多氯联苯的性质及其对环境的危

范文一：多氯联苯的性质及其对环境的危害

第3卷第5期 2008年 5月

375 中国科技论文在线 SCIENCEPAPER ONLINE

多氯联苯的性质及其对环境的危害

曹先仲,陈花果,申松梅,宋艳辉,连小英

(长安大学环境科学与工程学院,西安 710054)

摘要:多氯联苯 (PCBs)是一类重要的环境持久性污染物。本文列出了 37种多氯联苯化合物的辛醇-水分配系数及水溶解度的估算值与实验值,并对多氯联苯的理化性质及其对环境的危害做了初步的探讨。

关键词:环境化学;辛醇 -水分配系数;分子连接性指数;环境影响;多氯联苯 (PCBs)

中图分类号:X131文献标识码:A 文章编号:1673-7180(2008)05-0375-7

The nature and environmental impact of PCBs

CAO Xianzhong, CHEN Huaguo, SHEN Songmei, SONG Yanhui, LIAN Xiaoying

(College of Environmental Science and Engineering, Chang'an University, Xi’an 710054)

Abstract: Polychlorinated biphenyls (PCBs) are a class of important environmental persistent pollutants. In this paper, octanol - water partition coefficient and water solubility of 37 kinds of PCBs based on both theoretical estimation and experimental measurement were listed, and the physical/chemical properties and the environmental impacts of PCBs were preliminarily discussed.

Key words:environmental chemistry; octanol-water partition coefficient; molecular connectivity index; environmental impact; polychlorinated biphenyls (PCBs)

多氯联苯 (polychlorinated biphenyls , PCBs)是与苯环上碳原子相连接的氢被氯不同程度地取代而形成的一类联苯化合物。 Schmidt 和 Schults 于 1881年首次成功合成 PCBs ,迄今为止,人工合成得 PCBs 类化合物已多达 209种 [1]。 PCBs 用途很广,可作绝缘油、热载体和润滑油等,还可用于许多工业产品的添加剂。如添加到各种树脂中增加其抗氧化性和耐腐蚀性;添加到橡胶中增强其持久性、灭火性和电绝缘性;添加到各种涂料中作增塑剂等。由于 PCBs 对环境和人类健康的危害较大, 世界上绝大多数国家已停止生产和使用 PCBs 。 2001年 5月 23日, 全球外交全权代表大会在瑞典斯德哥尔摩召开,会议通过了《关于持久性有机污染物的斯德哥尔摩公约》,首批列入公约受控名单的 12种持久性有机污染物中就包括 PCBs 。虽然今天商业上不再生产 PCBs ,但由于它们相当稳定且不易降解,在未来的很多年里, PCBs 仍旧会长期存在于环境中。 1 多氯联苯的理化参数

有机物在环境中的性质主要由下列参数描述:水中溶解度 (S ) 、沉积物 -水分配系数 (K oc ) 、辛醇 -水分配系数 (K ow ) 、微生物 -水分配系数 (K B ) 和水生生物富集系数 (BCF)等。其中尤以辛醇 -水分配系数和水溶解度最为重要。

作者简介:曹先仲 (1983-) ,男,硕士研究生通信联系人:陈花果,副教授, chch542@163.com

第3卷第5期 2008年 5月 376

1.1 辛醇 -水分配系数的估算

从实验中直接测定 PCBs 的分配系数是最为有效的, 然而由于种种原因, 例如 PCBs 的水溶性极低, 脂溶性极强,测定其分配系数相当困难。由于实验值并非总可以得到,这就使得预测和估算该类有机化合物的正辛醇 -水分配系数变得非常有用。在辛醇 -水体系中,可以通过Π常数的加和来近似求得氢原子的憎水性, Hansch 等 [2]于 1979年提出如下模型:

o w

n m

n n m m

K a f b F

∑ ∑

式中, a n 是 n 类结构碎片在分子中出现的次数, f n 是该类结构的碎片常数值; b m 是 m 型结构因子在分子中出现的次数, F m 是 m 型结构对 lg K ow 的贡献。 37种 PCBs 化合物的 lg K ow 的实验值和计算值 [3~4]见表 1。

表 1 37种多氯联苯化合物的 lg K ow 值 [3~4]

Tab. 1 lgK ow of 37 PCBs

序号化合物实验值计算值序号化合物实验值计算值

1 联苯 4.10 4.14 20 2,3',4,5- 6.39 6.30

2 2- 4.56 4.64 21 2,3',4',5- 6.39

6.31 3 3- 4.72 4.63 22 3,3',4,4'- 6.52

6.39 4 4- 4.69 4.69 23 2,2',3,4,5-

7.13

6.84

5 2,2'- 5.02 5.20 24 2,2',3,4,5'- 6.85 6.84

6 2,4- 5.15 5.16 25 2,2',3,4,6- 6.85

6.76

7 2,4'- 5.15 5.19 26 2,2',4,5,5'- 6.85 6.80

8 2,5- 5.18 5.16 27 2,3,4,5,6- 6.85

6.86 9 4,4'- 5.28 5.29 28 2,2',3,3',4,4'-

7.44 7.43 10 2,2',5- 5.64 5.73 29 2,2',3,3',4,5- 7.44 7.37 11 2',3,4- 5.64 5.74 30 2,2',3,3',4,5,6- 7.44 7.39 12 2,4,4'- 5.74 5.73 31 2,2',4,4',5,5'- 7.44 7.37 13 2,4,5- 5.77 5.76 32 2,2',4,4',6.6'- 7.12 7.39 14 3,4,4'- 5.90 5.77 33 2,2',3,4',5,5',6- 7.93 7.95 15 2,2',3,3'- 6.82 6.34 34 2,2',3,3',4,4',5,5'- 8.68 8.50 16 2,2',3,5- 6.54 6.26 35 2,2',3,3',5,5',6,6'- 8.42 8.50 17 2,2',4,4'- 6.26 6.25 36 2,2',3,3',4,4',5,5',6- 9.14 9.08 18 2,2',5,5'- 6.26 6.29 37 十氯联苯 9.60 9.72 19 2,3',4,4'- 6.54 6.35

由表 1可以看出, 37种 PCBs 化合物 lg K ow 值的计算值与实验值的最大偏差为 7.04%,平均偏差为 1.44%,因此该模型可以较好地用来估算 PCBs 化合物的辛醇 -水分配系数。

1.2 溶解度的估算

由于 PCBs 难溶于水, 因此用实验测定其溶解度较困难。在 Nirmalakhnadan 等 [5]的研究中,用分子连接性指数和极化率作为参数来估算其水溶解度, 王连生等 [6]综合研究了包括烃类、氯代烃、醇、醛、酮、酯、醚、多环芳烃和 PCBs 等在内的数百种有机化合物后 ,提出了如下模型:

φν00

. 1

312

. 1

653

. 1

209

. 2

lg 0

式中, S 为化合物在水中的溶解度; 0X 为该化合物的零级连接性指数; 0X v 为该化合物的零级价键连接性指数; Φ为极化率 , Φ=﹣ 0.663(Cl 原子数 ) ﹣ 0.361(H 原子数 ) ﹣ 0.767(双键数 ) 。 37种 PCBs 化合物的 ﹣ lg S 的实验值和计算值 [3~4]见表 2。

多氯联苯的性质及其对环境的危害

第3卷第5期 2008年 5月

377 中国科技论文在线 SCIENCEPAPER ONLINE

表 2 37种多氯联苯化合物的 ﹣ lg S 值 [2~3]

Tab. 2 ﹣ lg S of 37 PCBs

序号化合物实验值计算值序号化合物实验值计算值

1 联苯 4.35 4.25 20 2,3',4,5- 7.18

6.85

2 2- 3.66 4.84 21 2,3',4',5- 6.85 6.86

3 3- 4.73 4.83 22 3,3',4,4'- 6.22 6.96

4 4- 5.27 4.91 23 2,2',3,4,5- 7.52 7.49

5 2,2'- 5.17 5.52 24 2,2',3,4,5'- 7.86 7.57

6 2,4- 5.20 5.47 25 2,2',3,4,6- 7.43 7.49

7 2,4'- 5.07 5.49 26 2,2',4,5,5'- 7.50 7.46

8 2,5- 5.59 5.47 27 2,3,4,5,6- 7.68 7.52

9 4,4'- 6.44 5.63 28 2,2',3,3',4,4'- 8.91 8.21 10 2,2',5- 5.60 6.15 29 2,2',3,3',4,5- 8.63 8.12 11 2',3,4- 6.52 6.16 30 2,2',3,3',4,5,6- 8.60 8.14 12 2,4,4'- 6.00 6.16 31 2,2',4,4',5,5'- 8.48 8.14 13 2,4,5- 6.45 6.19 32 2,2',4,4',6.6'- 8.60 8.16 14 3,4,4'- 7.23 6.21 33 2,2',3,4',5,5',6- 8.90 8.84 15 2,2',3,3'- 6.93 6.89 34 2,2',3,3',4,4',5,5'- 9.20 9.51 16 2,2',3,5- 6.23 6.79 35 2,2',3,3',5,5',6,6'- 9.38 9.51 17 2,2',4,4'- 6.63 6.78 36 2,2',3,3',4,4',5,5',6- 9.61 10.21 18 2,2',5,5'- 6.80 6.84 37 十氯联苯 10.49 10.99 19 2,3',4,4'- 6.70 6.89

由表 2可以看出, 除 2-氯联苯外,其他 PCBs 化合物 ﹣ lg S 值的计算值与实验值的偏差均较小。 37种 PCBs 化合物 ﹣ lg S 值的计算值与实验值的平均偏差仅为 5.37%,因此该模型也可以较好地用来估算 PCBs 化合物的水溶解度。

2 多氯联苯的性质

2.1 环境持久性

PCBs 属于难降解有机物, 对自然条件下的生物代谢、光降解和化学分解等具有很强的抵抗能力 , 一旦排放到环境中就很难被分解, 因此可以在水体、土壤和底泥等介质中存在数年甚至数十年或更长时间。 Manirakiza 等 [7]测定鱼脂肪中的 PCBs 含量 ,并把所得结果与先前的研究作比较, 发现这些物质仍然存在,其含量并没有明显减少。

2.2 生物蓄积性

PCBs 具有低水溶性和高脂溶性的特点 , 因而容易在脂肪组织中发生生物蓄积, 从而使 PCBs 从周围媒介物质中富集到生物体内 ,并沿着食物链浓缩放大,以至在食物链末端营养级体内浓缩至很高的浓度。即使在大气、水体和土壤里的浓度非常低, 甚至不能被监测到,但它可以通过大气、水体和土壤等进入植物或低等生物体内 ,然后沿食物链逐级放大,最后对人类造成危害。 Kidda 等 [8]测定食物中的有机污染物, 研究表明亲脂性的 PCBs 通过食物在人体内的蓄积程度很大。

