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環境荷爾蒙-壬基苯酚殘留調查及其對雄鯉魚生理效應之研究

王正雄 張小萍 黃壬瑰 李宜樺 王世冠 洪文宗 陳珮珊

摘 要

目標:本研究在調查環境荷爾蒙化學物質-壬基苯酚在台灣河川水質及底泥之環境殘留,並探討其對雄鯉魚之內分泌干擾生理效應。方法:本研究於台灣40條河川採得107個水樣,及其中6條河川採得19個底泥樣品,以密閉容器盛裝攜回實驗室內,以毛細管柱氣相層析質譜儀,檢測分析水樣及底泥樣品中所含之壬基苯酚濃度。此外,並在實驗室內,將雄鯉魚以壬基苯酚暴露二週,觀察四週,再以酵素免疫分析法檢測魚體血漿中之卵黃前質濃度,據以探討對生物之內分泌干擾生理效應。結果:台灣40條河川河水壬基苯酚平均檢出率54.2%,陽性樣品平均濃度4.87 μg/L0.89-50.0 μg/L);以南部河川較為嚴重,其檢出率77.4%,陽性樣品平均濃度7.54 μg/L1.08-50.0 μg/L)。底泥平均檢出率在6條河川為74 %,陽性樣品平均濃度2,625 μg/kg dry wt250-8,580 μg/ kg dry wt);北部河川比南部嚴重。但可能由於微生物好氧細菌分解之差別,各河川、河段變異極大。雄鯉魚於壬基苯酚暴露後第二週即發現血漿內之卵黃前質濃度明顯增加(8.21-12.22 μg/mL),約為空白對照組之8倍;第四週為5.38-75.36 μg/mL,其中餵飼處理者為空白對照組之46倍,壬基苯酚確具干擾生物內分泌生理效應。結論:台灣地區由於衛生下水道普及率偏低,含非離子界面活性劑之清潔劑所衍生之壬基苯酚,已形成台灣河川嚴重污染,宜加強源頭管制,並加速衛生下水道之建設。含壬基苯酚之洗碗精,使用時如沖洗不淨,可能殘留隨飲水、食物進入人體而被吸收,不可不慎。

關鍵字:環境荷爾蒙、外因性內分泌干擾物質、壬基苯酚

本報告刊登於臺灣公共衛生雜誌2001,Vol.20,No.3:202-215.

 

 

Residues Survey of Nonylphenol and Its Biological Effect on Male Carp

Objectives:The purpose of this research was to survey the residual nonylphenol, one of the endocrine disruptors, in rivers and sediments in Taiwan.The potential endocrine disrupting effect on male carp was also investigated. MethodsA total of 107 water samples from 40 rivers and 19 sediment samples from 6 rivers in Taiwan were collected for measuring nonylphenol using capillary GC/MSD. USEPA 525.2 method was adapted for treating water samples and the ROC-EPA method NIEA R815.20B for sediment samples. As for the fish assay: male carps were exposed to nonylphenol for two weeks and followed up for four weeks. Vitellogenin in fish plasma was examined using enzyme-linked immunosorbent assay (ELISA) for the evaluation of biological endocrine disruption effect. Results: Nonylphenol was detected in 54.2% water samples with an average concentration of 4.87 μg/L , in the range of 0.89 to 50.0μg/L. The detectable rate was the highest for rivers of southern Taiwan (77.4%) with an average concentration of 7.54 μg/L, in the range of 1.08 to 50.0 μg/L. In the sediment of six rivers, the chemical was found in 74% samples with an average concentration 2625 μg/kg dry wt, in the range of 250 to 8580 μg/kg dry wt. The detected concentrations varied among rivers and among different sections in a river. For fishes that exposed to water with 40 μg /L nonylphenol, vitellogenin in study fish plasma, ranged from 8.21 to 12.2 μg/mL was about eight times higher than that of controls, by two-week follow-up. After four weeks,the vitellogenin contents rised to 5.38-75.4 μg/mL. For fishes fed with nonylphenol,the vitellogenin level was 46-times higher than for control group. Conclusion: These data suggest that nonylphenol in river water and commercial detergents has a potential harmful impact on the environment and public health in Taiwan.

