，属最高或者很高毒性［7］，并且EPA 于1997年将NP 列为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%，其生物降解过程如下：

OPEO的生物降解代谢物与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的毒性都超过NPEO9，它们的最终降解物均为NP，碳链的环形结构难以进一步降解为二氧化碳和水。EPA 在1997年提出的70 种属环境激素的化学物质中就有NP 和OP［8］。也有报道称NPEO2和 NPEO1具有类似于 NP 的雌性激素效应［9］。环境激素可以侵入人体，产生类似雌性激素的作用，是危害人体正常激素分泌的化学物质，能导致精子数量减少，生殖器官出现异常，已成为包括人类在内的所有生物的天敌。大量研究证明，有些化学物质会产生上述结果［8］。

NPEO 是由NP 和环氧乙烷加成而得，反应分为两个阶段：烷基酚在强碱催化下与等物质的量的环氧乙烷发生加成反应，产物碱性不如烷基酚，直到全部烷基酚转化成加成物后才开始第二阶段即环氧乙烷的聚合反应。理论上APEO产物中几乎没有未反应的烷基酚［10］。因此，APEO中出现的烷基酚（NP或OP）大都是在废水池或河流中生物降解造成。

2 欧洲有关APEO的限用或禁用法规

欧洲限用APEO由来已久，早在20世纪80年代，东北大西洋海洋环境保护公约（OSPAR公约）就提出优先控制15 类化学物质中的第12 类即壬基酚聚氧乙烯醚（NPEO）及其相关化学品［11］。对于当时争议颇多的APEO，虽然没有法规，但已有非正式协议对其生产和使用加以限制：（1）德国于 1986年 12月 31日提出，家用、通用洗涤剂工业停止使用APEO；（2）澳大利亚（虽是非欧洲国家，但是英联邦成员国）出台的从1987年开始停用APEO 的非正式协议；（3）法国于1987年12月24日出台非正式协议，规定使用生物降解率高于90%的非离子表面活性剂［实际上是脂肪醇聚氧乙烯醚（FEO）］取代NPEO；（4）丹麦于1988年 2月规定，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、荷兰、葡萄牙、瑞典、西班牙都对APEO 停用和取代有非正式协议。这些欧洲国家有关非正式协议都集中在应用APEO的洗涤剂上。

正式具有法律效力是在2003年6月18日，欧盟颁布2003/53/EC指令，规定从2005年1月17日起，对APEO的使用、流通、排放作了相应的限制。限定若化学品及其制剂中的APEO 及AP 质量分数高于0.1%（1 000 mg/kg），则该化学品或制剂不能用于纺织品和皮革加工、造纸工业、化妆品、杀虫剂和生物杀灭剂等的配方中。实际上这些非正式协议或指令都是在各种制品上对APEO实施禁用或限用。

2002年5月15日，欧共体理事会通过了“关于制定共同体纺织产品生态标签规范并修订1999/178/EC法规的决议”，同时颁布了Eco-Label 纺织品规范，即2002/371/EC 法规，自 2002年 6月 1日起生效。该法规禁用包括APEO 在内的7 个化学品，在Eco-Label 标签上注明“降低了水污染，限制了危害性物质，覆盖了产品全部生产链”。由此可以看到，欧洲有关APEO的禁用法规第一次涉及水污染。

以上非正式协议和法规都出自欧洲各国及欧盟，但都是在最终产品上禁用或者限用，没有涉及APEO 的生物降解代谢物，最多是最终代谢物NP 和OP。至于中间代谢物NPEO1和NPEO2以及氧化降解物NPEC1和NPEC2未见踪影。缺失的国家是美国，曾于2011年预言2014年将出台APEO 禁令，但至今未见实施。现在可知毒性最大的是生物降解代谢物而非APEO，而美国是实用主义国家，需要视确切的证据才会有法规。中国强制性标准GB 4287—2012《纺织染整工业水污染物排放标准》中的污染物项目也缺失APEO。