2.3 半挥发性

PCBs 能够从水体或土壤中挥发进入大气环境或通过大气颗粒物的吸附作用,在大气环境中远距离迁移 ,还可以重新沉降到地面上,多次反复 , 造成全球范围内的污染。正是由于 PCBs 的半挥发和高持久性,使得其分布几乎遍及世界各个角落。在全球范围内 ,包括沙漠、海洋和南北极地区都可检测出 PCBs 的存在 [9]。

2.4 高毒性

PCBs 可以引起急性或慢性中毒 , 对人类和动物的生殖、遗传、免疫、神经和内分泌等系统具有强烈的危害作用,并对人类有潜在的致癌作用。 3 多氯联苯对环境的影响

由于 PCBs 化合物的 lg K ow 值和 ﹣ lg S 值均较大, 难溶于水,易溶于有机溶剂,且具有环境持久性、

第3卷第5期 2008年 5月 378

生物蓄积性、半挥发性和高毒性等性质,因此对环境、生物和人类有很大危害。与 PCBs 相关联的环境问题是由一系列因素引发的:PCBs 的暴露使用 (有机稀释剂 ) 使其直接进入环境; PCBs 的某些随意处置过程使其进入水生生态系统中; 另外, PCBs 通过迁移过程遍及全球生态系统 ,并且在食物链中优先被高度富集 (图 1) 。

图 1 PCBs在环境中的迁移路线 [10] Fig. 1 Transportation of PCBs in environment

3.1 对环境的污染

据 Cummins 估计 [11], 目前世界上大约有 PCBs120万 t ,其中 65%存在于电器系统和垃圾场或存储在陆地上, 31%流失到环境中,其余的被降解和焚烧。 PCBs 对环境的污染可通过城市污水,电器泄漏、生产和运输泄漏 , 含有 PCBs 制剂的蒸发、滤出以及因操作或处理不当泄漏 , 焚烧时从烟囱排出, 农村和城市地表水污染,以及电厂污水直接排放到水体中引起。一旦进入环境, PCBs 首先污染大气并主要靠大气运动而扩散 , 导致世界范围的污染。

岳舜林 [12]对上海 3个水厂的自来水进行分析时发现 PCBs 含量为 0.001 3~0.002 8 μg/L, 大大超过健康评价标准 (0.000 72 μg/L)。张祖麟等 [13]对我国闽江口表层水、间隙水和沉积物进行的研究表明 , 闽江口表层水中,总 PCBs 的含量为 204~247 3 ng/L, 均值为 985 ng/L。我国第二松花江水体中 PCBs 检出率达 31.5%,平均含量为 13 ng/L[14]。周春宏等 [15]对江苏省典型饮用水源地 PCBs 污染特性的调查表明 , 在部分水源地检出了一氯联苯、二氯联苯和三氯联苯, 而且某些地点的地表水中 PCBs 的总量已经超过《地面水环境质量标准》 (GB 3838-2002) 中的要求。我国对大气中 PCBs 的污染情况研究较少。孟庆昱等 [16]对浙江温台地区典型 PCBs 污染区内的大气分析结果表明 , 气相样品中可检出的 PCBs 总浓度为 191~641 ng/m3, 颗粒物中的总浓度为 0.191~0.373 μg/g。李春雷等 [17]对深圳的大气进行了监测,结果表明 , 深圳市空气中 PCBs 的平均值是 (453.19±35.12) pg/m3, 其中气相 PCBs 的含量是颗粒相的 2.20~2.59 倍。部分国外地区大气中 PCBs 的含量见表 3[18~19]。

Barr [20]研究表明 , 环境中的 PCBs 经迁移转化后约有 93.1%留存于土壤中。国内外有关 PCBs 在土壤及底泥的污染情况报道较多,在未直接受污染的土壤中一般在几毫克 /千克至几十微克 /千克 , 在工业污染区可高达十几毫克 /千克。在日本生产电器元件的工厂附近土壤中 PCBs 含量高达 510 mg/kg[21]。在我国西藏 ,未受直接污染的土壤中 PCBs 含量在

多氯联苯的性质及其对环境的危害

第3卷第5期 2008年 5月

379 中国科技论文在线 SCIENCEPAPER ONLINE

0.625~3.50 1g/kg[22]。在沈阳市土壤中检出其含量在 6~15 μg/kg[23]。我国某些典型污染源附近土壤和沉积

物中的含量 430~788 μg/kg[24]。在极地沉积物中也检测到一定量的 PCBs [25]。

表 3 部分国外地区大气中 PCBs的含量 [18~19] Tab. 3 Atmospheric PCBs content in some foreign areas

国家地区 PCBs含量

国家

地区 PCBs含量

加拿大西北部 0.002~0.07 ng/m3 13~540 μg/m3 1)

Ruhr 工业区 3.3 ng/m3 日本 PCBs生产厂 4~650 μg/m3 2) Kiel 城 75.1~827.3 pg/m3 1)

7.6~10.9 pg/m3 2)

美国

东北海岸大湖区

5 ng/m3 132~1 120 pg/m3

德国

非污染区 0.003 ng/m3

挪威南部地区 101~155 pg/m3

1) 气相中 PCBs 的含量; 2) 颗粒物中 PCBs 的含量

3.2 对生物和人体的危害

表 4所列为部分实验中所发现的动物体内由 PCBs 诱发的病变。分析表 4可以看出, 哺乳动物与

禽类动物所产生的病变不同,大多数哺乳动物的病变多发生于肝脏 ,而禽类动物的病变则表现为心包积液、肾脏损伤和脾脏萎缩等 [26]。

表 4 动物体内由 PCBs诱发的病变 [26] Tab. 4 Vivo induced lesions from PCBs

PCBs 摄入量动物名称肝肾

心胞膜和腹膜

其他可见病变一次性口服 69 mg (42% Cl) 豚鼠鼠兔子

肝小叶中央区轻度至中度萎缩 , 一些出现局部坏死基本正常

无显著病变

肾上腺、脾和胰腺无显

著病变

每天口服 300 mg(65% Cl),持续

6 d 鼠细胞水肿 , 出现玻璃样变性 , 大多数几天内死亡

饮食中添加 200 和 300 mg/kg ( 42% Cl) , 持续 3

周鸡

无显著病变

200 mg/kg时,肾苍白; 300 mg/kg时,大量出血并肿

大

高剂量时, 心包膜积液

低剂量时,胰腺苍白, 肾上腺肿大,脾脏萎缩;高剂量时,胰腺苍白,肾上腺出血

可变剂量(54% Aroclor )

孟加拉碛鶸

无显著病变

PCBs 中毒死亡者的肾的重量为脑重量的 53.5%

轻微的肿大, 一些出现心包膜积液

PCBs 对人体健康同样有很大的危害。 1968年发生在日本的米糠油事件就是由于生产过程中不慎将 PCBs 混入米糠油中而导致食物中毒 , 中毒患者超过 1 000人,其中 16人死亡 ,实际受害者约 15 000人。 1978年,类似的中毒事件又在我国台湾上演 , 约 2 000人食用了受 PCBs 污染的米糠油, 数万人受害, 病症为氯痤疮、眼皮肿、指甲发黑和身上出现黑色皮疹等 [27]。

此外, PCBs 还具有致癌作用 [28]。 1987年,国际癌症研究机构将 PCBs 列为 “ 人类可能的致癌物质 ” 和 “ 动物已知的致癌物质 ” 。 1992年 Falck 等人对 63名白种女性乳腺癌患者进行了乳房组织切片检查 , 结果表明组织中的 PCBs 平均浓度比正常人高 50%~60%。在意大利的一家使用含 42 %和 54 %氯的 PCBs 生产电容器的工厂中, 工人的癌症发病率高于期望值, 其中以淋巴组织和消化道的癌症最常见。

第3卷第5期 2008年 5月 380

4 结论

PCBs 不仅污染环境, 而且还直接或间接地危害人类的健康。尽管当今世界上绝大多数国家已经停止生产和使用 PCBs ,但由于其在环境中的蓄积性、持久性和长距离迁移性致使其对人体健康的威胁将长期存在。因此 , 如何科学和彻底地预防 PCBs 所导致的危害并清除 PCBs 污染源仍将是环境工作者今后的研究方向。

[参考文献 ](References)

[1]储少岗,徐晓白,童逸平.多氯联苯在典型污染地区环境中的分布及其环境行为 [J].环境科学学报, 1995, 15(4): 423~431.

CHU Shaogang, XU Xiaobai, TONG Yiping. Tran&port and distributton of polychlorinated biphenyls in a pollution area [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 1995, 15(4): 423~431. (in Chinese)

[2]Hansch C, Leo A. Substiuent Constants for Correlation Analysis and Biology[M]. New York: John Wiley & Sons, 1979.

[3]王连生.有机污染物化学 [M].北京:科学出版社, 1990. WANG Liansheng. The chemisty of organic contaminants [M]. Beijing: Science Press, 1990. (in Chinese)

[4]王连生.有机物定量结构 -活性相关 [M].北京:中国环境科学出版社, 1993.

WANG Liansheng. Organic Quantitative Structure - Activity Relationship[M]. Beijing: China Environmental Science Press, 1993. (in Chinese)

[5]Nirmalakhnadan NN, Speece R E. Prediction of aqueous solubility of organic chemicals based on molecular structure[J]. Environ.Sci Technol, 1988, 22:328~338.

[6]王连生, 支正良. 分子连接性与分子结构-活性 [M]. 北京:中国环境科学出版社, 1992.

WANG Liansheng, ZHI Zhengliang. Molecular connectivity and molecular structure - activity[M]. Beijing: China Environmental Science Press, 1993. (in Chinese)

[7]Manirakiza P, Covaci A, Nizigiymana L, et al. Persistent chlorinated pesticides and polychlorinated biphenyls in selected fish species from Lake Tanganyika. Burundi, Africa[J]. Environmental Pollution, 2002, 117: 454.

[8]Kidda K A, Hesslein R H, Rossa B J, et al. Bioaccumulation of organochlorines through a remote freshwater food web in the Canadian Arctic[J]. Environmental Pollution, 1998, 102: 91~103.

[9]卢冰,陈荣华,王自磐,等.北极海洋沉积物中持久性有机污染物分布特征及分子地层学记录的研究 [J]. 海洋学报, 2005, 27(4):168~173.

LU Bing, CHEN Ronghua, Wang Zipan, et al. The distribution pattern of persistent organic pollutants and their molecule stratigraphic records in the sediments from the Arctic ocean[J]. Acta Oceanologica Sinica, 2005, 27(4): 168~173. (in Chinese) [10]张亨. 多氯联苯性质、危害及降解方法 [J]. 中国氯碱 , 2001, (6):28~29.

