行政院國家科學委員會專題研究計畫 成果報告
國人雙酚 A 環境荷爾蒙之環境暴露及生物偵測研究(第 3 年)
研究成果報告(完整版)
計 畫 類 別 ： 個別型
計 畫 編 號 ： NSC 98-2221-E-040-002-MY3
執 行 期 間 ： 100 年 08 月 01 日至 101 年 07 月 31 日 執 行 單 位 ： 中山醫學大學職業安全衛生學系暨碩士班
計 畫 主 持 人 ： 毛義方 共 同 主 持 人 ： 陳美蓮
報 告 附 件 ： 出席國際會議研究心得報告及發表論文
公 開 資 訊 ： 本計畫涉及專利或其他智慧財產權，1 年後可公開查詢
中 華 民 國 101 年 08 月 16 日
中 文 摘 要 ： 中文摘要
雙酚 A 目前，為商業上使用最多量的化學物質之一，除具 雌激素活性會對人體內分泌造成干擾外，會造成水體物種之 急毒性反應，世界年產量 320 萬噸。BPA 主要為環氧樹脂、
聚碳酸酯、塑膠等製造之原料，由於大量使用這些原料製造 之產品，如金屬罐裝食物之容器內襯塗料、速食便當、食物 包裝、飲料包裝之塑膠容器、牙科密封劑等。
雙酚 A (bisphenol A, BPA)是 2005 年聯合國環境規劃署認 定的 12 種環境荷爾蒙之ㄧ，它會從含塑膠容器內經由清潔 劑、酸性、飲料果汁或高溫水液溶出，最近研究顯示美國的 國民有 95%的尿液可檢測出 BPA，同時也發現在極低的 BPA 濃 度之下(10 ppb 以下)會干擾小老鼠胎兒的生長，另外在細胞 研究亦發現在濃度 1 pico-mole 及 1 nano-mole 極低濃度 下，會造成細胞功能改變，因此 BPA 的污染重要性再度受到 先進國家之重視。
台灣目前有關 BPA 相關環境暴露及人體生物偵測基本資料極 為缺乏，且尚未見到有研究對常食用食物之 BPA 含量作系統 研究，因此，本研究進行三年計畫，進行全國性國人常攝取 之食物、金屬罐裝食物、塑膠瓶裝水、自來水之 BPA 含量測 定，並了解國人 BPA 每日攝取量之估計及尿中 BPA 代謝之濃 度，同時配合 BPA 工廠高污染地區之排放水、土壤、附近種 植稻米及蔬果之 BPA 濃度測定，以了解 BPA 之環境流佈情形 及國人暴露之情況，作為環境科學、環境暴露及生物偵測之 重要參考資料。
「食物中雙酚 A 環境荷爾蒙分析方法及濃度研究」，分析台 灣民眾日常生活中經常食用之食物中 BPA 濃度，在已完成的 測定食物，發現以罐頭食品的 BPA 濃度最高，當中又以罐頭 肉醬以及罐頭土豆其濃度為最高，而濃度範圍從
ND~143.31ng/g，其次為魚水產類，當中以鹹水魚濃度較高以 蚵、蛤濃度次之而淡水魚濃度則為最低，濃度範圍從
4.51~39.5ng/g，最後為肉類，肉類部分又分牛肉、雞肉、猪 肉，當中以牛肉、雞肉濃度較高，而猪肉濃度最低，濃度範 圍從 0.27~7.65ng/g。總共分析四個區域，北部、中部、南 部、東部，當中個別食物的分析濃度相差不大，可以說是相 當有一致性，而在蔬果類及蛋奶類檢出率相當低，可得知 BPA 在此類食品中濃度相當低，相對於人體的傷害也較低。
「我國成人雙酚 A 暴露之生物偵測及每日食物總食物攝取研 究」本研究回收之有效問巷共計 154 份，其中男性 87 位，
女性 55 位，有效之尿液樣本共有 122 個，BPA 檢出率為 85.2%，平均原始濃度為 0.06±0.17 μg/mL，範圍為 ND~1.33 μg/mL，肌酸酐校正濃度平
均則為 0.09±0.35 mg/g cr.，範圍為 ND∼3.33 mg/g cr.。
經由食物濃度測定及問卷食物食用量計算成人每日經由食物 攝取到雙酚 A 平均含量為 25.88 ± 22.1μg。此外，分析成 年人每日平均雙酚 A 攝取量與其尿液中雙酚 A 濃度之相關 性，顯示各地區食物攝取之雙酚 A 濃度與尿液中雙酚 A 原 始濃度及校正濃度均無顯著相關性存在。與美國及韓國相關 文獻相比，本研究測得之台灣成年人體內所含 BPA 濃度較 高，顯示我國暴露程度較美國及韓國嚴重。
「台灣自來水與塑膠瓶裝水中雙酚 A 含量及攝取量之研究」
針對台灣北區、中區、南區及東區之自來水及塑膠瓶裝水進 行檢測，自來水分析樣本共 131 個，塑膠瓶裝水共 48 個。塑 膠瓶裝水之平均濃度 7.70 ng/mL 高於自來水之平均濃度 2.89 ng/mL，塑膠瓶裝水 100%檢出率也較自來水 47%高出許 多；各區自來水樣本之濃度及檢出率均未達統計上的顯著差 異，以南區之濃度為最高，其次為北區、東區，中區濃度則 為最低；塑膠瓶裝水不論以水源別(地面水體、地下水體、自 來水及其他)區分或依瓶裝水所標示之水源出處(北區、中 區、南區及東區)區分，濃度均未達統計上的顯著差異。此 外，台灣成年人每日由飲水攝取雙酚 A 之攝取量為 5.63 μg/day，以地區來看，南區最高，8.85 μg/day；北區次 之，5.23 μg/day；中區最低，3.88 μg/day；南區及北區 均是自來水攝取量高於瓶裝水，中區則反之。本研究調查台 灣自來水與塑膠瓶裝水中雙酚 A 之含量及國人由飲水雙酚 A 攝取量均高於國外文獻，國內目前對於雙酚 A 之管制，僅將 其納入第四類毒性化學物質列管，期許之後政府能有更多的 管制條例，降低環境之污染量。
本研究結果提供了我國成人 BPA 飲食暴露量、尿中濃度、飲 水中含量及食物含量，可作為未來健康效應研究及飲食流佈 管制和攝取量規範訂定之參考資料。
中文關鍵詞： 關鍵字：雙酚 A、生物偵測、尿液含量、台灣 英 文 摘 要 ：
英文關鍵詞：
行政院國家科學委員會專題研究計畫成果報告
我國人雙酚A暴露之生物偵測及每日攝取食物攝取研究(Ⅲ)3/3 期末報告
計畫編號：NSC 98-2221-E-040 -002 -MY3 執行期限：98 年 8 月 1 日至 101年07月31日
主持人：毛義方 中山醫學大學職業安全衛生學系暨碩士班 共同主持人：陳美蓮 陽明大學環境與職業衛生研究所 計畫參與人員:陳泳捷、趙培君、林靖雯
中文摘要
雙酚 A 目前，為商業上使用最多量的化 學物質之一，除具雌激素活性會對人體內分 泌造成干擾外，會造成水體物種之急毒性反 應，世界年產量 320 萬噸。BPA 主要為環氧樹 脂、聚碳酸酯、塑膠等製造之原料，由於大 量使用這些原料製造之產品，如金屬罐裝食 物之容器內襯塗料、速食便當、食物包裝、
飲料包裝之塑膠容器、牙科密封劑等。
雙酚 A (bisphenol A, BPA)是 2005 年聯 合國環境規劃署認定的 12 種環境荷爾蒙之 ㄧ，它會從含塑膠容器內經由清潔劑、酸性、
飲料果汁或高溫水液溶出，最近研究顯示美 國的國民有 95%的尿液可檢測出 BPA，同時也 發現在極低的 BPA 濃度之下(10 ppb 以下)會 干擾小老鼠胎兒的生長，另外在細胞研究亦 發現在濃度 1 pico-mole 及 1 nano-mole 極 低濃度下，會造成細胞功能改變，因此 BPA 的污染重要性再度受到先進國家之重視。
台灣目前有關BPA相關環境暴露及人體生物偵 測基本資料極為缺乏，且尚未見到有研究對常 食用食物之BPA含量作系統研究，因此，本研 究進行三年計畫，進行全國性國人常攝取之食 物、金屬罐裝食物、塑膠瓶裝水、自來水之BPA 含量測定，並了解國人BPA每日攝取量之估計 及尿中BPA代謝之濃度，同時配合BPA工廠高污 染地區之排放水、土壤、附近種植稻米及蔬果 之BPA濃度測定，以了解BPA之環境流佈情形及
國人暴露之情況，作為環境科學、環境暴露及 生物偵測之重要參考資料。
「食物中雙酚A環境荷爾蒙分析方法及濃 度研究」，分析台灣民眾日常生活中經常食用 之食物中BPA濃度，在已完成的測定食物，發 現以罐頭食品的BPA濃度最高，當中又以罐頭 肉醬以及罐頭土豆其濃度為最高，而濃度範圍 從ND~143.31ng/g，其次為魚水產類，當中以 鹹水魚濃度較高以蚵、蛤濃度次之而淡水魚濃 度則為最低，濃度範圍從4.51~39.5ng/g，最後 為肉類，肉類部分又分牛肉、雞肉、豬肉，當 中以牛肉、雞肉濃度較高，而豬肉濃度最低，
濃度範圍從0.27~7.65ng/g。總共分析四個區 域，北部、中部、南部、東部，當中個別食物 的分析濃度相差不大，可以說是相當有一致 性，而在蔬果類及蛋奶類檢出率相當低，可得 知BPA在此類食品中濃度相當低，相對於人體 的傷害也較低。
「我國成人雙酚A暴露之生物偵測及每日食物 總食物攝取研究」本研究回收之有效問巷共計 154 份，其中男性 87 位，女性 55位，有效 之尿液樣本共有 122 個，BPA 檢出率為 85.2%，平均原始濃度為 0.06±0.17 μg/mL，
範圍為 ND~1.33 μg/mL，肌酸酐校正濃度平 均則為 0.09±0.35 mg/g cr.，範圍為 ND～
3.33 mg/g cr.。經由食物濃度測定及問卷食 物食用量計算成人每日經由食物攝取到雙酚
A 平均含量為 25.88 ± 22.1μg。此外，分析 成年人每日平均雙酚 A 攝取量與其尿液中雙 酚 A 濃度之相關性，顯示各地區食物攝取之 雙酚 A 濃度與尿液中雙酚 A 原始濃度及校 正濃度均無顯著相關性存在。與美國及韓國相 關文獻相比，本研究測得之台灣成年人體內所 含 BPA 濃度較高，顯示我國暴露程度較美國 及韓國嚴重。
「台灣自來水與塑膠瓶裝水中雙酚A含量及攝 取量之研究」針對台灣北區、中區、南區及東 區之自來水及塑膠瓶裝水進行檢測，自來水分 析樣本共131個，塑膠瓶裝水共48個。塑膠瓶 裝水之平均濃度7.70 ng/mL高於自來水之平 均濃度2.89 ng/mL，塑膠瓶裝水100%檢出率也 較自來水47%高出許多；各區自來水樣本之濃 度及檢出率均未達統計上的顯著差異，以南區 之濃度為最高，其次為北區、東區，中區濃度 則為最低；塑膠瓶裝水不論以水源別(地面水 體、地下水體、自來水及其他)區分或依瓶裝 水所標示之水源出處(北區、中區、南區及東 區)區分，濃度均未達統計上的顯著差異。此 外，台灣成年人每日由飲水攝取雙酚A之攝取 量為5.63 μg/day，以地區來看，南區最高，
8.85 μg/day；北區次之，5.23 μg/day；中 區最低，3.88 μg/day；南區及北區均是自來 水攝取量高於瓶裝水，中區則反之。本研究調 查台灣自來水與塑膠瓶裝水中雙酚A之含量及 國人由飲水雙酚A攝取量均高於國外文獻，國 內目前對於雙酚A之管制，僅將其納入第四類 毒性化學物質列管，期許之後政府能有更多的 管制條例，降低環境之污染量。
本研究結果提供了我國成人 BPA 飲食 暴露量、尿中濃度、飲水中含量及食物含量，
可作為未來健康效應研究及飲食流佈管制和 攝取量規範訂定之參考資料。
關鍵字：雙酚 A、生物偵測、尿液含量、台灣
Abstract
BPA is used as a material for epoxy resins, polycarbonate plastics and in blends with other type of plastics. Due to an increase in the use of products based on epoxy resins and
polycarbonate plastics, such as in resins lining metal cans, food packaging and plastic bottles, and dental sealants, it has been showed that BPA molecules underwent hydrolysis, resulting in the release of free BPA into food, beverages, and the environment, and increased the human exposure potential.
