6-1第六章

典型污染物在環境各圈層

中的轉歸與效應

Chapter6.

FateandEffectsofClassicPollutantsinMultimediaofEnvironment6-1第六章

典型污染物在環境各圈層

中的轉歸與效應

Ch6-2內容提要及重點要求主要介紹了以重金屬、持久性有機污染物（PersistentOrganicPollutants，POPs）為代表的持久性有毒污染物（PersistentToxicSubstances,PTS）等典型污染物在各圈層中的轉歸與效應。要求了解這些典型污染物的來源、用途和基本性質。掌握它們在環境中的基本轉化、歸趨規律與效應。6-2內容提要及重點要求主要介紹了以重金屬、6-3第一節

重金屬元素（HeavyMetals）一、汞

Mercury二、鎘

Cadmium三、鉻

Chromium四、砷

Arsenic6-3第一節

重金屬元素（HeavyMetals）一、汞6-41.環境中汞的來源、分布與遷移來源與分布

汞在自然界中的濃度不大，但分布很廣。主要開采應用后絕大部分以三廢形式進入環境。據統計,目前全世界每年開采應用的汞量約在1×104t以上，其中絕大部分最終以三廢的形式進入環境。在氯堿工業中每生產1t氯，要流失100～200g汞；生產1t乙醛，需用100～300g汞，以損耗5％計，年產10×104t乙醛就有500～1500kg汞排入環境。一、汞

(Hg)Mercury6-41.環境中汞的來源、分布與遷移一、汞(Hg)Me6-5有機汞化合物曾作為一種農藥，特別是作為一種殺真菌劑而獲得廣泛應用；這類化合物包括芳基汞(如二硫代二甲氨基甲酸苯基汞)。在造紙工業中用作殺黏菌劑和紙張霉菌抑制劑和烷基汞制劑(如氯化乙基汞C2H5HgCl，用作種子殺真菌劑等)。6-5有機汞化合物曾作為一種農藥，特別是作為一種殺真菌劑而獲6-6遷移轉化

與其他金屬相比，汞的重要特點是能以零價的形態存在于大氣、土壤和天然水中，這是因為汞具有很高的電離勢，故轉化為離子的傾向小于其他金屬。一般有機汞的揮發性大于無機汞，有機汞中又以甲基汞和苯基汞的揮發性最大。無機汞中以碘化汞揮發性最大，硫化汞最小。氣相汞的最后歸趨是進入土壤和海底沉積物。6-66-7汞化合物的揮發性6-7汞化合物的揮發性6-8無機汞化合物在生物體內一般容易排泄。但當汞與生物體內的高分子結合，形成穩定的有機汞配合物，就很難排出體外。由下表所列出的甲基汞和汞的某些絡合物穩定常數可以看出，其中半胱氨酸和白蛋白與甲基汞和汞的配合物相當穩定。

甲基汞和汞的某些配合物的穩定常數6-8無機汞化合物在生物體內一般容易排泄。但當汞與生6-9如果存在親和力更強或者濃度很大的配體，重金屬難溶鹽就會發生轉化，這是一個普遍規律。例如，在Hg(OH)2與HgS溶液中，從計算可知，Hg的質量濃度僅為0.039mg/L，但當環境中C1-離子濃度為0.001mol/L時，Hg(OH)2和HgS的溶解度可以分別增加44和408倍；如果C1-離子濃度為1mol/L時，則它們的溶解度分別增加105和107倍。這是因為高濃度的C1-離子與Hg2+離子發生強的配合作用。因此，河流中懸浮物和沉積物中的汞，進入海洋后會發生解吸，使河口沉積物中汞含量顯著減少。6-9如果存在親和力更強或者濃度很大的配體，重6-10汞在環境中的遷移、轉化與環境（特別是水環境）的電位和pH有關。從圖中可以看出，液態汞和某些無機汞化合物，在較寬的pH和電位條件下，是穩定的。各種形態汞在水中的穩定范圍Hg2+Hg(OH)2Hg22+Hg6-10汞在環境中的遷移、轉化與環境（特別是水環境）6-112.汞的甲基化

在天然環境中，某些無機形態的金屬元素能轉化為有機金屬化合物，主要過程為環境甲基化，又稱生物甲基化。甲基鈷氨素是金屬甲基化過程中甲基基團的重要生物來源。

CH3CoB12+Hg2++H2O→H2OCoB12++CH3Hg+

在S2－或H2S存在時，甲基汞離子轉化為二甲基汞。

2CH3Hg＋＋S2－→(CH3Hg)2S

(CH3Hg)2S→(CH3)2Hg+HgS6-112.汞的甲基化CH3CoB12+H6-12甲基鈷氨素的再生：水合鈷氨素（H2OCoB123+）被輔酶FADH2還原，使其中鈷由三價降為一價，然后輔酶甲基四氫葉酸(THFA-CH3)將正離子CH3+

轉移給鈷，并從鈷上取得兩個電子，以CH3-與鈷結合，完成了甲基鈷氨素的再生，使汞的甲基化能夠繼續進行。6-12甲基鈷氨素的再生：水合鈷氨素（H2OCoB126-13

3.甲基汞脫甲基化與汞離子還原

湖底沉積物中甲基汞可以被假單胞菌屬細菌降解而轉化為甲烷和汞。也可將Hg2＋還原為金屬汞。CH3Hg＋＋2[H]→Hg＋CH4＋H＋

HgCl2＋2[H]→Hg＋2HCl6-133.甲基汞脫甲基化與汞離子還原6-14圖6–2汞的生物循環（馬文漪等，1998）6-14圖6–2汞的生物循環（馬文漪等，1998）6-15Hg的生物、化學循環示意圖Source:EnvironmentCanada

6-15Hg的生物、化學循環示意圖Source:Envir6-164.汞的危害

甲基汞能與許多有機配位體基團結合，如—SH，—OH，

—COOH，—NH2，等。所以甲基汞非常容易和蛋白質、氨基酸類物質起作用。

由于烷基汞具有高脂溶性，且它在生物體內分解速率緩慢(其分解半衰期約為70d)，因此烷基汞比可溶性無機汞化合物的毒性大10～100倍。

水生生物富集烷基汞比富集非烷基汞的能力大很多。一般魚類對氯化甲基汞的濃縮系數是3000，甲殼類則為100～100000。在日本水俁灣的魚肉中，汞的含量可達2.1～8.7μg/g。

