多氯联苯（PCBs）是一类以联苯为原料在金属催化剂作用下，高温氯化生成的氯代芳烃，分子式为（C₁₂H₁₀）n Cln，根据氯原子取代数目和取代位置的不同共有209种同类物。由于PCBs化学性质稳定，并且不易燃烧，热传导性优良，1881年首次在实验室合成，1929年开始在世界范围内大规模工业生产并广泛应用于电力电容器及变压器等设备中。
在1966年首次报道了有关PCBs对环境的污染。由于环境介质对PCBs的自净能力很小，PCBs在环境中的降解性依赖于联苯的氯化程度，其持久性也随着氯化程度的增加而增加，因此随着PCBs生产和使用的增加，在环境中的累积量也不断增加，到20世纪60年代末70年代初期，PCBs污染已经达到最高峰。
在法国塞纳河、中国武汉东湖水中均检出了多氯联苯(PCBs)^[1]。我国黄河、长江和珠江三大河口三角洲地区PCBs污染的研究已经受到多方面的重视。国内已报道的研究中，海河表层水体中PCBs的含量与国内外类似水体报道的结果相比，海河的污染水平属于中等偏重^[2]；珠江三角洲、珠江广州段、闽江口、青岛近海和厦门西港的PCBs含量相对较高，除珠江三角洲外，均处于中等污染水平，而淮河口^[3]、长江口^[4]、官厅水库^[5]和珠江口^[6]，沉积物中PCBs的含量较少，但是由于检出率为100％，而且新生沙岛九段沙潮滩检出PCBs^[7]。
现有资料表明，我国33个水体的PCBs检测数据中有19个已经超过《地面水环境质量标准》(GB3838--2002)限值，有些水体超标倍数极高，说明我国水体已经受到PCBs的严重污染，因此应当引起足够的重视。内外多氯联苯污染分布状况见表1^[8-11]。
 

水域	水体样品（ng/L）	沉积物样品（ng/g湿重）	生物体样品（ng/g湿重）	检测时间（年）
特拉华河流	1.2-6.5
海河	120-5290			2005
南四湖		7.84-42.8		2002
广东			1.0-242	2004-2005
Houston Ship Channel	0.49-12.49	4．18-4601	4.13-1596	2002-2003

样品前处理的步骤中，萃取和净化是其中的关键。萃取方法的选择很大程度上取决于环境基质，不同样品(液体样品、固体样品)的萃取过程有一定差异，液体样品(地表水样品)的操作要易于固体样品（沉积物样品、生物介质样品）。
液体样品的前处理技术由固相萃取技术(SPE)逐渐取代传统的液液萃取(LLE)，近年来又发展固相微萃取(SPME)、液相微萃取(LPME)、膜辅助萃取(membrane-assisted liquid—extraction)、搅拌棒吸附萃取(SBSE)等技术^[12]。
固体样品可用前处理技术有索氏萃取法(Soxhlet)、微波萃取法(MAE)、超临界流体萃取法(SFE)及加压流体萃取法(PLE或ASE)等。
PCBs的污染研究必须借助于精确的痕量分析技术。由于PCBs的同系物很多。而且在环境中的浓度极低(一般仅为ppb或ppt级)，这对环境监测分析提出了很高的要求。国际上许多机构已建立了PCBs色谱分析的标准方法，主要的分析程序都包括采样、提取、净化、仪器检测、数据处理、质量控制和质量保证几个步骤。不同样品的PCBs提取过程有一些差异，常见的方法包括固相萃取法（SPE）、超临界流体萃取法（SFE）、加速溶解萃取法（ASE）和固相微萃取法（SPME）等^[13]早期ＰＣＢｓ的测定常采用高分辨的石英毛细管柱气相色谱/电子捕获器（GC/ECD）方法，并且以一种或几种已知各同系物含量和分布的工业品为标准，通过色谱峰峰形拟合，进行总量测定。这种方法能够反映样品中PCBs总的污染水平，但是单个同系物的污染水平无法确定。
