典型新型有机污染物的环境行为研究进展
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4.7阻燃剂及氯化石蜡
4.7.1多溴联苯醚
多溴联苯醚在结构上与多氯联苯类似，但PBDEs在生物中的富集特征与PCBs存在非 常明显的差别。PCBs工业品品种虽多，但每种工业品组成差异巨大，在生物体内PCBs大 致表现为较一致的单体组成特征。PBDEs的工业品品种少，但主要组成单体也相对较少。 在生物体内，随采样的区域、物种的不同，PBDEs在生物体内的单体组成模式往往存在 较大的差别，同时，水生、陆生生物的富集与方法也存在明显的差别。
Hale Waihona Puke Baidu
4.7.2氯化石蜡
有研究表明，SCCPs可以在生物体内富集，但其在生物体内的代谢与转化鲜有报道。 SCCPs主要分布在动物的脂肪组织中；其在鱼体内的半衰期与碳链长度、氯原子数呈正相 关关系。
由于CPs分析检测技术的限制，CPs的生物代谢转化与富集仍处于初始阶段，需要进 一步深入探讨。
4.7.3有机磷酸酯
光解和生物降解是PBDEs在空气、水、土壤、沉积物和室内尘埃等环境介质中转化的两种主 要途径，哪种途径占主导与PBDEs所处的环境条件密切相关。
3.7.2氯化石蜡（CPs）
氯化石蜡在我国的研究是最活跃的。由于研究的技术、方法等不同，给科学评估氯化石蜡的环 境行为造成潜在的不确定性。目前，CPs普遍存在于世界各地的土壤、大气、沉积物和生物体中。 出大气外，土壤、沉积物中中等链长CPs浓度水平通常高于短链CPs（SCCPs）
不同的污水处理工艺对人工甜味剂的去除效果具有一定差异。絮凝剂、加氯处理以及微生物 处理等去除能力都有差异。人工甜味剂在水环境中的光降解研究有一定的报道，在土壤介质中的迁 移降解却鲜有报导。
3.6苯并杂环化合物
苯丙三唑并不能被常规的污水处理流程去除，导致其向环境水体中释放，该过程长期不利影 响被不断的报导。最新的研究表明，污水处理厂进出水中均能检出苯并三唑。有学者发现，人工湿 地中苯丙三唑的去除率高于传统处理工艺，这主要是因为湿地条件下有光降解以及植物吸收作用。
3.2双酚类化合物
B PA （ 双 酚 A ） 在 环 境 中 的 行 为 主 要 取 决 于 其 本 身 的 性 质 以 及 环 境 条 件 。 释 放 到 水 环 境 中 的 B PA 除 了 与 水体混合外，还经历悬浮物、沉积物或污泥的吸附、生物降解、光降解等过程。地表水中广泛存在这能够降解 B PA 的 细 菌 ， 细 菌 的 数 量 、 温 度 对 生 物 降 解 均 有 影 响 ， 不 同 菌 种 降 解 途 径 不 同 。 对 B PA 的 吸 附 规 律 可 由 非 线 性 Freundlich 吸附等温线描述。BPA的降解过程主要包括光降解和生物降解。其中光降解主要指光分解和光氧化 过程。生物降解包含微生物降解、真菌及其降解酶降解。
有关CPs的转化研究相对缺乏，尤其是光降解等非生物转化。
4 新型有机污染物的生物代谢及效应
4.1全氟化合物
全氟前体物除了发生光降解外，另一条主要的转化途径是在微生物等生物的作用下 发 生 生 物 转 化 。 研 究 P FA S s 的 生 物 转 化 主 要 在 两 大 类 化 合 物 上 ： 氟 调 醇 为 基 础 和 磺 酰 胺 为 基础的化合物。其中8：2FTOHs（中性前体物氟调醇）和6：2FTOHs微生物降解转化研 究较多。研究发现氟调醇的半衰期较短，在不同介质中降解路径和降解产率稍有差异，这 主要和不同介质中微生物的种类差异有关。通过比较发现，氟调醇转化为全氟羧酸的产率 由高到低依次是土壤、沉积物、污泥和纯菌株。另外，不同碳链长度的 氟调醇微生物降 解的效率也不同，其中碳链越短其被微生物转化的相对量就越多，造成这种现象的原因在 于两点（1）链越长，位阻效应越小，生物有效性越小；（2）链越长水溶性越小，越易被 土壤等固体介质吸附，从而降低生物有效性。