6-164.汞的危害6-171953年在日本熊本縣水俁灣附近的漁村,發現一種中樞神經性疾患的公害病，稱為水俁病。經過十年研究,于1963年從水俁灣的魚、貝中分離出CH3HgCl結晶。并用純CH3HgCl結晶喂貓進行試驗，出現了與水俁病完全一致的癥狀。1968年日本政府確認水俁病是由水俁灣附近的化工廠在生產乙醛時排放的汞和甲基汞廢水造成的。這是世界歷史上首次出現的重大重金屬污染事件。根據對日本水俁病的研究，中毒者發病時發汞含量為200～1000μg/g，最低值為50μg/g；血汞為0.2～2.0μg/mL；紅細胞中為0.4μg/g。因此，可以把發汞50μg/g、血汞0.2μg/mL、紅細胞中汞0.4μg/g看成是對甲基汞最敏感的人中毒的閾值。6-171953年在日本熊本縣水俁灣附近的漁6-18“973”項目“我國汞污染特征、環境過程及減排技術原理”1）我國人為源汞排放清單和同位素特征；2）汞的地-氣遷移與分子轉化；3）我國大氣汞分布特征及傳輸過程；4）典型區域汞污染特征和環境效應；5）汞污染排放過程形態調控機制及控制技術原理。6-18“973”項目“我國汞污染特征、環境過程及減排技術原6-19第一節

重金屬元素（HeavyMetals）一、汞

Mercury二、鎘

Cadmium三、鉻

Chromium四、砷

Arsenic6-19第一節

重金屬元素（HeavyMetals）一、汞6-20二、鎘

(Cd)Cadmium1.用途與來源

地殼中鎘的豐度僅為20ng/g，通常與鋅共生，最早發現鎘元素就是在ZnCO3礦中。在Zn-Pb-Cu礦中含鎘濃度最高，所以煉鋅過程是環境中鎘的主要來源。在冶煉Pb和Cu時也會排放出鎘。鎘的工業用途很廣，主要用于電鍍、增塑劑、顏料生產、Ni-Cd電池生產等。電鍍廠常將含鎘量高達2200mg/L的廢鍍液排入周圍水體中。另外，在磷肥、污泥和礦物燃料中也含有少量鎘。6-20二、鎘(Cd)Cadmium6-212.污染特點遷移性較大，易配合，配合基團受水化學條件影響較大。在氧化性淡水體中，主要以Cd2＋形式存在；在海水中主要以CdClx2-x形態存在；當pH>9時，CdCO3是主要存在形式；而在厭氧的水體環境中，大多都轉化為難溶的CdS了。問題：為什么在缺氧的沉積物（或土壤）中，Cd或其他重金屬離子的含量明顯減小？6-216-223.毒性

鎘和汞一樣，是人體不需要的元素。許多植物如水稻、小麥等對鎘的富集能力很強，使鎘及其化合物能通過食物鏈進入人體，鎘的生物半衰期長，從體內排出的速率十分緩慢，容易在體內的腎臟、肝臟等部位積聚，對人體的腎臟、肝臟、骨骼、血液系統等都有較大的損害作用，還能破壞人體的新陳代謝功能。

鎘對骨質的破壞作用在于它阻礙了鈣的吸收。Cd2+半徑為0.097nm,Ca2＋半徑為0.099

nm，兩者非常接近，很容易發生置換作用，骨骼中鈣的位置被鎘占據，骨質變軟，骨痛病就是由此引起。此外，Ca2＋與Zn2+和Cu2+的外層電子結構相似，半徑也相近，因此在生物體內也存在著Cu和Zn被Cd置換取代的現象。Cu和Zn均為人體必需元素，由于受到鎘污染而造成人體缺Cu和缺Zn，都會破壞正常的新陳代謝功能。

6-223.毒性鎘對骨質的破壞作用在于它阻礙6-23骨痛病又叫痛痛病。在重金屬污染造成的嚴重事件中，除水俁病之外，就屬骨痛病了。1955年首次發現于日本富山縣神通川流域，是積累性鎘中毒造成的。患者初發病時，腰、背、手、腳、膝關節感到疼癇，以后逐漸加重，上下樓梯時全身疼痛，行動困難，持續幾年后，出現骨萎縮、骨彎曲、骨軟化等癥狀，進而發生自然骨折，甚至咳嗽都能引起多發性骨折，直至最后死亡。經過調查，發現是由于神通川上游鋅礦冶煉排出的含鎘廢水污染了神通川，用河水灌溉農田，又使鎘進入稻田被水稻吸收，致使當地居民因長期飲用被鎘污染的河水和食用被鎘污染的稻米而引起的慢性鎘中毒。此病潛伏期一般為2～8a，長者可達10～30

a。直到這一事件發生之后，鎘污染問題才引起了人們的普遍關注。

6-23骨痛病又叫痛痛病。在重金屬污染造成的嚴重事件中，除水6-24第一節

重金屬元素（HeavyMetals）一、汞

Mercury二、鎘

Cadmium三、鉻

Chromium四、砷

Arsenic6-24第一節

重金屬元素（HeavyMetals）一、汞6-25三、鉻

(Cr)Chromium1.來源與分布

鉻在環境中的分布是微量級的。大氣中約1μg/m3，天然水中1～40μg/L，海水中的正常含量是0.05μg/L，但在海洋生物體內鉻的含量達50～500μg/kg，說明生物體對鉻有較強的富集作用。電鍍、皮革、染料和金屬酸洗等工業均是環境中鉻的污染來源。對我國某電鍍廠周圍環境的監測結果發現，該電鍍廠下游方向的地下水、土壤和農作物都受到不同程度的六價鉻的污染，且離廠區越近，污染越嚴重。電鍍廠附近居民的血、尿、發中的六價鉻水平均超過了正常水平。另外，重鉻酸鉀和濃硫酸配置成的溶液曾被廣泛用作實驗室的洗液，自從六價鉻的毒性被確認后，這種洗液現在已經被禁用了。

6-25三、鉻(Cr)Chromium6-26相關行業遺留下的鉻渣造成了嚴重的環境污染6-26相關行業遺留下的鉻渣造成了嚴重的環境污染6-27

進入自然水體中的Cr3+，在低pH條件下易被腐殖質吸附形成穩定的配合物，當pH>4時，Cr3+開始沉淀。接近中性時可沉淀完全。天然水體的pH在6.5～8.5，在這種條件下，大部分的Cr3+都進入底泥中了。在強堿性介質中，遇有氧化性物質，Cr(Ⅲ)會向Cr(Ⅵ)轉化；而在酸性條件下，Cr(Ⅵ)可以被水體中的Fe2+、硫化物和其他還原性物質還原為Cr(Ⅲ)。在天然水體環境中經常發生三價鉻和六價鉻之間的這種相互轉化。2.形態鉻的pE-pH圖-0.80.40-0.40.81.2Cr2O72-CrO42-HCrO4-Cr(OH)4-(S)Cr3+CrOH2+Cr(OH)3·nH2O(S)CrO2-Cr2+Cr(OH)2(S)02468101214pHpE6-27進入自然水體中的Cr3+，在低pH6-28

