第五章环境中的重要污染物及其生态效应

1、第五章第五章 环境中的重要污染物环境中的重要污染物及其生态效应及其生态效应v20世纪70年代以来，人们对环境中的重金属、放射性元素和有机卤化物（PCBs、CFCs）、多环芳烃（PAHs）和表面活性剂等污染物的危害性日益关注，研究了它们的环境化学行为及其生态效应。如发生在日本的水俣病和骨痛病事件分别是由汞污染和镉污染引起的，1986年发生在前苏联的切尔诺贝利核电站的火灾爆炸引起的放射性污染，1976年发生在意大利的二恶英（PCDDs）污染事件等。v本章主要介绍人们特别关注的污染元素本章主要介绍人们特别关注的污染元素HgHg、CdCd、PbPb、AsAs和重要的有机污染物（卤代物和和重要的有机污染

2、物（卤代物和PAHsPAHs）。）。第一节第一节 重要的污染元素及其环境化学行为重要的污染元素及其环境化学行为v一、汞一、汞（一）（一）Hg在环境中的分布与污染在环境中的分布与污染 Hg在自然界的浓度不大，但分布很广，在大气、天然水体、岩石和土壤中都有Hg的存在。 环境中Hg的人为来源： 工业污染源工业污染源 在工业上，氯碱工业（电解食盐水制备NaOH和Cl2）采用金属Hg作流动阴极，要消耗大量的Hg，同时向环境中排放的“三废”中Hg的含量也较高，尤其以残留于废盐水中的Hg最多（为投放量的50%以上）； 煤和化石燃料的燃烧、有色金属（Hg常伴生于Cu, Pb, Zn等有色金属的硫化物矿床中）的

3、冶炼、仪表和电气工业、造纸工业等也是Hg污染的重要来源。生活污染源：生活污染源： 人们的生活用品中也含有大量的Hg，如电池、日光灯管、体温计等；城市生活垃圾中含有高量的Hg；含Hg农药的生产和使用等。（二）（二）Hg的环境化学行为的环境化学行为v 1. Hg及其化合物在环境中的氧化还原特性及其化合物在环境中的氧化还原特性 Hg按其化学形态可分为金属Hg、无机汞和有机汞。在各种含Hg化合物中，以烷基汞化合物的毒性最强，如甲基汞和乙基汞。 存在价态：存在价态：0、+1和+2价。 与其它金属相比，Hg的重要特点在于能以零价形态存在于大气、土壤和天然水中。这是因为Hg具有很高的电离势，转化为离子的趋向

4、小于其它金属。Hg及其化合物特别容易挥发，无论是可溶或不可溶的汞化合物，都有一部分Hg挥发到大气中去，参与全球Hg的循环。v 环境中的Eh和pH值决定着Hg的存在形态，三种价态间的相互转化反应为： Hg0 = Hg22+ + Hg2+ Hg22+ = Hg0 + Hg2+ Hg2+ = Hg0v 2. 2. 胶体对胶体对HgHg的吸附特征的吸附特征 土壤、水体悬浮颗粒物和底泥中的各类胶体对Hg均有强烈的表面吸附（物理吸附）和离子交换吸附作用（物理化学吸附）： Hg22+、Hg2+可被带负电荷的胶体吸附；HgCl3-等可被带正电荷的胶体吸附。吸附作用导致Hg及其它重金属从被污染的水体转入土壤固相

5、。v （1）不同的黏土矿物对）不同的黏土矿物对Hg的吸附能力不同的吸附能力不同 一般来说，蒙脱石、伊利石类对Hg2+的吸附力很强，而高岭石类相对较弱。若土壤溶液中存在较高量的Cl-时，由于形成HgCl2、HgCl3-和HgCl42-等配离子，使得黏土矿物（带负电荷）对Hg的吸附作用显著减弱；当土壤中铁、锰的水合氧化物含量较高时，则可增强对等阴离子配合物的吸附作用。 （2）胶体对）胶体对Hg的吸附受环境的吸附受环境pH值和值和Hg浓度的影响浓度的影响 当环境pH = 18时，吸附量随pH值的增大而增大；当pH 8时，吸附的Hg量基本不变。v 3. 无机配位体对无机配位体对Hg的配位作用的配位作用