典型新型有机污染物的环境行为研究进展
讲解：马源甫
3 典型新型有机污染物的环境行为
3.1 全氟化合物
P FA S s （ 全 / 多 氟 烷 基 化 合 物 ） 是 一 种 离 子 型 化 合 物 ， 关 于 其 如 何 进 行 全 球 迁 移 至 今 是 一 个 有 争 议 的 话 题 。 目前，有两种假说：（1）半挥发性的全氟前提物进入大气会进行长距离迁移，在光照和微生物的作用下发生 转化生成PFCAs（全氟羧酸）或PFSAs（磺酸）；（2）直接排放到环境中的PFCAs和PFSAs由于水溶性较强， 能 够 随 着 洋 流 进 行 全 球 迁 移 。 P FA S s 碳 链 长 度 的 不 同 造 成 理 化 性 质 差 异 较 大 ， 长 链 的 P FA S s 较 易 吸 附 到 灰 尘 、 土壤等固体介质上，迁移性差；短链的能够在大气和水体等介质中有更强的迁移性。
在实验动物体内，parabens的水解产物能够进一步羟基化生成3，4-对羟基苯甲酸。在水环 境中，3，4-二羟基苯甲酸甲酯和3，4-二羟基苯甲酸乙酯也会被检测出，且代谢物的浓度要高度母 体酯的浓度。
3.5 人工甜味剂
常见的人工甜味剂中，甜蜜素、糖精、阿斯巴甜的性质较不稳定，而安赛蜜、纽甜等具有较 强的热稳定性。大气的环境中，已发现部分的人工甜味剂。由于人工甜味剂是极性化合物，部分可 电离，在环境中以阴离子形态存在，具有很高的水溶性和较低的蒸气压。另外，人工甜味剂还可能 结合到颗粒物上，以扬尘形式进入大气，在大气迁移，再随干湿沉降回到地表。
尽 管 其 他 双 酚 类 似 物 被 认 为 比 B PA 稳 定 且 毒 性 小 ， 但 有 研 究 表 明 这 些 类 似 物 也 存 在 有 害影响，如雌性激素毒性、细胞毒性等。
4.3壬基酚聚氧乙烯醚
由于NPEOs很容易通过废水排放到水环境中，因而水生生物的存在对其行为和归趋 具有一定影响。就这一方面的研究，许多学者都在不同的植物、生物体等体内做了大量的 实验。
4.4对羟基苯加酸酯
人体中对羟基苯甲酸酯代谢的研究报道很少，主要还是集中在动物实验中。实验发 现，对羟基苯加酸酯可经肠道和皮肤迅速吸收，经体液循环达到目标器官。在器官和组织 水解酶的作用下，代谢为水溶性较好的对羟基苯甲酸及葡萄糖醛酸、氨基乙酸、硫磺酸的 结合物。其含量依次递减，并随尿液迅速排出体外。对羟基苯加酸酯及代谢物在体内均无 积蓄性。
已经有研究显示，OPEs广泛存在于生物体中，在淡水鱼、海水鱼、家禽、鸟蛋中都 有OPEs或其代谢物检出。对于OPEs的生物放大目前研究较少，且呈现处相互矛盾的结果。 由于有机磷酸酯类化合物理化性质的差异，以及不同生物体的富集、代谢能力的差异， OPEs在生物体内的生物富集与放大仍需大量的野外观测和实验室模拟研究来探索与证实。
3.4对羟基苯钾酸酯
对羟基苯加酸酯的挥发性比较低，基本不会从水环境中以挥发的方式溢出。在酸溶液中， parabens较稳定；在碱性溶液中，会水解；在强碱溶液中能够水解为对应的酸根。所以，在水环境 中水解也不是对羟基苯加酸酯去除的主要方式。在水环境中，降解途径主要是微生物降解；在好氧 条件下能够被微生物快速降解，缺氧条件下仅有部分的parabens能够被水解，且速率很慢。