Bisphenol A（BPA）has been proposed as one of 16 persistant organic products and one of 12 endocrine disruptors by UN EPA（United Nation, Environment Protection
Administration）.Bisphenol A (BPA) has been known to leach from plastics which are
cleaned with detergents or used acidic beverage or high temperature liquids. The recent studies show that 95% of US people urine can be detected BPA and even very low levels (< 10 ppb) of BPA can disrupt neural development in the rat fetus. Meanwhile, BPA causes changes in some cell function at levels between 1 pico mole and 1 nano mole.
Therefore, the BPA health concern rised again in the US and European countries.
The baseline data of domestic overall BPA exposure information and the biological monitoring data are still limited. Thus, this study will undergo a series measurement of these substance including food, water, rice, soil, vegetable and urine, and the results will
provide the valuable information to the government and science.The second year project is proposed: BPA total daily intake assessment and bio-monitoring for Taiwanese.
The highest level of food in the preliminary results of food concentration is canned food, the concentration ranging from ND to143.31ng/g, the second is fish and shell fish , the concentration ranging from 4.51 to 39.5ng/g, the third is meat, the concentration ranging from 0.27to 7.65ng/g；we analysis BPA concentration of foods such as
fruits,vegetable,eggs,and milk from
Northem,central,south, and east area ,these sample are very low level concentration and consistently. They are have low damage to people.
A total of 154 valid questionnaires and 122 urine samples . In 154 questionnaires 87 were conducted by male and 55 female. Our results showed the detection rates of BPA were 85.2% in the urine samples. The average concentrations of these metabolites was
0.06±0.17 μg/mL ,range from ND~1.325 μg/mL, and with the adjusted was 0.087±0.35 mg/g cr., range fromND~3.325 mg/g cr. The average daily BPA intake was 25.88 ± 22.1μg. We also found that there were no significant differences among the average daily intakes of BPA and the urinary BPA concentrations in adult populations residing in northern, middle, and southern Taiwan. Compared our results with those found in the United States and Korea, a higher
concentrations of BPA were observed in adult populations in Taiwan, indicating that our studied subjects experience more serious exposure of BPA.
Our results showed that BPA was present in all the bottled water tested, detection rate was 100%. The detection rate of BPA in tap water was only 47%. The BPA concentrations in bottled water and tap water ranged from 2.11 to 18.18 ng/mL and from 0.69 to 17.81 ng/mL, respectively. In Taiwan area, tap water in southern Taiwan had the highest average
concentration of BPA and in central Taiwan had the lowest, but they were not statistically significant different from each other. Bottle water in northern Taiwan had the highest average concentration of BPA and in central
Taiwan had the lowest, they were not
statistically significant different from each other, either. Daily BPA intake for adults was 5.63 μg/day. The daily BPA intake of people in southern Taiwan was the highest (8.85 μg/day) among Taiwanese and most of them were from tap water, while in central Taiwan was the lowest (3.88 μg/day) but most of them were from bottled water. The level and daily intake of BPA in drinking water in this study was higher than other countries.
The results of this work provide the profiles of the exposure to BPA of the adult populations, and can be used as the future reference for health effects, dietary contamination control.
Keyword: Bisphenol A,biological detection, urinary concentration, Taiwan
壹、前言
2005 年聯合國環境規劃署建議 16 種 環 境 持 久 性 有 機 污 染 產 物 (Persistant Organic Products, POPs)，其中 12 種為 疑似環境荷爾蒙物質，雙酚 A (bisphenol A, BPA)則為其中之一；我國環保署亦於 2007 年將 BPA 列入觀察名單。由於 BPA 廣 泛使用在日常生活用品中，包括市面上的 聚碳酸酯(Polycarbonate, PC)塑膠產品 如嬰兒奶瓶及塑膠水瓶、金屬罐頭內壁的 環 氧 樹 脂 與 牙 齒 的 填 充 密 封 劑 等 (Krishnan et al., 1993; Brotons et al., 1995; Olea et al., 1996)，美國、歐盟 和日本等國家為及早預防 BPA 對人類後代 子孫可能造成的危害，已對其國人尿液中 的 BPA 濃度進行偵測，並對 BPA 的環境濃 度作調查。目前我國對於 BPA 的研究相當 缺乏，僅數篇關於台灣河川水中 BPA 的調 查，對於國人體內的 BPA 濃度上尚未見到 相關研究。台灣為大量製造、使用塑膠的 國家，為了保護國人健康以及後代子孫能 有安全的生活環境，應立即針對 BPA 進行
全面性的研究，以避免往後產生嚴重的健 康問題。
雙酚 A (bisphenol A, BPA)，又稱為 二酚基丙烷[2,2-bis(4-hydroxyphenyl) propane]，它是由苯酚、丙酮在酸性介質 中合成的白色粉末，熔點為 157℃，沸點 為 220℃(228 g/mol)。
在 1930 年，BPA 曾研究是否可作為合成 的雌激素，不過當時 diethylstilbestrol (DES)具有更強的雌激素作用，所以 BPA 沒有 被用來當作合成的雌激素使用。而 BPA 是目前 製造聚碳酸酯、環氧樹脂、聚芳酯、酚醛樹脂、