ZHANG Heng. Properties, dangers and degraded methods of polychlorinated biphenyls [J]. China Chlor-Alkali, 2001, (6): 28~29. (in Chinese)

[11]Cummins J E. Extinction the PCB threat to marine mammals[J]. The Ecologist, 1988, 18: 193~195.

[12]岳舜林.水质污染与人体健康 [J].中国给水排水, 1992, 8(1):55~57.

YUE Shunlin. Water pollution and human health[J]. China Water&Wastewater, 1992, 8(1): 55~57. (in Chinese)

[13]张祖麟,陈伟琪,哈里德,等.九龙江口水体中多氯联苯的研究 [J] .云南环境科学, 2000,增刊:124~126. ZHANG Zulin, CHEN Weiqi, Khalid, et al. Study on PCBs in water of Jiulong river estuary[J]. Yunnan Environment Science , 2000, Supplement: 124~126. (in Chinese)

[14]李敏学,岳贵春,高福民,等.第二松花江中的 PCBs 与有机氯农药的迁移和分布 [J].环境化学, 1989, 8(2):49~54. LI Minxue, YUE Guichun, GAO Fumin, et al. Second in the Songhua river PCBs and organochlorine pesticides and distribution of the relocation[J]. Environmental Chemistry, 1989, 8(2): 49~54. (in Chinese)

[15]周春宏,柏仇勇,胡冠九,等.江苏省典型饮用水源地多氯联苯污染特性调查 [J].化工时刊, 2005, 19(3):22~25. ZHOU Chunhong, BAI Chouyong, HU Guaijiu, et al. The investigation of PCBs in the source of drinking water in Jiangsu province[J]. Chemical Industry Times, 2005, 19(3): 22~25. (in Chinese)

[16]孟庆昱,毕新慧,储少岗,等.污染区大气中多氯联苯的表征与分布研究初探 [J]. 环境化学, 2000, 19(6):501~506. MENG Qingyu, BI Xinhui, CHU Shaogang, et al. Preliminary study of the characterization of PCB congeners between waporphase and aerosols in pollution area[J]. Environmental Chemistry , 2000, 19(6): 501~506. (in Chinese)

[17]李春雷,麦碧娴,郝永梅,等.深圳市空气中多氯联苯污染的初步研究 [J].环境科学研究, 2004, 17(5):6~9. LI Chunlei, MAI Bixian, HAO Yongmei, et al. Preliminary study of atmospheric polychlorinated biphenyls in Shenzhen city[J]. Research of Environmental Sciences, 2004, 17(5): 6~9. (in Chinese)

[18]World Health Organization. Polychlorinated Bipbenyls(second edition)[M]. Geneva, 1993.

[19]Simcik M F, Basu I, Sweet C W, et al. Temperature Dependence and Temporal of Polychlorinated Bipbenyl Congeners in the Great Lakes Atmosphere[J]. Environ. Sci. Technol , 1999, 33: 1991~1995.

[20]Barr J R. Photolysis of polychlorinated biphenyls on octadecylsilylated silica particles[J]. Chemosphere , 1999, 39(11): 1795~1807.

[21]Ohta S. Survey on levels of PCDDs, PCDFs, and Nonortho Co-PCBs in soil and sediment from a high cancer area near abatch type municipal solid waste incinerator in Japan[J]. Bull Environ Contam Toxicol, 2004, 64: 630~637.

[22]孙维湘,陈荣莉,孙安强,等.南迦巴瓦峰地区有机氯化物的污染 [J].环境科学, 1986, 7(6):64~69.

多氯联苯的性质及其对环境的危害

第3卷第5期 2008年 5月

381 中国科技论文在线 SCIENCEPAPER ONLINE

SUN Weixiang, CHEN Rongli, SUN Anqiang, et al. The sollution of organic chlorides in the aera of Namjagbawa peak[J]. Environmental Sciences, 1986, 7(6): 64~69. (in Chinese)

[23]李艳红.气相色谱法分析土壤中的多氯联苯 [J].环境科学丛刊, 1992, 13(5):43~47.

LI Yanhong. Gas chromatography analysis of PCBs in the soil[J]. Environmental Science Series, 1992, 13(5): 43~47. (in Chinese)

[24]Kurunthachalam S K, Kurunthachalam K. Polychlorinated dibenzo-p-dioxins, dibenzofurans and polychlorinated biphenyls in polar bear, penguin and south polar skua[J]. Environmental pollution, 2002,(119): 151~161. [25]储少岗,杨春,徐晓白.典型污染地区底泥和土壤中残留多氯联苯 (PCBs)的情况调查 [J].中国环境科学, 1995, (6):

199~203.

CHU Shaogang, YANG Chun, XU Xiaobai. Polychlorinated biphenyl congener residues in sediment and soil from pollution area[J]. Chian Environmental Science, 1995, (6): 199~203. (in Chinese)

[26]Fishbein L. Toxicity of chlorinated biphenyls[J]. Annu RevPharmacol , 1974, 14: 139~156.

[27]Kimbrough R D. Human health effects of polychlorinated biphenyls (PCBs) and polybrominated biphenyls (PBBs)[J]. Annu Rev Pharmacol Toxicol, 1987, 27: 87~111.

[28]Knerr S, Schrenk D. Carcinogenicity of “non - dioxinlike” polychlorinated biphenyls[J]. Crit Rev Toxicol, 2006, 36: 663~694.

范文二：多氯联苯的危害

多氯联苯的危害

慢性毒性:严重的PCB中毒会使动物产生腹泻、血泪、运动失调、进行性脱水和中枢神经系统抑制等症状，甚至死亡。PCB对人的危害最典型的例子是日本1968年发生的米糠油事件。受害者食用了被PCB污染的米糠油(每千克米糠油含PCB 2000,3000 mg)而中毒。到1978年底止，日本28个县(包括东京、京都府、大阪府)正式确认了1684名病人为PCB中毒患者，其中30多人于1977年前先后死亡。PCB的毒性因动物的种属、性别、给毒方式、PCB本身的化学结构，以及所含杂质不同有很大差异。人类可能是最敏感的种属之一。

代谢:PCB可通过哺乳动物的胃肠道、肺和皮肤很好地被吸收。PCB进入机体后，广泛分布于全身组织，以脂肪和肝脏中含量较多。母体中的PCB能通过胎盘转移到胎儿体内，而且胎儿肝和肾中的PCB含量往往高于母体相同组织中的含量。PCB在体内的代谢速率随氯原子的增加而降低。在哺乳动物体内的PCB，部分以含酚代谢物的形式从粪便中排出。所有羟基代谢物都通过胆汁经胃肠道从粪便排出。实验还说明，PCB含氯量愈高，这种羟基化反应发生的可能性越小。在人奶中亦能排出少量PCB，但均以原形化合物存在。

中毒机理:肝脏是PCB中毒的主要靶器官之一。表现为肝大、肝功能的多项化验指标为阳性，如包括SGPT的多项肝脏酶活性指标呈现阳性，且与血液中PCB含量正相关。此外，血浆中安替比林半减期显著缩短(提示肝脏混合功能氧化酶活性被诱导)。很多PCB中毒病

人的呼吸道与皮肤容易感染传染性疾病，这表明中毒病人免疫系统可能受抑制。

致癌性:PCB对大鼠、小鼠都能产生致癌反应，产生癌变的器官均为肝脏。

致突变性:Pcakall等(1972)发现给斑鸠食用含PCBs 10 mg/kg的饲料，其胚胎的染色体畸变明显增加。

环境危害:对环境有严重危害，对水体和大气可造成污染。

生态毒理毒性:水生生物毒性

生物降解性:环境中的PCB在通过生物食物链的过程中，由于选择性的生物转化作用而使低氯代组分逐渐消失。

非生物降解性:PCB的化学性质很稳定，在环境中不可能通过降解或类似的反应以明显的速度降解。自然界的分解作用是靠土壤中微生物酶和依赖日光中紫外线，但效率不高。因此，PCB在环境中滞留时间相当长。

残留与蓄积:PCB在环境中有很高的残留性。据IPCS出版的(1987)环境卫生基准(2)介绍，自1930年以来，全世界PCB的累计产量约为100万t，其中一半以上已进入垃圾堆放场和被填埋，它们相当稳定，而且释放很慢。其余的大部分通过下列途径进入环境:随工业废水进入河流或沿岸水体;从非密闭系统的渗漏或堆放在垃圾堆放场，由于焚化含PCB的物质释放到大气中。进入环境中的PCB的最终贮存所主要是河流沿岸水体的底泥，只有很少部分通过生物作用和光解作用发生转化。PCB在机体内有很强的蓄积性，并通过食物链逐渐被富集。

已知水中含 0.01 μg/L的PCB时，在鱼体内的蓄积可达到水中浓度的20万倍，因此食鱼性鸟、兽体内的蓄积浓度较高。一些海中的大鱼和空中的凶鸟，如鲨鱼、海豹、猛禽，其体内PCB浓度可比周围环境高10.7,10.8倍。从南极的企鹅到北极的海豹体内都曾检出PCB，因而PCB污染已成为全球性的问题。PCB3一旦进入环境就会长时间地存在于环境中，难于降解，受PCB3污染的水和土壤也很难得到恢复。

迁移转化和降解:PCB在空气中的可检出的浓度范围为1,50 ng/m3。未受污染的淡水中PCB含量应<0.1 ng/l;中等污染的河流与港湾为50="" ng/l;重度污染的河流为500="" ng/l。在活的生物体内的浓度取决于当地受pcb污染的程度。在几个国家进行的人体脂肪调查表明，虽然有一些国家报导pcb的含量较高，但大多数样品中的水平为1="" mg/kg或更少。而职业接触者脂肪中含量却高得多，最高可达700="" mg/kg。几项全国性的调查表明，pcb在血液中的浓度为0.3="" μg/100ml左右，但是职业接触者可达200="" μg/100="" ml。对人口的调查表明，大多数人口中pcb含量浓度为0.02="" mg/l左右，虽然也有高达0.1="" mg/l的记录，但为数很少。据irptc资料(1982)介绍，估计一般人从空气、水和食物中每日总摄入量为5,100="">

计，在多氯联苯的年产量中，只有20%在使用中消耗，其余80%进入

环境中。据估计，目前存在于全世界的海洋、土壤、大气中的PCB总

量为25,30万t。

范文三：多氯联苯对环境的污染和对动物及人体的危害

第17卷第4期2002年8月

乐山师范学院学报

JournalofLeshanTeachersCollege

Vol117No.4Aug12002

多氯联苯对环境的污染和对动物及人体的危害

王雄清,林英,弓加文,陈封政

(乐山师范学院环境与生命科学系,四川乐山614004)

摘要:本文介绍了多氯联苯对环境的污染、对动物和人的毒性作用及潜在致癌性的研究进展.