目前有关APEO 的危害性聚焦于APEO 的生物降解性及其代谢物。

表面活性剂的生物降解在欧盟有较为完整的指令性规则，立法已逾30年，但是直到近年才对化学品生物降解环境影响进行关注，并有“经济合作与开发组织”颁布的准则［12］，在OECD 301B和OECD 301F方法的基础上，检测NPEO 的中间降解代谢物NPEO1、NPEO2、NPEC1、NPEC2和NP的最终降解能力。

欧盟第一个关于洗涤剂的生物降解指令73/404/EEC规定生物降解率必须达到90%，之后发布的关于非离子型表面活性剂的指令82/242/EEC 指出，环保型表面活性剂必须具有80%的最初生物降解率，但是APEO都未达标。

表面活性剂的最初生物降解率表征表观生物降解，不能代表表面活性剂被生物降解成什么代谢物。这些代谢物已经丧失表面活性剂原来的性质，一般会继续生物降解，直至原始分子全部消失，都转化成CO2和H2O，这才是最终生物降解。NEPO9的最初生物降解率为4%～80%，NPEO2为4%～40%，都没有达到指令82/242/EEC的要求［13-14］。

有机化合物的有机碳不可能百分之百降解为CO2，因为在生物降解过程中，微生物合成新细胞以及形成可溶性有机物中间体，均需耗费一小部分有机碳。而NPEO9和NPEO2的有机碳去除率只有8%～17%，均未达到BASF 公司有关绿色环保表面活性剂有机碳去除率应大于70%的规定［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，大多是针对有机污染物而言。显然生物降解性与许多因素有关，特别是污染物特征，微生物对污染物的适应性也非常重要，一种特殊的污染物只有特殊的微生物才能降解。

某些难降解污染物如NPEO 可能在一种微生物作用下不能被降解，但在另一种微生物作用下可以发生一定程度的降解，生成一种代谢物，而这种代谢物又不能在这一微生物作用下完全降解，需要另一种微生物作用才能继续降解，使得生物降解过程更为复杂。因此，需要在多种微生物存在下才能使生物降解继续下去。所以NPEO本身及其代谢物的微生物降解有其特殊性。

除了微生物对污染物有影响，污染物对微生物的作用也会影响污染物的生物降解性。例如有些污染物及其代谢物对微生物有毒，而且毒性使得微生物丧失降解能力。另外，污染物的毒性大小与污染物质量浓度有关。在低质量浓度时毒性较小，微生物仍能发挥降解作用，且降解作用随污染物质量浓度的增加而下降，并在某个质量浓度下使微生物完全丧失降解能力。也有污染物因分子结构特异而不能被微生物降解。

对于一个特定的微生物群落，当其处于内源代谢时，所消耗氧的速率基本上是一个常数。向这个内源代谢的微生物群落中加入一种外源污染物，如果该生物系统的耗氧速率有明显增加，表明这种外源污染物可以生物降解，而且耗氧速率变化的程度还能表征生物降解的难易程度。如果该生物系统在加入外源污染物后其耗氧速率没有增加，则表明该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。而酶与污染物的结合是污染物可被酶催化降解的第一个关键步骤。酶的活性中心具有特定的空间构象，如果污染物的空间构象正好与酶的活性中心的空间构象相吻合，则两者在空间上具有亲和力。酶与污染物结合后生成一种复合的中间产物，中间产物生成的过程就是酶对污染物进行激活后相互作用的过程。经过激活过程，污染物可能在分子结构上发生某种变化或者部分降解。酶将被激活或者从降解的污染物中释放出来，形成一种新的酶促反应产物，酶又恢复原来的性状，进行新一轮的酶促反应。污染物与酶蛋白质的亲和力是酶与污染物结合的必要性质。如污染物的疏水性可能成为酶促反应的控制过程，也就是说，这些疏水性污染物要再进一步发生酶促反应而降解的可能性下降。众所周知，酶有专一性，一种酶只对某一污染物有效，而对另一种污染物无效。