目前，关于氟调醇的厌氧降解的研究较少，与好氧微生物降解相比，厌氧降解的周 期长，且降解为全氟羧酸的转化率较低。
4.2双酚类化合物
B PA 在 鱼 体 内 的 生 物 累 计 因 子 （ B A F ） 为 1 . 7 ~ 1 8 2 ， 与 典 型 持 久 性 有 机 污 染 物 相 比 并 没 有 显 著 的 生 物 类 累 积 性 。 B PA 的 B A F 值 较 低 ， 这 主 要 是 其 较 低 的 辛 醇 / 水 分 配 系 数 （logKow:3.32~3.40）。根据标准，当一种化学物的logKow＞4.02时，其可能具有明显的 生 物 累 计 性 。 因 此 ， 理 论 上 这 些 双 酚 类 似 物 可 能 具 有 比 B PA 更 强 的 生 物 降 解 性 。
5 展望
化学工业的发展为人类带来福祉，但是在化学品生产、使用和废弃过程中的不当行 为，使化学品成为环境污染的罪魁祸首。所以，人们始终在寻求发挥化学品益处并降低其 危害的最佳平衡点。一些新型化学品是传统污染物的代替品，但是在投放使用之前，虽然 已经做了大量的风险评估，但其环境行为与风险旺旺认知不全，在使用几年乃至几十年后 发现问题，再用新的化学品代替。虽然目前对于多数新型有机污染物的环境分布、迁移转 化以及生物效应等方面已有研究进展，但是总体上人类对新型污染物环境行为的认识仍有 待加强。特别是新型污染物的化学性质有别于传统污染物，很多环境行为难于用传统的环 境科学理论解释，对于新型污染物环境行为的深入研究，必将推动环境科学学科向纵深发 展。而对于其在人体中暴露水平、代谢途径和健康效应的研究还很缺乏，借助组学等新兴 手段，必将推动环境学科交叉前沿方向的进步。
苯并噻唑类物质难以被生物降解，所以苯并噻唑降解的研究主要集中在化学方面。
3.7阻燃剂与短链氯化石蜡
3.7.1PBDEs
大量的研究表明多溴联苯（PBDEs）具有长距离迁移能力，大气干湿沉降和温度变化是影响 其迁移的重要因素。由于PBDEs物理化学性质的差异，低溴PBDEs容易挥发到空气中，随大气迁 移。不仅如此，由于PBDEs的亲脂性很强，被吸附后就很难被解吸出来，沉积物在一定程度上起 到了净化的作用，尤其是八至十溴的PBDEs。当沉积物/水界面体系的条件改变，PBDEs就可能被 解吸，造成二次污染。PBDEs在沉积物中的吸附/解吸受到沉积物的颗粒大小、有机质的类型以及 温度影响。
4.5人工甜味剂
人工甜味剂由于具有较高的水溶性和较低的辛醇/水分配系数，难以被水生生物富集。 人工甜味剂在生物体内几乎不被代谢转化。
4.6苯并杂环化合物
近年来，苯并三唑在生物体内代谢转化逐渐引发关注。通过仪器检测，苯并三唑在植 物体内两种主要的代谢转化途径如下：葡萄糖途径及氨基酸途径。后者产物化学结构同植 物生长素类似，具有生物活性。
其 他 双 酚 类 似 物 会 以 和 B PA 类 似 的 方 式 排 放 到 水 环 境 中 ， 但 只 有 极 少 数 研 究 针 对 其 他 双 酚 类 似 物 ， 且 主 要是对其环境水平的报道。
3.3壬基酚聚氧乙烯醚
由于NPEOs 在环境中广泛分布，其在环境中的迁移转化也受到人们的广泛关注，在环境中主 要受吸附和降解的影响。近年来，随着人们对于NPEOs吸附行为的深入理解，更多的研究集中于 其降解。研究表明NPEOs的生物降解主要有两种途径：（1）在厌氧条件下，以减少乙酰基为目的； （2）在有氧条件下，主要发生末端醇羟基的氧化。同时，缺氧能够促进NPEOs的降解。除了生物 降解，一些研究者也报道了NPEOs在紫外线，H2O2等条件下能发生光降解，从而降低其生态风险。