與前面幾種金屬不同的是，三價鉻是人體必需的微量元素。它參與正常的糖代謝和膽固醇代謝的過程，促進胰島素的功能，人體缺鉻會導致血糖升高，產生糖尿，還會引起動脈粥樣硬化癥。但六價鉻又對人體有嚴重的毒害作用，吸入可引起急性支氣管炎和哮喘；入口則可刺激和腐蝕消化道，引起惡心、嘔吐、胃燒灼痛、腹瀉、便血、腎臟損害，嚴重時會導致休克昏迷。另外，長時間的與高濃度六價鉻接觸，還會損害皮膚，引起皮炎和濕疹，甚至產生潰瘍(稱為鉻瘡)。六價鉻對黏膜的刺激和傷害也很嚴重，空氣中質量濃度為0.15～0.3mg/m3時可導致鼻中鉻穿孔。六價鉻的致癌作用也已被確認。另外，三價鉻的攝入也不應過量，否則同樣會對人體產生有害作用。3.毒性效應6-28與前面幾種金屬不同的是，三價鉻是人體必6-29第一節

重金屬元素（HeavyMetals）一、汞

Mercury二、鎘

Cadmium三、鉻

Chromium四、砷

Arsenic6-29第一節

重金屬元素（HeavyMetals）一、汞6-30

1.來源自然存在的礦物；工業排放；農業使用：農藥：砷酸鉛、砷酸鈣除莠劑：甲胂酸、二甲次胂酸木材防腐劑：鉻砷合劑、砷酸鈉飼料添加劑：苯胂酸化合物

四、砷

（As）Arsenic6-301.來源四、砷（As）Arsenic6-312.環境中As的遷移轉化

在一般的pH和Eh范圍內，As主要以+3，+5價存在。水溶性部分：AsO43-，HAsO42-，H2AsO4-，AsO33-，H2AsO3-只占5%～10%。因為：水溶性As易與土壤中Fe3+，Al3+，Ca2+，Mg2+等離子生成難溶性砷化物(與PO43-相似)。土壤中As大部分與土壤膠體相結合，呈吸附狀態，且吸附牢固，呈現為AsO43-，AsO33-陰離子。因此，含As污染物進入土壤后，主要積累于土壤表層，很難向下遷移。6-312.環境中As的遷移轉化6-32砷的pE-pH圖0-0.25-0.500.250.500.75H3AsO4As5+H2AsO4-As5+HAsO42-As5+AsO43-As5+H3AsO3As3+H2AsO3-As3+HAsO32-As3+

1234567891011121314pHpE0.750.500.250-0.25-0.506-32砷的pE-pH圖0-0.25-0.500.250.56-33土壤中溶解態、難溶態及吸附態砷之間相對含量與土壤Eh、pH密切相關：pH上升，Eh下降，可提高As的溶解性。pH上升，土壤膠體上的正電荷下降，對As的吸附量下降，可溶性As含量升高。Eh下降，砷酸還原為亞砷酸H3AsO4+2H++2e-→H3AsO3+H2O

AsO43-吸附交換能力大于AsO33-，所以As吸附量下降，可溶性As含量上升。另外，土壤Eh下降，還會使砷酸鐵以及其他形式與砷酸鹽相結合的Fe3+還原為比較容易溶解的Fe2+形式，因此可溶性As含量與Eh呈明顯負相關。但需要注意的是：當土壤中含硫量較高時，在還原條件下，可生成穩定難溶的As2S3。6-33土壤中溶解態、難溶態及吸附態砷之間相對6-34砷是植物強烈吸收積累的元素。

問題：做水稻和小麥的盆栽試驗，在施用相同的Na3AsO4的情況下，為什么水稻糙米中的含砷量高于小麥中？考慮因素：作物種類；土壤條件（淹水），Eh；砷形態6-34砷是植物強烈吸收積累的元素。6-353.As的危害As(Ⅲ)的毒性是As(Ⅴ)的60倍。前者可以與蛋白質中巰基(R-SH)作用。砷通過甲基化轉化為三甲基砷。As對不同類型的土壤的危害程度有差異，順序是sand>silt>clay。砷甲基化機制：

重要前提是：As(V)必須在甲基化前還原為As(Ⅲ)6-35重要前提是：As(V)必須在甲基化前還原為As(Ⅲ)6-36As的生物化學效應A.高濃度砷化物使蛋白質凝固。可能是As與蛋白質中的巰基反應。因此對As常用的解毒劑是含有巰基基團并能與砷酸根結合的化合物，如BAL（2,3-二巰基丙醇），可以從蛋白質中去除砷酸根，并恢復正常的酶功能。B.與輔酶配合6-36As的生物化學效應6-37C.抑制ATP合成。As的性質與P相似，可以干擾由3-磷酸甘油醛生成1，3-二磷酸甘油酯酶。6-37C.抑制ATP合成。As的性質與P相似，可以干擾由6-38第二節

有機污染物（OrganicPollutants）一、持久性有機污染物

PersistentOrganicPollutants二、有機鹵代物

OrganicHalides三、多環芳烴PolycyclicAromaticHydrocarbons四、表面活性劑Surfactants五、環境中的手性化合物ChiralCompoundsin

theEnvironment6-38第二節

有機污染物（OrganicPollutan6-39一、持久性有機污染物

PersistentOrganicPollutants2001年5月23日，在瑞典首都127個國家的環境部長或高級官員代表各自政府簽署《關于持久性有機污染物的斯德哥爾摩公約》（簡稱《公約》），目前簽約國有151個；在我國,《公約》在2004年6月獲得人大批準，2004年11月正式生效。高毒性hightoxicity高持久性highpersistence高富集性highbioaccumulationpotential半揮發性semivolatility6-39一、持久性有機污染物6-40UNEP國際公約中首批控制的12種POPs是艾氏劑、狄氏劑、異狄氏劑、DDT、氯丹、六氯苯、滅蟻靈、毒殺芬、七氯、多氯聯苯(PCBs)、二噁英和苯并呋喃(PCDD/Fs)。其中前9種屬于有機氯農藥，多氯聯苯是精細化工產品，后2種是化學產品的衍生物雜質和含氯廢物焚燒所產生的次生污染物。1998年6月在丹麥奧爾胡斯召開的泛歐環境部長會議上，美國、加拿大和歐洲32個國家正式簽署了關于長距離越境空氣污染物公約，提出了16種(類)加以控制的POPs，除了UNEP提出的12種物質之外，還有六溴聯苯、林丹(即99.5%的六六六丙體制劑)、多環芳烴和五氯酚。6-40UNEP國際公約中首批控制的12種POPs是艾氏劑、6-41氯丹分子式C10H6Cl8滅蟻靈分子式：C10Cl12