Key words: Endocrine disrupting substance, Environmental hormone, Nonylphenol

 

 

 

 

高等動物(包括人類)內分泌腺分泌合成之固醇類荷爾蒙(Steroid hormone)隨血液循環分布全身,當到達作用標的器官,即與細胞核內的受體(Receptor)結合,啟動DNA合成功能蛋白質,而發揮各組織器官的生理功能。但如有某些種化學物質,其分子結構擬似於動物體內分泌產生之激素-類固醇荷爾蒙,則此等物質一旦經由環境介質進入動物體後,即與激素受體(Hormone receptor)錯誤結合,使得體內的基因控制系統,接受錯誤的指令,進而干擾動物體之代謝、行為、生殖及性別分化等生理作用。此等化學物質稱之為「外因性內分泌干擾物質」(Endocrine disrupting substances簡稱EDS),日本則概稱之為「環境荷爾蒙」(Environmental hormones)[1]。Sonnenschein & Soto[2]依其干擾之機制分為四類:(1)假性荷爾蒙(2)抑制荷爾蒙之作用(3)干擾荷爾蒙之合成或代謝(4)干擾荷爾蒙受體之合成與代謝。某些含非離子界面活性劑-壬基酚聚乙氧基醇(Nonylphenol polyethoxylates, NPEOs)之清潔劑,其分解代謝產物壬基苯酚(Nonylphenol, NP)之結構式,近似於雌性荷爾蒙,當它進入雄性動物體後,即具有假性荷爾蒙作用,將使雄性動物雌性化。

據Blackburn & Waldock[3] 在英國河川之調查報告,NP之殘留濃度曾高達330μg/L;Jobling等[4]則在英國廢污水處理廠之排放口下流處,發現許多兼具兩性特徵之中性魚(Intersex fish),而其下游,此種雄魚雌性化之中性魚竟高達100%,其精子數目極低,且含有偏高之卵黃前質(Vitellogenin,Vtg)。Jobling等推斷此種異常之生理現象,可能與污水裡的NP有關,將影響河川之生態環境,造成魚類族群之瀕臨絕種。NP如經由環境介質進入人體,則可能招致內分泌系統之干擾。White等[5]早在1994年即報告NP能引起魚、鳥、人之激素雌性化、基因轉錄(Gene transcription)甚至於促進人類乳癌細胞之生長。Legler等[6]以小鼠之肝細胞及人體T 470乳癌細胞檢測青春激素之受體時,亦證實NP具有極強之哺乳動物及人類假性荷爾蒙作用(Pseudo-estrogens)。其實歐盟部分會員國早在1980年代已禁止NPEOs使用於家庭清潔劑配方,其後逐步淘汰,2000年代以後將全面禁用於工業洗滌劑[7];英國環境部更建議歐盟應訂定NPEOs之環境品質標準[8]。丁和吳[9]曾報導台灣淡水河等五條主要河川水質所含NP之濃度範圍為0.4-2.4 μg/L。雖低於誘導雄魚分泌卵黃前質之臨界值(10 μg/L),但卻廣布於各河川,且其濃度普遍高於美國、歐洲。凌[10]鑑於環境荷爾蒙可透過飲用水、土壤底泥、日用品接觸等管道進入生物體;建議建立生物檢定技術,尋覓本土性之生物指標。本調查研究係廣泛調查台灣四十條河川環境受NP污染之程度,並於實驗室內以NP處理雄鯉魚,檢測魚體卵黃前質之濃度,驗證NP對魚類之內分泌干擾生理效應,進而討論其對國人健康之可能影響。