关键词:多氯联苯;环境污染;毒性作用;致癌性

中图分类号:Q89 文献标识码:A 文章编号:10098666(2002)04005105

多氯联苯(Polychlorinatedbiphenyls,PCBs)是一类苯环上碳原子连接的氢被氯不同程度地取代的联苯化合物.Schmidt和Schults1881年首次成功合成多氯联苯,迄今为止,已能人工合成209种这类化合物.曾被广泛用作工业导热剂、润滑剂和农药稀释剂等.由于研究证明多氯联苯存在于环境中,并污染环境和威胁人类健康,世界上绝大多数国家已停止生产和使用多氯联苯.我国对多氯联苯亦十分重视,对其生产、储存、运输、使用和废物处理制定了国家标准,国家经贸委1999年发文勒令2000年内停止生产含有PCB的农药.虽然今天商业上不再生产多氯联苯,但在世界上许多的电器系统和生态系统中仍然有多氯联苯.由于PCB相当稳定和不易降解,在未来的很多年里,多氯联苯会长期存在于环境中.20世纪90年代初我国河流沉积物PCB的含量大大高于西藏地区土壤中PCB的含量(0.625)3.501ngPg)

[2]

[1]

在的威胁.鉴于我国就PCB对动物和人的影响的研究甚少,本文综合国内外大量文献,着重介绍国内外这方面的研究进展.

1 PCB对环境的污染

111 对水体、土壤、大气的污染

20世纪50年代,在测定氯化烃类杀虫剂时就在许多环境样品中发现了PCB,但由于未知数量而被忽视了,直到1966年,瑞典科学家在监测DDT时,在环境样品中测定了PCB的含量,从而使人们担心PCB对环境的污染.Cummins估计世界上有120万吨PCB,其中65%存在于电器系统中、垃圾场或存储在陆地上,31%流失到环境中,其余的被降解和焚烧.

PCB对环境的污染可通过:城市污水、电器泄漏、生产和运输泄漏和含有PCB的制剂的蒸发和滤出,也可因操作、处理不当泄漏、焚烧时从烟囱排出、农村和城市地表水污染以及电厂污水直接排放到水体中引起.一旦进入环境,PCB首先污染大气并主要靠大气运动而扩散,导致世界范围的污染.

岳舜琳对上海三个水厂的自来水进行分析发现多氯联苯含量为0.0013)0.0028LgPL,大大超过健康评价标准(0.00072LgPL)

[4]

[5]

而远远低于我国某些典型污染源附近土壤和沉积物中PCB的含量.与国外资料相比,我国主要河流大城市区段目前沉积物中PCB含量接近于70年代初瑞典天然土壤中PCBs的含量(15ngPg)

[3]

.岳舜琳对水厂的自来水进行分析发现多氯

[4]

联苯含量超出健康评价标准(0.00072LgPL)18)38倍.这些事实都说明我国的PCB污染已达相当的程度,对生态环境、动物和人类健康构成了潜

.20世纪90年

代初我国河流沉积物PCB的一般水平在10.5)

收稿日期:20020311

*四川省教育厅自然科学研究基金(2000-B28)和乐山师院科研基金资助项目作者简介:王雄清(1955),男,四川宣汉人,乐山师范学院环境与生命科学系副教授.

25.5ngPg之间,大大高于西藏地区土壤中PCB

[1]

的含量(0.625)3.501ngPg),而远远低于我国某些典型污染源附近土壤和沉积物中PCB的含量(430)788ngPg).112 对生物的污染

PCB对生物的污染主要是通过食物链,最常见的途径是水生生物.微生物和植物通常是PCB进入食物链的起点.PCB污染对水生生物危害极

-9

大,如10)100@10的PCB即可抑制植物的生长和光合作用.植物对水生系统极为重要,因为它们能给水生系统提供氧气和营养物质.

[2]

两起大的PCB中毒,一次在日本,另一次在台湾,两次都称为/油病0.两次中毒事件均因为误食含PCB的米糠油所致.这种PCB污染的米糠油由于加热而产生大量的多氯联苯呋喃(PCDF).中毒常见的症状是眼分泌物增加、上眼睑肿大、氯痤疮、皮肤色素沉着过度和外周神经病.日本中毒事件中的男学生的体重和身高增加减缓,而女学生则无影响.台湾中毒事件中的妇女所生的子女,7-12岁时发育迟缓.21112 对生殖的毒性作用

人们之所以关注PCB,是因为已在人卵泡液动物和人类对植物的消费可导致PCB的生物放大作用.PCB可经食物链到达营养水平高的消费者,营养水平高的消费者一般寿命较长,随着时间的增加可获得大量的PCB.对PCB的毒性作用极为敏感的生物是海洋哺乳动物,它们可将PCB生物放大到1000万倍[5]

.这些动物对PCB极为敏感可能是它们在遗传上产生药物代谢酶的能力较低[5]

.PCB对以高脂肪为食的动物如海生兽类北极熊和人类特别危险.北极熊以海豹的脂肪为主要食物,而这些脂肪可含有极高的PCB和其他有机毒物.北极熊脂肪的PCB含量从1969-1984年就增加了4倍,若这种趋势继续下去的话,则会超过50@10-6

成为毒物

[5]

2 PCB对动物和人体的危害

211 毒性作用

自从在环境中发现PCB以来,研究人员就PCB对动物的毒性作用进行了大量的研究.实际上,所有的受试动物都易受PCB的污染,接触PCB后都有一定的毒性反应.其反应随不同的动物差异很大,即使是同一种动物亦如此,即使是同一个体,不同器官的反应也各不相同.同种动物的幼体和老年个体的反应也有差异,由于发育受到影响,通常幼体的毒性反应较大.21111 PCB中毒

人类对PCB的接触相当广泛,因为它们长期存在于食物链中.虽然人类为营养水平高的消费者,但尚无研究资料肯定地证明PCB对人类健康的危害与非职业性接触有关,职业接触也不一定对健康有危害,但职业接触确实有不利的影响.在这些研究中,有许多相互矛盾的因素,如接触多种化学物质,特别是职业接触更是如此.从历史的角度讲,除上述所指的长期接触外,很少有许多人因为大剂量接触PCB而患病.然而世界上曾发生过52

中发现了PCB和许多其他工业污染物及杀虫剂.Jarrell等

[6]

在对加拿大妇女做IVF的研究中发现

其卵泡液中平均PCB的含量达到4.08@10-9

,德

国妇女为27@10-9

,奥地利妇女高达142@10

-9[7]

.体外试验证明商用PCB,如A-1221、A

-1254、A-1260、A-1268能降低小鼠体外受精

率、增加2-细胞受精卵的畸形率[8、9、10]

.Huang等

[11]

发现小鼠接触3,3.,4,4.-TCB,其F1代的

卵子体外受精(IVF)率降低.Kholkute等[12]

用0.

1LgPml及以上的A-1254使小鼠的IVF降低.这种影响只有当A-1254存在于IVF培养液中或者是在含有A-1254的培养液中培养6h的卵子,才能发生,但对精子则没有影响.给兔子口服A-1260,在着床前后的胚胎中发现有高水平的PCB,但并没有降低兔子的体内受精率.

近来发现A-1242、A-1248和A-1254能刺激子宫肌肉收缩,这可能是引起动物早产的潜在因素.幼体在子宫内和哺乳期受到高水平的PCB的影响,其后果相当严重.许多研究表明PCB是经母体传给幼体的,即通过胎盘传给胎儿或经乳汁传给受乳幼体的.这种情况发生在多种动物,包括蝙蝠、兔子、小鼠、罗猴和人类.除此之外,还与加州海狮的早产和人类的流产有关[13]

Earl等[14]从怀孕起到分娩给猎犬喂5@10-6

的A-1254,造成怀孕率低以及出生时和产后2周时的窝仔数减少,还造成胚胎吸收增加,胎儿畸形.他们给猪在繁殖前21天口服A-1254,也得到类似的结果

[15]

.给大鼠在孕期接触A-1254,结果

使每窝存活仔数降低.在繁殖前37周给罗猴口服A-1254,结果使受孕率降低、胎儿死亡率增加、

幼仔头围小.Berkowitz等[16]

的研究证明血浆PCB水平与早产无关.

PCB具有轻微的雌激素样作用.慢性接触A-1254或克罗芬(Clophen)A60导致发情期延长.

Gellert发现10@10的A-1221显著地加速大鼠阴门的成熟,使阴道持久地处于发情期.他还发现高达1000@10

-6

[17]-6

和产生肝癌.长期接触A-1260的大鼠,184个肝脏有170个产生赘生物.给大鼠长期饲喂A-1260,出现肝肿大和肝脏瘤性结节,后来则出现肝癌.这些癌不转移到其他器官,也不侵害血管,大鼠的死亡率亦未增加.已证明A-1254能诱发小鼠皮肤癌和促进肝癌和肺癌的形成.但Kerkv2liet和kimeldof发现A-1254能抑制大鼠walker256的生长.

PCB是否诱发人类癌变,尚无定论,但多数研究认为有一定的关系.尽管如此,美国环境保护署把所有的PCB混合物定为潜在的致癌物质.Moore等认为把所有的PCB混合物都定为潜在[27]

的A-1221才能使子宫显

-9

著地增重,但其重量仅为服用1@10二醇的动物子宫的一半.

Sanders和Kirkpatrick

[18]

的17B-雌

发现接触过A-

1254的男子的睾酮水平下降,每mg睾丸组织的精子数也下降.

21113 对生长发育的毒性作用

实验证明3,3.,4,4.-四氯联苯使雄性大鼠的出生体重降低并阻碍生长发育,但对雌性大鼠无影响.研究人员还发现被接触过A-1254的母体哺乳过的幼体在产后22周出现指甲损害和齿龈萎缩.密执安湖周围的妇女由于吃鱼而慢性接触PCB,使初生儿的个体小、头围小和惊吓反射增强[19]

.职业接触A-1254、A-1242和A-1016的孕女的早产,所生的婴儿初生重降低.