DDT分子式：C14H9Cl5艾氏劑分子式：C12H8Cl6

六氯苯分子式：C6Cl6

毒殺芬分子式：C10H10Cl8七氯分子式：C10H5Cl7

Cl一些有機氯POPs的結構式6-41氯丹滅蟻靈DDT艾氏劑六氯苯毒殺芬七氯Cl一些有機氯6-426-426-432009年5月9日在日內瓦召開的《公約》第四次締約方大會上，來自全球160多個國家和地區的代表達成共識，同意將9種嚴重危害人類健康與自然環境的新POPs增列入《公約》。6-432009年5月9日在日內瓦召開的《公約》第四次締約方6-44十氯酮多溴聯苯醚多溴聯苯全氟辛烷磺酸6-44十氯酮6-456-456-46第二節

有機污染物（OrganicPollutants）一、持久性有機污染物

PersistentOrganicPollutants二、有機鹵代物

OrganicHalides三、多環芳烴PolycyclicAromaticHydrocarbons四、表面活性劑Surfactants五、環境中的手性化合物ChiralCompoundsin

theEnvironment6-46第二節

有機污染物（OrganicPollutan6-47

1.鹵代烴HalogenatedHydrocarbons（1）來源氯甲烷：天然來源主要來自海洋生物活動。人為來源主要來自汽車尾氣和聚氯乙烯塑料、農作物等廢物的燃燒。氟氯昂：火山爆發和人為排放（制冷劑、飛機推動劑、塑料發泡劑）。四氯化碳：工業溶劑、滅火劑和干洗劑。CHF2Cl（CFC－22）：制冷劑和發泡劑。二、有機鹵代物

OrganicHalides6-471.鹵代烴HalogenatedHydroc6-48（2）壽命6-48（2）壽命6-49（3）鹵化物在大氣中的轉化

①對流層中的轉化：含氫鹵代烴與HO

的反應是它們在對流層中消除的主要途徑。鹵代烴消除途徑的起始反應是脫氫。CHCl3+HO

H2O

+

CCl3

CCl3自由基再與氧氣反應生成碳酰氯(光氣)和ClO

：

CCl3+O2

COCl2+

ClO

光氣在被雨水沖刷或清除之前，如果清除速率很慢，大部分的光氣將向上擴散，在平流層下部發生光解；如果沖刷或清除的速率很快，光氣對平流層的影響就小。

ClO

可氧化其他分子并產生氯原子。在對流層中，NO和H2O可能是參與反應的物質：

ClO

+NO

Cl

+NO23ClO+H2O

3Cl+2HO+O2

6-49（3）鹵化物在大氣中的轉化6-50多數氯原子迅速和甲烷作用：

Cl

+CH4

HCl+

CH3氯代乙烯與HO

基反應將打開雙鍵，讓氧加成進去。如全氯乙烯可轉化成三氯乙酰氯：

C2Cl4+[O]

CCl3COCl②平流層中的轉化：進入平流層的鹵代烴污染物，都受到高能光子的攻擊而被破壞。如，四氯化碳分子吸收光子后脫去一個氯原子。

CCl4

+hν

CCl3

+C1

CCl3基團與對流層中氯仿的情況相同，被氧化成光氣。隨后產生的Cl

不直接生成HCl，而是參與破壞臭氧的鏈式反應：Cl

+O3

ClO

+O2

6-50多數氯原子迅速和甲烷作用：6-51O3吸收高能光子發生光解反應，生成O2和O

，O

再與ClO

反應，將其又轉化為Cl

：

O3+h

O2+O

O

+ClO

Cl

+O2在上述鏈式反應中除去了兩個臭氧分子后，又再次提供了除去另外兩個臭氧分子的氯原子。這種循環將繼續下去，直到氯原于與甲烷或某些其他的含氫類化合物反應，全部變成氯化氫為止：

Cl

+CH4

HCl+

CH3

HCl可與HO

自由基反應重新生成C1:

HO

+HCl

H2O+Cl

這個氯原子是游離的，可以再次參與使臭氧破壞的鏈式反應，在氯原子擴散出平流層之前，它在鏈式反應中進出的活動將發生10次以上。一個氯原于進入鏈反應能破壞數以千計的臭氧分子，直至氯化氫到達對流層，并在降雨時被清除。6-51O3吸收高能光子發生光解反應，生成O2和O，O6-522.PCBs(PolychlorinatedBiphenyls)（1）結構

PCBs全部異構體有210個，目前已鑒定出102個PCBs美國的商品名為Aroclor；法國的為Phenochlor；德國為Clophen；日本為Kenechlor；前蘇聯為Sovol等。在美國還使用號碼數字命名，用開頭兩個數字代表多氯聯苯分子類型，如12代表氯代聯苯，用后兩個數字代表氯的百分含量。5'6'653'2'324'41'1

多氯聯苯(1≤m+n≤10)

ClmCln

聯苯6-522.PCBs(PolychlorinatedB6-53（2）來源與分布變壓器和電容器內的絕緣流體；在熱傳導系統和水力系統中作介質；在配制潤滑油、油墨中作添加劑；在塑料中作增塑劑。6-53（2）來源與分布在配制潤滑油、油墨中作添加劑；6-54（3）性質隨Cl增加，黏稠度也相應增加，呈樹脂狀。純品溶解度取決于分子中取代的氯原子數，數目增加，溶解度降低。蒸氣壓小，溶解度小，故主要為吸附態，易被顆粒物吸附在沉積物中。易通過食物鏈傳遞。不同多氯聯苯在水中的溶解度（25℃）6-54（3）性質不同多氯聯苯在水中的溶解度（25℃）6-55（4）遷移揮發作用→大氣→濕沉降進入水體→沉積物中圖6–6不同PCBs揮發損失量與時間的關系6-55（4）遷移圖6–6不同PCBs揮發損失量與時間6-56（5）生物放大6-56（5）生物放大6-57（6）轉化A.光化學分解