6、 环境中最常见的Hg的无机配位体有Cl-、OH-和S2-等。 （1）Hg2+与与Cl-的配合的配合 Hg2+ + Cl- HgCl+ Hg2+ + 2Cl- HgCl20 当溶液中Cl- 10-2 mol/L时，可能生成HgCl3-： Hg2+ + 3Cl- HgCl3- 进一步可得到HgCl42-：Hg2+ + 4Cl- HgCl42-v （2）Hg2+与与OH-的配合的配合 Hg2+与OH-可形成一系列配合物：HgOH+、Hg(OH)2、Hg(OH)3-和Hg(OH)42-。 v（3）Hg2+与与S2-的配合的配合 Hg2+与S2-可形成一系列配合物：HgS0、HgS22-HgSx2-；H

7、g2+与HS-可形成一系列配合物：HgHS+、Hg(HS)2和HgHS2-等。 由于Hg的配位作用，大大提高了汞化合物的溶解度。v 4. Hg的甲基化作用的甲基化作用 1953年发生在日本熊本县水俣湾的“水俣病”，该病能破坏人的中枢神经系统，经过研究确认是由甲基汞的污染造成的。随后在伊拉克也发生了人们食用甲基汞处理过的小麦而发生中毒的事件。 1967年瑞典学者詹森（Jeasen）和吉尔洛夫（Jernlov）首先指出：淡水水体底泥中的厌氧细菌能够使无机汞甲基化，形成甲基汞和二甲基汞，并且提出了两种可能的反应式： Hg2+ + 2R-CH3 (CH3)2Hg CH3Hg+或Hg2+ + R-CH3

8、 CH3Hg+ (CH3)2Hgv 除Hg的生物甲基化作用外，有人发现天然水中，在非生物的作用下，只要存在甲基给予甲基给予体体，Hg也可被甲基化。 如：Hg2+在乙醛、乙醇、甲醇作用下，经紫外线照射作用可甲基化。此外，一些哺乳动物和鱼类本身也存在Hg的甲基化过程。v（三）（三）Hg污染的危害污染的危害 Hg蒸气蒸气是剧毒的，但在通常的大气汞浓度状况下，Hg蒸气不会引起人畜急性中毒。只有当空气中含量达0.1 mg/m3以上时，Hg蒸气中毒现象才明显出现。 但是，长期吸入极微量的Hg蒸气会引起累积性中毒。 所有的无机汞无机汞化合物，除HgS外，都是有毒的。无机汞盐可通过食物链进入人体，主要蓄积于肝

9、、肾和脑内主要蓄积于肝、肾和脑内。有机汞有机汞的毒性比无机汞大。在烷基汞中，甲基汞的毒性最大，比无机汞大50-100倍。 各种形态的Hg按其毒性由大到小顺序为：有机汞（烷基汞毒性最大） 金属Hg 无机汞。 中毒机理：中毒机理：Hg2+与酶蛋白的巯基结合，抑制多种酶的活性，使细胞的代谢发生障碍。Hg2+还能够引起神经功能紊乱等疾病。二、镉二、镉v（一）（一）Cd在环境中的分布与污染在环境中的分布与污染 Cd是一种稀有分散的元素，它以微量而广泛微量而广泛地分布在环境中，浓度超过百万分之一（1 ppm）的只发生于富矿层或因人类活动的污染地区。 造成环境Cd污染的主要来源主要来源是工业污染。在工业上，

10、Cd一般作为主要金属工业（特别是炼锌工业，因ZnS与CdS是共生的）的副产品来生产的。 另外，在选矿过程中，尾矿堆、冶炼厂的矿渣堆、废料堆和垃圾堆，经雨水冲刷溶解作用，可引起附近水体污染，再由污灌而使Cd向土体迁移。 如如日本富山县神通川流域利用当地铅锌矿选矿废水污染的河水灌溉农田，我国上海市郊一些地方的土壤中Cd的含量已超过背景值100倍左右。v（二）镉的环境化学行为（二）镉的环境化学行为 1. Cd在环境中的形态与转化在环境中的形态与转化 （1）在天然水体中 Cd在水体中可与多种配位体形成配合物，在水体中主要的无机配位体为OH-、CO32-、SO42-和Cl-等。 Cd在天然水中存在如下主