不飽和聚酯樹脂和阻燃劑等的重要原料，市面 上的聚碳酸酯(Polycarbonate, PC)塑膠產品 如嬰兒奶瓶及塑膠水瓶、金屬罐頭內壁的環氧 樹脂與牙齒的填充密封劑，都含有 BPA 的成 分；BPA 也作為其他種類塑膠之添加劑，如聚 氯乙烯(polyvinyl chloride; PVC)包括醫療 用的管子、玩具及水管和聚乙烯對苯二甲酸酯 (polyethylene terephthalate; PET)包括蘇 打和礦泉水的寶特瓶，食品容器之表面 coating 物質之一。
全世界 BPA 的產量超過六十億磅，為商業 上使用最多量的化學物質之ㄧ(Burridge, 2003)。BPA 具有類似雌激素的作用(Dodds and Lawson, 1936)，此外，和甲狀腺素及雄性激 素會產生拮抗作用(Moriyama et al., 2002;
Lee et al., 2003)；但對於一些前列腺癌細 胞雄性激素受體突變形成有促進作用
(Wetherill et al., 2002)。過去 BPA 被認為 是作用很弱的環境荷爾蒙物質，因在一些試管 和動物實驗指出，BPA 的作用比雌激素低很多 倍(Welshons et al., 2003)，然而分子研究 指出，極低劑量的 BPA 可以刺激細胞的反應，
和 α 及 β-雌激素接受器結合。最近研究指 出，BPA 和雌激素具有相同的作用活性，細胞 暴露 BPA 的劑量為 1 pM (0.23 pg/mL culture medium) 時，會改變細胞的功能(Wozniak et al., 2005)。
BPA 毒理作用，且沒有直接證據顯示為致 癌物質。曾被認為已有完整研究，認為其毒性 低，不過，曾有研究者發現 BPA 能使切除卵巢 的老鼠產生雌激素(Dodds and Lawson, 1938)，1993 年史丹福醫學院發現實驗室塑膠
燒杯經高壓滅菌過程(121℃ 25 分鐘)產生的 動情激素，是由聚碳酸酯溶解出的 BPA 所造成 而將其歸為環境荷爾蒙，引起學者重新評估其 對生物的影響。近年來，許多研究指出 BPA 對於動物和人體會有不良的健康影響，其暴露 的劑量是低於目前美國環保署認為安全的劑 量(50 mg/kg body weight/day)很多；此外，
科學家已知 BPA 間的化學鍵(酯鍵)並不穩 定，會被熱、酸及鹼打斷，釋放 BPA 到食物和 飲料中，因此在食物和飲料的容器，有高的 BPA 溶出率(Krishnan et al., 1994; Brotons et al., 1995; Hunt et al., 2003;
Howdeshell et al., 2003; Kang et al., 2003)。目前美國、歐洲和日本的研究一致指 出，人體血液、組織和尿液的 BPA 濃度，檢出 率相當高，世界各國多達 85%以上，皆高於對 人體不良健康影響之濃度(Domoradzki et al., 2003)。
貳、研究目的
計畫之目的有三：
1. 建立測定各種食物、飲水及尿液中 BPA 之方法。
2. 對於市面上販售之常食用食物、含脂 類高的食物、金屬罐裝食物、塑膠瓶 裝水及自來水，進行全國性之 BPA 濃 度檢測，並進行我國成人尿液中 BPA 的濃度分析，建立國人基本資料。。
3. 配合食物、金屬罐裝食物、塑膠瓶裝 水、自來水中 BPA 含量研究成果，利 用國人食物攝取量問卷調查以及我國 成人尿液中 BPA 濃度分析資料，評估 我國成人每日的 BPA 攝取量。
參、研究方法及材料
一、研究對象及採樣策略 1.食物樣本來源
本研究以台灣北部、中部、南部三大都市 之食物為樣本來源，分別於其菜市場所購得，
採購以隨機採樣方式進行，預計分析 15 種食 物，包括米、家禽類（雞、鴨）、家畜類（豬、
牛）、魚水產類（淡水魚、鹹水魚、蛤、蚵）、
其他蛋白質類（牛奶、蛋）、蔬菜類（葉菜類、
根莖類）、水果類（瓜類、果類），每樣食物取
3 個樣本，共採集 135 個樣本（3 個地區×15 類×3 個樣本）。將處理後之食物以錫箔紙包 裝，置於-20℃冰箱中備用，於採樣後二星期 內分析完畢。
2.金屬罐裝食物樣本來源
以台灣北部、中部、南部、東部四大都市
（與食物樣本之採樣點相同）之罐裝食物為樣 本來源，分別於其超級市場所購得，採購以隨 機採樣方式進行，預計分析 5 種罐裝食物，
包括蔬菜、水果、魚、肉、嬰兒食品、飲料罐 頭，每樣食物取 3 個樣本，共採集 60 個樣 本（4 個地區×5 類×3 個樣本）。紀錄每罐頭 之產地、批號、製造日期、標示之脂肪及糖份 含量；於罐裝食品開啟後，並記錄每罐內亮光 漆(lacquer)之表面積。
3.自來水及瓶裝水樣本來源 (1) 塑膠瓶裝水樣本來源
以台灣各大超級市場所販售之塑膠瓶裝 水為樣本來源，採購以隨機採樣方式進行，分 析包含台灣 90%以上之品牌，共分析 16 種品 牌，每種品牌各 3 瓶，共 48 個樣本，並紀 錄每瓶之產地、批號及製造日期。
(2) 自來水樣本來源
以台灣北區(台北市、新北市、桃園縣)、
中區(台中市)、南區(台南市)、東區(花蓮縣) 之自來水為樣本來源，以隨機的方式進行採 樣，樣本數量分別為台北市 27 個、新北市 23 個、桃園縣 23 個、台中市 15 個、台南市 15 個、花蓮縣 28 個，共採集 131 個樣本。
為避免污染，採集之水樣以玻璃瓶盛裝，置於 4℃冰箱中，於採樣後二星期內分析完畢。
4.尿液樣本來源
本研究研究對象為台灣北、中、南部大專 院校之行政人員，隨機選取做為研究對象，男 性共 87 名、女性共 55 名 ，總計 142 名，
此外配合問卷取得研究對象基本資料及每日 食物攝取量資料作為統計分析之用途。此部份 將排除素食者及 BPA 職業暴露者。
二、研究方法
1.食物樣本之前處理方法
食物樣本之前處理方法參考 Mao et al.
（2006）壬基酚（Nonylphenol）之分析方法 加以研究實驗修改。所採集之樣本皆保存於 -20℃冰箱中，於萃取前才取出解凍。分別將
樣本研磨絞碎後，取 5g 做為分析樣本。接著 將分析樣本移入燒杯中，加入 30mL 乙腈，以 攪拌機攪拌 8 分鐘，過濾並收集此溶液於燒 瓶中。再加入 30mL 乙腈於樣本中，並重覆攪 拌、過濾和收集程序。接著將收集溶液之燒瓶 置於約 50℃的水浴鍋中，以真空旋轉濃縮器 進行濃縮。濃縮後以 10mL 正己烷將殘餘物
（residue）溶出，並分 3 次加入共 60mL 含 飽和正己烷之乙腈，每次均用力搖晃 5 分 鐘。將萃取後之下層溶液收集於燒瓶中，置於 約 50℃的水浴鍋中，以真空旋轉濃縮器進行 濃縮。濃縮後以 5mL 正己烷將 residue 溶 出。另預先準備已填充 5g florisil 之 30
㎝ × 1.0cm ID 玻璃淨化管，並以 50mL 正己 烷清洗管柱。將上述含有 residue 之 5mL 正己 烷溶液通過此淨化管，再以 40mL 正己烷和丙 酮混和溶液（7：3,v/v）沖提出待測物。再將 沖提出之溶液置於約 50℃的水浴鍋中，以真 空旋轉濃縮器進行濃縮。於濃縮後以 3mL 甲 醇將待測物溶出，即可以 HPLC 進行分析。
罐裝食品則以內容物包括固液態，均予以 混合攪碎後，取用其混合液加以萃取。
2.自來水與塑膠瓶裝水前處理方法 (1)自來水前處理方法
採集之水體樣本皆保存於 4℃冰箱中，前 處理當天才取出，將水樣搖晃均勻後煮沸，冷 卻後取 50mL 之樣本，以 1M 鹽酸酸化至 pH=3。以 7mL 二氯甲烷和甲醇(9：1，v / v) 與 4.3mL 甲酸之混合溶液流洗 Chrom P 固 相萃取管，流洗後以真空幫浦加壓將萃取管 中之溶液抽乾。接著注入經 1M 鹽酸酸化至 pH =3 之樣本，再以前述相同之混合溶液沖 提待測物，最後以氮氣濃縮吹乾，並加入 2mL 甲醇將待測物溶出，即可以 HPLC 進行分析。
(2)塑膠瓶裝水前處理方法
於分析當天購買，搖晃均勻後，取出 50mL 之樣本，以 1M 鹽酸酸化至 pH=3。以 7mL 二 氯甲烷和甲醇(9：1，v / v)與 4.3mL 甲酸之 混合溶液流洗 Chrom P 固相萃取管，流洗後 以真空幫浦加壓將萃取管中之溶液抽乾。接著 注入經 1M 鹽酸酸化至 pH =3 之樣本，
再以前述相同之混合溶液沖提待測物，最後以 氮氣濃縮吹乾，並加入 2mL 甲醇將待測物溶 出，即可以 HPLC 進行分析。
3.尿液樣本之前處理分析方法：
尿液樣本之前處理方法參考 Chen et al.(2005)之分析方法。取 10mL 尿液樣本以醋 酸酸化至 pH=5.5 後，加入 1mL 1M 醋酸銨緩衝 溶液(pH=5.3)和 125μL β-glucuronidase 並均勻混合。接著將尿液樣本至於 37˚C 水浴 槽中震盪 15 小時，接著以超音波震碎機進行 震碎 1 分鐘，再以 1M HCl 將尿液樣本酸化至 pH=3。另預先準備塞入約 2 公分玻璃棉之 PH phenyl sorbent 固相萃取管，依序加入 20mL 甲醇和 3mL 經 1M HCl 酸化至 pH=3 之去離子水 進行流洗後，將上述處裡過之尿液樣本通過此 萃取管，再以 5mL 去離子水清洗。接著在萃取 管下端接上 PTFE 濾膜並裝置於真空抽取器 上，以 3mL 甲醇沖提出待測物，即可以 HPLC 進行分析。
4.尿液肌酸酐測定
將 依 alkaline picrate 反 應 呈 色 法
（Folin Wu method）測定尿中肌酸酐濃度，
再將中 BPA 濃度以 creatinine 濃度作校 正。肌酸酐濃度介於 0.3 g/L 至 3 g/L 之間 的尿液才使用，太濃或太稀樣本將廢棄不用。
5.問卷調查
針對本計畫參與之人員，為了解日常食物、
罐裝食物、飲水及塑膠瓶裝水之消費情形，以 進行食物中 BPA 總攝取量之估計。問卷內容 包含了基本資料：性別、年齡、身高、體重、
教育程度與居住地；日常飲食習慣、攝取食物 的種類、數量及頻率：每日淡水魚、鹹水魚、
介殼類、其他海鮮類、雞肉、鴨肉、豬肉、牛 肉、米飯、麵類、深色蔬菜、淺色蔬菜、雞蛋、
牛奶、豆漿與水果類之攝取量等調查。(如附 件)。
四、分析方法
高 效 能 液 相 層 析 儀 / 螢 光 偵 測 器
（HPLC/fluorescence detection）設定參數：
(1)食物樣本分析條件
1.Column：Chromolith RP-18e（10cm × 4.6mm ID，5μm particle size）﹝Merck Co.﹞
2.Mobile phase：70％ acetonitrile and 30
％ D.I water
3.Flow-rate：1.0mL/min
4.Fluorescence detector wavelength：275 nm excitation wavelength、300 nm emission wavelength
5.Injection volume：20μL (2)自來水及瓶裝水分析條件
1. Column：Chromolith RP-18e，10cm × 4.6mm ID，5μm particle size
2.Mobile phase ： acetonitrile and water(60：40)
3. Flow rate：1.0 mL/min
