三氯生在环境中的分布及毒性研究进展

三氯生的环境残留、降解代谢及其潜在生态风险三氯生的环境残留、降解代谢及其潜在生态风险摘要：三氯生是一种广泛应用于农业和工业领域的有机氯农药。

然而，它的持久性和潜在的生态风险引起了人们的关注。

本文综述了三氯生的环境残留、降解代谢及其对生态系统的潜在风险，并提出未来需要进一步研究的方向。

1.引言三氯生（Triclosan，简称TCS）是一种广泛应用于农业和工业领域的有机氯杀菌剂和抗菌剂。

它常用于洗手液、洗面奶、牙膏、洗洁精等日用品中，目的是抑制细菌的生长。

然而，近年来研究发现，三氯生具有持久性和潜在的生态风险，引起了广泛的关注。

2.三氯生的环境残留三氯生可以通过多种途径进入环境，如生活废水、农业排放、工业废水等。

研究表明，三氯生在水体中具有较高的溶解度，且容易吸附到底泥等固体物质上。

高水平的三氯生残留使其存在于土壤、河流、湖泊等环境介质中。

3.三氯生的降解代谢三氯生在环境中常常通过光解、hydrodoxyl自由基或微生物降解等过程进行代谢和降解。

其中，微生物降解被认为是主要的降解途径。

研究发现，不同类型的微生物都能够降解三氯生，包括细菌和真菌。

降解产物包括二氯邻苯酚、二氯硫酚和二氯苯酚等。

4.三氯生对生态系统的潜在风险三氯生具有一定的毒性，对多种生物产生影响，从微生物到鱼类、水生植物等。

研究表明，三氯生能够抑制细菌的生长，并对鱼类的生存和繁殖产生不利影响。

此外，三氯生还被认为具有内分泌干扰活性，可能对野生动物的生殖和发育产生不良影响。

5.未来研究方向尽管已有一些研究对三氯生的残留、降解和生态风险进行了探索，但仍然有一些领域需要进一步研究。

首先，需要深入了解三氯生在环境中的迁移和转化过程，以便更好地评估其在环境中的风险。

其次，应该关注三氯生的组合效应，因为它常常与其他农药和化学物质同时存在。

最后，应该加强对野生动物和生态系统的长期暴露和慢性效应的研究，以进一步了解三氯生的潜在生态风险。

6.结论三氯生作为一种广泛应用的有机氯农药，在环境中具有较高的残留水平。

三氯化铬研究报告
三氯化铬，简称Cr(Ⅲ)是一种重要的有机无机杂质物质，主要存在于实验测量中的橙色有毒性物质，毒性巨大。

它的可见性和挥发性在水中都非常高，其有毒性也使其在水加
强剂和水处理剂中被广泛使用。

由于该物质的毒性，有一些严格的法规，限制了CR（Ⅲ）的使用。

三氯化铬的溶解度是整个有机物体的基础，它可以轻易过滤，但是害怕热解。

也就是说，高温环境可能会使它不再是有机物体。

三氯化铬不仅是令人不安的居民生活条件，也是自然环境的一大污染源，它可以在空气、水和土壤中持久存在，以此影响空气质量、土壤肥力以及水质。

人们一旦接触到三氯化铬，就会有可能受到毒性或致癌作用。

除了空气中，三氯化铬
还可以从水和土壤中摄取，因此它可能通过食物链渗入人体，引起健康问题。

例如，长期
或大量暴露于三氯化铬的人们，可能发生肝损伤、肾损伤、胃溃疡和神经系统损伤等情况。

而三氯化铬中的铬原子若进入人体，则有可能造成致癌，因此这使得处理Cr(Ⅲ)的使用尤为重要。

为了减少三氯化铬的挥发和渗漏，应减少Cr(Ⅲ)的使用量，并采取有关控制措施来防止其在空气、水和土壤上的污染。

同时，政府以及社会应当关注Cr(Ⅲ)的使用和存在，尽量减少Cr(Ⅲ)的污染。

科学家也应努力为解决Cr(Ⅲ)问题提供创新解决方案，如开发化
合物以减少Cr(Ⅲ)的挥发，以及建立环境监测和管理系统，以全面评估Cr(Ⅲ)对水和环
境的影响。

最后，要解决Cr(Ⅲ)分散性和毒性问题，必须以法律法规和科学技术为基础，建立起一套完善的管理机制，以减少其引起的污染和危害，达到保护环境和人民健康的目的。

三氯生的污染现状及其去除技术研究进展姚宁波摘要：近年来，国内外开始关注药品与个人护理品(PPCPs)对环境的污染。

三氯生(triclosan)作为一种广谱的抗菌剂和杀菌剂，主要添加于个人护理品等各类消费品中。

目前，三氯生在环境介质和生物体中普遍存在，其具有亲脂性、持久性、生物累积性和毒性，对生态环境和人类健康造成了潜在危害。

归纳和分析了近年来国内外关于三氯生的研究成果，全面系统地介绍了三氯生基本性质，在环境中的分布现状、环境毒性，重点介绍了三氯生的处理技术，最后对未来的研究工作进行了展望。