Seegal等

[20]

在孕期和哺乳期给大鼠口服2,

2.,4,4.-四氯联苯和3,3.,4,4.-四氯联苯,2,2.,4,4.-四氯联苯使F1代大鼠的大脑中的多巴胺含量显著降低,3,3.,4,4.-四氯联苯使F1代大鼠的大脑中的多巴胺含量显著增加,这种现象一直持续到成年均如此.已证明邻位取代的PCB对神经细胞的影响最大,其他研究也表明PCB影响动物的神经发育和认知能力而导致行为异常,如影响雌性大鼠的性行为[21、22]

除激素样作用外,PCB能诱导器官呈现急性中毒症状,典型的是胸腺萎缩、免疫中毒反应、生殖困难、紫质症及相关的肝损害[23]

.PCB也可使皮肤色素加深,发生氯痤疮.在体外引起人血小板凝集,并增加这些细胞分泌黑色素.也可刺激多核嗜中性白细胞产生磷肌醇,从而激活蛋白激酶C,

改变大鼠大脑粒细胞内的钙水平稳定[24]

.212 潜在的致癌作用

大量的实验证明PCB能引起动物癌症.国际癌症研究署(IARC)、美国毒理学委员会(NTP)、美国政府工业卫生联盟(AGGIH)和美国环境保护署(EPA)都认为有足够的证据证明PCB是动物致癌物.以前认为氯的含量是PCB致癌性的重要因素,近来的研究表明PCB分子上氯的位置也是致癌性的关键因素[25]

许多PCB混合物,特别是氯化程度低的以及许多其他PCB类似物的致癌性很小,而氯化程度高(大于50%)的混合物则是啮齿动物肝癌的致

癌物[26]

.长期口服A-1254可使小鼠肝脏纤维化

致癌物缺乏科学根据,应该予以重新考虑.在评估了7个用PCB诱发大鼠肝癌的报道后,他们发现含60%的氯的PCB显著地增加癌的发生,而含42%或54%的氯的PCB对癌的发生率无影响.

如上所述,多数研究证明PCB与人类的癌变有关.这个结论主要来自于对电厂工人的研究.然而,职业人员只是一小部分,接触PCB的机会极高,他们除接触PCB外,同时接触许多工业溶剂,这就给这些研究增加了容易混淆的因素.虽然如此,近年来进行了多项这样的研究在意大利的一家使用含42%和54%的氯的多氯联苯生产电容器的工人中,癌症的发生率高于期望值,其中以淋巴组织和消化道的癌症最常见然而,吸烟史和社会经济因素没有考虑,故很难说PCB是诱发癌变中的主要因素.加拿大的一家用含有PCB的液体生产少量的变压器,其工人患胰腺癌的高于期望值.这家工厂也使用矿物油,这种矿物油是从含萘的原料中提炼的,所以,这种矿物油的致癌性绝不可忽视.其他的研究认为接触PCB与恶性黑瘤和脑癌的发生有关.然而,更多的研究认为接触PCB与癌症的发生无关.

一些研究试图证明接触PCB与乳腺癌的有关,如发现患乳腺癌的妇女的脂肪组织中的PCB和p,P.-DDE的平均水平比正常人的高50-60%.回归分析表明PCB水平与乳腺癌的发生的相关性极为显著;而Q,P.-DDE要不吸烟的才显著.也有研究表明PCB与乳腺癌的发生无关的报道.

213 PCB的代谢

PCB的代谢是经肝脏药物代谢酶完成的.PCB诱导这些酶有两种不同的模式,一种类似于苯巴比妥,另一种则类似于致癌性的多环芳香烃化合物.苯巴比妥诱导产生细胞色素P-450,并

能提高多种底物的代谢.以这种模式代谢的PCB通常是对位和邻位氯化的PCB.致癌性的多环芳香烃化合物的原型为3-甲基胆蒽,它能诱导细胞色素P-448和有关的芳香烃化合物的水解酶.以这种模式代谢的PCB为对位和间位被氯化的PCB.这类PCB具平面构型,能激发类似于毒性极强的2,3,4,7,8-五氯联苯呋喃和2,3,7,8-四氯联苯-P-二[23]些.

英的反应,只是程度低一

[6]

氧微生物能对氯化程度较高的PCB还原性去氯;需氧菌能氧化性的降解氯化程度较低的PCB.

3 小结

PCB污染环境,对动物和人有一定的毒性;对动物有致癌性,对人是否有致癌性,目前的研究尚无定论,但多数学者认为有潜在的致癌性.PCB作为全球性的环境污染物,受到世界各国的重视.我国也对PCB污染环境非常重视,国家已停止生产含有PCB的农药.并对生产、储存、运输、使用和废物处理制定了国家标准.国家环保局、能源部91年就防止含多氯联苯电力装置及其废物污染环境做出了规定.由于PCB的化学性质稳定,不易降解,泄漏到环境中的PCB会长期存在,并经食物链的生物富集作用影响多种动物,包括人.为了保护环境,最大限度地减少PCB对环境的污染和对生物的危害,作者认为应抓好以下几件事:

第一,利用多种媒介广泛宣传,使各级行政主管部门和有关单位高度重视PCB污染的长期危害性;使广大群众了解PCB对动物和人的危害,提高全民的环境保护意识和自我预防意识.第二,加强执法,对PCB的生产、储存、运输、使用和废物处理要严格按照国家标准执行,防止PCB泄漏到环境中,造成污染.其次,要加强对环境的监测,严格控制污染源.各级环保和卫生主管部门,要定期对饮用水源和自来水进行监测,采取切实措施,防止PCB超标.

第三,加强科学研究,特别要重视研究PCB对动物和人的危害,为保护动物和人的健康及行政执法提供科学依据.

本文承蒙金志良教授修改,谨致谢意.

多数PCB都经类似于苯巴比妥模式的诱导,被细胞色素P-450代谢,在苯环的3位或4位上被环氧化作用水解,从而清除PCB分子.PCB也可经尿沉渣氧化中间产物(AreneOxideIntermed2iate)水解.总之,PCB代谢的程度与氯的数目成反比,也受被氯取代位置的影响,对位和间位上无氯取代的PCB的水解率最高.

PCB的生物半衰期和清除率由代谢率决定,氯化程度低的PCB半衰期短,清除相当迅速.Nii2mi等给虹鳟鱼一次服用含有31种2-10个氨基的PCB,发现氯化程度较低的PCB的半衰期为5天,而氯化程度较高的PCB则无明显的清除.在人乳样品中,单个或两个邻位被氯取代的PCB的含量产后4周显著下降,而对位和间位氯化的平面构型的PCB的平均水平没有变化.Brown等在监测电容器工人的血浆时,发现氯化程度较低的PCB被迅速代谢而清除;氯化程度较高的PCB却持续存在,故可作为长期接触PCB的指示剂.他还发现一氯联苯和三氯联苯的半衰期为1.4年,而二氯联苯和六氯联苯则为12.4年.

环境对PCB的去氯作用极慢.细菌在某种程度上可降解PCB,这种过程的快慢与氯化程度成反比,较高等的生物亦如此.然而,近年来发现厌

[35]

参考文献:

[1]李敏学,岳贵春,高福民等.第二松花江中的PCBs与有机氯农药的迁移和分布[J].环境化学,1989,8(2):49-54.[2]张添佛,古堂秀,徐贤义.海水中多氯联苯的测定[J].海洋与湖沼,1983,14(4):33.

[3]OdenS&BerggrenB.PCBandDDTinbalticsediments.ReportDeptSoilscience,AgriculturalCollegeUppsala,1973,1)10.[4]岳舜霖.水质污染与人体健康[J].中国给水排水,1992,8(1):55)57.

[5]Cummins.J.E.Extinction:thePCBthreattomarinemammals[J].TheEcologist,1988,18:193-195.

[6]Jarrell.J.Fetal.ContaminationofhumanovarianfollicularfluidandserumbychlorinatedorganiccompoundsinthreeCanadiancities.CanMedAssocJ,1993,148:1321-1327.

[7]Trapp.Metal.Pollutantsinhumanfollicularfluid1[J].FertilityandStertility,1984,42:146-148.

[8]Wang.X.Qetal.Aroclor1260(R)effectsoninvitrofertilizationinthemouse[J].BullEnvironContamToxicol,1998,61:470-476.[9]Wang.X.Qetal.Fertilizationeffectsofpolychlorinatedbiphenyls(PCBs)andrelatedcompounds[J].JiangsuJofAgrSci,1998,14(3):164-169.

[10]WangXiong-qingetal.Effectsof2,2.,4,4.-and3,3.,4,4.-Tetrachlorobiphenyls(TCB)oninVitroFertilizationintheMouse

[J].应用与环境生物学报,2001,7(6):563-Toxicologist,1994,14:79(Abstr).

567

[11]Huang.A.J.Fetal.Effectsof3,3.,4,4.-tetrachlorobiphenylonreproductionfemalemiceandeggfertilizingqualityoftheoffspring.[12]Kholkute.S.Detal.ReproductivetoxicityofAroclor1254:effectsonoocyte,spermatozoa,invitrofertilization,andembryodevelopmentinthemouse[J].ReprodToxicol,1994b,8:487-493.

[13]Delong.R.Letal.PrematurebirthsonCaliforniasealionsassociationwithhighorganochlorinepollutantresiduelevels[J].Science,1973,181:1168-1170.

[14]Earl.F.Letal.ThereproductiveeffectsofPCB1254inbeagledogsandminiatureswine[J].ToxicolApplPharmacol,1974,29:104(Abstr).

[15]Brezner.Eetal.TheeffectofAroclor1254(PCB)onthephysiologyofreproductioninthefemalerat[J].CompBiochemPhysiol,1984,77C:65-70.

[16]Berkowitz.G.Setal.TheroleofDDEandpolychlorinatedbiphenyllevelsinpretermbirth[J].ArchEnvironContamToxicol,1996,30:139-17.

[17]Gellert.R.J.Uterotrophicactivityofpolychlorinatedbiphenyls(PCB)andinductionofprecociousreproductiveaginginneonatallytreated-femalerats[J].EnvRes,1978,16:123-130.

[18]Sanders.O.Tetal.Effectsofapolychlorinatedbiphenyl(PCB)onsleepingtimes,plasmacorticosteroids,andtesticullaractivityofwhitefootedmice[J].EnvironPhysiolBiochem,1975,5:308-313.

[19]Swain.W.R.Humanhealthconsequencesofconsumptionoffishcontaminatedwithorganochlorinecompounds[J].AquatToxicol,1988,11:357-377.

[20]Seegal.R.Fetal.Effectsofinuteroandlactationalexposureofthelaboratoryratto2,4,2.,4.-and3,4,3.,4.-tetrachlorobiphenylondopaminefunction[J].ToxicolApplPharmacol,1997,146(1):95-103.

[21]Chung.Y.Wetal.Effectsofperinatalexposuretopolychlorinatedbiphenylsondevelopmentoffemalesexualbehavior[J].BullEnvironContamToxicol,1999,62:664-670.

22]Wang,X.Qetal.Developmentalexposuretopolychlorinatedbiphenylsaffectssexualbehaviorofrats[J].Physiology&Behavior.2002,75(5):689$696.

[23]Safe.Setal.PCBs:structure-functionrelationshipsandmechanismofaction[J].EnvironHealthPerspect,1985,60:47-56.[24]Kodavanti.P.R.Setal.Comparativeeffectsoftwopolychlorinatedbiphenylcongenersoncalciumhomeostasisinratcerebellargranulecells[J].ToxicolApplPharmacol,1993,123:97-106.