材 料 與 方 法

一、河川水體NP之環境殘留調查

(一)採樣計畫及萃取方法

1、河川水質:採樣地點為台灣本島選取40條河川(分布如圖一),於2000

年4至7月進行採集。採樣時以暗褐色之1000mL採樣瓶, 於河川採樣

點盛裝水樣至滿溢,隨即蓋緊瓶蓋,攜回實驗室,以4℃冷藏。水樣先

以Envi-18管柱進行固相萃取。萃取管柱先依序以經formic acid(25mM)

修飾之methylene chloride-methanol (9:1,v/v)、methanol試劑水流洗。水

樣須以濃鹽酸調節酸鹼值至pH=3,每公升水樣再加5mL之methanol後

,混合均勻。蠕動馬達以768 mbar/hPa 每分鐘12轉速度,萃取水樣3

小時。其後以經formic acid(25mM) 修飾之methylene chloride-methanol

(9:1,v/v)流洗管柱,收集洗液於試管。將試管以水浴微微加熱至40℃, 吹

氮濃縮至乾後溶入1000μL之dichloromethane,以待上機分析。

2、河川底泥:採樣地點包括東港溪上下游5站、高屏溪上下游4站、中

港溪中、下游各一站、客雅溪中、下游各一站、以及二仁溪、淡水河

下游各一站,共採得19件底泥樣品。採樣時使用Ekman Birge 抓斗採

樣器於各採樣點,進行底泥表層採集。每一採樣點抓取三次,並將採得

之底泥置於不袗淺盤中,加以混拌至目視完全均勻為止,再取樣裝瓶;

濕底泥以五百毫升廣口附鐵弗龍襯裡瓶蓋之Quopakâ 玻璃瓶盛裝。所

有樣品以塞滿碎冰之冰筒攜回實驗室,在4℃冰櫃中加以冷藏儲存,依

行政院環保署公告之微波萃取(NIEA R113.00C)[11]及索氏萃取法

(NIEA S331.60B)[12]進行萃取。

(二)檢測方法

    1. 水質檢測:參考美國環保署公告之Standard method 525.2[13],利用管柱固相萃取,毛細管柱氣相層析質譜儀分析。
    2. 2、底泥分析:本研究底泥分析係以行政院環保署公告之半揮發性有機物

      檢測方法-毛細管柱氣相層析質譜儀法(NIEA R815.20B)[14]檢測底泥 中之NP含量。

      (三)儀器裝置

      本研究使用之主要儀器裝置有:

      1、水質檢測:(1)HP5890 GC/5972 MSD,(2)固相萃取裝置。

    3. 底泥分析:(1)Finigan離子阱式氣相層析質譜儀,(2)索氏萃取裝置(3)Milestone微波萃取裝置。

(四)試藥

本研究使用之試藥皆為最高純度,主要有(1)純NP標準品(Riedel deHaën),其組成與排放到自然界之壬酚異構物比例十分相近,(2)二氯甲烷及正己烷溶劑,Merck試藥級,(3)氦氣,超高純度(>99.9995%)(4) 試藥級無水硫酸鈉。

(五)品保品管

    1. 水質檢測:檢量線範圍為0.5-20.0 ng/μL,方法偵測極限為0.47 μg/L,
    2. 品管樣品平均回收率為52 %,相對標準偏差(RSD)為15 %。