4.7.1多溴联苯醚
多溴联苯醚在结构上与多氯联苯类似，但PBDEs在生物中的富集特征与PCBs存在非 常明显的差别。PCBs工业品品种虽多，但每种工业品组成差异巨大，在生物体内PCBs大 致表现为较一致的单体组成特征。PBDEs的工业品品种少，但主要组成单体也相对较少。 在生物体内，随采样的区域、物种的不同，PBDEs在生物体内的单体组成模式往往存在 较大的差别，同时，水生、陆生生物的富集与方法也存在明显的差别。
Hale Waihona Puke Baidu
4.7.2氯化石蜡
有研究表明，SCCPs可以在生物体内富集，但其在生物体内的代谢与转化鲜有报道。 SCCPs主要分布在动物的脂肪组织中；其在鱼体内的半衰期与碳链长度、氯原子数呈正相 关关系。
由于CPs分析检测技术的限制，CPs的生物代谢转化与富集仍处于初始阶段，需要进 一步深入探讨。
4.7.3有机磷酸酯
光解和生物降解是PBDEs在空气、水、土壤、沉积物和室内尘埃等环境介质中转化的两种主 要途径，哪种途径占主导与PBDEs所处的环境条件密切相关。
3.7.2氯化石蜡（CPs）
氯化石蜡在我国的研究是最活跃的。由于研究的技术、方法等不同，给科学评估氯化石蜡的环 境行为造成潜在的不确定性。目前，CPs普遍存在于世界各地的土壤、大气、沉积物和生物体中。 出大气外，土壤、沉积物中中等链长CPs浓度水平通常高于短链CPs（SCCPs）
不同的污水处理工艺对人工甜味剂的去除效果具有一定差异。絮凝剂、加氯处理以及微生物 处理等去除能力都有差异。人工甜味剂在水环境中的光降解研究有一定的报道，在土壤介质中的迁 移降解却鲜有报导。
3.6苯并杂环化合物
苯丙三唑并不能被常规的污水处理流程去除，导致其向环境水体中释放，该过程长期不利影 响被不断的报导。最新的研究表明，污水处理厂进出水中均能检出苯并三唑。有学者发现，人工湿 地中苯丙三唑的去除率高于传统处理工艺，这主要是因为湿地条件下有光降解以及植物吸收作用。
3.2双酚类化合物
B PA （ 双 酚 A ） 在 环 境 中 的 行 为 主 要 取 决 于 其 本 身 的 性 质 以 及 环 境 条 件 。 释 放 到 水 环 境 中 的 B PA 除 了 与 水体混合外，还经历悬浮物、沉积物或污泥的吸附、生物降解、光降解等过程。地表水中广泛存在这能够降解 B PA 的 细 菌 ， 细 菌 的 数 量 、 温 度 对 生 物 降 解 均 有 影 响 ， 不 同 菌 种 降 解 途 径 不 同 。 对 B PA 的 吸 附 规 律 可 由 非 线 性 Freundlich 吸附等温线描述。BPA的降解过程主要包括光降解和生物降解。其中光降解主要指光分解和光氧化 过程。生物降解包含微生物降解、真菌及其降解酶降解。
有关CPs的转化研究相对缺乏，尤其是光降解等非生物转化。
4 新型有机污染物的生物代谢及效应
4.1全氟化合物
全氟前体物除了发生光降解外，另一条主要的转化途径是在微生物等生物的作用下 发 生 生 物 转 化 。 研 究 P FA S s 的 生 物 转 化 主 要 在 两 大 类 化 合 物 上 ： 氟 调 醇 为 基 础 和 磺 酰 胺 为 基础的化合物。其中8：2FTOHs（中性前体物氟调醇）和6：2FTOHs微生物降解转化研 究较多。研究发现氟调醇的半衰期较短，在不同介质中降解路径和降解产率稍有差异，这 主要和不同介质中微生物的种类差异有关。通过比较发现，氟调醇转化为全氟羧酸的产率 由高到低依次是土壤、沉积物、污泥和纯菌株。另外，不同碳链长度的 氟调醇微生物降 解的效率也不同，其中碳链越短其被微生物转化的相对量就越多，造成这种现象的原因在 于两点（1）链越长，位阻效应越小，生物有效性越小；（2）链越长水溶性越小，越易被 土壤等固体介质吸附，从而降低生物有效性。