APEO 中（EO）n的n越大，可能使酶在空间构象上能适应大分子的较少，因此降解越慢。对具有不同烷基酚聚氧乙烯醚的APEO，Karasa 等认为长链烷基比短链烷基难降解，带支链的烷基比直链烷基难降解［16］。碳链环型结构（APEO结构中的苯环）更难降解。

表面活性剂降解是指表面活性剂在环境因素作用下分子结构发生变化，从对环境有害的表面活性剂分子逐步转化成对环境无害的CO2和H2O。完整的生物降解一般分成3步：（1）初级降解，表面活性剂的母体结构消失。例如NPEO9降解为低EO 数的NPEO2和 NPEO1，再氧化分解为 NPEC2和 NPEC1，这些化合物继续生物降解为NP；（2）次级降解，降解得到的产物不再导致环境污染；（3）最终降解，表面活性剂完全转化为CO2和H2O（在有氧环境下）。

4 为什么美国至今还没有全面禁用APEO

不论在哪个行业，APEO 在每个功能性工艺过程中都是物理作用，并非化学作用。故自一开始投入APEO 到完成功能后的APEO，分子结构没有变化。NPEO9的各种分解产物（NPEO2、NPEO1、NPEC2、NPEC1和NP）都是在自然环境下通过生物降解而得到的毒性更大的分解物［17］。

20 世纪80年代开始，欧洲各国发布在有关清洁用品中禁止使用NPEO 的协议和法规的原因是80年代有报道在实验室中发现NPEO 生物降解缓慢且不完全，其实这些结论都是NPEO初级降解生成更毒的降解产物。但接着在美国就出现了相反的结论，认为NPEO的生物降解是在大自然有氧环境下完成的，所以欧洲在实验室得到的结论，美国认为这不是一个确凿的证据。于是美国的NPEO 生产者于1987年在“化学制造者协会”中建立了一个“CHEMSTAR”的部门来进行研究［18-19］。其中“烷基酚和乙氧基化合物”工作小组与EPA 达成协议，关于NP 对环境的影响进行了一系列实验。所有的环境监控研究检测了河流中的NP 和NPEO，包括生物降解代谢物NPEO2、NPEO1和NPEC2、NPEC1的存在和分布。

4.1 NPEO及其降解代谢物对河流中有机体的影响

在自然环境下，流动的河水处于有氧状态，所取样品的真实性较高。NP 是毒性最大的NPEO 降解代谢物，在6.7～14.0 μg/L下，NP的作用使最敏感的水中有机体发生中毒，当NP 的质量浓度为34 200 μg/L时，可以使寄居在河流沉积物中的有机体中毒。实际上NP 在河水中的最高质量浓度为0.64 μg/L，只有使水中有机体中毒质量浓度的1/10，在河流沉积物中测得的最高质量浓度为2 960 μg/L，大大低于使有机体中毒所需的质量浓度。说明在流动的河水中含有大量的微生物及其产生的可与污染物结合的各种酶，使NPEO可以高度生物降解为CO2和H2O，NPEO的各种生物降解代谢物几乎不会在水中、沉积物中或水中的有机体内积累，也不会对环境造成危害。

4.2 NPEO及其降解代谢物在河流中的分布状况

美国EPA 提供的河流调查资料显示，美国共有68 000条河流，除去没有废水排入及不能流动的河流和湖泊，还有约5 000条河流，从中选出30条典型的、可能含有NPEO 位于污水排放下游河区的河流进行取样［20-21］。根据统计学基础，如果30 条河流中都没有高质量浓度的NPEO及其生物降解代谢物，那么可以认为，全美有高质量浓度NPEO及其生物降解代谢物的河流不到10%。测定中，每次从河水流动方向的横截面提取3～4 个水样和2～3 个沉积物样品，提取样品时间不超过两周，采样后用冰包裹并空运至实验室进行测试（约有300个水样和80个沉积物样品）。