    3. 底泥分析:檢量線範圍為1 μg/mL至200 μg/mL,分析過程執行空白、

重複及方法偵測極限的品管措施,取2或10 g乾燥底泥,添加樣品

則添加20μg,六個濃度檢量線影響因子偏差值應在15%以內,每十

個樣品作一重複分析,重複分析相對偏差在10%以下。每十個或每批

樣品作一試劑空白分析,其檢出濃度必需低於檢量線最低濃1 μg/mL,

偵測極限以檢量線最低濃度1 μg/mL代表之。

二、NP對雄性鯉魚之生理效應

試驗用成熟雄性鯉魚(Cyprinus carpio,平均體長約17.5 cm,平均體重約100 g)購自桃園、中壢之養殖場,經實驗室馴養後,參考Jobling等 [4]之報告,以NP誘導雄魚分泌卵黃前質臨界值(10 μg/L)之4倍濃度40 μg/L浸泡;分為浸泡暴露組、餵飼暴露組(40 μg 分14天餵飼,即2.85 μg/條/天)、肌肉注射暴露組(2.85 mg / kg,一次注射)。而每一暴露組又分為NP、辛基苯酚(Octylphenol,OP)、雌二醇(17α-ethylestradiol, EE2)不同之藥劑處理,三重複,並以無藥劑處理作為空白對照,每一暴露及對照處理各使用8-10條雄鯉魚。實驗前未經暴露處理之各組雄鯉魚,先以含EDTA之注射針筒於魚尾柄部抽血,經離心後,取上層液血漿,參考Chang等[15]之酵素免疫分析法,使用美國Biolg ML3之吸光值讀取機(Microplate reader),檢測其卵黃前質濃度,然後再進行藥劑暴露實驗,實驗期間各暴露組個別以幫浦正常打氣,每日餵飼一次,不換水。實驗二週後,繼續觀察至第四週。暴露後第二週、第四週,分別再檢測各魚體之卵黃前質濃度變化。Microplate reader分析試驗是以三重複進行,重複之樣本吸光值需介於平均值±10 %內,否則即重新測量。

結 果

一、河水NP濃度調查

本研究針對台灣地區工廠密集或都市城鎮污水排放溪流,在北、中、南、東選擇40條河川進行採樣調查,共採得107個水樣,在實驗室進行NP濃度分析,結果如表一所示。

由表一所示,台灣北區共調查13條河川,採得42個樣品,其中22個水樣檢出NP,檢出率52.4 %(偵測極限0.47 μg/L),陽性樣品平均濃度5.89 μg/L (0.89-33. 8 μg/L)。其中以桃園縣幾條染整業廢水排放之河川(桃園茄苳溪、南崁溪、老街溪、社子溪),不論是檢出率(3/3、2/3、7/7、2/3)或是陽性樣品平均檢出濃度(1.76-33.8、3.87-13.4、2.02-6.07、4.70-5.18 μg/L)都比其他河川為高。新竹茄苳溪(2/3,3.04-17.0 μg/L)與客雅溪(2/3,2.60-3.55 μg/L)則係流經新竹市區及新竹科學園區,可能與都市污水、工業廢水排放有關。

台灣中部地區共調查9條河川,採得24個樣品,其中6個水樣檢出NP,檢出率25.0%,陽性樣品平均濃度4.71 μg/L(1.32-20.9 μg/L)。除了彰化縣員林大排、烏溪外,其餘各溪流檢出頻率、檢出濃度均低。員林大排有1個樣品檢測得20.9 μg/L,可能為員林鎮地下工廠及生活污水排放之結果。烏溪、貓羅溪流經南投縣、彰化縣、台中縣之數鄉鎮,各有1個樣品檢測得5.31、3.23 μg/L,可能與城鎮生活污水排放有關。

台灣南部共調查12條河川,採得31個樣品,其中24個水樣檢出NP,檢出率77.4%,陽性樣品平均濃度7.54 μg/L(1.08-50.0 μg/L),檢出率、檢出濃度均比北、中部高,尤其是高雄縣阿公店溪檢出NP濃度為50.0 μg/L,可能為農業廢水、生活污水局部排放之結果。台南二仁溪為工業污染夾雜生活污水,3個採樣點有2點檢出NP(1.47和12.6 μg/L)。嘉義朴子溪(1.42-10.2 μg/L)、屏東縣東港溪(1.94-4.44 μg/L)則可能與農業廢水、生活污水有關。

台灣東部共調查6條河川,採得9個樣品,其中6個水樣NP檢測呈陽性,檢出率66.7%,雖高於中、北部,但陽性樣品平均濃度僅1.37 μg/L(1.21-1.67 μg/L),均甚低。