上世纪80年代质谱开始普及，常采用质谱作为气象色谱的检测器，质谱增加PCBS的特征离子（一般取3个特征离子）及氯原子同位素峰丰度信息，提供了更可信的结果，氯原子数不同的质量色谱使PCB同系物的分析成为可能。高分辨质谱（HRMS）或质谱/质谱（MS/MS）与高分辨气相色谱（HRGC）的联结方法是目前最佳的异构体分离和定性手段。
总之，PCBs的分析从过去的总量分析、同系物分析，已发展到近年的有毒同族体分析，分析方法（多维色谱，HPLG/GC,GC/MS/MS）不断更新，精密度也在不断的提高^[14-16]。
色谱法虽然可以分离多种PCBs的异构体，并进行准确的定量，但这种方法需要复杂的样品前处理过程，而且要求有精密的分离检测仪器、良好的实验环境和训练有素的操作人员，因此它的应用受到了限制。为了克服色谱分析方法的缺点，人们开始寻求成本低廉且简便快速的检测方法，以便及时准确地对它进行检测。近年来有关PCBs和二恶英类化合物的生物快速检测技术得到了飞速的发展，这项技术有望在本世纪初取得新的突破。
这是一种根据免疫细胞化学中抗原与抗体之间高度特异的反应原理而设计的方法，以选择性好、灵敏度高、检测速度快等特点在很多方面得到了应用。1979年Albro等首先建立了PCBs的酶联免疫吸附分析方法（ELISA）^[17-18]。
现阶段已有一些商品化的PCBs的免疫分析试剂盒通过了美国EPA认证，按照EPA4020方法，这些试剂盒可用于土壤、水和油状物的提取液中PCBs的残留分析。所有的试剂盒可以检测商业品Aroclor中的大多数非共平面结构的PCBs^[19]。目前用于PCBs分析的抗体多数是多克隆抗体。由抗体的来源不一样，所以这些分析方法对不同PCBs的灵敏度也不同。
综合国外PCBs免疫分析方法相关的一些研究资料，概括起来它们有两个特点：第一，分析灵敏度和特异性有限，因为常规多克隆抗体或单克隆抗体的亲和力与特异性取决于半抗原的设计，理想的半抗原应该最大限度的保留目标分析物的分子结构特性，但是很多PCBs同系物的结构非常类似，要突出某一个同系物的结构非常类似，要突出某一个同系物的抗原决定簇非常困难。第二，分析条件复杂，免疫分析中抗原抗体的反应一般在水溶液中进行，但是PCBs为脂溶性物质，分析时PCBs容易吸附于固相载体，造成分析误差，所以PCBs的分析液中必须含一定剂量的有机溶剂，不同浓度和种类的有机溶剂都可能干扰ELISA方法。
PCBs在处理和使用过程中可以通过挥发进入大气中，经干沉降和湿沉降作用进入陆地和水体中，其中溶解性的PCBs一部分在大气中降解，一部分进入水体中降解。非溶解性的PCBs被大气中的颗粒物吸附着进入水体中，沉淀并在底泥中浓缩沉积。PCBs从水体表面到沉积层的迁移速率随纬度变化有着明显不同，在低纬度高于高纬度。PCBs的迁移转化过程如图2所示。
PCBs主要通过大气沉降和随工业、城市废水向河、湖、沿岸水体的排放等方式进入水体。天然水生系统是一个复杂的体系，除生物组成外，还包括水体、沉积物、悬浮在水中的矿物颗粒和水中的胶体物质以及水中的一些大分子物质。PCBs属于疏水性有机污染物，进入水体后主要吸附于悬浮颗粒物中，且大部分随颗粒物的下沉而分配到沉积物有机质和溶解性有机质中。当PCBs水中浓度很低时，沉积相中浓度仍然会很高，常常反映在整个区域中PCBs的污染状况^[20]。由此，PCBs通过水体、沉积物及底栖生物体之间的浓度依次递增，最后对人类构成潜在威胁。

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^[21]。