6-57（6）轉化6-58環氧化物水解酶2,5,2’,5’-四氯聯苯3,4-環氧化物－H2O3,4-二氫二酚B、生物轉化含氯數目越少，越易被降解6-58環氧化物水解酶2,5,2’,5’-四氯聯苯6-593.多氯代二苯并二噁英和多氯代二苯并呋喃2,3,7,8-TCDD毒性最強的化合物（即2,3,7,8-四氯二苯并二）PolychlorinatedDibenzeneDioxinPCDDPolychlorinatedDibenzeneFuranPCDF(1)結構6-593.多氯代二苯并二噁英和多氯代二苯并呋喃2,3,6-602004年，中國向廢物中排放的二噁英為4978.7gTEQ，其中廢棄物焚燒、鋼鐵和其他金屬生產、化學品的生產和使用、發電和供熱、露天焚燒這5個來源總的排放量為4911.3gTEQ。(2)PCDD和PCDF的來源與分布6-602004年，中國向廢物中排放的二噁英為4978.6-61苯氧酸除草劑：2,4,5－T和2,4—D是主要用于森林的苯氧酸除草劑。其中含有0.02～5μg/g的2,3,7,8－TCDD異構體。因此隨著它的使用，PCDD進入了環境。在越南戰爭中，常用2,4,5－T作落葉劑的地方，曾出現過大量的死胎、胎盤腫瘤和畸形。6-616-62②

氯酚：PCDD和PCDF是氯酚生產中的副產物。20世紀30年代以來，氯酚被廣泛用作殺菌劑、木材防腐劑，在亞洲、非洲和南美洲還用于血吸蟲的防治。血吸蟲病在我國十多個省、市自治區存在，我國年產近萬噸五氯酚鈉。其中PCDD和PCDF的含量約在200～2000mg/kg，即使以1000mg/kg計算，每年進入環境的PCDD和PCDF的含量可達106g。由于它們強烈吸附于底泥中，所以PCDD和PCDF對土壤、水體底泥及在生物中的污染應引起重視。最近分析測定國產五氯酚鈉中PCDD和PCDF的結果表明，含2,3,7,8－TCDD為0.05μg/g。6-626-63多氯聯苯產品：1970年在歐洲的PCBs產品中首次檢測出PCDF，并發現PCBs的毒性與PCDF的含量有關。進一步研究發現，PCDF的濃度和異構體的比例隨PCBs的類型與來源有所不同。其中2,3,7,8－TCDF是主要異構體。化學廢棄物：在生產苯氧酸除草劑、氯酚、PCBs的化學廢渣中PCDD和PCDF含量更高。Hagenrain等在分析氯酚鈉廢渣中，就發現PCDD和PCDF含量以百分數計。我國包志成、丁香蘭等在分析五氯酚鈉廢渣中發現PCDD和PCDF的含量占殘渣總量的40％，毒性最大的2,3,7,8－TCDD含量高達400μg/g。其他：近幾年發現造紙廢水中含有2,3,7,8－TCDD，其質量濃度在每升微克級以下甚至每升納克級，而在污泥中較高。6-63多氯聯苯產品：1970年在歐洲的PCBs產品中首次檢6-64第二節

有機污染物（OrganicPollutants）一、持久性有機污染物

PersistentOrganicPollutants二、有機鹵代物

OrganicHalides三、多環芳烴PolycyclicAromaticHydrocarbons四、表面活性劑Surfactants五、環境中的手性化合物ChiralCompoundsin

theEnvironment6-64第二節

有機污染物（OrganicPollutan6-65三、多環芳烴

PolycyclicAromaticHydrocarbons(PAHs)

萘蒽菲芘苯并[a]芘NaphthaleneAnthracenePhenanthrenePyreneBenzo（a）pyrene6-65三、多環芳烴萘蒽菲芘苯并[a]芘Naphthal6-661.來源天然來源：化石燃料和植物的不完全燃燒，或自然成巖過程。人為來源：不完全燃燒，熱分解；石油污染或在還原氣氛下熱解，很多煙熏、油炸的食物中含有多環芳烴。非水溶性液體（NAPL）：Non-aqueousphaseliquidD－NAPL;L－NAPL6-661.來源6-676-676-682.在環境中的遷移轉化存在于大氣顆粒物、氣溶膠和沉積物中。進入水體，一般液相中含量較少，主要被顆粒物吸附，存在于沉積物中。轉化：光解微生物降解6-682.在環境中的遷移轉化6-696-696-703.PAHs結構與致癌性多環芳烴是最早被發現和研究的化學致癌物，1930年Kennaway第一個提純了二苯并[a,h]蒽，并確定了它的致癌性。1933年Cook等從煤焦油中分離出了多種多環芳烴，其中包括致癌性很強的苯并[a]芘。1950年Waller從倫敦市大氣中分離了苯并[a]芘。后又陸續分離、鑒定出多種致癌的多環芳烴。6-703.PAHs結構與致癌性多環芳烴是最6-71（1）K區理論：含有菲環結構，其顯著特征是相當于菲環9,10位的區域具有明顯的雙鍵性，即具有較大電子密度。PAH分子中存在兩類活性區域，K區和L區。K區在致癌過程中起主要作用，L區則起副作用。PAH的K區復合定域能（鄰位定域能＋碳定域能）若小于或等于13.58β，則有致癌性。若PAH分子中同時存在K區和L區，則L區的復合定域能（對位定域能＋碳定域能）必須大于或等于23.68β，PAH才具有致癌性。6-71（1）K區理論：含有菲環結構，其顯著特征是相當于菲環6-72推測PAH的致癌機理，可能是由于PAH分子K區具有較大的電子密度，因此DNA可與之發生親電加成反應，從而影響了細胞的生化過程，導致癌癥發生。PullmanK區理論最重要的兩點結論：K區是發生致癌反應的關鍵區域，而L區是對致癌反應起抵抗作用的區域。致癌反應的本質是致癌劑和生物中各種親電活性中心發生加成反應，此時電子流向是從致癌劑向生物體成分流動。6-72推測PAH的致癌機理，可能是由于PAH分子K區具有較6-73