4. Fluorescence detector wavelength：
275 nm excitation wavelength 300 nm emission wavelength 5. Injection volume：20μL
(3)尿液樣本分析條件
1. Column：Chromolith RP-18e(10cm × 4.6mm ID，5μm particle size)
2.Mobile phase：30% acetonitrile and 70%
D.I. water
3. Flow-rate：1.0 mL/min
4. Fluorescence detector wavelength：275 nm excitation wavelength
300 nm emission wavelength 5. Injection volume：20 μL
五、品質保證(QA)與品質管制(QC)：依環保署 環境檢驗所制訂之 QA/QC 規範進行。
(1)檢量線
約每一個禮拜均重新配製標準溶液，以確 保標準液不因使用與存放時間過長而變質。每 次檢量線每個化合物的 R 值皆＞0.995。並設 定檢量線範圍。
(2)精確度（precision）
利用添加各種濃度標準品之樣本，取三種 添加濃度，添加每種濃度之樣本，重複作 三次測定，以檢定其 CV(%)值，並進行同日及 異日之變異係數 CV(%)。
(3)回收率之測定
利用添加 BPA 適當濃度於樣本中，經相同 之樣本萃取步驟後，以 HPLC/FLD 進行分析，
以此評估食物樣本、液體樣本 BPA 測定方法之 回收率。
(4)偵測極限（detection limit）
配製儀器所能偵測出之最低濃度，將此濃 度重複分析 7 次，求取平均值和標準差，以此
標準差之 3 倍數值除以 7 個樣本之平均值後，
再乘以所配製之濃度，即可得儀器偵測極限。
(5)查核樣本
每天樣本使用 HPLC/FD 分析前，皆先分析 1 個中濃度檢量線的點，確定該儀器的靈敏度 沒有改變。其反應面積差異在可接受範圍(5%
以內)，並於每批次樣本分析後，進行查核樣 本分析。
(6)避免 BPA 污染，所有玻璃器皿之清洗、試 藥配製、樣本收集、保存、前處理、標準曲線 製備及儀器操作，完全不使用塑膠材料於實驗 過程中，完成使用玻璃器具(pyrex Co.)，並 依 循 標 準 操 作 程 序 (standard operation procedure, SOP)進行。所有程序均設法降低 BPA 之污染干擾。
肆 結果
一、測定方法之建立
(1) 食物中 BPA 含量測定方法之建立 本實驗室已建立 HPLC/Fluorencence 之食 物中 BPA 分析方法，檢量線之濃度範圍為 0.0O1~1.000ppm，R 值為 0.999。
（a）食物中 BPA 之檢量線及標準品圖譜
圖 1-1 食物中 BPA 檢量線圖譜
圖 1-2 食物中 BPA standard-0.010ppm
圖 1-3 食物中 BPA standard-0.1ppm
（B）偵測極限：
是多次測定檢量線最低點 1ppb 之水 溶液後，經過計算，其方法之偵測極限為 0.5ppb。
（C）變異係數：
表 1-1 建立食物中 BPA 測定方法之變異係 數（precision）
（D）回收率(Recovery)：
表 1-2 建立食物中 BPA 測定方法之 Recovery
﹡於 5g 食品樣本中各添加 100ppm，15μL 及 30μL 至食物中，萃取至 3mL 溶液。
本報告已建立食物中 BPA 的測定方法，其 方法偵測極限為 0.5ppb（0.5ng/g），其樣本 之重量為溼重，precision 平均為 0.202％，
回收率平均為 103.16％，此方法可有效偵測 我國食物中 BPA 之濃度，並且準確度及精確 度均佳。
(2)自來水與瓶裝水 BPA 含量測定方法建立 本實驗室已建立 HPLC/Fluorencence 之尿 液中 BPA 分析方法，檢量線之濃度範圍為 0.01~1.00ppm，R 值為 0.9999。
（a）自來與瓶裝水中 BPA 之檢量線及標準 品圖譜
圖 1-4 自來水與瓶裝水中 BPA 檢量線圖譜
圖 1-5 自來水樣本圖譜
圖 1-6 塑膠瓶裝水樣本圖譜
（b）偵測極限
是多次測定檢量線最低點 10ppb 之水溶 液後，經過計算，其方法之偵測極限為 1.38ppb。
(c)變異係數
Table 1-3 建立自來水與瓶裝水中 BPA 測定 方法之變異係數
濃度(ppm) CV%
0.02 2.2%
0.1 2.5%
0.5 0.9%
1 3.2%
average 2.2%
（d）回收率(Recovery)
表 1-4 建立瓶裝水中 BPA 測定方法之 Recovery
濃度(ppm) Avergy
Recovery 0.5 96%
1 105%
平均 100.5%
表1-5建立自來水中BPA測定方法之 Recovery
濃度(ppm) Avergy
Recovery 0.5 80%
1 92%
平均 86%
﹡於50mL水樣本中各添加100ppm 100μL、200 μL，萃取至2mL溶液。
本報告已建立自來水與瓶裝水中 BPA 的測定 方法，其方法偵測極限為 1.38ppb，precision 自來水平均為 3.4%；瓶裝水為 8%，回收率自 來水平均為 80％；瓶裝水為 96%，此方法可有 效偵測自來水與瓶裝水中 BPA 之濃度，並且準 確度及精確度均佳。
(3)尿液樣本 BPA 含量測定方法之建立
本實驗室已建立 HPLC/Fluorencence 之尿 液中 BPA 分析方法，檢量線之濃度範圍為 0.02~1.00ppm，R 值為 0.999。
（a）尿中 BPA 之檢量線及標準品圖譜
圖 1-7 尿中 BPA 檢量線圖譜
圖 1-8 尿中.BPA standard-0.500ppm
（b）偵測極限：
是多次測定檢量線最低點 20ppb 之水溶液 後，經過計算，其方法之偵測極限為 11ppb。
(c)變異係數
表 1-6 建立尿液中 BPA 測定方法之變異係數
（precision）
濃度(ppm) CV%
0.02 19%
0.1 1.4%
0.5 1.3%
1 0.6%
average 5.6%
（d）回收率(Recovery)：
表 1-7 建立尿液中 BPA 測定方法之 Recovery 濃度(ppm) Avergy
Recovery 0.2 60%
0.5 80%
1 92%
平均 77.5%
﹡於10mL尿液樣本中各添加1ppm 100μL、250 μL;5ppm 100μL，萃取至0.5mL溶液。
本報告已建立尿液中BPA的測定方法，其方法 偵測極限為0.011ppm， precision平均為5.6
％，回收率平均為77.5％，此方法可有效偵測 我國成年人尿液中BPA之濃度，並且準確度及 精確度均佳。
二、BPA濃度測定結果 (1)食物中BPA濃度測定結果
本研究分析台灣民眾日常生活中經常食用 之食物中BPA濃度，以便了解國人可能藉由食 物攝取而暴露BPA之情形。分析樣本包含15 種食物，包括米、家禽類（雞、鴨）、家畜類
（豬、牛）、魚水產類（淡水魚、鹹水魚、蛤、
蚵）、其他蛋白質類（牛奶、蛋）、蔬菜類（葉 菜類、根莖類）、水果類（瓜類、果類），共計 135個樣本，以及分析5種罐裝食物，包括蔬 菜、水果、魚、肉、嬰兒食品、飲料罐頭，每 樣食物取3個樣本，共計60個樣本。其罐裝食 物分析結果如表2-1；另15種食物之分析結果 如表 2-2、2-3、2-4、2-5所示外。
表 2-1 罐頭食物樣本 BPA 之濃度
(N:12×7=84,以樣本濕重計 unit: w/w, ng/g)
如表2-1所示，依樣本濕重計，所有樣本中之 ΣBPA濃度以罐裝肉醬為最高，濃度為
143.31±30.09 ng/g其次為罐裝土豆濃度為 94.23±13.76 ng/g。
表 2-2 肉類樣本中 BPA 之濃度
(N:12×3=36，以樣本濕重計 unit: w/w, ng/g)
表2-2所示，依樣本濕重計，在食物中之ΣBPA 濃度以魚水產類之鮭魚為最高，濃度為 39.5±16.4 ng/g，其次為鯖魚，濃度為 36.35±12.8ng/g，最後分別是蚵及蛤及吳郭 魚，濃度分別為6.88±2.20 ng/g及7.46±1.18 ng/g及4.51±4.25 ng/g。
表 2-3 魚水產類樣本中 BPA 之濃度
(N:12×4+9=57,以樣本濕重計 unit: w/w, ng/g)
如表2-3所示，依樣本濕重計，肉類食物中以 牛肉為最高，濃度為7.65±4.96 ng/g，其次分 別為雞肉、豬肉，濃度分別為6.68±6.14 ng/g、
1.15±1.28 ng/g。
表 2-4 蔬果類樣本中 BPA 之濃度
(N:12×2=24，以樣本濕重計 unit: w/w, ng/g)
如表2-4所示，依樣本濕重計，蔬果類中BPA 之檢出濃度相當低，濃度分別從ND-0.97±0.88 ng/g。
表2-5 蛋奶米類樣本中BPA之濃度
(N:12×2=24，以樣本濕重計 unit: w/w, ng/g)
如表2-5所示，依樣本濕重計，BPA在蛋奶類 之檢出濃度相當低，濃度分別從ND-1.71±1.26 ng/g。
經由實驗，其中似乎以罐頭食品的濃度 最高，由過去的文獻報導，罐頭食品的包裝鐵 鋁罐材質常有內襯BPA之情形。其濃度從 ND~143.31±30.09 ng/g（表2-1），為目前檢測 最高的濃度，其次為魚水產類，濃度從 4.51±4.25 ng/g-39.5±16.4（表2-3），再次為 肉類，濃度從1.15±1.28 ng/g~7.65±4.96 ng/g
（表2-2）。最後為蔬果類及蛋奶類，濃度為 ND-0.97±0.88 ng/g(表2-4)及ND-1.71±1.26 ng/g(表2-5)。
所分析之區域又分別有北部、中部、南 部、東部，但是在其分析結果上看來整體之間 差異性不大，也就是對於分析之食物來說濃度 分部較為一致性，雖然在各區域間濃度差異不
大，可是對於罐頭類食品之食用上BPA濃度仍 為一大隱憂，而在蔬果類及蛋奶類上，檢出率 相當低，BPA濃度相當低，在對於食用上來說 相較於罐頭食品、魚水產類食品、肉類食品來 說，食用上暴露BPA之濃度較無風險性。
註:ND是以偵測極限0.5 ng/g除以2=0.25 ng/g 以下範圍假使為ND值。
(2)我國成人尿中BPA濃度測定結果
表2-6 採樣對象之基本資料
由表2-6 所示，本研究於 2011 年間分別 對於台灣北部、中部、南部學術單位成年人進 行收樣，其中男性有 87 位，女性有 55 位，
合計共有 142 位，平均年齡分別為 34.93±
10.84 與 32.87±10.34 歲，BMI 平均值分別 為24.46±3.43kg/m2 與 21.69±3.80 kg/m2，
教育程度為大專(含)以上為134 人、高中(職) 為 6 人、國中為 1 人、小學 1 人。