在这30 条河流中，NP、NPEO1和NPEO2具有相似的分布形式。大约70%样品中的NP 和NPEO1无法检出，60%样品中的NPEO2在检出限下。另一河流90%样品中的NP 和NPEO1质量浓度≤0.3 μg/L，90%样品中的NPEO2质量浓度≤0.4 μg/L。最高值分别为：NP 0.64 μg/L，NPEO10.60 μg/L，NPEO21.2 μg/L。更高级的NPEO3～17综合检出限＞1.6 μg/L，其中75%的样品低于检出限，最高值为15 μg/L。在其他一些美国河流中，NPEC1和NPEC2的质量浓度从无法检出到13.5 μg/L，而NPEC3和NPEC4均无法检出［22］。

在这30 条河流中，大部分沉积物样品都可检出NP和NPEO1。71%样品中的NP质量浓度＞2 960 μg/L，56%样品中的NPEO1质量浓度＞2 300 μg/L。沉积物中的最高质量浓度标准为：NP 2 960 μg/L，NPEO1175 μg/L。另一河流90%样品中的NP质量浓度为390 μg/L，NPEO1质量浓度为 600 μg/L。说明NPEO 的最终生物降解代谢物NP均达标，而NPEO1均未达标。这条河流中的NPEO1还有部分没有继续完全生物降解。

单独考察每条河流而不是每个样品，这30 条河流中的 20 条具有最低级别的 NPEO［23］。有 2/3 的河流实质上并没有NPEO及其生物降解代谢物［19］。

总结这30条河流取样点：（1）水中和沉积物中可忽略NPEO 的河流占37%；（2）存在较高质量浓度NPEO的河流占13%；（3）存在较低质量浓度NPEO的河流占23%；（4）水中可忽略，沉积物中有较低质量浓度NPEO的河流占27%。

美国政府的污水处理机构（STPs）对密集的造纸厂和居民区附近的河流进行研究发现，冬季和夏季所排放的NPEO、NP 平均质量浓度分别为5 和1～14 μg/L。在造纸厂污水处理装置流出物中，NP的质量浓度从无法检出到21 μg/L，平均为4 μg/L；NPEC1～4的质量浓度从无法检出到约100 μg/L，平均为50 μg/L，而在处理前为1 270 μg/L［24］。

关于水体中的NPEO质量浓度，北美和欧洲也有报道。在加拿大密集工业区附近的水体中，NP、OP 的质量浓度从76%（大部分）无法检出到0.92 和0.084 μg/L［25］，NPEO1和 NPEO2的质量浓度从无法检出到10 μg/L。在加拿大河流的沉积物中，NP 的质量浓度为170～72 000 μg/L（已达到美国的最高标准34 200 μg/L），NPEO1和NPEO2的质量浓度从无法检出到大约 17 μg/L［26］。

在意大利4 个水体中测得的NPEO 质量浓度为0.64～4.30 μg/L［27］。在意大利的污水处理机构研究中，Dicorcia测得NP的质量浓度为0.7～9.7 μg/L［28］。

以美国30 条河流取样所得数据折算，有机碳去除率可达 92.5%～99.8%［22］。OECD 的 301B 和 301F 方法是模拟活性淤泥和有沉积的河流中酚环发生断裂进行数据折算的［29］。

事实证明过去的很多结论是在实验室数据基础上得到的，这些数据不能作为野外环境下对NPEO及其生物降解代谢物的评定依据［30］。大自然环境下的河流中有无数的微生物群落，还有无数种类的酶。而酶化生物降解是关键步骤，酶又有专一性，因此在有氧条件下可以将NPEO 及其生物降解代谢物绝大部分转化为CO2和H2O。这是实验室无法模拟的。所以美国至今都没有全面禁用APEO的禁令。