（2）灣區理論A區是最先被氧化的區域；B區是最終被氧化的區域；K區的位置與“K區理論”相同。灣區理論要點如下：PAH分子中存在“灣區”，是其具有致癌性的主要原因。在“灣區”的角環(B區)容易形成環氧化物．它能自發地轉變成“灣區碳正離子”。PAH的灣區6-73（2）灣區理論PAH的灣區6-74“灣區碳正離子”是PAH的“最終致癌形式”，其穩定性可用微擾分子軌道法(PMO)計算其離域能的大小來定量估計。離域能越大，碳正離子越穩定，其致癌性越強。B區碳上的π電荷密度大小也是衡量PAH的致癌性強弱的條件，B區碳上的電荷密度愈小，則PAH的致癌性愈強。“灣區理論”認為PAH的致癌機理是：“灣區碳正離子”具有很強親電性。它可以與生物大分子DNA的負電中心結合，生成共價化合物，導致基因突變，形成癌癥。“灣區理論”是建立在PAH在生物體內代謝實驗基礎上的，它解釋了除苯并[a]蒽和苯并[a]芘之外，多數PAH如二苯并[a]蒽、3—甲基膽蒽等的致癌性，證明了“灣區環氧化物”在致癌過程中起了重要作用。但是，“灣區理論”沒有提出PAH致癌活性的定量判據，因而缺乏預測能力。6-74“灣區碳正離子”是PAH的“最終致癌形式”，其穩定性6-75(3)雙區理論PAH分子具有致癌性的必要和充分條件是其分子內存在著兩個親電活性定域，并把PAH分子分為M區，E區，L區，K區和角環、次角環。PAH致癌活性的定量計算公式為：

lgK＝4.751ΔE1ΔE23－0.0512nΔE2－3

（活化項）（脫毒項）式中，K——結構與致癌性的關系指數；ΔE1和ΔE2——分別為PAH兩個活性中心相應的碳正離子的離域能；

n——脫毒區總數；

4.751和0.0512——關系式的系數。6-756-76圖中M區為首先發生代謝活化的位置(代謝活化區)；E區為發生親電反應的理論位置(親電活化區)；L區為脫毒區；K區為雙重性區域，在某些情況下可以起親電活性區的作用，也可起脫毒區的作用；M區和E區所在的環稱為角環；次角環為如圖中標出的環。PAH的區域劃分圖6-76圖中M區為首先發生代謝活化的位置(代謝活化區)；E區6-77確定了K值與致癌性的關系提出了PAH致癌機理的假說：PAH分子的兩個親電中心與DNA互補堿基之間的兩個親核中心進行橫向交聯，引起移碼型突變，導致癌癥發生，兩個親電中心的最優致癌距離為0.28～0.30nm。而正好與DNA雙螺旋結構的互補堿基之間兩個親核中心的實測距離接近。6-77確定了K值與致癌性的關系提出了PAH致癌機理的假說：6-78第二節

有機污染物（OrganicPollutants）一、持久性有機污染物

PersistentOrganicPollutants二、有機鹵代物

OrganicHalides三、多環芳烴PolycyclicAromaticHydrocarbons四、表面活性劑Surfactants五、環境中的手性化合物ChiralCompoundsin

theEnvironment6-78第二節

有機污染物（OrganicPollutan6-79表面活性劑是分子中同時具有親水性基團和疏水性基團的物質。它能顯著改變液體的表面張力或兩相間界面的張力，具有良好的乳化或破乳；潤濕、滲透或反潤濕；分散或凝聚；起泡、穩泡和增加溶解力等作用。四、表面活性劑

Surfactants

親水端

憎水端膠束6-79表面活性劑是分子中同時具有親水性基團和疏水性基團的物6-801.分類陰離子表面活性劑：溶于水時，與憎水基相連的親水基是陰離子。陽離子表面活性劑：溶于水時，與憎水基相連的親水基是陽離子。兩性表面活性劑：陰、陽兩種離子組成的表面活性劑。非離子表面活性劑：其親水基團為醚基和羥基。6-801.分類6-81①陰離子表面活性劑Anionicsurfactants羧酸鹽：如肥皂RCOONa;磺酸鹽：如烷基苯磺酸鈉;硫酸酯鹽：如硫酸月桂酯鈉C12H25OSO3Na;磷酸酯鹽：如烷基磷酸鈉。6-81①陰離子表面活性劑6-82②陽離子表面活性劑CationicSurfactants它的水溶液有很強的殺菌能力，因此用作消毒滅菌劑。溴化十六烷基三甲基銨CH3C16H33－N+－CH3Br-CH3③兩性表面活性劑Amphotericsurfactants它們在水溶液中的性質隨溶液的pH不同而改變。RNH2CH2CH2COO-+RN(CH3)2CH2COO-+6-82②陽離子表面活性劑CH6-83④非離子表面活性劑Nonionicsurfactants脂肪醇聚氧乙烯醚：

脂肪酸聚氧乙烯醚：

烷基苯酚聚氧乙烯醚：聚氧乙烯烷基胺：聚氧乙烯烷基酰胺：

多醇表面活性劑：6-83④非離子表面活性劑6-842.性質（1）表面活性劑的親水性：表面活性劑的親油、親水平衡比值稱為親水性(HLB值)。可表示如下：HLB=親水基的親水性/疏水基的疏水性實驗測定困難，可根據碎片常數推測HLB＝7+Σ(親水基團HLB值)-Σ(疏水基團HLB值)（2）臨界膠束濃度6-842.性質6-85表面活性劑親水基團的相對位置對其性質的影響：一般情況下，親水基團在分子中間者比在末端的潤濕性能強，如是有名的滲透劑；親水基團在分子末端的比在中間的去污能力好，如C16H33OCOCH2CH(SO3Na)COOH的去污能力較強。6-85表面活性劑親水基團的相對位置對其性質的影響：一般情況6-86同一品種的表面活性劑，隨疏水基團中碳原子數目的增加，其溶解度有規律地減少；而降低水的表面張力的能力有明顯的增長。一般規律是：表面活性劑分子較小的，其潤濕性、滲透作用比較好；分子較大的，其洗滌作用、分散作用等較為優良。表面活性劑疏水基團對其性質的影響：如果表面活性劑的種類相同，分子大小相同，則一般有支鏈結構的表面活性劑有較好潤濕、滲透性能。具有不同疏水性基團的表面活性劑其親脂能力也有差別，大致順序為：脂肪族烷烴≥環烷烴＞脂肪族烯烴＞脂肪族芳烴＞芳香烴＞帶弱親水基團的烴基。6-86同一品種的表面活性劑，隨疏水基團中碳原子數目的增加，6-873.表面活性劑的來源、遷移與轉化由于表面活性劑具有顯著改變液體和固體表面的各種性質的能力，而被廣泛用于纖維、造紙、塑料、日用化工、醫藥、金屬加工、選礦、石油、煤碳等各行各業，僅合成洗滌劑一項，年產量已超過130×104t。它主要以各種廢水進入水體，是造成水污染的最普遍最大量的污染物之一。由于它含有很強的親水基團，不僅本身親水，也使其他不溶于水的物質分散于水體，并可長期分散于水中，而隨水流遷移。只有當它與水體懸浮物結合凝聚時才沉入水底。6-873.表面活性劑的來源、遷移與轉化6-88表面活性劑在環境污染治理中的應用洗脫：washing、flushing用于土壤污染修復，利用其增溶作用；陽離子表面活性劑容易吸附，可增加污染有機質含量，因而增加污染物在土壤上的吸附。表面活性劑-微生物聯用技術表面活性劑毒性表面活性劑可降解性對有機污染物的微生物降解的競爭成本問題6-88表面活性劑在環境污染治理中的應用6-89表面活性劑的結構對生物降解有很大影響。