台灣地區總共調查40條河川,採得107個水樣,其中58個水樣檢出NP,台灣地區平均檢出率54.2%,而以南部檢出率(77.4%)最高;全區陽性樣品平均檢出濃度4.87 μg/L(0.89-50.0 μg/L),亦以南部(7.54 μg/L)最高。

二、河川底泥NP之檢測

本研究環保署環境檢驗所河川環境調查,選擇6條河川採取底泥,進行NP之檢測,結果如表二所示。

由表二顯示,高屏溪採得4個樣品,其中2個樣品檢出NP,其濃度分別為330、360 μg/kg dry wt。東港溪5個樣品中有2個樣品檢出NP,其濃度分別為490、550 μg/kg dry wt。二仁溪採得的3個樣品均檢出NP,平均濃度為330 μg/kg dry wt(250-390 μg/kg dry wt)。中港溪4個樣品亦均檢出NP,其平均濃度為517 μg/kg dry wt(250-1190 μg/kg dry wt)。客雅溪採得2個樣品,分別檢出6220與8580 μg/kg dry wt之NP。淡水河1個樣品,NP檢出濃度為6590 μg/kg dry wt。六條河川底泥19個樣品,其中14個樣品檢出NP,檢出率為74%,陽性樣品平均濃度為2625 μg/kg dry wt(250-8580 μg/kg dry wt)。

三、雄鯉魚對NP之生理效應

雄鯉魚分別以浸泡、餵飼、肌肉注射方式暴露於NP中,另以OP、EE2以及試驗空白進行對照,並於實驗前、實驗後第二週、第四週測定雄魚之卵黃前質濃度,結果以平均值及平均值標準差(standard deviation of mean, SEM)表示(表三、圖二)。

由表三顯示,空白對照組在實驗期間,雄鯉魚血漿內之卵黃前質濃度均無甚變化(1.07-1.61μg/mL)。但NP暴露組於暴露後第二週即發現雄鯉魚血漿內之卵黃前質濃度不論注射、餵飼、浸泡各暴露組均有明顯增加(8.21-12.2 μg/mL),約為空白對照組之8倍;第四週各暴露組則提昇至5.38-75.4 μg/mL。其中餵飼處理者(75.4 μg/mL)為實驗前(4.22 μg/mL)之18倍,為第四週空白對照組(1.61 μg/mL)之46倍;經以電腦軟體SPSS之無母數Mann-Whitney檢定實驗前後平均值之差異,分析結果具有顯著差異(P<0.05)。OP及EE2暴露對照組顯示實驗正常,且均較NP暴露組反應更為強烈。

討 論

NPEOs為使用最廣之界面活性劑,廣用於工業洗滌及各種民生日用清潔劑。該等化學物質分子構造中的苯酚烴基(R)為親脂性,後面的聚乙氧基醇長鏈(EOs)為親水性。當工業洗劑或民生用清潔劑使用後,多是經由處理過或未經處理之廢水流入自然水體環境;據Loo & Clarke[16]之報告,NPEOs在厭氧環境中經微生物脫乙氧基作用,切斷其親水性的聚乙氧基醇水溶性之EOs長鏈,最後都分解成親脂性難溶於水之NP,在水環境中不易被分解。