北部地區方面：男性為 38 位，女性為 23 位，合計共有 61 位，平均年齡分別為 27.95
±3.73 與 32.74±12.10，BMI 平均值分別為 23.35±3.12 kg/m2 與 20.67±2.78 kg/m2，北 區教育程度為大專(含)以上為 57 人、高中 (職)為 4 人。
中部地區方面：男性為 23 位，女性為 24 位，合計共有 47 位，平均年齡分別為 39.65
±10.66 與 33.58±8.05 歲，BMI 平均值分別 為24.92±2.57 kg/m2 與 22.94±4.72 kg/m2，
中區教育程度全都為大專(含)以上。
南部地區方面：男性為 26 位，女性為 8 位，合計共有 34 位，平均年齡分別為 40.96
±12.3 與 31.13±12.12，BMI 平均值分別為 25.67±4.0 kg/m29 與 20.85±2.18 kg/m2，南 區教育程度為大專(含)以上為 30 人、高中 (職)為 2 人、國中為 1 人、小學 1 人。
表2-7 各地區成年人尿液樣本中雙酚 A 濃度
由表2-7 所示，各地區所收集之尿液樣本 經 creatinine 檢測，有效尿液樣本共122 個，分別為北部 51 個、中部 41 個、南部 30 個尿液樣本，檢出率為 85.2%，平均原始濃度 為 0.06±0.17 μg/mL，範圍為 ND~1.33μ g/mL，平均肌酸酐校正濃度為 0.0870±0.35 mg/g cr.，範圍為 ND～3.33 mg/g cr.。
各地區檢出率分別為北部 86.9%、中部 83% 及南部 85.3%，沒有顯著的差異(p＝
0.949)。各地區樣本中雙酚 A 平均原始濃度 分別為北部0.10±0.24 μg/mL，中部0.02±
0.03 μg/mL，南部0.05±0.12 μg/mL。
各地區尿液樣本雙酚 A 肌酸酐校正濃度則分 別為北部 0.16±0.54 mg/g cr.，中部 0.33±
0.05 mg/g cr.，南部 0.35±0.07 mg/g cr.，
其中，各地區原始濃度與肌酸酐校正濃度皆未 有顯著的差異(P=0.137，P=0.086)。
表2-8 各地區男性尿液樣本中雙酚 A 濃度比 較
由表2-8 所示，各地區所收集之尿液樣本 經 creatinine 檢測，有效尿液樣本共 79 個，分別為北部 34 個、中部 21 個、南部 24 個尿液樣本，檢出率為 85.1%，平均濃度為 0.05±0.12 μg/mL、範圍為D~0.8040μg/mL，
平均肌酸酐校正濃度則為 0.04±0.09 mg/g cr.，範圍為 ND~0.64 mg/g cr.。
各地區檢出率分別為北部 89.5%、中部 74% 及南部 88.5%，沒有顯著的差異(p＝
0.385)。各地區樣本中雙酚 A 平均原始濃度 為北部0.07±0.15 μg/mL，中部 0.01±0.02 μg/mL，南部 0.05±0.13 μg/mL。而各地區 尿液樣本雙酚 A 肌酸酐校正濃度則分別為北 部 0.06±0.12 mg/g cr.，中部 0.02±0.046 μ g/g cr.及南部 0.03±0.07 mg/g cr.，其中各 地區原始濃度與肌酸酐校正濃度均達顯著的 差異(P=0.026，P=0.029)。
表2-9 各地區女性尿液樣本中雙酚 A 濃度比 較
由表2-9 所示，各地區所收集之尿液樣本經 creatinine 檢測，有效尿液樣本共43 個，分 別為北部 17 個、中部 20 個、南部 6 個尿 液樣本，檢出率為85.5%，平均原始濃度為 0.08±0.23 μg/mL，範圍為ND~1.33 μg/mL，
平均肌酸酐校正濃度為 0.17±0.58mg/g cr.，範圍為 ND~3.33 mg/g cr.。
各地區檢出率分別為北部 82.6%、中部 91.7% 及南部 75%，沒有顯著的差異(p＝
0.45)。各地區樣本中雙酚 A 平均原始濃度分 別為北部0.16±0.36 μg/mL，中部0.03±0.04 μg/mL，南部0.04±0.05 μg/mL。各地區間尿 液樣本雙酚 A 肌酸酐校正濃度則分別為北部 0.36±0.9 mg/g cr.，中部 0.04±0.05 μg/g cr.，南部 0.04±0.06 mg/g cr.，其中，各地 區原始濃度與肌酸酐校正濃度皆未有顯著的 差異(P=0.983，P=0.948)。
表2-10 各地區男、女性尿液樣本中雙酚 A 濃 度
由表2-10 所示，各地區所收集之尿液樣 本經 creatinine 檢測，有效尿液樣本共122 個，分別為男性 79 個，女性 43 個，檢出率 為男性 85.1%，女性85.5%，未有統計上差異。
男性平均原始濃度為 0.05±0.12 μg/mL、範 圍為ND~0.8040 μg/mL，女性平均原始濃度則 為0.08±0.23 μg/mL，範圍為 ND~1.33 μg/mL，平均肌酸酐校正濃度男性為 0.04±0.09 mg/g
cr.，範圍為 ND~0.643 mg/g cr.，女性則為 0.17±0.58 mg/g cr.，ND~3.3250 μg/g cr.，
亦均沒有達統計上差異。
北部地區：所收集尿液樣本經creatinine 檢測，有效尿液樣本共 51 個，分別為男性 34 個，女性 17 個，檢出率為男性 89.5%，女 性 82.6%，男性平均原始濃度為 0.07±0.15 μg/mL，女性則為0.16±0.36 μg/mL，平均肌 酸酐校正濃度男性為 0.06±0.12 mg/g cr.，
女性則為 0.36±0.9 mg/g cr.，均未有統計上 差異。
中部地區：所收集尿液樣本經creatinine 檢測，有效尿液樣本共 41 個，分別為男性 21 個，女性 20 個，檢出率為男性 74%，女性 91.7%，男性平均原始濃度為 0.01±0.02 μg/mL，女性則為 0.03±0.04 μg/mL，平均 肌酸酐校正濃度男性為 0.03±0.05 mg/g
cr.，女性則為 0.04±0.05 mg/g cr.，均未有 統計上差異。
南部地區：所收集尿液樣本經
creatinine 檢測，有效尿液樣本共 30 個，
分別為男性 24 個，女性 6 個，檢出率為男 性 88.5%，女性 75%，男性平均原始濃度為 0.05±0.13 μg/mL，女性則為 0.04±0.05 μg/mL，平均肌酸酐校正濃度男性為
0.03±0.07 mg/g cr.，女性則為 0.04±0.06 mg/g cr.，均未有統計上差異。
表2-11 成年人各類食物每日攝取量 unit:g
由表2-11 所示，以問卷方式調查各地區 研究對象之每日食物攝取量，以了解各區成年 人對魚水產類、家禽類、家畜類、五穀根莖類、
蔬菜類、其他蛋白質類的攝取情形，由全部 142 個研究對象得知，每日食物平均攝取量為 719.47±334.95 g，範圍為 130.71~2131.88 g。
北部地區在所調查的 61 位研究對象 中，每日食物平均攝取量為662.53±315.55 g，範圍為 225.69~1704.29 g。
中部地區所調查之 47 位研究對象中，每
日食物平均攝取量為758.20±371.90 g，其範 圍為 161.43~2131.88 g 。
南部地區：在所調查之 34 位研究對象 中，每日食物平均攝取量則為 768.08±308.18 g，其範圍為 130.71~1614.24 g。
表2-12 成人每日經由飲食攝取雙酚 A 之攝 取量
unit:μg
由表2-12 所示，本研究參考林氏(2012) 台灣各地區食物中雙酚 A 含量研究結果，經 計算後得知本研究研究對象每日由食物攝取 雙酚 A 含量平均為25.88±22.1μg，範圍為 1.84~180.41 μg；其中北部、中部、南部之 研究對象，每日由食物攝取雙酚 A 平均含量 分別為北部 19.4±9.96 μg，中部 27.14±
20.92 μg，南部 35.75±33.39μg，範圍分別 為北部4.11~45.42 μg，中部 1.84~98.74 μ g，南部 8.94~180.41 μg。
表2-13 成人每日單位體重雙酚 A 攝取量 unit:μg/kg BW/day
由表2-13 所示，經體重校正後，本研究 對象每日單位體重平均 BPA 攝取量為0.41 ± 0.37 μg/kg BW/day，範圍為 0.04 ~3.28 μ g/kg BW/day，其中北部、中部、南部之研究 對象，每日單位體重平均 BPA 攝取量分別為 北部0.31 ±0.16 μg/kg BW/day，中部0.43 ± 0.36 μg/kg BW/day，南部 0.55 ±0.58 μ g/kg BW/day，範圍分別為北部 0.07 ~0.67 μ g/kg
BW/day，中部 0.04 ~1.55 μg/kg BW/day，
南部 0.10 ~3.28 μg/kg BW/day。
表2-14 成人每日雙酚 A 平均攝取量與尿液 樣本中雙酚 A 濃度之相關性分析
由表2-14 所示，將各地區成年人每日平 均雙酚A攝取量與其尿液中雙酚A濃度進行相 關性分析，由表 4-10 得知，各地區食物攝取
之雙酚 A 濃度與尿液中雙酚 A 原始濃度及 校正濃度均無顯著相關。
在北部地區 51 個研究對象中，其攝取之 雙酚 A 濃度與尿液中雙酚A 原始濃度的相關 係數(r)為 0.17，p 值為 0.233。而攝取之雙 酚 A濃度與尿液中雙酚 A 校正濃度的相關係
數(r)則為 0.194，p 值為0.171。
在中部地區 41 個研究對象中，其攝取之 雙酚 A 濃度與尿液中雙酚 A 原始濃度的相 關係數(r)為-0.139，p 值為 0.385 。而攝取 之雙酚 A 濃度與尿液中雙酚 A 校正濃度的 相關係數(r)則為-0.085，p 值
為 0.598。
在南部地區 30 個研究對象中，其攝取之 雙酚 A 濃度與尿液中雙酚 A 原始濃度的相 關係數(r)為 0.216，p 值為 0.252。而攝取 之雙酚A 濃度與尿液中雙酚 A 校正濃度的相 關係數(r)則為 0.165，p 值為0.383。
(3)自來水與瓶裝水濃度測定結果
本研究將台灣劃分為北區、中區、南區及 東區，以此四區為自來水樣本來源並進行雙酚 A 濃度分析，共採集 131 個自來水樣本；
另外，以各大超級市場所販售之塑膠瓶裝水為 瓶裝水之樣本來源，共16 種品牌，48 個樣 本。
表2-15 台灣自來水及塑膠瓶裝水中雙酚 A 之濃度 Unit：μg/L
如表2-15 所示，自來水及塑膠瓶裝水之檢出 率有顯著的差異(p<0.001)，前者水中雙酚 A 之檢出率為 47% (62/131)，後者為 100%；此 外，兩者濃度亦達顯著差異(p<0.001)，自來水
中雙酚 A 濃度為 2.89±3.72 μg/L，塑膠瓶 裝水為 7.70±2.87 μg/L。
表2-16 台灣北、中、南和東四區之自來水中 雙酚 A 之濃度 Unit：μg/L