自1980年以来，苏必利尔湖水中的PCBs含量一直以一定的速率递减，1980--1992年，总PCBs浓度由2．4 ng／L降到0．18 ng／L，12 a间共损失PCBs26 500 kg，这些PCBs又通过迁移转化分散到其他地区。Jeremiason等^[22]。此进行了研究，认为造成这一结果的主要原因是挥发过程的存在。而PCBs各种同类物的Kow(10⁴—10⁸)和亨利常数H值(117—820 Pam³／mol)因氯化程度相差甚远，所以其挥发逸出也相应差异较大。
双膜理论是基于化学物质从水中挥发时必须克服来自近水表层和空气层的阻力而提出的。这种阻力控制着化学物质由水向空气迁移的速率。图3显示了PCBs从水中挥发时的质量迁移过程。由图可见，PCBs在挥发过程中要分别通过一个薄的“液膜”和一个薄的“气膜”。在气膜和液膜的界面上，液相浓度为 C_Ai，气相分压则用P_Ai表示，假设化学物质在气液界面上达到平衡并且遵循Henry定律，则P _Ai=k_HC_Ai 。
并且经计算知，当Henry定律常数大于1.013×10²Pa·m³/mol时，挥发作用主要受液膜控制，当Henry定律常数小于1.013Pa·m³/mol时，挥发作用主要受气膜控制。
由于PCBs是一种疏水性物质，而且PCBs的粘度和比重均较大，从而决定了其在水中环境行为将强烈地依赖于吸附现象。所以在水中的PCBs，除小部分溶解外，大部分都是被悬浮颗粒物吸附，并且最终将依颗粒大小以不同的速度沉降到底泥中，并不断浓缩。因此，底泥PCBs含量一般要较水体高出一两个数量级。氯原子取代数不同，PCBs的水溶性亦不同。在对山东南四湖沉积物中多氯联苯垂直分布特征的研究中，PCBs浅层沉积物含量远大于深层沉积物含量。从PCBs的组分分布来看，以三氯取代的PCBs(PCBl8、PCB28、PCB31)占优势，五氯、六氯和八氯取代的PCBs(PCBl01、PCBl538、PCBl94)有检出^[23]。因此当水体受到PCBs的污染后，低氯取代的PCBs更倾向于在水体中迁移，而高氯取代的PCBs则更倾向于在底泥中分布，并易被水生植物和动物所富集。
一般有机物在颗粒物上的吸附理论有两种：一种是表面吸附理论，认为有机物在颗粒物上的吸附是物理吸附，吸附规律可用Langmuir方程描述；另一种是分配理论，认为有机物在颗粒物上的吸附是在有机质和水两相间的分配过程，可用有机物的正辛醇／水分配系数和在水中的溶解度估算。这两种理论都能较好地解释一些现象，但也有不少争论^[24]。
目前有关PCBs的吸附行为研究进行较多的是分配理论。有机碳吸附系数Koc与溶解度s，正辛醇／水分配系数Kow的关系可用式表示：
logKoc=alogS+b或logKoc=clogKow+d
式(1)中，a、b、c、d为常数，随吸附环境的不同而改变；Achman等^[25]根据格林湾水体中每种化合物的Koc和Kow值得到线性关系为
logKoc=0.23109Kow+4.52
疏水性有机物在底泥中的迁移过程主要受有机碳吸附系数Koc的影响，系数Koc小，则溶解度大，易于迁移，反之Koc大，大部分束缚在颗粒物上则不利于迁移。在水体中，PCBs主要吸附在悬浮颗粒物上，因此水体中悬浮颗粒物是PCBs的重要迁移媒介。而影响PCBs的吸附程度的因素主要包括以下几个方面^[26]：
(1)悬浮物颗粒中的有机碳含量。PCBs的吸附程度正比于悬浮物颗粒中的有机碳含量。有机碳含量与水体深度有关，因而PCBs的浓度也与水体深度
有关，其吸附程度反比于颗粒物的大小。随杀虫剂的使用和农业污水灌溉，大量表面活性剂进入水体中，它们可以增加含水层中有机碳含量。
(2)沉积物颗粒大小。沉积物颗粒大小对PCBs的吸附有显著影响。PCBs优先聚集在小颗粒上，并且大颗粒主要吸附低氯代的多氯联苯，而高氯代的多氯联苯吸附在小颗粒上。胶体对多氯联苯的吸附也有明显的影响。在沉积物空隙水中，40％-80％的多氯联苯被胶体吸附。随着底泥深度增加，多氯联苯与胶体的作用加强。