台灣地區對NP之環境流布調查,首推Ding & Tzing[17]報告中壢老街溪河水NP 之平均濃度為3.0 μg/L,台北市生活污水處理場之放流水為1.60 μg/L ,桃園山區未受污染河川表面水0.60 μg/L。彼又報告台灣淡水河等7條河川NP 之濃度為未檢出至3.0 μg/L[9]。本研究則進一步廣泛調查台灣地區40條河川水質,發現NP之檢出率為54.2%,陽性樣品之平均檢出濃度為4.87μg/L(0.89-50.0 μg/L),且各河川變異極大。比起日本調查流入琵琶湖八條河川水質NP之檢出率達48/48(100%),濃度範圍0.11-3.08 ng/mL, NP在日本一般河川普遍存在[18],本調查的檢出率較低,但部分河段NP濃度所以會偏高,可能係因台灣地區衛生下水道普及率偏低(7.08 %),加上許多地下工廠都無廢水處理設備,生活污水及工廠廢水多未經處理即逕行排入河川,造成部分河段深受非離子介面活性劑及其代謝物之污染所致。據Kvestak & Ahel[19]之報告稱,彼曾檢出都市生活污水之NP為0.5-35.0 μg/L;但經污水處理場處理及稀釋後,即降為20-1200 ng/L。因此,台灣地區亟待加強衛生下水道建設,提昇普及率,亦可減低NP 之污染。由於NPEOs 之代謝產物NP 為親脂性,難溶於水;因此,水中之NP 多附著於懸浮微粒上,然後沉積於底泥。Di Corcia等[20]在活性污泥污水處理場之檢測報告,亦指稱生活污水裡的NPEOs有66%進入污水處理場內,代謝分解成NP,最後並沉積於污泥,本調查研究在河川底泥即檢測到高濃度(250-8,580 μg/kg dry wt)之NP 累積。Giger等[21]曾發現污水場如以厭氧發酵處理,污泥可檢出高濃度之NP,但如以好氧活性污泥處理,其NP即大為降低。Lin等[22]亦報告台北迪化污水厭氧處理場,已發酵分解之污泥餅,NP之濃度高達243.90 mg/kg。

Sundaram & Szeto[23]曾在田間實地模擬河川NP之削減過程,彼以1 ppm之NP處理水體,在16℃密閉環境之下,NP降解之半衰期為16天,但開放空間則僅需2.5天;如有底泥,NP會沉積於底泥中。本研究台灣部分河川由於廢污水未經污水處理場處理,致水中之NP較美、日為高,但亦有檢測不出NP者。由於NP在好氧的環境下,其半衰期極為短暫,因此本研究各河川之間,或同一河川之不同河段,NP參差變異極大,甚至於部分調查樣品NP濃度檢測結果為陰性,此可能係由於溪流湍急,水中溶氧提昇,好氧微生物活躍,加速NP之代謝分解所致。但在污廢水排放點附近,NP尚未完成分解前,其濃度仍顯現局部偏高現象,本研究甚至於發現同一河川上游之NP濃度反而高於下游之現象。Ding 等[24]在調查老街溪河水之NP時,亦有相同之報告。至於好氧活性污泥處理之微生物相,Tanghe等[25]曾培養出Sphingomonas sp.可以分裂NP之苯環。Maki等[26]亦從都市生活污水處理場分離出Pseudomonas sp. Strain TR01可分解NPEOs之EO鍵。John & White[27]則進一步從分離出來的Pseudomonas putida探討NPEOs生物分解之機制。另Barberio & Fani[28]在義大利從富含NPEOs污水處理場之50個水樣中,培養出之微生物,有75%為Acinetobacter屬之菌類。Van Hamme等[29]亦稱Acinetobacter calcoaceticus 為石化碳氫化合物分解最常分離出來之菌種。Fujii等[30]在東京污水處理場分離出降解NP之微生物,再次證實Pseudomonas sp.和Sphingomonas sp.可以在10天內分解95 %之NP,尤其是Sphingomonas sp.之S-Strain;為了提昇污水廢水NP之處理效率,他建議污水處理場可於活性污泥裡接種好氣特殊微生物菌種,以增進NP之代謝降解,可應用為NP之生物整治,足供我國廢污水處理之參考。