如表2-16 所示，本研究自來水樣本共採 集 131 個，分別為北區 73 個、中區 15個、
南區 15 個及東區 28 個。各區樣本之檢出率 未達統計上的顯著差異(p=0.539)，分別為北區 52%、中區 33%、南區 40%、東區 46%；此 外，各區樣本中雙酚 A 之濃度亦未達顯著差 異(p=0.508)，分別為北區 2.96±3.90 μg/L、
中區 1.81±2.56 μg/L、南區 4.13±5.55 μ g/L、東區 2.47±2.27 μg/L。
表2-17 不同水源別塑膠瓶裝水中雙酚 A 之 濃度 Unit：μg/L
依行政院衛生署公告，國內生產包裝水及 以容器盛裝並直接販售之桶裝水，將水源別分 為地面水體、地下水體、自來水及其他四種。
本研究塑膠瓶裝水樣本共 48 個，分別為地面 水體 6 個、地下水體 24 個、自來水 3 個及 其他 15 個，其中歸類為其他之水源別包含深 層海水、經電透析蒸發之海水及天然湧泉。塑
膠瓶裝水中雙酚 A 均有檢出，各水源別之水 中雙酚 A 濃度未達統計上的顯著差異 (p=0.542)，濃度分別為地面水體 7.57±2.41μ g/L、地下水體 7.56±2.22 μg/L、自來水 9.28
±1.28 μg/L、其他 7.67±4.08 μg/L。
表2-18 台灣各地區塑膠瓶裝水中雙酚 A 之 濃度Unit：μg/L
如表2-18 所示，依瓶裝水所標示之水源 出處，將台灣分為北區、中區、南區及東區四 區，但因無南區樣本，故僅以北區、中區及東 區三區進行統計分析。本研究瓶裝水樣本共 48 個，分別為北區 9 個、中區 27 個及東區 12 個。塑膠瓶裝水中雙酚 A 均有檢出，各 區域水中之雙酚 A 濃度未達統計上的顯著 差異(p=0.232)，濃度分別為北區 8.48±2.61 μg/L、中區 7.19±2.55 μg/L、東區 8.27±3.65 μg/L。
表2-19 成年人之每日飲水量 unit：mL
由問卷調查各區域成年人每日飲水量。在 北區收集的 61 位成年人中，每日平均飲水量 為 1531.70±802.03 mL，其範圍為 40-3100 mL；在中區收集的 47 位成年人中，每日平 均飲水量為1554.20±860.33 mL，其範圍為 290-4000 mL；在南區收集的 34 位成年人 中，每日平均飲水量為 1783.22±1185.22 mL，其範圍為 414-7200 mL。
北區成年人平均每日飲用自來水水量為 1510.45±779.24 mL，其範圍為 275-3000 mL；中區成年人平均每日飲用自來水水量為 1416.82±687.48 mL，其範圍為 240-4000 mL；南區成年人平均每日飲用自來水水量為 1371.88±616.04 mL，其範圍為200-3000 mL。
北區成年人平均每日飲用塑膠瓶裝水水 量為 275.86±361.18 mL，其範圍為20-1714.29 mL；中區成年人平均每日飲用塑膠瓶裝水水 量為 399.91±607.17 mL，其範圍為
16.67-1800 mL；南區成年人平均每日飲用塑 膠瓶裝水水量為 598.39±1193.94 mL，其範 圍為 8.33-5400 mL。
表2-20成年人每日由飲水攝取雙酚 A 之攝 取量
由成年人每日飲水量及水中雙酚 A 濃 度經換算後可得成年人每日由飲水攝取雙酚 A 之攝取量，詳細資料如表2-20。在北區收 集的61 位成年人中，每日由飲水攝取雙酚 A 之攝取量為 5.23±2.65 μg/day，其範圍為 0.24-12.02 μg/day；在中區收集的 47 位成 年人中，每日由飲水攝取雙酚 A 之攝取量為 3.88±3.89 μg/day，其範圍為 0.82-17.84 μg/day；在南區收集的 34 位成年人中，每 日由飲水攝取雙酚 A 之攝取量為 8.85±8.22 μg/day，其範圍為 2.07-49.01 μg/day。
北區成年人每日由飲用自來水攝取雙酚 A 之攝取量為 4.47±2.31μg/day，其範圍為 0.81-8.88 μg/day；中區成年人每日由飲用自 來水攝取雙酚 A 之攝取量為 2.57±1.24 μ g/day，其範圍為 0.43-7.24 μg/day；
南區成年人每日由飲用自來水攝取雙酚 A 之攝取量為 5.67±2.54μg/day，其範圍為
0.83-12.39 μg/day。
北區成年人每日由飲用塑膠瓶裝水攝取 雙酚 A 之攝取量為2.12±2.43 μg/day，其範 圍為 0.15-10.10 μg/day；中區成年人每日由 飲用塑膠瓶裝水攝取雙酚 A 之攝取量為 3.24±4.97 μg/day，其範圍為0.13-14.22 μ g/day；南區成年人每日由飲用塑膠瓶裝水攝 取雙酚 A 之攝取量為 4.63±9.17 μg/day，其 範圍為 0.06-41.58 μg/day。
伍、討論
(1)食物中BPA濃度比較
本研究所檢測之所有食物樣本中，BPA 濃度範圍為 0.25-550.20 ng/g，罐頭類食物 BPA 濃度範圍為 0.25-893.86 ng/g。均高於 Tsuda 等人(2000)於日本所做的調查(濃度 範圍為 0.5-8 ng/g)，Braunrath 等人(2005) 於調查罐頭食物中，濃度自 0.1 ng/mL(檸檬 蘇打飲料)-38 ng/mL(泰國即食濃湯)，
D'Antuono 等人(2001)於研究中測得液體類 食物其 BPA 濃度為 1.2 ppb。本研究之罐頭 飲品跟 Braunrath 等人(2005)之罐頭食物研 究中濃度類似，估計罐頭飲品的濃度值大都不 高，其原因可能因當中包含的油脂成分均不 高，故偵測出來之濃度值相似。而在淡水魚部 分濃度值高於 Tsuda 等人(2000)之研究濃 度值，可能為 Tsuda 等人(2000)之 BPA 研 究方法並不成熟且回收率偏低所導致。但是在 Mariscal-Arcas 等人(2009)研究西班牙從微 波攝食之 BPA 含量，與本研究之每人每日 罐頭攝食量類似，本研究範圍為 0.7-41899 ng/day，而 Mariscal-Arcas 等人(2009)之每 日罐頭攝食量為 4.79±1.07 μg/day，推測 Mariscal-Arcas 等人(2009)之研究較符合本 研究 BPA 罐頭食物暴露量值，該研究中偵 測蔬菜、魚、肉、豆類植物、微波食物等，其 中蔬菜濃度值與本研究結果相似，魚、肉濃度 值低於本研究結果，豆類植物研究結果與本研
究相類似，推測魚、肉低於本研究結果可能因 其產地不同且選用水域不同，實驗進行中選取 部位可能不同，所導致結果顯示出來的差異。
在本研究結果中也發現魚水產類別中，鹹水魚 濃度高於淡水魚，推測其造成原因可能因其生 長水域不同，且鹹水域中之魚群有生物累積效 應，故濃度值高於淡水水域之魚群。在蔬菜類 別中，發現根莖類蔬菜濃度高於葉菜類蔬菜，
推測應為根莖類作物可能有較多的土壤吸收 而累積於作物中，而蛋奶類中，雞蛋濃度高於 牛奶，推測可能因雞蛋中脂質(100g 中 31.2%)成分高於牛奶脂質(總量中佔 3.5%) 所致。 另外在罐頭的部分，在選購時分別包 含有全表面積金屬罐頭，和蓋子面積為金屬部 分之玻璃罐頭；而在玻璃罐頭中可推論其內容 食物與金屬漆光面積接觸不大，故其濃度相對 低於偵測極限值，例如：嬰兒食品香蕉泥罐 頭、果醬罐頭等；而當中菜類罐頭濃度高於偵 測極限，為本身菜類所帶有濃度加上其油脂成 分高易與漆光面積接觸而釋出BPA。其餘內 容物食品皆全表面積接觸金屬漆光塗料，接觸 面積依序為玉米罐頭、豆類罐頭、肉類罐頭、
魚類罐頭；玉米罐頭濃度與肉類罐頭相當，估 計為金屬漆光表面積接觸較大，且玉米本身為 一含高油脂類食物。另外就單看豆類、肉類和 魚類，其 BPA 暴露濃度值與其接觸金屬漆 光表面積呈現一正相關。而罐頭中豆類、肉 類、魚類這些經烹煮過後保存於罐頭中，除其 油脂成分含量較高，且相對接觸金屬漆光表面 積高，遭受暴露 BPA 可能性相對高於蔬菜 類、水果類、飲品類等其他較油脂成分之罐 頭。
(2)尿液中BPA濃度比較
將本研究測得之尿液樣本 BPA 濃度結 果與 Yang et al.(2006)針對 172 位韓國人 尿液樣本測得之 BPA 濃度結果(檢出率 97.5%、中位數 7.86 ng/mL)相比，本研究之 中位數(11.7 ng/mL)較韓國人高，所以推測台
灣成年人尿液之 BPA 濃度可能較韓國高。
而 Melzer et al.(2010)調查了 2948 位 (2003-2004:1455 位; 2005-2006:1493 位 ) 美國 18-74 歲成年族群之尿液樣本 BPA 濃度，其所測得之 GM 2003-2004 年為 2.49 ng/mL、2005-2006 年則為 1.79 ng/mL，均較本研究(14 ng/ml)低。由上述結 果證明，我國成年人體內之 BPA 濃度較 高，推測我國成年人 BPA 暴露程度可能較 韓國及美國嚴重。雖然北、中及南部之尿液樣 本 BPA 檢出率並無明顯差異，但可以發現 北部尿液樣本 BPA 濃度較中部及南部高，
可能是因為飲食習慣及生活型態不同所造成 之差異。根據行政院主計處統計，北部民眾有 80%午餐大都外食，晚餐比例也高達 60%，
外食人口大量增加，也增加了塑膠餐盒的用 量，過去很多研究指出 BPA 可能自盛裝食 物的塑膠容器中溶出，特別是經過加熱後 ((Kawamura et al., 2001; Munguía-López and Soto-Valdez, 2001; Munguía-López et al., 2005; Takao et al., 2002; Goodson et al., 2002; Kang et al., 2003)。近年來隨著 生活型態傾向於追求省時、便利為主，促使便 利商店普及化，許多微波食品也逐漸盛行，
增加了 BPA 暴露的潛在風險。
將本研究男、女性受測者尿液樣本檢測結 果進行比較，結果發現不論任何地區內男、女 性受測者尿液樣本 BPA 檢出率及濃度結果 均無呈現明顯差異，但可以發現在北部及中部 女性尿液中 BPA 濃度普遍較男性高，推論 可能是因為女性在化妝品及保養品的使用較 男性頻繁且普及(Rong Zhu et al., 2010)。此 外，男性受訪者在北、中及南部尿液樣本 BPA 濃度是有達顯著差異的，可能是受到飲 食習慣及各類食物雙酚 A 含量差異而影 響。此外目前 BPA 在人體內的代謝機制尚 未明確，生活型態、身高、體重、疾病等及其 他潛在暴露途徑等因素，皆可能對於生物偵測
樣本濃度造成影響。
歐盟科學委員會計算每日成人BPA攝取 量為 0.4 μg/kg BW/day (EC, 2002)；英國 食物標準局以罐頭食物含有 BPA 濃度推算 成人每日 BPA 攝取量為 0.36-0.38 μg /kg BW/day (FSA, 2000)；紐西蘭亦以罐頭食物 含有 BPA 濃度推算人類平均 BPA 攝取量 為 0.008 μg/kg BW/day，最大攝取量為 0.29 μg/kg BW/day(Thomson and Grounds, 2005)；而本研究推算成人每日 BPA 平均攝取量為 0.41 μg/kg BW/day，