直鏈烷烴＞端基有支鏈取代的烷烴＞三甲基的烷烴。對于直鏈烷基苯磺酸鈉(LAS)，鏈長為C6～C12烷基鏈長的比烷基鏈短的降解速率快。對于苯基在末端，而磺酸基位置在對位的降解速率較快，即使有甲基側鏈存在也是如此。圖6-16三種ABS的降解性（河水）(CH3)3C(CH2)7C6H4SO3Na;;3.CH3(CH2)11C6H4SO3Na6-89表面活性劑的結構對生物降解有很大影響。直鏈烷烴＞端6-904.表面活性劑對環境的污染與效應使水的感觀狀況受到影響，活性劑污染了水源后，用一般方法不易清除，在水源受洗滌劑嚴重污染的地方，自來水中也出現大量泡沫。由于洗滌劑中含有大量的聚磷酸鹽作為增凈劑，使廢水含有大量的磷，是造成水體富營養化的重要原因之一。表面活性劑可以促進水體中石油和多氯聯苯等不溶性有機物的乳化、分散，增加廢水處理的難度。由于陽離子表面活性劑具有一定的殺菌能力，在濃度高時，可能破壞水體微生物的群落。6-904.表面活性劑對環境的污染與效應6-91壬基酚(Nonylphenol,NP),是一種人工合成的工農業上廣泛應用的化合物。壬基酚在工業中主要用于壬基酚聚氧乙烯醚(NPEOs)的合成，后者是一種性能優異的表面活性劑，被廣泛用于洗滌劑、除草劑、殺蟲劑、塑料添加劑、乳化劑、潤濕劑、涂料、化妝品、紡織助劑和油田化學品中。全世界每年生產大約500000t烷基酚聚氧乙烯醚(APEOs)，其中NPEOs占了80%,中國NPEOs的年產量為40000t,約占世界總產量的10%。全世界每年NPEOs產量的60%進入了水體。5.環境中典型表面活性劑污染物（1）壬基酚聚氧乙烯醚及壬基酚A.來源6-91壬基酚(Nonylphenol,NP),是一6-92NPEOs本身毒性較小，但這類化合物在環境中不穩定，在污水處理廠的處理過程中，能夠被降解生成NP，短鏈壬基酚聚氧乙烯醚(NPEOs,s=1～3)和壬基酚聚乙氧基羧酸(NPECs)等小分子物質。降解產物NP及其低分子聚合物的穩定性增加,水溶性降低,脂溶性增強,毒性也明顯增加。在降解過程中，物質的憎水性逐漸增加，NP的logKow=4.2～4.5，因此易于吸附在有機物和顆粒物表面上。在污水處理廠中，大部分NP進入污水處理池的沉降泥渣中，殘留的NP隨出水排放到周圍環境中，并成為納污水域魚類和其他水生生物的暴露源。6-92NPEOs本身毒性較小，但這類化合物在環境中不穩定6-93中國北方四個城市污水處理廠進出水中NPEOs的分布如下所示

污水處理廠成為NP等新型污染物的來源！！！6-93中國北方四個城市污水處理廠進出水中NPEOs的分布如6-94壬基酚的雌激素效應是偶然被發現的。1991年，Soto博士等人在實驗室研究17β-雌二醇(17β-estrodiol,E2)的生物效應時，發現未加E2的對照樣品也能引起人類乳腺癌細胞株MCF-7的增殖。進一步的研究發現這種陽性反應是由于對照組所用的聚苯乙烯塑料離心管的溶出物所致。經提純和分析證明塑料管溶出物中具有雌激素效應的物質就是作為塑料抗氧化劑加入的壬基酚。隨后，在英國一些污水處理廠排水口下游的河流中發現了雄性魚的雌性化現象，進一步研究證實了污水中的NP導致了這一畸形后果。從此，壬基酚這一內分泌干擾物得到了國際上各國政府和學術界的廣泛關注。

B.毒性6-94壬基酚的雌激素效應是偶然被發現的。1991年，So6-95現在越來越多的野外觀察和實驗研究證實了壬基酚的雌激素效應。如前所述，NP能引起人類乳腺癌細胞株MCF-7的增殖，此外，NP能夠誘導幾種重組細胞株中雌激素受體(estrogenreceptor，ER)介導的基因表達過程。將虹鱒魚(Oncorhynchusmykiss)，鯉魚(Cyprinuscarpib)和南非一種青蛙(XenopusLaevis)的肝實質細胞暴露于NP，與對照組相比，促進了卵黃原蛋白(Vitellogenin,VTG)的表達。離體實驗發現NP的雌激素效應及其與ER的結合能力大約是天然雌激素17β-雌二醇(E2)的10-5-10-4倍。此外,許多活體實驗也證實NP具有雌激素效應，其中最具有說服力的證據是NP能在雄性和幼年魚類體內誘導生成卵黃原蛋白。6-95現在越來越多的野外觀察和實驗研究證實了壬基酚的雌激素6-96將虹鱒魚暴露于1.05μg/L和10.17μg/L的NP中一年時間后，即使低濃度組也引起了VTG的顯著上升，而這種濃度在環境中是常見的。除了在雄性和幼年魚類體內誘導合成VTG外，NP還能對水生動物和哺乳動物的生殖系統產生功能性和器質性的破壞作用，造成生殖畸形。將兩性魚(Rivulusmarmoratus)暴露于150μg/L或300μg/L的NP溶液中，60d后出現睪丸發育不全和卵子發生障礙等現象。此外，將產卵前4個月的虹鱒魚暴露于與環境中濃度相當的1μg/L和10μg/L的NP水溶液中，其孵化率降低，而且后代出現了個別的兼性現象。將虹鱒魚暴露于220μg/L的NP溶液中，能引起肝臟的組織病理學和生物化學的變化。給小鼠喂食1μgNP/(kg體重·d-1),10μgNP/(kg體重·d-1)和100μgNP/(kg體重d-1)