绿色和平组织（CPI）于 2011年 4～5月在 13 个国家采购了15个国际知名品牌的78件服装，我国有28件样品检测出APEO超出欧盟2003/53/EC规定。当时美国还没有限用APEO 的法规，但是据悉已规划至2014年将全面禁用APEO，我国于2012年发布的强制性印染废水法规GB 4287—2012 也缺失APEO。笔者曾于当年撰文呼吁建立限用APEO的国家标准［31］。据悉，为了环境安全，美国EPA曾于2010年计划在洗涤剂行业限用NPEO，并且在纺织行业采用自主削减（Stewardship）方式限用NPEO。

为了保证人们的生活品质和环境质量，为了促进表面活性剂、洗涤剂和纺织工业的发展，笔者曾于2001年建议对NPEO及其降解物对生物体的毒性、降解性进行研究，并制定相应的使用和排放标准［32］。

本研究用了很大篇幅叙述生物降解代谢物，特别是美国的河流测试结果显示NPEO 的生物降解代谢物质量浓度很低，也即生物降解率大大高于实验室测试结果，但仍然不可忽视NPEO 及其原料NP 和环氧乙烷都是有害化学品的事实。化学反应除了酸碱反应外，很少能100%完全反应，在最终产品中必然残留未洗除的NPEO 和NP。美国于2010年被迫接受在洗涤剂和纺织品上限用NPEO（也包括OPEO），但仍然没有全面禁用APEO，原因是APEO 并未对环境造成实质性危害，这一观点与欧洲各种有关APEO的法规相左。

5 APEO的测试方法

针对纺织品、服装和纺织助剂中的APEO，目前仍没有国际标准的测试方法，其难点是如何将纺织品上的APEO提取出来。虽然中国国家质量监督检验检疫总局制定了两份推荐性标准测试方法，即SN/T 1850.1—2006 和 SN/T 1850.2—2006 缺失的提取方法也是测试的难点。如何提取，用什么有机溶剂，两个标准测试方法都是用传统的甲醇索氏提取法。甲醇是亲水性溶剂，只能萃取亲水性的APEO9～10，而对于疏水性的 APEO1～5和AP（即NPEO1～5、NP或OP）则较困难。但现在常用混合APEO，例如疏水性的氨基硅油要制成水溶性的微乳液，要用一种疏水性的乳化剂（APEO1～5）和另一种亲水性的乳化剂（APEO9～10）复配成混合乳化剂。在一定的工艺条件下制备微乳液时，首先是疏水性乳化剂与氨基硅油形成胶束，然后在亲水性乳化剂存在下实施转相。这种混合型表面活性剂的HLB值必须与被乳化的氨基硅油的HLB值相似甚至相同。用这种氨基硅油微乳液对纺织品进行柔软整理后，如用以上两个测试方法在两个第三方检测机构进行检测，结果往往不同甚至大相径庭，目前各国都在深入研究。所以，至今尚无国际公认的标准检测方法，这也可能是美国还没有全面禁用APEO的主要原因。

APEO 生物降解代谢物的检测，难点是其为微克级。由于烷基酚和烷基酚聚氧乙烯醚的挥发性较差，高分子质量的APEO 适合用液相色谱，特别是用HPLC-MS-MS，二级质谱比单级质谱的精确度和准确度更好［33］。但由于 MS 仪器价格昂贵，2001年前很少有人提及HPLC-MS-MS 检测APEO 及其生物降解代谢物。随着科研水平的提高，APEO 及其生物降解代谢物的检测也取得了很大的进步，检测不仅仅局限于AP、APEO、短链的APEO和APEC［34-36］。Yoong K等利用 HPLC-ESI-MS-MS 测定废水中的 AP、APEO 及其生物降解代谢物APEO1～2及APEC1～2，APEC1～2检测限可达1.2～9.6 ng/L，长链APEO检测限为0.1～4.1 ng/L［37］。至于美国用什么方法检测其境内30 条河流中的APEO，他们在报告中并没有提及。