雖僅明顯較高於紐西蘭研究結果，但由於本研 究調查問卷並無涵括所有食物種類，因此推測 我國成人 BPA 攝取量亦可能較英國及歐盟 高。
相較於美國 EPA (EPA, 1988) 及歐盟 (EC, 2006)所訂定 BPA 每日容許攝取量 50 μg/kg BW/day，本研究結果雖低於規範許 多，但近年來許多研究皆指出 即使 BPA 暴 露劑量低於美國 EPA 安全劑量(50 mg/kg BW/day)，仍會對動物和人體造成不良的健康 影響(Krishnan et al., 1994; Brotons et al., 1995; Hunt et al., 2003; Howdeshell et al., 2003; Kang et al., 2003)，因此對於 BPA 攝 取所造成之危害仍不可忽視。
本研究分析台灣北、中、南成年人每日 經由食物攝取 BPA 平均攝取量與尿液中 BPA 原始濃度及校正濃度均未有統計顯著 相關性，雖有研究指出 BPA 在人體的半衰 期為一日，但其在人體內的代謝機制尚未明 確，且個體對於外來物質感受性原本就存在差 異，此外，個人代謝率還受到健康情形、年齡、
體重、飲食習慣及食物攝取種類多寡等多種因 素影響，另外，本研究問卷是調查受訪者平常 每日各類食物攝取量多寡，但三餐飲食型態還 是有所差異，增加了過去食物種類以及攝取份 數回想的複雜性，除此之外，收集尿液前一餐 的攝取型態亦會對分析結果造成影響，因此推
論與回憶偏差、個人代謝率、食物來源不 同和其他潛在暴露途徑等因素有關，還需更進 一步探討。
(3)自來水與塑膠瓶裝水BPA含量比較
本研究針對台灣自來水及塑膠瓶裝水進行 分析，共 179 個樣本，結果發現塑膠瓶裝水 中雙酚 A 之檢出率及濃度均較自來水高，
此與其他國家研究結果相似(Li et al., 2010；
Sodré et al., 2009)。雙酚 A 為塑化劑的一 種，塑膠容器中均可能含有，過去研究也 曾指出隨著儲存時間、儲存溫度、儲存內容物 等因素，均會影響雙酚A 由塑膠容器溶出的 多寡，故雙酚 A 可能藉由容器溶出而累積於 瓶裝水中，因而致使塑膠瓶裝水濃度較自來水 高。
本研究自來水中雙酚 A 之檢出率為 47%，濃度範圍為 nd~17.81μg/L(中位數為 0.69 μg/L)，其中以南區之濃度為最高，其 次為北區、東區，中區濃度則為最低。
Sodré 等人 (2009) 調查巴西自來 水中十一種有機物質中，雙酚 A濃度為 0.16
±0.03 μg/L；而 Stackelberg 等人 (2004) 於美國自來水廠調查自來水中之有機污染 物，其中雙酚 A 濃度為 0.42 μg/L(最大 值)；另外 Li 等人 (2010) 分析廣州六個 靠近自來水廠住家的自來水，雙酚A 濃度為 0.0023 ~ 0.3170 μg/L。本研究自來水分析 結果均較其他國家高，根據 Jiao 等人 (2008) 統計資料顯示，台灣 2007 年雙酚 A 製造產量居全球第二，且每年出口量有上 升的趨勢，人類對於雙酚 A 的需求也越來越 大，台灣素有塑膠王國之稱，若工廠產生之廢 水、廢棄物處置不當，則可能將污染物質排放 至河川中，此外，由自來水廠傳送至家裡的塑 膠管線、水塔等均可能影響自來水中雙酚 A 之濃度。
本研究塑膠瓶裝水中均含有雙酚 A，其檢 出率為 100%，濃度範圍為 2.11~18.18 μ
g/L(中位數為 7.87 μg/L)，此結果與 Li 等人 (2010) 分析廣州市售瓶裝水之結果類 似，其檢出率為 81%，但本研究塑膠瓶 裝 水 分 析 結 果 較 Li 等 人 (2010) 之 研 究 結 果 高 ， 其 濃 度 為
0.0176~0.2850 μg/L(中位數為 0.0824 μ g/L)。
Toyo’oka and Oshige (2000) 研究九種不同廠牌礦泉水在 PET 瓶子雙酚 A 之濃度，濃度為 0.0030~0.0100 μg/L(中 位數為 0.0040 μg/L)；另外 Diana and Dimitra (2011) 調查希臘當地瓶裝水中雙 酚 A 濃度，其中聚對苯二甲酸乙二酯(PET) 材質之瓶裝水濃度為 0.0046 μg/L(中位 數)；本研究中塑膠瓶裝水分析結果均高於 Toyo’oka and Oshige (2000) 及 Diana and Dimitra (2011) 之研究。
塑膠瓶蓋、水源(在未裝入瓶子前已被污 染)或是使用回收在利用的瓶子等因素均可能 為塑膠瓶裝水中雙酚 A 來源(Li et al., 2010；Guart et al., 2011；Sax, 2010)，除此 之外，儲存時間、儲存溫度亦會影響瓶裝水中 雙酚 A 之濃度。本研究台灣成年人每日由飲 水攝取雙酚 A 之攝取量平均為5.63μ g/day，以自來水攝取量較瓶裝水高；以地區 來看，南區最高(8.85μg/day)，北區次之(5.23 μg/day)，中區最低(3.88μg/day)；南區及北 區均是自來水攝取量高於瓶裝水，中區則反 之。
Diana and Dimitra (2011) 利用模 式模擬成年人每天經由飲用水暴露到雙酚 A 最高的濃度(0.170μg/L)，進而計算每天飲用 2 公升的飲用水之暴露量，為 0.006μg/kg bw/day，以 60 公斤的成人而言，其 經由飲水之雙酚 A 攝取量為 0.36μ/day。
Li 等人 (2010) 調查廣州市售瓶裝水及自 來水中雙酚 A 之濃度，及估算每日經由飲用 水雙酚 A之攝取量，成年人為 0.313 μ
g/day。
相較於其他國家的研究，台灣成年人經由 飲用水所暴露到的雙酚A 較高，但依據歐盟 所訂定的每日最大攝取量(TDI) 50μg/ kg bw/day，即 60 公斤的成年人每日雙酚 A 攝 取量應在 3000μg/day 以下，台灣成人經由 飲用水雙酚 A 之暴露量仍在安全範圍內。由 於雙酚 A 進入人體，並非只有經過飲水，尚 有其他的來源，如食物、環境介質…等，暴露 量也應一併列入計算，本研究推估的成年人經 由飲水雙酚 A 之暴露量是否真的安全，仍有 待商榷。
陸、結論
利用建立之方法分析食物樣本，發現雙酚 A 普遍存在於食物及金屬罐頭中，檢出率高 達 97%(259/267)，以食物中鮭魚之含量最 高，濃度為 1556.37±11.69 ng/g wet weight，其次為金屬罐頭中豆類，濃度為 1143.02±332.72 ng/g wet weight。
利用本研究所建立之尿中 BPA 之分析 方法分析尿液樣本，尿液樣本 BPA檢出率為 85.2%，平均原始濃度及為
0.06±0.17μg/mL，範圍為ND~1.33μg/mL，
平均校正濃度則為0.09±0.35、ND～3.33 mg/g cr.，與美國及韓國相關文獻相比，本研 究測得之台灣成年人體內所含 BPA濃度較 高，顯示我國暴露程度較美國及韓國嚴重，雖 尚無明確證據指出 BPA 對於人體之危害，
但已於動物實驗證明其傷害，所以仍值得重 視。
估算成人每日經由食物攝取雙酚A平均 含量為25.88 ± 22.1 μg。各地區食物攝取 之雙酚A濃度與尿液中雙酚A原始濃度及校正 濃度結果顯示均無相關性存在，推論與回憶偏 差、個體差異、飲食型態和其他潛在暴露途徑 等因素有關，因此無法從本研究之食物攝取量 觀察出與尿中 BPA 濃度之相關性 ，還需更
進一步探討。。
本研究飲用水中雙酚 A 分析結果顯 示，塑膠瓶裝水之濃度及檢出率均高於自來 水，且均達統計上的顯著差異。其可能是因為 塑膠容器溶出而累積於瓶裝水中，致使塑膠瓶 裝水濃度較自來水高。
各區自來水樣本之濃度及檢出率均未達 統計上的顯著差異，以南區之濃度為最高，其 次為北區、東區，中區濃度則為最低。塑膠瓶 裝水中檢出率為 100%，但不論是以水源別 或依瓶裝水所標示之水源出處區分，濃度均未 達統計上的顯著差異。
估算台灣成年人每日由飲水攝取雙酚 A 之攝取量為 5.63μg/day，以自來水攝取量較 瓶裝水高；以地區來看，南區最高(8.85μ g/day)，北區次之(5.23μg/day)，中區最低 (3.88μg/day)；南區及北區均是自來水攝取 量高於瓶裝水，中區則反之。
本研究結果提供了我國成人 BPA 飲食 暴露量、尿中濃度、飲水中含量及食物含量，
可作為未來健康效應研究及飲食流佈管制和 攝取量規範訂定之參考資料，未來可進一步整 合其他暴露途徑，如飲食、環境介質、個人差 異等因素，進行整體的暴露評估。
柒、參考文獻
1. Al-Hiyasat AS, Darmani H and
Elbetieha AM 2002. Effects of bisphenol A on adult male mouse fertility. Eur. J.
Oral Sci. 110:163-167.
2. Aloisi AM, Della Seta D, Ceccarelli I, Farabollini F 2001. Bisphenol-A differently affects estrogen
receptors-alpha in estrous-cycling and lactating female rats. Neurosci. Lett.
310:49-52.
3. Aloisi AM, Della Seta D, Rendo C, Ceccarelli I, Scaramuzzino A,
Farabollini F 2002. Exposure to the estrogenic pollutant bisphenol A affects pain behavior induced by subcutaneous formalin injection in male and female rats. Brain Res. 937:1-7.
4. Alonso-Magdalena P, Morimoto S, Ripoll C, Fuentes E, Nadal A 2006. The estrogenic effect of bisphenol A disrupts pancreatic ß-cell function in vivo and induces insulin resistance. Environ Health Perspect 114:106–112.
5. Basheer C, Lee HK and Tan KS 2004.
Endocrine disrupting alkylphenols and bisphenol A in coastal waters and supermarket seafood from Singapore, Marine Pollut. Bull. 48: 1145–1167.