[25]Brunner.M.Jetal.AnAssessmentoftheChronicToxicityandOncogenicityofAroclor-1016,Aroclor-1242,Aroclor-1254,andAroclor-1260AdministeredinDiettoRats.Columbus:BatelleStudyNo.SC920192,Chronictoxicityandoncogenicityreport,1996.[26]Safe.S.Polychlorinatedbiphenyls(PCBs):mutagenicityandcarcinogenicity[J].MutRes,1989,220:31-47.

[27]Kimbrough.R.Detal.InductionofadenofibrosisandheptomasoftheliverinBALBPCJmicebypolychlorinatedbiphenyls(Aroclor1254)[J].JNatCanInst,1974,53:547-552.

EnvironmentalContaminationofPolychlorinatedBiphenyls

andTheirRisksonAnimalsandHumanBeings

WANGXiong-qing,LINYing,GONGJia-wen,CHENFeng-zheng

(EnvironmentandLifeSciencesDepartment,LeshanTeachers.College,Leshan614004,China)Abstract:Thispaperreviewsenvironmentalcontaminationofpolychlorinatedbiphenylsandtheirtoxicityandpotentialcarcinogenicitytoanimalsandhumanbeings.

Keywords:polychlorinatedbiphenyl;environmentalcontamination;toxicity;carcinogenicity

范文四：多氯联苯的性质及其对环境的危害_曹先仲

第3卷第5期 2008年5月

中国科技论文在线 SCIENCEPAPER ONLINE

375

多氯联苯的性质及其对环境的危害

曹先仲，陈花果，申松梅，宋艳辉，连小英

（长安大学环境科学与工程学院，西安 710054）

摘要：多氯联苯(PCBs)是一类重要的环境持久性污染物。本文列出了37种多氯联苯化合物的辛醇－水分配系数及水溶解度的估算值与实验值，并对多氯联苯的理化性质及其对环境的危害做了初步的探讨。关键词：环境化学；辛醇-水分配系数；分子连接性指数；环境影响；多氯联苯(PCBs)

中图分类号：X131 文献标识码：A 文章编号：1673－7180(2008)05－0375－7

The nature and environmental impact of PCBs

CAO Xianzhong，CHEN Huaguo，SHEN Songmei，SONG Yanhui，LIAN Xiaoying (College of Environmental Science and Engineering, Chang'an University, Xi’an 710054)

Key words: environmental chemistry；octanol-water partition coefficient；molecular connectivity index；environmental impact；polychlorinated biphenyls (PCBs)

多氯联苯(polychlorinated biphenyls , PCBs)是与苯环上碳原子相连接的氢被氯不同程度地取代而形成的一类联苯化合物。Schmidt和Schults于1881年首次成功合成PCBs，迄今为止，人工合成得PCBs类化合物已多达209种[1]。PCBs用途很广，可作绝缘油、热载体和润滑油等，还可用于许多工业产品的添加剂。如添加到各种树脂中增加其抗氧化性和耐腐蚀性；添加到橡胶中增强其持久性、灭火性和电绝缘性；添加到各种涂料中作增塑剂等。由于PCBs对环境和人类健康的危害较大，世界上绝大多数国家已停止生产和使用PCBs。2001年5月23日，全球外交全权代表大会在瑞典斯德哥尔摩召开，会

作者简介：曹先仲(1983－)，男，硕士研究生

通信联系人：陈花果，副教授， chch542@163.com

议通过了《关于持久性有机污染物的斯德哥尔摩公约》，首批列入公约受控名单的12种持久性有机污染物中就包括PCBs。虽然今天商业上不再生产PCBs，但由于它们相当稳定且不易降解，在未来的很多年里，PCBs仍旧会长期存在于环境中。

1 多氯联苯的理化参数

有机物在环境中的性质主要由下列参数描述：水中溶解度(S)、沉积物-水分配系数(Koc)、辛醇-水分配系数(Kow)、微生物-水分配系数(KB)和水生生物富集系数(BCF)等。其中尤以辛醇-水分配系数和水溶解度最为重要。

376

多氯联苯的性质及其对环境的危害

第3卷第5期 2008年5月ow

1.1 辛醇-水分配系数的估算

从实验中直接测定PCBs的分配系数是最为有效的，然而由于种种原因，例如PCBs的水溶性极低，脂溶性极强，测定其分配系数相当困难。由于实验值并非总可以得到，这就使得预测和估算该类有机化合物的正辛醇-水分配系数变得非常有用。

在辛醇-水体系中，可以通过Π常数的加和来近似求得氢原子的憎水性，Hansch等[2]于1979年提出如下模型：

lgK=

∑

anfn+

∑

bmFm

式中，an是n类结构碎片在分子中出现的次数，fn是该类结构的碎片常数值；bm是m型结构因子在分子中出现的次数，Fm是m型结构对lgKow的贡献。

37种PCBs化合物的lgKow的实验值和计算值[3~4]

见表1。

表1 37种多氯联苯化合物的lgKow值[3~4]

Tab. 1 lgKow of 37 PCBs

序号 1

化合物

实验值

计算值

序号

化合物

实验值

计算值

联苯 4.10 4.14 20 2,3',4,5- 6.39 6.30

2 2- 4.56 4.64 21 2,3',4',5- 6.39 6.31 3 3- 4.72 4.63 22 3,3',4,4'- 6.52 6.39 4 4- 4.69 4.69 23 2,2',3,4,5- 7.13 6.84 5 2,2'- 5.02 5.20 7 2,4'- 5.15 5.19 9 4,4'- 5.28 5.29 10 2,2',5- 5.64 5.73 11 2',3,4- 5.64 5.74 12 2,4,4'- 5.74 5.73 13 2,4,5- 5.77 5.76 14 3,4,4'- 5.90 5.77 15 2,2',3,3'- 6.82 6.34 16 2,2',3,5- 6.54 6.26 17 2,2',4,4'- 6.26 6.25 18 2,2',5,5'- 6.26 6.29 19 2,3',4,4'- 6.54 6.35

24 2,2',3,4,5'- 6.85 6.84 26 2,2',4,5,5'- 6.85 6.80 28 2,2',3,3',4,4'- 7.44 7.43 29 2,2',3,3',4,5- 7.44 7.37 30 2,2',3,3',4,5,6- 7.44 7.39 31 2,2',4,4',5,5'- 7.44 7.37 32 2,2',4,4',6.6'- 7.12 7.39 33 2,2',3,4',5,5',6- 7.93 7.95 34 2,2',3,3',4,4',5,5'- 35 2,2',3,3',5,5',6,6'- 36 2,2',3,3',4,4',5,5',6-

8.68 8.50 8.42 8.50 9.14 9.08

6 2,4- 5.15 5.16 25 2,2',3,4,6- 6.85 6.76 8 2,5- 5.18 5.16 27 2,3,4,5,6- 6.85 6.86

37 十氯联苯 9.60 9.72

由表1可以看出，37种PCBs化合物lgKow值的计算值与实验值的最大偏差为7.04%，平均偏差为1.44%，因此该模型可以较好地用来估算PCBs化合物的辛醇-水分配系数。 1.2 溶解度的估算

由于PCBs难溶于水，因此用实验测定其溶解度较困难。在Nirmalakhnadan等的研究中，用分子连接性指数和极化率作为参数来估算其水溶解度，王连生等[6]综合研究了包括烃类、氯代烃、醇、醛、酮、酯、醚、多环芳烃和PCBs等在内的数百种有机

[5]

化合物后，提出了如下模型：

lgS=2.209+1.6530X?1.3120Xν+1.00φ

式中，S为化合物在水中的溶解度； 0X为该化合物的零级连接性指数； 0Xv为该化合物的零级价键连接性指数；Φ为极化率，Φ＝﹣0.663（Cl原子数）﹣0.361（H原子数）﹣0.767（双键数）。37种PCBs化合物的﹣lgS的实验值和计算值[3~4]见表2。

第3卷第5期 2008年5月

中国科技论文在线 SCIENCEPAPER ONLINE 表2 37种多氯联苯化合物的﹣lgS值[2~3]

Tab. 2 ﹣lgS of 37 PCBs

377

序号 1

化合物实验值计算值序号化合物实验值计算值

联苯 4.35 4.25 20 2,3',4,5- 7.18 6.85

2 2- 3.66 4.84 21 2,3',4',5- 6.85 6.86 22 3,3',4,4'- 6.22 6.96 3 3- 4.73 4.83 23 2,2',3,4,5- 7.52 7.49 4 4- 5.27 4.91 24 2,2',3,4,5'- 7.86 7.57 5 2,2'- 5.17 5.52 25 2,2',3,4,6- 7.43 7.49 6 2,4- 5.20 5.47 26 2,2',4,5,5'- 7.50 7.46 7 2,4'- 5.07 5.49 27 2,3,4,5,6- 7.68 7.52 8 2,5- 5.59 5.47 28 2,2',3,3',4,4'- 8.91 8.21 9 4,4'- 6.44 5.63 10 2,2',5- 5.60 6.15 11 2',3,4- 6.52 6.16 12 2,4,4'- 6.00 6.16 13 2,4,5- 6.45 6.19 14 3,4,4'- 7.23 6.21 15 2,2',3,3'- 6.93 6.89 16 2,2',3,5- 6.23 6.79 17 2,2',4,4'- 6.63 6.78 18 2,2',5,5'- 6.80 6.84 19 2,3',4,4'- 6.70 6.89

29 2,2',3,3',4,5- 8.63 8.12 30 2,2',3,3',4,5,6- 8.60 8.14 31 2,2',4,4',5,5'- 8.48 8.14 32 2,2',4,4',6.6'- 8.60 8.16 33 2,2',3,4',5,5',6- 8.90 8.84 34 2,2',3,3',4,4',5,5'- 35 2,2',3,3',5,5',6,6'- 36 2,2',3,3',4,4',5,5',6- 37

9.20 9.51 9.38 9.51 9.61 10.21

十氯联苯 10.49 10.99

由表2可以看出，除2-氯联苯外，其他PCBs化合物﹣lgS值的计算值与实验值的偏差均较小。37种PCBs化合物﹣lgS值的计算值与实验值的平均偏差仅为5.37%，因此该模型也可以较好地用来估算PCBs化合物的水溶解度。

至不能被监测到，但它可以通过大气、水体和土壤等进入植物或低等生物体内，然后沿食物链逐级放大，最后对人类造成危害。Kidda等[8]测定食物中的有机污染物，研究表明亲脂性的PCBs通过食物在人体内的蓄积程度很大。 2.3 半挥发性

PCBs能够从水体或土壤中挥发进入大气环境或通过大气颗粒物的吸附作用，在大气环境中远距离迁移，还可以重新沉降到地面上，多次反复，造成全球范围内的污染。正是由于PCBs的半挥发和高持久性，使得其分布几乎遍及世界各个角落。在全球范围内，包括沙漠、海洋和南北极地区都可检测出PCBs的存在[9]。 2.4 高毒性