11、要的溶解与配位平衡： 沉淀-溶解平衡：Cd(OH)2与CdCO3的溶解与沉淀。 配位平衡：Cd2+可与OH-形成Cd(OH)+、Cd(OH)2和Cd(OH)3-，与Cl-形成CdCl+和CdCl2，与SO42-形成CdSO4。 一般当pH 7的石灰性土壤中； 在水田中（厌氧环境）Cd多以CdS的形式存在与土壤中。v 2. Cd的生物迁移特征的生物迁移特征 Cd为作物生长的非必需元素非必需元素，但它容易被植物吸收。许多植物均能从土壤中摄取Cd，并在体内累积到一定数量。v植物吸收Cd的量不仅与土壤的含Cd量有关，还受其化学形态的影响。 例如，例如，水稻对三种无机镉化合物吸收累积的顺序为：CdCl2

12、 CdSO4 CdS。v不同种类的植物不同种类的植物对Cd的吸收存在着明显的差异；同种植物的不同品种不同品种之间，对Cd的吸收累积也会有较大的差异。谷类作物如小麦、玉米、水稻、燕麦和粟子都可通过根系吸收镉，其吸收量依次是：玉米 小麦 水稻 大豆。v同一作物，镉在体内各部位的分布各部位的分布也是不均匀的，其含量一般为：根 茎 叶 籽实。v植物在不同的生长阶段不同的生长阶段对Cd的吸收量也不一样，其中以生长期吸收量最大。由此可见，影响植物吸收Cd的因素很多。v（三）（三）Cd污染的危害污染的危害v Cd可通过土壤植物系统等途径，经由食物链进入人体，危害人类健康。进入人体的Cd，一部分与血红蛋白结合

13、，一部分与低分子金属球蛋白结合，然后随血液分布到内脏器官，最后主要蓄积于肾和肝中主要蓄积于肾和肝中。vCd中毒症状中毒症状主要表现为动脉硬化性肾萎缩或慢性球体肾炎等。食入过多的Cd，可使Cd进入骨质取代部分Ca（脱Ca，Cd2+ + CaCO3 CdCO3 + Ca2+），引起骨骼软化和变化，严重者自然骨折，甚至死亡。这正是“骨痛病骨痛病”事件的典型症状，其原因就是因为当地居民因为食用了含Cd废水灌溉的“镉米”和含Cd的饮水造成。v另外，Cd还有“三致三致”作用作用，引起高血压、肺气肿等病症。因此，环境中Cd污染是人们极为关注的问题。三、铅三、铅v（一）（一）Pb在环境中的分布与污染在环境中的

14、分布与污染 Pb是地壳中含量最多的重金属元素含量最多的重金属元素，在自然界分布广泛。 环境中的Pb来源：来源：矿山开采、金属冶炼和汽车尾气 其中，Pb的冶炼是环境Pb污染的主要来源。 如如德国某冶炼厂附近的土壤中含Pb 29003000 mg/kg，而在矿区附近严重污染的土壤中Pb含量高达5000 mg/kg。 以往汽油中常加入四乙基铅四乙基铅作抗爆剂。 据估计：每升汽油中含Pb量为200500 mg，因而汽油燃烧时排放的含Pb废气是城市大气污染中Pb的另一大来源。 现在汽油是经过脱Pb处理的。v（二）（二）Pb的环境化学行为的环境化学行为 1. Pb在环境中的形态与转化在环境中的形态与转化v

15、 Pb可形成+2和+4价态的化合物，大多数无机铅盐无机铅盐均难溶或不溶于水，但易溶于稀HNO3。v有机铅有机铅化合物的代表是四乙基铅，为无色透明液体，不溶于水，但溶于有机溶剂、脂肪及内脂质中，可经皮肤吸收。v 环境中的Pb通常以二价离子状态存在，Pb2+可与SO42-、Cl-、S2-、CO32-和OH-等形成难溶化合物，从而影响Pb在天然水中的存在形态和含量。特别要注意的是Pb(OH)2的两性特征： Pb2+ + 2OH- Pb(OH)2 H+ +HPbO2- 配位平衡：Pb2+ + OH- PbOH+, Pb(OH)2, Pb(OH)3-和Pb(OH)42- Pb2+ + Cl- PbCl+