典型新型有机污染物的环境行为研究进展
讲解：马源甫
3 典型新型有机污染物的环境行为
3.1 全氟化合物
P FA S s （ 全 / 多 氟 烷 基 化 合 物 ） 是 一 种 离 子 型 化 合 物 ， 关 于 其 如 何 进 行 全 球 迁 移 至 今 是 一 个 有 争 议 的 话 题 。 目前，有两种假说：（1）半挥发性的全氟前提物进入大气会进行长距离迁移，在光照和微生物的作用下发生 转化生成PFCAs（全氟羧酸）或PFSAs（磺酸）；（2）直接排放到环境中的PFCAs和PFSAs由于水溶性较强， 能 够 随 着 洋 流 进 行 全 球 迁 移 。 P FA S s 碳 链 长 度 的 不 同 造 成 理 化 性 质 差 异 较 大 ， 长 链 的 P FA S s 较 易 吸 附 到 灰 尘 、 土壤等固体介质上，迁移性差；短链的能够在大气和水体等介质中有更强的迁移性。
在实验动物体内，parabens的水解产物能够进一步羟基化生成3，4-对羟基苯甲酸。在水环 境中，3，4-二羟基苯甲酸甲酯和3，4-二羟基苯甲酸乙酯也会被检测出，且代谢物的浓度要高度母 体酯的浓度。
3.5 人工甜味剂
常见的人工甜味剂中，甜蜜素、糖精、阿斯巴甜的性质较不稳定，而安赛蜜、纽甜等具有较 强的热稳定性。大气的环境中，已发现部分的人工甜味剂。由于人工甜味剂是极性化合物，部分可 电离，在环境中以阴离子形态存在，具有很高的水溶性和较低的蒸气压。另外，人工甜味剂还可能 结合到颗粒物上，以扬尘形式进入大气，在大气迁移，再随干湿沉降回到地表。
尽 管 其 他 双 酚 类 似 物 被 认 为 比 B PA 稳 定 且 毒 性 小 ， 但 有 研 究 表 明 这 些 类 似 物 也 存 在 有 害影响，如雌性激素毒性、细胞毒性等。
4.3壬基酚聚氧乙烯醚
由于NPEOs很容易通过废水排放到水环境中，因而水生生物的存在对其行为和归趋 具有一定影响。就这一方面的研究，许多学者都在不同的植物、生物体等体内做了大量的 实验。
4.4对羟基苯加酸酯
人体中对羟基苯甲酸酯代谢的研究报道很少，主要还是集中在动物实验中。实验发 现，对羟基苯加酸酯可经肠道和皮肤迅速吸收，经体液循环达到目标器官。在器官和组织 水解酶的作用下，代谢为水溶性较好的对羟基苯甲酸及葡萄糖醛酸、氨基乙酸、硫磺酸的 结合物。其含量依次递减，并随尿液迅速排出体外。对羟基苯加酸酯及代谢物在体内均无 积蓄性。
已经有研究显示，OPEs广泛存在于生物体中，在淡水鱼、海水鱼、家禽、鸟蛋中都 有OPEs或其代谢物检出。对于OPEs的生物放大目前研究较少，且呈现处相互矛盾的结果。 由于有机磷酸酯类化合物理化性质的差异，以及不同生物体的富集、代谢能力的差异， OPEs在生物体内的生物富集与放大仍需大量的野外观测和实验室模拟研究来探索与证实。
3.4对羟基苯钾酸酯
对羟基苯加酸酯的挥发性比较低，基本不会从水环境中以挥发的方式溢出。在酸溶液中， parabens较稳定；在碱性溶液中，会水解；在强碱溶液中能够水解为对应的酸根。所以，在水环境 中水解也不是对羟基苯加酸酯去除的主要方式。在水环境中，降解途径主要是微生物降解；在好氧 条件下能够被微生物快速降解，缺氧条件下仅有部分的parabens能够被水解，且速率很慢。