PCBs可以引起急性或慢性中毒，对人类和动物的生殖、遗传、免疫、神经和内分泌等系统具有强烈的危害作用，并对人类有潜在的致癌作用。

2 多氯联苯的性质

2.1 环境持久性

PCBs属于难降解有机物，对自然条件下的生物代谢、光降解和化学分解等具有很强的抵抗能力，一旦排放到环境中就很难被分解，因此可以在水体、土壤和底泥等介质中存在数年甚至数十年或更长时间。Manirakiza等[7]测定鱼脂肪中的PCBs含量，并把所得结果与先前的研究作比较，发现这些物质仍然存在，其含量并没有明显减少。 2.2 生物蓄积性

PCBs具有低水溶性和高脂溶性的特点，因而容易在脂肪组织中发生生物蓄积，从而使PCBs从周围媒介物质中富集到生物体内，并沿着食物链浓缩放大，以至在食物链末端营养级体内浓缩至很高的浓度。即使在大气、水体和土壤里的浓度非常低，甚

3 多氯联苯对环境的影响

由于PCBs化合物的lgKow值和﹣lgS值均较大，难溶于水，易溶于有机溶剂，且具有环境持久性、

378

多氯联苯的性质及其对环境的危害

第3卷第5期 2008年5月生物蓄积性、半挥发性和高毒性等性质，因此对环境、生物和人类有很大危害。与PCBs相关联的环境问题是由一系列因素引发的：PCBs的暴露使用（有机稀释剂）使其直接进入环境；PCBs的某些随意处

置过程使其进入水生生态系统中；另外，PCBs通过迁移过程遍及全球生态系统，并且在食物链中优先被高度富集（图1）。

图1 PCBs在环境中的迁移路线[10] Fig. 1 Transportation of PCBs in environment

3.1 对环境的污染

据Cummins估计[11]，目前世界上大约有PCBs120万t，其中65%存在于电器系统和垃圾场或存储在陆地上，31%流失到环境中，其余的被降解和焚烧。PCBs对环境的污染可通过城市污水，电器泄漏、生产和运输泄漏，含有PCBs制剂的蒸发、滤出以及因操作或处理不当泄漏，焚烧时从烟囱排出，农村和城市地表水污染，以及电厂污水直接排放到水体中引起。一旦进入环境，PCBs首先污染大气并主要靠大气运动而扩散，导致世界范围的污染。

岳舜林[12]对上海3个水厂的自来水进行分析时发现PCBs含量为0.001 3~0.002 8 μg/L，大大超过健康评价标准(0.000 72 μg/L)。张祖麟等[13]对我国闽江口表层水、间隙水和沉积物进行的研究表明，闽江口表层水中，总PCBs的含量为204~247 3 ng/L，均值为985 ng/L。我国第二松花江水体中PCBs检出率达31.5%，平均含量为13 ng/L[14]。周春宏等[15]对江苏省典型饮用水源地PCBs污染特性的调查表明，在

部分水源地检出了一氯联苯、二氯联苯和三氯联苯，而且某些地点的地表水中PCBs的总量已经超过《地面水环境质量标准》(GB 3838－2002)中的要求。

我国对大气中PCBs的污染情况研究较少。孟庆昱等[16]对浙江温台地区典型PCBs污染区内的大气分析结果表明，气相样品中可检出的PCBs总浓度为191~641 ng/m3，颗粒物中的总浓度为0.191~0.373 μg/g。李春雷等[17]对深圳的大气进行了监测，结果表明，深圳市空气中PCBs的平均值是(453.19±35.12) pg/m3，其中气相PCBs的含量是颗粒相的2.20~2.59 倍。部分国外地区大气中PCBs的含量见表3[18~19]。

Barr[20]研究表明，环境中的PCBs经迁移转化后约有93.1%留存于土壤中。国内外有关PCBs在土壤及底泥的污染情况报道较多，在未直接受污染的土壤中一般在几毫克/千克至几十微克/千克，在工业污染区可高达十几毫克/千克。在日本生产电器元件的工厂附近土壤中PCBs含量高达510 mg/kg[21]。在我国西藏，未受直接污染的土壤中PCBs含量在

第3卷第5期 2008年5月

中国科技论文在线 SCIENCEPAPER ONLINE

379

0.625~3.50 1g/kg[22]。在沈阳市土壤中检出其含量在6~15 μg/kg[23]。我国某些典型污染源附近土壤和沉积

物中的含量430~788 μg/kg[24]。在极地沉积物中也检测到一定量的PCBs[25]。

表3 部分国外地区大气中PCBs的含量[18~19] Tab. 3 Atmospheric PCBs content in some foreign areas

国家加拿大德国

地区 PCBs含量 Ruhr工业区 3.3 ng/m3 Kiel城 75.1~827.3 pg/m3 1)

7.6~10.9 pg/m3 2)

非污染区 0.003 ng/m3

1) 气相中PCBs的含量；2)颗粒物中PCBs的含量

挪威美国

东北海岸大湖区

国家

地区 PCBs含量

4~650 μg/m3 2) 5 ng/m3 132~1 120 pg/m3

日本 PCBs生产厂西北部 0.002~0.07 ng/m3 13~540 μg/m3 1)

南部地区 101~155 pg/m3

3.2 对生物和人体的危害

表4所列为部分实验中所发现的动物体内由PCBs诱发的病变。分析表4可以看出，哺乳动物与

禽类动物所产生的病变不同，大多数哺乳动物的病变多发生于肝脏，而禽类动物的病变则表现为心包积液、肾脏损伤和脾脏萎缩等[26]。

表4 动物体内由PCBs诱发的病变[26] Tab. 4 Vivo induced lesions from PCBs

PCBs摄入量一次性口服69 mg （42% Cl）每天口服300 mg（65% Cl），持续

6 d 饮食中添加200 和300 mg/kg ( 42% Cl) ，持续3

周可变剂量（54% Aroclor）

孟加拉碛鶸

无显著病变

鸡

无显著病变

鼠动物名称豚鼠鼠兔子

肝肝小叶中央区轻度至中度萎缩,一些出现局部坏死细胞水肿,出现玻璃样变性,大多数几天内死亡

200 mg/kg时，肾苍白；300 mg/kg时，大量出血并肿

大

PCBs中毒死亡者的肾的重量为脑重量的53.5%

轻微的肿大，一些出现心包膜积液

高剂量时，心包膜积液

低剂量时，胰腺苍白，肾上腺肿大，脾脏萎缩；高剂量时，胰腺苍白，肾上腺出血

基本正常

无显著病变

肾

心胞膜和腹膜

其他可见病变肾上腺、脾和胰腺无显

著病变

PCBs对人体健康同样有很大的危害。1968年发生在日本的米糠油事件就是由于生产过程中不慎将PCBs混入米糠油中而导致食物中毒，中毒患者超过1 000人，其中16人死亡，实际受害者约15 000人。1978年，类似的中毒事件又在我国台湾上演，约2 000人食用了受PCBs污染的米糠油，数万人受害，病症为氯痤疮、眼皮肿、指甲发黑和身上出现黑色皮疹等[27]。

此外，PCBs还具有致癌作用[28]。1987年，国际癌症研究机构将PCBs列为“人类可能的致癌物质”和“动物已知的致癌物质”。1992年Falck等人对63名白种女性乳腺癌患者进行了乳房组织切片检查，结果表明组织中的PCBs平均浓度比正常人高50%~60%。在意大利的一家使用含42 %和54 %氯的PCBs生产电容器的工厂中，工人的癌症发病率高于期望值，其中以淋巴组织和消化道的癌症最常见。

380

多氯联苯的性质及其对环境的危害

第3卷第5期 2008年5月4 结论

PCBs不仅污染环境，而且还直接或间接地危害人类的健康。尽管当今世界上绝大多数国家已经停止生产和使用PCBs，但由于其在环境中的蓄积性、持久性和长距离迁移性致使其对人体健康的威胁将长期存在。因此，如何科学和彻底地预防PCBs所导致的危害并清除PCBs污染源仍将是环境工作者今后的研究方向。

[参考文献](References)

[1]

储少岗，徐晓白，童逸平．多氯联苯在典型污染地区环境中的分布及其环境行为[J]．环境科学学报，1995，15(4)：423~431.

CHU Shaogang, XU Xiaobai, TONG Yiping．Tran&port and distributton of polychlorinated biphenyls in a pollution area [J]．Acta Scientiae Circumstantiae，1995, 15(4): 423~431. (in Chinese)

Hansch C, Leo A．Substiuent Constants for Correlation Analysis and Biology[M]．New York: John Wiley & Sons, 1979.

王连生．有机污染物化学[M]．北京：科学出版社，1990. WANG Liansheng．The chemisty of organic contaminants [M]．Beijing: Science Press, 1990. (in Chinese)

王连生．有机物定量结构-活性相关[M]．北京：中国环境科学出版社，1993.

WANG Liansheng．Organic Quantitative Structure - Activity Relationship[M]．Beijing: China Environmental Science Press, 1993. (in Chinese)

Nirmalakhnadan NN, Speece R E. Prediction of aqueous solubility of organic chemicals based on molecular structure[J]. Environ.Sci Technol, 1988, 22:328~338. 王连生，支正良．分子连接性与分子结构－活性[M]．北京：中国环境科学出版社，1992.

WANG Liansheng, ZHI Zhengliang．Molecular connectivity and molecular structure - activity[M]．Beijing: China Environmental Science Press, 1993. (in Chinese)

Manirakiza P, Covaci A, Nizigiymana L, et al．Persistent chlorinated pesticides and polychlorinated biphenyls in selected fish species from Lake Tanganyika．Burundi, Africa[J]．Environmental Pollution，2002, 117: 454. Kidda K A, Hesslein R H, Rossa B J, et al．Bioaccumulation of organochlorines through a remote freshwater food web in the Canadian Arctic[J]．Environmental Pollution，1998, 102: 91~103.

卢冰，陈荣华，王自磐，等．北极海洋沉积物中持久性有机污染物分布特征及分子地层学记录的研究[J]．海洋学报，2005，27(4)：168~173.

LU Bing, CHEN Ronghua, Wang Zipan, et al．The distribution pattern of persistent organic pollutants and their molecule stratigraphic records in the sediments from the Arctic ocean[J]．Acta Oceanologica Sinica，2005, 27(4): 168~173. (in Chinese)

[2]

[3]

[4]

[5]

[6]

[7]

[8]

[9]

[10] 张亨．多氯联苯性质、危害及降解方法[J]．中国氯碱, 2001，

(6)：28~29.