16、, PbCl2v 土壤中可溶性Pb含量极低。v原因：v 因为Pb进入土壤后，随着土壤Eh值的升高，土壤中的Pb与Fe3+、Mn2+的氢氧化物结合，降低了Pb2+的可溶性。v另一方面，土壤中的Fe3+和Mn2+的氢氧化物，特别是Mn(OH)2，对Pb2+有强烈的专性吸附能力，影响着在Pb土壤中的迁移转化、Pb的活性和毒性，为控制土壤溶液中Pb2+浓度的一个重要因素。v土壤pH也是影响Pb在土壤中存在形态的一个因素。一般可溶性Pb在酸性土壤中含量较高，这是因为酸性土壤中的H+可以溶解而部分释放以被化学固定的Pb，这种情况在土壤中存在稳定的PbCO3时尤其明显。v土壤中的Pb还可以离子交换吸附态的形

17、式存在，其被吸附的程度取决于土壤胶体负电荷的总量、Pb的离子势和原吸附在胶体上的其它离子的离子势。v 2. Pb的生物迁移特征的生物迁移特征 植物主要吸收存在于土壤溶液中的Pb2+，绝大部分积累于根部，而转移到茎叶、种子中的很少。另外，植物还可以通过叶片上的气孔吸收污染空气中的Pb。 由前可知：土壤的酸碱度影响Pb的存在形态。当土壤pH值增大时，Pb的可溶性和移动性降低（主要以Pb的氢氧化物、硫酸盐、碳酸盐等形式存在），影响到植物对Pb的吸收，使得作物根部的含Pb量减少。v（三）（三）Pb污染的危害污染的危害 从现有资料来看，由于土壤中的Pb污染，经食物链而引起人体Pb中毒的现象很少出现。这与

18、在土壤中的主要存在形态是难溶性的铅化合物，而吸收进入植物体内的Pb又主要累积于根部有关。 Pb在体内可以积累，当积累到一定程度时会引起Pb中毒，主要影响神经系统、造血系统、循环系统和消化系统。 Pb对植物的直接危害，主要影响植物的光合作用和蒸腾作用强度。v四、砷四、砷 1. 天然源：天然源：vAs是一种广泛存在并具有准金属特性的元素。它多以无机As形态分布于许多矿物中，其中主要是硫化物，如：雄黄矿（As2S2）又名鸡冠石 、雌黄矿（As2S3）、砷铁硫矿（FeAsS）、砷镍矿等。地壳中As的含量为1.52 mg/kg。土壤中As的本底值在0.240 mg/kg之间，而受As污染的土壤含As量则

19、高达550 mg/kg。 在某些煤中也含有较高浓度的As。如美国煤的平均含As量为110 mg/kg，捷克斯洛伐克的一些煤中含As量高达1500 mg/kg。在空气、地面水、海水中As的含量都很低。而某些地下水水源的含As量极高（224280 mg/L），且50%为三价砷。特别是温泉活动地区的水源含As量较高，如新西兰温泉水的含As量达8.5 mg/L，温泉水中90%以上为三价砷。v 2. 人为源人为源 工业上排放As的主要部门有化工、冶金、炼焦、火力发电、造纸、皮革等，其中以冶金、化学工业排As量最高，如硫酸厂、磷肥厂，由于使用的矿石原料中普遍含有较高量的As，所以废水中含量As量高达每升几

20、毫克至几十毫克。 As的另一个主要认为源为含含As农药农药的使用，其中用量较多的是Pb3(AsO4)2、Ca3(AsO4)2，其次是Ca3(AsO3)2和Na3AsO3等。大量的有机砷，如甲胂酸（CH3H2AsO4）、二甲次胂酸(CH3)2HAsO3被用作具有选择性的除莠剂，一些有机砷被用作杀菌剂，如稻脚青、苏农6401、苏化911等。v（二）（二）As的环境化学行为的环境化学行为 1. As在环境中的形态与转化在环境中的形态与转化 环境中As的化合物种类很多，有固、液、气三种物态。v固体化合物有：As2O3、As2S2、As2S3和As2O5等；v液体有AsCl3等；v气体有AsH3、CH3