Korner等[31]最近報告,具動情激素之化合物在污水處理場適當的處理,其去除率可達90%以上,而只有約3%沉積於底泥中。另Dayue等[32]報告在污水處理場如果溫度適宜,碳源豐富,氧氣充足,微生物群適應良好,95%以上之NP均被去除;但一旦NP 進入海域,沉積於海底底泥之核心,則因碳源、氧氣均不足,溫度又低(-8℃),加上NP分子為無機固體所包被,無法充分與微生物接觸;所以沉積於海底底泥之NP 幾乎不分解,其半衰期估計可達60年之久。本研究由表二顯示,所調查之6條河川底泥,其NP之檢出率,南部之高屏溪、東港溪分別為2/4、2/5,要比中、北部幾條河川為低;NP濃度範圍330-550 μg/kg dry wt,卻較北部幾條河川(250-8580 μg/kg dry wt)為低;即使是高污染的台南二仁溪(表一),其河川底泥NP濃度亦僅250-390 μg/kg dry wt。此可能係因南部溫度較高,底泥微生物活躍,加速NPEOs及NP之代謝分解;而北部溫度較低,微生物對NPEOs及NP之降解遲緩,致NP在底泥長年累積之故。如將河水中與底泥中檢出NP之濃度作一比較(圖三),結果發現NP在河水中之濃度,南部要比北部高;但底泥中NP之濃度卻相反,北部高於南部,亦足以說明南部河水中之NP較北部分解迅速,較少沉積於底泥。

在河川水體首先受到環境荷爾蒙衝擊者為暴露於NP之魚貝類,Jobling等[4]曾在英國報導河川裡的鯉魚(Rutilus rutilus)有中性魚(intersex)之現象。鯉魚為世界共通魚種,且廣佈於台灣各河川、溪流、養殖場,本研究取材為本土性生物指標,進行NP之生理效應實驗。

Shioda & Wakabayashi[33]將雄青鰹(Oryzias latipes)暴露於NP二週後與雌魚配對,發現魚卵孵化率大為減低。據Ren等[34]之報告,幼魚不論雌雄均具有卵黃前質(vitellogenin,Vtg)之前驅物質mRNA,一旦暴露於雌性激素(EE2)4小時後,魚體即產生Vtg,而mRNA開始消失;NP亦具有同樣的生理效應。Flouriot等[35]曾證實NP可以取代EE2,固著於肝臟激素受體(estrogen receptor,ER)導致Vtg之累積。Islinger等[36]以鱒魚肝膽囊細胞培養法檢定NP之生理效應,甚為微弱,約為天然雌性激素EE2之1/2000。本研究NP 對雄鯉魚之雌化效應,雄鯉魚於餵飼或浸泡NP二週之後,Vtg增加之濃度僅為暴露EE2之1/630。

Burkhardt-Holm等[37]以鱒魚進行NP暴露實驗時,發現魚體表皮黏膜結構有不規則黏液狀顆粒,且伴隨著細胞呈一塊塊分離,細胞質形成空泡,細胞核嚴重畸形。本研究以NP在肌肉進行注射試驗時,亦發現注射部位附近組織有黃色硬塊之壞死結痂,浸泡組魚體體表、餵飼組魚口分泌黏液,實驗魚死亡率偏高; 且EE2組餵飼及浸泡實驗到第四週,亦有類似現象,實驗魚均死亡。

至NP如何進入人體?據Charuk等[38]之報告,NPEOs廣用為界面活性劑,其分解產物NP可能經由飲食、接觸或注射而為人體所吸收。Ruthann等[39]在污水處理場下游之飲用井水檢出NP之濃度高達32.9 μg/L,彼懷疑不完整的污水下水道系統可能污染飲用井水。鑒於我國衛生下水道普及率偏低,飲用水水質標準及放流水標準除依現行規定檢測陰離子界面活性劑以外,似應增訂非離子界面活性劑之水質標準。又台灣市面販售之洗碗精等廚房清潔劑有40 %可能含有非離子界面活性劑NPnEO(圖四),洗碗或廚房用具洗滌時,如果清潔劑沖洗不完全,可能隨食物進入人體而被吸收,消費者不可不慎。至NP 是否經由皮膚接觸、滲透進入人體?據Monteiro-Riviere等[40]以1%之NPEO、NP進行人、豬、鼠之皮膚角質層接觸穿透試驗8小時,報告證實極少由皮膚吸收。本研究調查市售洗髮精、沐浴乳亦發現此等產品都不添加非離子介面活性劑,而改以由植物煉製成之天然界面活性劑或其他物質取代(圖四)。故知NP不會因洗髮、沐浴由皮膚侵入人體。