ZHANG Heng．Properties, dangers and degraded methods of polychlorinated biphenyls [J]．China Chlor-Alkali，2001, (6): 28~29. (in Chinese)

[11] Cummins J E. Extinction the PCB threat to marine

mammals[J]．The Ecologist, 1988, 18: 193~195.

[12] 岳舜林．水质污染与人体健康[J]．中国给水排水，1992，

8(1)：55~57.

YUE Shunlin．Water pollution and human health[J]．China Water&Wastewater，1992, 8(1): 55~57. (in Chinese)

[13] 张祖麟，陈伟琪，哈里德，等．九龙江口水体中多氯联苯

的研究[J] ．云南环境科学，2000，增刊：124~126.

ZHANG Zulin, CHEN Weiqi, Khalid, et al．Study on PCBs in water of Jiulong river estuary[J]．Yunnan Environment Science，2000, Supplement: 124~126. (in Chinese)

[14] 李敏学，岳贵春，高福民，等．第二松花江中的PCBs与有

机氯农药的迁移和分布[J]．环境化学，1989，8(2)：49~54. LI Minxue, YUE Guichun, GAO Fumin, et al．Second in the Songhua river PCBs and organochlorine pesticides and distribution of the relocation[J]．Environmental Chemistry，1989, 8(2): 49~54. (in Chinese)

[15] 周春宏，柏仇勇，胡冠九，等．江苏省典型饮用水源地多

氯联苯污染特性调查[J]．化工时刊，2005，19(3)：22~25. ZHOU Chunhong, BAI Chouyong, HU Guaijiu, et al．The investigation of PCBs in the source of drinking water in Jiangsu province[J]．Chemical Industry Times，2005, 19(3): 22~25. (in Chinese)

[16] 孟庆昱，毕新慧，储少岗，等．污染区大气中多氯联苯的

表征与分布研究初探[J]．环境化学，2000，19(6)：501~506. MENG Qingyu, BI Xinhui, CHU Shaogang, et al．Preliminary study of the characterization of PCB congeners between waporphase and aerosols in pollution area[J]．Environmental Chemistry，2000, 19(6): 501~506. (in Chinese)

[17] 李春雷，麦碧娴，郝永梅，等．深圳市空气中多氯联苯污

染的初步研究[J]．环境科学研究，2004，17(5)：6~9. LI Chunlei, MAI Bixian, HAO Yongmei, et al．Preliminary study of atmospheric polychlorinated biphenyls in Shenzhen city[J]．Research of Environmental Sciences，2004, 17(5): 6~9. (in Chinese)

[18] World Health Organization．Polychlorinated Bipbenyls(second

edition)[M]．Geneva, 1993.

[19] Simcik M F, Basu I, Sweet C W, et al．Temperature

Dependence and Temporal of Polychlorinated Bipbenyl Congeners in the Great Lakes Atmosphere[J]．Environ. Sci. Technol，1999, 33: 1991~1995.

[20] Barr J R．Photolysis of polychlorinated biphenyls on

octadecylsilylated silica particles[J]．Chemosphere，1999, 39(11): 1795~1807.

[21] Ohta S．Survey on levels of PCDDs, PCDFs, and Nonortho

Co-PCBs in soil and sediment from a high cancer area near abatch type municipal solid waste incinerator in Japan[J]．Bull Environ Contam Toxicol，2004, 64: 630~637.

[22] 孙维湘，陈荣莉，孙安强，等．南迦巴瓦峰地区有机氯化

物的污染[J]．环境科学，1986，7(6)：64~69.

第3卷第5期 2008年5月

中国科技论文在线 SCIENCEPAPER ONLINE

381

SUN Weixiang, CHEN Rongli, SUN Anqiang, et al．The sollution of organic chlorides in the aera of Namjagbawa peak[J]．Environmental Sciences，1986, 7(6): 64~69. (in Chinese)

[23] 李艳红．气相色谱法分析土壤中的多氯联苯[J]．环境科学

丛刊，1992，13(5)：43～47.

LI Yanhong．Gas chromatography analysis of PCBs in the soil[J]．Environmental Science Series，1992, 13(5): 43~47. (in Chinese)

[24] Kurunthachalam S K, Kurunthachalam K．Polychlorinated

dibenzo-p-dioxins, dibenzofurans and polychlorinated biphenyls in polar bear, penguin and south polar skua[J]．Environmental pollution，2002,(119): 151~161. [25] 储少岗，杨春，徐晓白．典型污染地区底泥和土壤中残留

多氯联苯(PCBs)的情况调查[J]．中国环境科学，1995，(6)：

199~203.

CHU Shaogang, YANG Chun, XU Xiaobai．Polychlorinated biphenyl congener residues in sediment and soil from pollution area[J]．Chian Environmental Science，1995, (6): 199～203. (in Chinese)

[26] Fishbein L．Toxicity of chlorinated biphenyls[J]．Annu

RevPharmacol，1974, 14: 139~156.

[27] Kimbrough R D．Human health effects of polychlorinated

biphenyls (PCBs) and polybrominated biphenyls (PBBs)[J]．Annu Rev Pharmacol Toxicol，1987, 27: 87~111.

[28] Knerr S, Schrenk D．Carcinogenicity of “non - dioxinlike”

polychlorinated biphenyls[J]．Crit Rev Toxicol，2006, 36: 663~694.

范文五：多氯联苯对人体危害的研究

多氯联苯与脂肪肝的关系

一立题依据

多氯联苯(Polychorinated biphenyls; Polychlorodiphenyls，PCBs) 为一类广泛存在的环境污染物，在环境中的分解速度缓慢且可通过食物链富集。工业上用于载热体、塑料及橡胶的软化剂，油漆、油墨的添加剂早期的多氯联苯被用在电容器、变压器、可塑剂、润滑油、农药效力延长剂、木材防腐剂、油墨、防火材料等以及电器中作绝缘油。我国习惯上按联苯上被氯取代的个数(不论其取代位置)将PCB分为三氯联苯(PCB3)、四氯联苯(PCB4)、五氯联苯(PCB5)、六氯联苯(PCB6)］。氯化联苯有稳定的物理化学性质，属半挥发或不挥发物质，具有较强的腐蚀性。多氯联苯是一种无色或浅黄色的油状物质，难溶于水，但是易溶于脂肪和其他有机化合物中。多氯联苯具有良好的阻燃性，低电导率，良好的抗热解能力，良好的化学稳定性。多氯联苯的生物转化有两条主要途径：一种是形成甲磺基多氯联苯；另一种是转化成羟基多氯联苯，其中以形成羟基化代谢产物为主。其中羟基多氯联苯主要是借助细胞色素P450(CYP450)酶系统，通过多氯联苯芳环上间、对位的氧化作用，包括氯原子的NIH转换(芳环在羟基化的过程中分子内氢原子位置的转换)，或者直接加上羟基形成。PCBs对人体生殖系统、内分泌、学习记忆及致癌等方面都有影响，本实验研究多氯联苯对肝脏的毒性作用，进而观察肝脏发生的病理变化。

二实验原理

肝脏是PCB中毒的主要靶器官之一。表现为肝大、肝功能的多项化验指标为阳性，如包括SGPT的多项肝脏酶活性指标呈现阳性，且与血液中PCB含量正相关。此外，血浆中安替比林半减期显著缩短（提示肝脏混合功能氧化酶活性被诱导）。很多PCB中毒病人的呼吸道与皮肤容易感染传染性疾病，这表明中毒病人免疫系统可能受抑制使局部表皮增厚、毛囊肿胀，肝脏出现脂肪变性和中央性萎缩。

三实验动物

200-300g 雌雄各半wister大鼠

四实验器材

（-）实验仪器电子秤烧杯手术剪镊子 10ml注射器

(二)实验试剂多氯联苯生理盐水蒸馏水

五实验步骤

1. 取50只大鼠，称重，按照动物分组原则去除病残弱大鼠雌雄各半。，分为A、B C D E

五组，每组10只大鼠

2. A组为对照组打生理盐水4ml B组实验组打浓度为20%的多氯联苯 C组实验组打浓度为

40%的多氯联苯 D组为实验组打浓度为60%的多氯联苯 E组实多氯联苯验组打浓度为

80%的（0.4ml。10g）

3. 给药途径为腹腔注射

多氯联苯不仅对肝脏造成损伤对于机体的其他器官也有较严重的损伤。脾脏主要表现红髓轻度充血,轻度含铁血黄素沉着,巨核细胞及淋巴细胞增多,出现炎性细胞;脾小体数量增加,脾小体周围淋巴细胞增生、部分细胞核染色质减少,甚至成空泡状.肺脏主要表现胞壁毛细血管扩张,局部充血、出血;动脉扩张充血;肺泡隔增厚.肾小管尤其是近曲小管上皮细胞肿胀,上皮细胞颗粒变性,有的胞浆崩解使管腔狭窄,甚至堵塞:部分肾小球肿胀、充血,胞核染色质淡染,有的成空泡样:肾小囊狭窄;间质毛细血管扩张、充血、甚至出血:远曲小管胞浆溶解,残存一些散在的细胞核,个别细胞核染色质减少,甚至成为空泡状.组织病理学变化的程度及表现的种类存在剂量.效应变化规律;并存在个体发育时期与效应的变化规律. 多氯联苯会抑制甲状腺激素的活性，进而影响孩子的智力发育。此后，亦有研究证实女性患乳

腺癌的危险程度不会随着体内血清中PCBs浓度增高而增加。

有研究表明对注射不同剂量多氯联苯的大鼠进行肝功化验得到谷草转氨酶，谷丙转氨酶的量明显高于对照组，由于SGPT的量与肝的损伤程度成正相关，这更进一步说明了多氯联苯对肝的毒性作用，肝发生了变性坏死，这与肝细胞的病理变化相一致。血清乳酸脱氢酶和总胆红素也能在一定程度上反映肝的损伤程度，它们的升高从另一个侧面说明了肝的损伤，由此可以看出PCBs对肝的损伤是显而易见的，PCBs激素类化合物对人类生存环境的影响是值得我们大家注意的。

PCBs还能在许多动物和海洋生物的体内蓄积并产生毒性作用，以致出现免疫生殖功能下降，对于一些重要的组织器官也产生明显的损伤作用。许多的研究者用相似的方法发现PCB对大鼠的海马也有一定的影响，从而证明其对神经系统也有一定的作用。

八参考文献

1<现代环境生物实验技术与方法>>(主编孔志明杨柳燕尹大强程树培) 中国环境科学出版社

2 <病理学>>第六版(主编王恩华)

3<环境毒理学>>第二版 (主编孔志明) 南京大学出版社 2004

4工业毒理学实验方法编写组.卫生毒理学实验方法上海:上海科学出版社

5<环境激素>>曾北危姜平主编化学工业出版社 2005

6机能实验综合学

7药物毒理学第六版

转载请注明出处范文大全网 » 多氯联苯的性质及其对环境的危