21、AsH2等。As的化合物有+5、+3、0、-3四种价态，在一般的pH和Eh范围内，主要以+3、+5价态存在于环境中。v （1）天然水中）天然水中 As的存在形态为AsO43-、HAsO42-、H2AsO4-、AsO33-和H2AsO3-等。在天然水表层，由于DO浓度高，pe值高，pH = 49，As主要以高价态形式存在，如H2AsO4-和HAsO42；pH 12.5的碱性水环境中，As主要以AsO43-形式存在； 在pe 4的水环境中，则主要以低价态形式存在，如H3AsO3和H2AsO3-。这些形态的As都是水溶性的，它们容易随水迁移。v （2）土壤中）土壤中 水溶性的As在土壤中的含量很低，

22、一般只占土壤全As的510%。WHY?v这是因为进入土壤中的水溶性As：一方面使容易与土壤中的Fe3+、Al3+、Ca2+和Mg2+等形成复杂的难溶性砷化物；v另一方面，可以和无定形铁、铝等的氢氧化物产生共沉淀而被固定；v第三、土壤中的As大部分与土壤胶体结合，呈吸附态，且吸附的牢固。 因此，含As污染物进入土壤后，主要积累于土壤表层，很难向下移动。v 土壤吸附As的能力，主要与土壤正电荷的胶体，特别是游离氧化铁（Fe2O3）的含量有关。v黏土矿物表面的Al3+也可以吸附As。v但是，有机胶体对As无明显的吸附作用，因为它一般带净负电荷。v土壤中溶解态、难溶态以及吸附态As之间的相对含量与土壤

23、Eh、pH相关。 随着随着pH的升高和的升高和Eh的下降，可显著提高土壤中的下降，可显著提高土壤中As的溶解性。的溶解性。 另一方面，土壤Eh的降低，除发生+5价As的还原外，还会使FeAsO4以及其它形式的铁的砷酸盐还原为比较容易溶解的亚铁形式。 另外，当土壤中含硫量较高时，在还原条件下可生成稳定的难溶性As2S3。v 2. As2. As的生物迁移特性的生物迁移特性 As能被植物强烈吸收并积累。As的植物积累系数为十分之几以上。土壤含As量与作物含As量的关系因作物种类不同而有很大差异。 另外，向土壤中施入As的价态不同，作物吸收As的量也不同，如作物易吸收H3AsO3。v（三）（三）As

24、污染的危害污染的危害 所有砷化合物均具有毒性，但三价砷的毒性远远三价砷的毒性远远高于五价砷高于五价砷。也有证据表明：溶解As比不溶性As毒性高，可能是因为前者较易吸收。 无机砷可抑制酶的活性，三价无机砷还可与蛋白质的巯基反应。三价砷对线粒体呼吸作用有明显的抑制，已经证明：AsO33-可减弱线粒体氧化磷酸化反应，或使之不能偶联。 必须注意：在生物体内不同价态的As之间可以相互转化，且无机砷在生物体内还可以发生甲基化作用，生成毒性更大的三甲基胂。此外，As具有累积性中毒作用，并对人有致癌作用。 As对植物有一定毒性。一般认为：As危害作物的原因是As阻碍了作物中水分的输送，使作物根以上的地上部分N

25、和水分的供给受到限制，造成作物枯黄。第二节第二节 重要的有机污染物及其生态效应重要的有机污染物及其生态效应v有机化合物是一类重要的环境污染物。在20世纪80年代发生的三大公害事件有两起属于有机有毒化学品造成的严重污染事件，即v 1984年印度博帕尔农药厂甲基异氰酸酯污染事件，泄露的46吨MIC转化为气体，20万人吸入毒气，约3000人死亡；v1986年瑞士一家化工厂爆炸，大量农药（30吨）随灭火用水排入莱茵河，造成50万尾鱼死亡的重大污染事件。 v美国环保署从7万余种有机化合物中筛选出65类、129种作为优先控制的污染物，包括杀虫剂、PCBs及有关化合物、卤代烃（卤代脂肪烃、单芳烃、PAHs）