，45天后發現過氧化物歧化酶，過氧化氫酶，谷胱甘肽還原酶和谷胱甘肽氧化酶等抗氧化酶系統的活性顯著降低，而過氧化氫的含量和脂質過氧化作用顯著上升，說明NP能破壞小鼠精子的抗氧化系統，并引起小鼠附睪精子的過氧化應激反應。6-96將虹鱒魚暴露于1.05μg/L和10.176-97

C.環境行為6-97C.環境行為6-98NP3～9EOdegradation：k1=3.62×10-1d-1，t1/2=1.91d；NP3-5EOdegradation：k1=3.01～5.06×10-1d-1，t1/2=1.37～2.30d。NP1EO0～10ddegradationk1=4.11×10-2d-1，t1/2=16.87d13～28dproduced：k1=1.00×10-2d-1；NP0～4degradation：k1=1.47×10-1d-1，t1/2=4.71d，4～28dproduced：k1=3.30×10-2d-1。Degradationinsediment

–aerobicdegradationofNPnEO6-98NP3～9EOdegradation：NP1EODe6-99Degradationinsediment

–anaerobicdegradationofNPnEO沉積物的厭氧環境是造成某些小分子NPnEO環境持久性的主要原因6-99Degradationinsediment

6-100（2）十二烷基苯磺酸鈉和季銨鹽的復合污染行為

在濃度超過臨界膠束濃度（CriticalMicelleConcentration,CMC)后，分別可以在溶液相和固體顆粒物表面，形成膠束，影響污染物的界面化學行為。6-100（2）十二烷基苯磺酸鈉和季銨鹽的復合污染行為在濃度6-101陰離子表面活性劑和陽離子表面活性劑對菲均有促溶作用，鹽度可使促溶作用明顯提高。表面活性劑形成膠束前后，促溶能力大不相同。6-101陰離子表面活性劑和陽離子表面活性劑對菲均有促溶作用6-102但是，陰離子表面活性劑和陽離子表面活性劑對菲的吸附影響截然相反。因為表面活性劑本身的吸附能力不同。6-102但是，陰離子表面活性劑和陽離子表面活性劑對菲的吸附6-103與未加入表面活性劑時樂果的揮發情況相比，當加入的SDBS濃度小于臨界膠束濃度（CMC=418mg/L）時對樂果的揮發具有促進作用；當SDBS濃度超過CMC，樂果的揮發行為受到抑制，揮發速率開始變小。趙博生等.農業環境科學學報,2009,28:2194-2197不同濃度十二烷基苯磺酸鈉（SDBS）對農藥樂果的揮發量的影響SDBS濃度/(mg·L-1)0200400600800樂果的揮發量/%25.729.031.827.524.56-103與未加入表面活性劑時樂果的揮發情況相比，當加入的S6-104EnhancedSoilWashingofPhenanthrenebyMixedSolutionsofTX100andSDBSKUNYANG,LIZHONGZHU,ANDBAOSHANXINGEnvironSciTechnol.2006,40:4274-4280Increaseddesorptionofhydrophobicorganiccompounds(HOCs)fromsoilsandsedimentsisakeytotheremediationofcontaminatedsoilsandgroundwater.Inthisstudy,phenanthrenedesorptionfromacontaminatedsoilbymixedsolutionsofanonionicsurfactant(octylphenolpolyethoxylate,TX100)andananionicsurfactant(sodiumdodecylbenzenesulfonate,SDBS)wasinvestigated.Phenanthrenedesorptiondependedonnotonlyaqueoussurfactantconcentrationsandphenanthrenesolubilityenhancementbutalsothesoil-sorbedsurfactantamountandthecorrespondingsorptioncapacityofsorbedsurfactants.文獻學習6-104EnhancedSoilWashingof6-105Theaddedsurfactantcriticaldesorptionconcentrations(CDCs)forphenanthrenefromsoildependedonbothsorbedconcentrationsofsurfactantsandtheircriticalmicelleconcentrations(CMCs).Phenanthrenedesorptionbymixedsolutionswasmoreefficientthanindividualsurfactantsduetothelowsorptionlossofmixedsurfactantstosoil.Amongthetestedsurfactantsystems,mixedTX100andSDBSwitha1:9massratioexhibitedthehighestphenanthrenedesorption.Mixedmicelleformation,showingnegativedeviationofCMCsfromtheonespredictedbytheidealmixingtheory,wasprimarilyresponsibleforthesignificantreductionofsoil-sorbedamountsofTX100andSDBSintheirmixedsystems.Therefore,mixedanionic-nonionicsurfactantshadgreatpotentialintheareaofenhancedsoilandgroundwaterremediation.6-105Theaddedsurfactantcrit6-106全氟化合物（perfluorinatedcompounds,PFCs）以其優良的熱穩定性、化學穩定性、高表面活性及疏水/疏油性能，被大量應用于聚合物添加劑、潤滑劑、滅火劑、農用化學品、表面活性劑、清洗劑、化妝品、紡織品、毛毯制造、室內裝潢、皮革制品、表面防污劑和電子工業、藥物、航空業、電鍍等諸多領域。

表面處理劑——”思高潔”（3）全氟化合物A用途6-106全氟化合物（perfluorinatedcomp6-107B表面性質Thefluorocarbonchainisrigidandorientsattheairinterfaceperpendiculartothetreatedsubstrate.Thelowsurfaceenergydeliversstainrepellencyandreleaseproperties.CF3|(CF2)n|(CH2)2|TreatedSubstrateCF3|(CF2)n|(CH2)2|CF3|(CF2)n|(CH2)2|CF3|(CF2)n|(CH2)2|PolymerBackboneBulksubstratepropertiesareunaffectedwaterandoilrepellency6-107B表面性質Thefluorocarbonch6-108C.化學結構6-108C.化學結構6-109CFFOC-OCFFFnPerfluorierteAlkylcarboxylate(PFA)

n=4～10(C6～C12)Perfluorooctanesulfonate

(PFOS)全氟辛烷磺酸PerfluorierteAlkylsulfonate(PFS)

n=5～11(C6～C12)SOO-CFFCFFFnOPerfluorooctanoicacid

(PFOA)全氟辛酸D代表性物質6-109CFFOC-OCFFFnPerfluorierte6-110E持久性

PersistenceC-F：460kJPFOAdidnotshowanylossover35daysperiodinaquaticmicrocosm.

NovolatilitySedimentnotsignificant‘sink’duringthistime-framNophotolysis,Hydrolysis,BiodegradationExceedspersistencecriteriaunderCEPA(HL>182dinwater)Thesta