非離子界面活性劑NPEOs由於其強力之去油污效果,現已成為清潔劑主要配方之一。過去咸認其安全無虞,但在正常使用後,其代謝衍生物NP卻會干擾生物體之內分泌。至NP之消費量,Dayue等[32]估計全世界NP非離子界面活性劑之年產量約30萬噸,其中美國產銷20萬噸,而加拿大(1993)僅使用7000噸,英國1990年的產量16,000噸[3]。另外日本1997年產量48,000噸[41],相較於我國1997年生產及使用NP類非離子型介面活性劑亦達46,000噸[42],國人使用非離子界面活性劑不無泛濫之嫌。

誌 謝

本調查研究之完成,首要感謝 陳所長雄文及黃前所長萬居之大力支持,中央大學丁教授望賢、成大郭教授育良、中興大學林教授伯雄、陽明大學陳教授美蓮、海洋大學張教授清風之熱心指導;此外,環保署毒管處黃明輝先生、本所顏組長春蘭提供寶貴資料;本所鄭組長資英、吳組長嘉玲提供行政支援;督察大隊北區隊劉秘書志仁、中區隊李組長協昌、南區隊賴組長健榮協助採樣,使調查得以順利進行,特申誌謝。

參 考 文 獻

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表一、台灣地區河川水質壬基苯酚(NP)濃度調查統計表

區別

河川名稱

NP檢出率

陽性樣品平均濃度(μg/L)

陽性樣品濃度範圍(μg/L)

桃園茄冬溪

新竹茄冬溪

0/5

0/2

2/2

2/3

3/3

7/7

2/3

1/3

2/3

0/4

1/1

0/3

2/3

0

0

1.01

8.64

19.4

3.60

4.94

1.39

10.0

0

0.89

0

3.08

---

---

1.01-1.02

3.87-13.4

1.76-33.8

2.02-6.07

4.70-5.18

1.39

3.04-17.0

---

0.89

---

2.60-3.55

小計

13

52.4

5.89

0.89-33.8

員林大排

0/3

0/5

1/6

0/1

1/1

1/1

1/2

0/2

2/3

0

0

2.01

0

3.23

1.90

5.31

0

11.1

---

---

2.01

---

3.23

1.90

5.31

---

1.32-20.9

小計

9

25.0

4.71

1.32-20.9

阿公店溪

三爺宮溪

3/3

3/3

1/2

2/3

3/4

1/1

2/3

1/1

0/2

3/3

3/4

2/2

4.48

1.57

7.93

1.74

2.23

1.75

7.01

50.0

0

1.63

3.0

1.57

1.42-10.24

1.08-2.29

7.93

1.66-1.82

1.69-2.66

1.75

1.47-12.6

50.0

---

1.55-1.76

1.94-4.44

1.40-1.73

小計

12

77.4

7.54

1.08-50.0

1/1

1/2

2/2

1/2

1/1

0/2

1.37

1.21

1.50

1.49

1.29

0

1.37

1.21

1.32-1.67

1.49

1.29

---

小計

6

66.7

1.37

1.21-1.67

總計

40

54.2

4.87

0.89-50.0

表二、台灣河川底泥壬基苯酚(NP)濃度檢測結果統計表

河川名稱

NP檢出率

陽性樣品

平均濃度

(μg/kg dry wt)

陽性樣品

濃度範圍(μg/kg dry wt

2/4

2/5

3/3

4/4

2/2

1/1

345

520

330

517

7400

6590

330-360

490-550

250-390

250-1190

6220-8580

6590

總計 6

74%

2625

250-8580

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

圖解圖示

圖解圖示

圖解圖示

 

圖解圖示

 

 

 

 

 

圖解圖示