26、、苯酚类、亚硝胺及其它化合物。v一、有机卤代物一、有机卤代物 多数有机卤代物都具有难降解、有毒、有害等特性，常见的有机卤代物包括卤代烃、PCBs、多氯代二恶英、有机氯农药等。v 1. 多氯联苯（多氯联苯（PCBs） （1）结构与性质）结构与性质 PCBs是一组由多个氯原子取代联苯分子中氢原子而形成的氯代芳烃类化合物。按联苯分子中的氢原子被氯取代的位置和数目不同，从理论上计算应有210个异构体，目前已鉴定出102个。 PCBs的纯化合物为晶体，混合物为油状液体，一般工业产品均为混合物。低氯代物呈液态，流动性好。随着氯原子数增加，沾稠度也相应增大，而成糖浆或树脂状。 PCBs的物理化学性质高度稳定

27、物理化学性质高度稳定，耐酸、耐碱、耐腐蚀、抗氧化、难挥发，对金属无腐蚀、耐热和绝缘性能好。 209种v（2）来源与分布）来源与分布 PCBs主要来源于工业生产，如作为变压器和电容器变压器和电容器内的绝缘流体，在热传导系统和水力系统中作介质，在配制润滑油、切削油、农药、油漆、油墨、复写纸等中作添加剂，在塑料中作增塑剂。 由于PCBs挥发性和水溶性较小，故其在大气和水中的含量较少。 如美国大气中PCBs浓度在110 ng/L，在水中最大残留量很少超过2 ng/L。此外，由于PCBs已被颗粒物所吸附，故在废水流入河口附近的沉积物中，PCBs含量可高达25 mg/kg。v（3）PCBs在环境中的迁移与

28、转化在环境中的迁移与转化 PCBs在使用和处理过程中，通过挥发进入大气，然后经干、湿沉降进入湖泊和海洋。转入水体的PCBs极易被颗粒物吸附，沉入沉积物而大量存在于沉积物中。 PCBs由于其化学惰性而成为环境中的持久性污染持久性污染物物。它在环境中的主要转化途径是光化学分解和生物转化。v 光化学分解 Safe等人研究了PCBs在波长280320 nm的紫外光下的光的紫外光下的光化学分解化学分解及其机理，认为由于紫外光的激发使C-Cl键断裂，而产生芳基自由基和Cl，自由基从介质中取得质子，或者发生二聚反应。v 生物转化 PCBs性质稳定，一般不易被生物降解，尤其是高Cl取代的异构体。 PCBs的生

29、物降解过程最开始也是最重要的一步是厌氧还最重要的一步是厌氧还原脱氯原脱氯，这个反应时间一般较长，脱氯速率受PCBs浓度、营养物浓度以及表面活性剂的存在的影响。合适的温度不但可以缩短还原时间，而且对脱氯方式和脱氯程度也有一定影响。 理论上PCBs通过无氧-有氧联合处理有可能完全降解成CO2、H2O和氯化物等。 但实际环境是一个开放体系，PCBs的转化由于受光、温度、菌种、酸碱度、化学物质及其它物理过程的影响，速率很缓慢，相对于其它转化过程几乎可以忽略，因此PCBs的污染难以从根本上消除，它将会长期存在于环境之中。v（4）PCBs的毒性和效应的毒性和效应 PCBs主要经消化道、呼吸道和皮肤进入人体

30、，而职业接触途径主要是经皮肤，其次为呼吸道。人体摄入的PCBs从肠道吸收，通过肝脏一部分在这里被代谢，大部分依靠血液运送到全身各部产生毒害。 PCBs的毒性具有潜在性和不可逆性的毒性具有潜在性和不可逆性。潜在性是指PCBs在人体或环境中累积到一定程度才表现出毒性危害，不可逆性是一旦发现它的毒性，无法排除。 PCBs具有致癌和致畸作用，它损伤人的肝脾、免疫、生殖、呼吸和代谢系统。 水中PCBs浓度为1100 g/L时，便会抑制水生植物的生长；浓度为0.11.0 g/L时，会引起光合作用减少。而较低浓度的PCBs就可改变物种的群落结构和自然海藻的总体组成。v 2. 多氯代二苯并二恶英（多氯代二苯并