6. Belfroid A, van Velzen M, van der Horst B and Vethaak D 2002. Occurrence of bisphenol A in surface water and uptake in fish: evaluation of field measurements, Chemosphere 49: 97–103.
7. Bolt HM, Janning P, Michna H and Degen GH 2001. Comparative
assessment of endocrine modulators with oestrogenic activity. 1. Definition of a hygiene-based margin of safety
(HBMOS) for xeno-oestrogens against the background of European
developments, Arch. Toxicol. 74:
647–662.
8. Bolz U, Hagenmaier H and Körner W 2001. Phenolic zenoestrogens in surface water, sediments, and sewage sludge from Baden-Württemberg, south-west Germany, Environ. Pollut. 115:
291–301.
9. Brede C, Fjeldal P, Skjevrak I and Herikstad H 2003. Increased migration
levels of bisphenol A from polycarbonate baby bottles after
dishwashing, boiling and brushing, Food Addit. Contam. 20: 684–689.
10. Brotons JA, Olea-Serrano MF,
Villalobos M, Pedraza V, Olea N 1995.
Xenoestrogens released from lacquer coating in food cans. Environ Health Perspect 103:608–612.
11. Burridge E April 14–20, 2003.
Bisphenol A: product profile. Eur Chem News; 17.
12. Calafat AM, Kuklenyik Z, Reidy JA, Caudill SP, Ekong J, Needham LL 2005.
Urinary concentrations of bisphenol A and 4-nonyl phenol in a human reference population. Environ Health Perspect 113:391–395.
13. Cappiello M, Giuliani L, Rane A and Pacifici GM 2000. Uridine
5′-diphosphoglucuronic acid
(UDPGLcUA) in the human fetal liver, kidney and placenta, Eur. J. Drug Pharmacokine. 25: 161–163.
14. Degen GH and Bolt HM 2000.
Endocrine disruptors: uptake on xenoestrogens, Int. Arch. Occup.
Environ. Health 73: 433–441.
15. Dodds EC and Lawson W. 1936.
Synthetic oestrogenic agents without the phenanthrene nucleus. Nature 137: 996.
16. Dodds EC and Lawson W. 1938.
Molecular structure in relation to
oestrogenic activity. Compounds without a phenanthrene nucleus. Proc. Roal Soc.
Lon. B. 125: 222-232.
17. Domoradzki JY, Pottenger LH, Thornton CM, Hansen SC, Card TL, Markham
DA, Dryzga MD, Shiotsuka RN, Waechter Jr JM 2003. Metabolism and pharmacokinetics of bisphenol A (BPA) and the embryo-fetal distribution of BPA and BPA-monoglucuronide in CD Sprague-Dawley rats at three gestational stages. Toxicol Sci 76:21–34.
18. Dorn PB, Chou CS, Gentempo JJ 1987.
Degradation of bisphenol A in natural waters, Chemosphere 16: 1501–1507.
19. EC (European Commission) 1990.
Commission directive 90/128/EEC relating to plastics materials and articles intended to come into contact with foodstuffs. Off J Eur Commun L297, 26-30.
20. EC (European Commission) 2002.
Opinion of the Scientific Committee on Food on Bisphenol A. SCF/CS/PM/3936 Final, Scientific Committee on Food, Brusssels, Belgium.
21. EC (European Commission) 2004.
Commission directive of 1 March 2004 amending directive 2002/72/EC relating to plastic materials and articles intended to come into contact with foodstuffs, Off.
J. Eur. Commun. L71, 8–21.
22. EPA (U.S. Environmental Protection Agency) 1988. Bisphenol A Reference Dose for Chronic Oral Exposure (RfD) in Integrated Risk Information System (IRIS), A Toxicology Data File on the National Library of Medicine's (NLM) TOXNET System.
23. Facciolo RM, Alo R, Madeo M, Canonaco M, Dessi-Fulgheri F 2002.
Early cerebral activities of the environmental estrogen bisphenol A
appear to act via the somatostatin receptor subtype sst2. Environ. Health Perspect. 110 (Suppl 3):397-402.
24. Farabollini F, Porrini S, Della Seta D, Bianchi F, Dessi-Fulgheri F 2002.
Effects of perinatal exposure to
bisphenol A on sociosexual behavior of female and male rats. Environ. Health Perspect. 110 Suppl 3:409-414.
25. Fent G, Hein WJ, Moendel MJ and Kubiak R 2003. Fate of 14C-bisphenol A in soils, Chemosphere 51: 735–746.
26. Fromme H, Küchler T, Otto T, Pilz K, Müller J and Wenzel A 2002.
Occurrence of phthalates and bisphenol A and F in the environment, Water Res.
36: 1429–1438.
27. FSA (Food Standards Agency) 2000.
Survey of Bisphenols in Canned Foods.
Food Surveillance Information Sheet.
Number 13/01. April 2001, Food Standards Agency, UK.
28. Funabashi T, Sano A, Mitsushima D, Kimura F 2003. Bisphenol A increases progesterone receptor immunoreactivity in the hypothalamus in a dose-dependent manner and affects sexual behaviour in adult ovariectomized rats. J.
Neuroendocrinol. 15:134-140.
29. Goodson A, Summerfield W and Cooper I 2002. Survey of bisphenol A and
bisphenol F in canned foods, Food Addit.
Contam. 19: 796–802.
30. Goodson A, Robin H, Summerfield W and Cooper I 2004. Migration of
bisphenol A from can coatings-effects of damages, storage conditions and heating, Food Addit. Contam. 21: 1015–1026.