(3)温度。温度除影响PCBs的生物可利用性和迁移外，还对降解微生物的生长、生理行为有重要影响，尤其是对微生物的生长以及相应污染物的酶控制的催化降解；。温度对PCBs在沉积物中吸附/解吸有重要的影响，它从沉积物到水体的千亿水平夏季高于冬季^[27]。
除挥发外，底泥沉积一般被认为是除去水体PCBs的有效途径。。在对江苏省典型内河沉积物中多氯联苯残留情况研究中发现，PCBs的水溶性小、迁移不大，多数PCBs主要存在于沉积物的表层^[28]。
PCBs这类可持续性有机污染物，虽然在自然水体中含量非常低，但能够在水生态系统中不同的生物体内发生不同程度的富集与积累。PCBs进入水体后，大都趋向于吸附在悬浮物颗粒上。这些悬浮颗粒物或被水生生物所吸收，或者沉降进入底泥中，最终通过生态食物链的转移进入到沉积物及水产品中旧J。国内学者研究了第二松花江中的PCBs，从水中检出率为31．5％，含量约0．013μg／kg；底泥检出率100％，含量为0．12—1．05μg/kg；鱼体中的检出率为100%，含量为6．4%-214.0%^[29]。水生态系统中不同的生物富集，主要包括水生植物和水生生物的富集：
(1)水生植物。多氯联苯在土壤和底泥中的横向和纵向迁移行为很弱，同类物之间表现出不同的迁移特性；水稻对多氯联苯没有明显的生物富集作用；水稻不同组织中多氯联苯的含量相差很大，其中浓度分布顺序为稻叶大于稻壳大于稻杆大于糙米^[30]。
(2)水生动物。在长期以来被PCBs污染的海口和港口这些地区，水体中的鱼与污水和沉积物将不可避免接触。溶解在水中和保留在沉积物中的PCBs，鱼体通过鳃替换和饮食，吸收并累积。然而，因为易挥发的PCBs在水中占PCBs的总浓度的主要成分，在养渔场的鱼体内的PCBs最可能是从水——空交换得到的。韩见龙等^[31]在浙江省部分地区河塘鲫鱼中二嗯英、多氯联苯污染研究中发现，嘉兴、金华、路桥、永嘉和常山5个地区的河塘鲫鱼体内不同程度的检测出PCBs，其中以路桥地区鲫鱼中的多氯联苯的浓度最高，约为其他地区的18．385倍，专家已建议不要食用。
水生系统包括底泥和土壤等是PCBs等一类疏水性有机化合物(HOC)参与地球化学循环的重要贮存器。随着第一污染源的消失，它们有可能作为第二污染源将过去贮存的PCBs再次释放到环境中。更为严重的是环境中沉积的PCBs会不断地扩散到海洋中，从而导致部分海域生物种群减少，加剧其对生态环境的破坏。PCBs的危害已是勿庸质疑的，有关PCBs的研究还需进一步地深入了解其环境行为和趋势，并大力加强风险评价工作，以降低其对生态环境的影响，这已成为21世纪的优选研究领域之一。
根据Gengho耕禾节能环保研究表明，国内关于覆盖整个大型流域(如长江、黄河、淮河等)地表水中PCBs的迁移、转化方面的研究比较少，研究多集中在PCBs污染现状调查方面。因此，未来的研究方向：
(1)研制新的、方便可靠的检测方法与技术，以获得PCBs在环境中分布数据，从而获知PCBs在水环境中表面水／沉积物／生物体的迁移转化机理和环境行为。
(2)开展PCBs在水生生态系统中存在状态、迁移转化规律和机理的研究，如室内人工控制水生生态系统中研究PCBs在水体中的迁移转化、再分配以及沿食物链的富集等，长时间监控可实时追踪PCBs的环境动态等。
(3)建立一套适合我国国情而又有效的PCBs分析方法，对全国各大水系中PCBs的时空动态进行研究，找出其污染规律，并进行区域生态安全风险评价，为我国水体中PCBs的污染治理及管理提供依据。
 
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