31、二恶英（PCDD）和多氯代二苯并）和多氯代二苯并呋喃（呋喃（PCDF） （1 1）结构与性质）结构与性质 PCDD和PCDF是两个系列的氯代化合物，是目前已知毒性毒性最强的有机氯化合物最强的有机氯化合物，分别由75个和135个同族体构成，它们的化学结构相似，常写成PCDD/Fs或俗称二恶英。 二恶英的毒性强烈依赖于氯原子在苯环上取代的位置和数量。不同异构体的毒性相差很大，其中2, 3, 7, 8-2, 3, 7, 8-四氯四氯二苯二苯并并二恶英是目前已知的有机物毒性最强的化合物二恶英是目前已知的有机物毒性最强的化合物。,a多氯代二苯并二恶英（多氯代二苯并二恶英（PCDD）b.多氯代二苯并呋喃多

32、氯代二苯并呋喃（PCDF） x+y=18 c多氯联苯多氯联苯 x+y=110v（2）来源与分布）来源与分布 二恶英来源于工业生产的副产物，随某些物质的生产、冶炼、燃烧及使用和处理而进入环境。v（3）在环境中的转化）在环境中的转化 主要是光分解，其产物为氯化程度较低的同系物v（4）毒性及生物效应）毒性及生物效应 二恶英进入人体有两种途径：一是通过呼吸系统，二是通过食物链富集进入人体。它对哺乳动物有慢性和次慢性效应。急性发作期间，肝为主要受害器官，另外还有“三致”作用。v二、多环芳烃（二、多环芳烃（PAHs） PAHs是分子中含有两个或两个以上苯环的烃类物质，按其连接方式分为非稠环何稠环芳烃。非稠

33、环芳烃：联苯、二苯甲烷，稠环芳烃：奈、蒽、菲等。 1. 结构与性质结构与性质 PAHs有两个或两个以上的苯环以线性排列、弯接或簇聚的方式构成。共有100多种化学结构式 。有机物在高温下可随时生成PAHs，也可由植物或某些细菌合成，大多数PAHs不溶水。 PAHs的脂溶性、在环境中的存留时间、遗传毒性和致癌性均随苯环数量的增加而增加，水溶性减弱。v 2. 来源与分布来源与分布 天然源：天然源：陆地和水生植物、微生物的生物合成，森林、草原的天然火灾和火山活动。 认为源：认为源：各种矿物燃料、木材、纸以及其它含碳氢化合物的不完全燃烧或在还原气氛下热解形成PAHs。v3. 在环境中的迁移转化在环境中的

34、迁移转化 释入大气中的PAHs，温度降低后，被迅速冷凝或被具有高度吸附性能的细小尘埃所吸附。PAHs可随降落的烟尘污染更大面积的土壤和水体。 PAHs在水中的溶解度较小，在地表水体中浓度通常较低，但易于从水中分配到生物体内或沉积物中和溶解于有机质。 PAHs在UV（300 nm）照射下很易光解和氧化，也可被微生物降解。v 4. 毒性和生物效应毒性和生物效应 PAHs对水生植物的毒性有很大差异，主要取决于植物种类、化合物和环境条件。 PAHs具有致癌性，还具有破坏造血和淋巴系统的作用。PAHs能使脾、胸腺和隔膜淋巴节退化，以致骨骼形成。第三节第三节 污染物在食物链中的转化与浓缩污染物在食物链中的

35、转化与浓缩v一、食物链环节一、食物链环节 1. 食物链和食物网食物链和食物网 食物链：生产者所固定的能量和物质，通过一系列取食和被取食的关系在生态系统中传递，各种生物按其食物关系排列的链状顺序。如水生生态系统中的食物链：浮游植物浮游动物食草性鱼类食肉性鱼类。 食物网：食物链彼此交错连接而形成的网状结构。v 2. 2. 营养级与生态金字塔营养级与生态金字塔 营养级：营养级：处于食物链某一环节上的所有生物种的总和。如：绿色植物和所有自养生物为第一营养剂，食草动物为第二营养级，食肉动物为第三营养级，二级肉食动物为第四营养级和第五营养级。 生态系统中的能流是单向的，通过各个营养级的能量逐渐减少。所以食物链不可能太长，生态系统中的营养级一般只有四五级，很少超过六级。 能量金字塔：把各营养级的能流量由低到高画成的图，形状类似金字塔。v二、污染物的生物浓缩二、