目前，关于氟调醇的厌氧降解的研究较少，与好氧微生物降解相比，厌氧降解的周 期长，且降解为全氟羧酸的转化率较低。
4.2双酚类化合物
B PA 在 鱼 体 内 的 生 物 累 计 因 子 （ B A F ） 为 1 . 7 ~ 1 8 2 ， 与 典 型 持 久 性 有 机 污 染 物 相 比 并 没 有 显 著 的 生 物 类 累 积 性 。 B PA 的 B A F 值 较 低 ， 这 主 要 是 其 较 低 的 辛 醇 / 水 分 配 系 数 （logKow:3.32~3.40）。根据标准，当一种化学物的logKow＞4.02时，其可能具有明显的 生 物 累 计 性 。 因 此 ， 理 论 上 这 些 双 酚 类 似 物 可 能 具 有 比 B PA 更 强 的 生 物 降 解 性 。
5 展望
化学工业的发展为人类带来福祉，但是在化学品生产、使用和废弃过程中的不当行 为，使化学品成为环境污染的罪魁祸首。所以，人们始终在寻求发挥化学品益处并降低其 危害的最佳平衡点。一些新型化学品是传统污染物的代替品，但是在投放使用之前，虽然 已经做了大量的风险评估，但其环境行为与风险旺旺认知不全，在使用几年乃至几十年后 发现问题，再用新的化学品代替。虽然目前对于多数新型有机污染物的环境分布、迁移转 化以及生物效应等方面已有研究进展，但是总体上人类对新型污染物环境行为的认识仍有 待加强。特别是新型污染物的化学性质有别于传统污染物，很多环境行为难于用传统的环 境科学理论解释，对于新型污染物环境行为的深入研究，必将推动环境科学学科向纵深发 展。而对于其在人体中暴露水平、代谢途径和健康效应的研究还很缺乏，借助组学等新兴 手段，必将推动环境学科交叉前沿方向的进步。
苯并噻唑类物质难以被生物降解，所以苯并噻唑降解的研究主要集中在化学方面。
3.7阻燃剂与短链氯化石蜡
3.7.1PBDEs
大量的研究表明多溴联苯（PBDEs）具有长距离迁移能力，大气干湿沉降和温度变化是影响 其迁移的重要因素。由于PBDEs物理化学性质的差异，低溴PBDEs容易挥发到空气中，随大气迁 移。不仅如此，由于PBDEs的亲脂性很强，被吸附后就很难被解吸出来，沉积物在一定程度上起 到了净化的作用，尤其是八至十溴的PBDEs。当沉积物/水界面体系的条件改变，PBDEs就可能被 解吸，造成二次污染。PBDEs在沉积物中的吸附/解吸受到沉积物的颗粒大小、有机质的类型以及 温度影响。
4.5人工甜味剂
人工甜味剂由于具有较高的水溶性和较低的辛醇/水分配系数，难以被水生生物富集。 人工甜味剂在生物体内几乎不被代谢转化。
4.6苯并杂环化合物
近年来，苯并三唑在生物体内代谢转化逐渐引发关注。通过仪器检测，苯并三唑在植 物体内两种主要的代谢转化途径如下：葡萄糖途径及氨基酸途径。后者产物化学结构同植 物生长素类似，具有生物活性。
其 他 双 酚 类 似 物 会 以 和 B PA 类 似 的 方 式 排 放 到 水 环 境 中 ， 但 只 有 极 少 数 研 究 针 对 其 他 双 酚 类 似 物 ， 且 主 要是对其环境水平的报道。
3.3壬基酚聚氧乙烯醚
由于NPEOs 在环境中广泛分布，其在环境中的迁移转化也受到人们的广泛关注，在环境中主 要受吸附和降解的影响。近年来，随着人们对于NPEOs吸附行为的深入理解，更多的研究集中于 其降解。研究表明NPEOs的生物降解主要有两种途径：（1）在厌氧条件下，以减少乙酰基为目的； （2）在有氧条件下，主要发生末端醇羟基的氧化。同时，缺氧能够促进NPEOs的降解。除了生物 降解，一些研究者也报道了NPEOs在紫外线，H2O2等条件下能发生光降解，从而降低其生态风险。