20世纪90年代，人们正式提出了药品与个人护理品(PPCPs)污染。

三氯生作为药品与个人护理品中的抗菌素和抗菌剂被认为对人体无急性毒性和对眼睛、皮肤无刺激性而被广泛使用。

具有广谱抗菌性，在0.1%～0.3%的质量浓度时就对革兰氏阳性菌、革兰氏阴性菌、霉菌和酵母菌有抑制效果［1］。

过去人们一度认为三氯生是安全低毒的，因此尚未得到足够重视。

但是随着其广泛使用和研究的不断深入，环境中检测到的含量越来越高，三氯生的安全性受到越来越多的质疑。

尽管三氯生的半衰期较短，但是由于长期大量输入环境中，使得三氯生呈现出一种“持续性存在的状态”。

三氯生及其衍生物具有类似于内分泌干扰物的特征，其亲脂性、持久性、生物累积性和生物毒性、降解过程的中间和最终产物的高毒性等引起了研究者们的极大重视。

目前，很多国家已经开始对三氯生的生产和使用进行限制。

欧洲经济共同体限定个人护理品中三氯生的质量分数为0.1%～0.3%［2-3］。

三氯生的大量使用给生态环境和人类健康带来了潜在危害。

文章详细介绍了三氯生的基本性质及其在环境中的赋存现状，深入了解三氯生在环境中的迁移、转化和降解等行为，可为三氯生的生态风险评价及制定环境保护政策提供重要的科学依据，并对今后的研究方向提出了建议。

1.三氯生的性质及用途三氯生(triclosan)，学名二氯苯氧氯酚，别名三氯新、三氯沙、玉洁纯MP(Irgacare MP)和玉洁新DP-300(Irgasan DP-300)，化学名称为2，4，4＇-三氯-2＇-羟基-二苯醚［4］，是一种羟二乙醚的三氯化衍生物。

第４１卷第３期吉林师范大学学报(自然科学版)Ｖｏｌ.４１ꎬＮｏ.３㊀２０２０年８月ＪｏｕｒｎａｌｏｆＪｉｌｉｎＮｏｒｍａｌＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙ(ＮａｔｕｒａｌＳｃｉｅｎｃｅＥｄｉｔｉｏｎ)Ａｕｇ.ꎬ２０２０收稿日期:２０２０￣０６￣１５基金项目:国家自然科学基金项目(５１７７８２６７)ꎻ吉林省教育厅项目(ＪＪＫＨ２０１８０５７６ＫＪ)ꎻ吉林省生态环境厅项目(２０１９￣１５)ꎻ吉林省科学技术厅项目(２０１９０２０１１１３ＪＣ)第一作者简介:林英姿(１９６８ )ꎬ女ꎬ吉林省长春市人ꎬ教授ꎬ博士ꎬ硕士生导师.研究方向:饮用水安全保障技术及污水处理与资源化.ｄｏｉ:１０.１６８６２/ｊ.ｃｎｋｉ.ｉｓｓｎ１６７４￣３８７３.２０２０.０３.０１１水环境中三氯生的降解技术研究进展林英姿１ꎬ２ꎬ张代华１ꎬ２ꎬ王高琪１ꎬ杨㊀昊１ꎬ刘莞青１(１.吉林建筑大学市政与环境工程学院ꎬ吉林长春１３０１１８ꎻ２.吉林建筑大学松辽流域水环境教育部重点实验室ꎬ吉林长春１３０１１８)摘㊀要:随着社会经济的发展ꎬ三氯生(ＴＣＳ)作为一种高效的广谱抗菌剂ꎬ在全球被广泛生产和应用.随着三氯生的大量使用ꎬ在天然水体㊁生物体内以及人体内的尿液㊁血浆㊁母乳中均检测到三氯生的存在.三氯生具有亲脂性㊁生物累积性㊁持久性和毒性等特征ꎬ对生态环境和人类健康造成潜在的威胁.水环境中三氯生的降解途径已成为人们关注的焦点.本文综述了三氯生的检测方法㊁降解技术及研究现状ꎬ为进一步了解水环境中三氯生的状况提供参考.关键词:三氯生ꎻ检测ꎻ降解中图分类号:Ｘ５２㊀㊀文献标志码:Ａ㊀㊀文章编号:１６７４￣３８７３￣(２０２０)０３￣００６９￣０６０㊀引言三氯生ꎬ化学名为三氯羟基二苯醚(２ꎬ４ꎬ４ᶄ￣ｔｒｉｃｌｏｒｏ￣２￣ｈｙｄｒｏｘｙｄｉｐｈｅｎｙｌｅｔｈｅｒ)ꎬ属于药品和个人护理用品(ＰＰＣＰｓ)的一种人工合成的广谱杀菌㊁抗菌剂ꎬ被大量应用于医疗用品㊁家居清洁用品以及个人护理产品[１].近年来ꎬ随着三氯生的广泛使用ꎬ水环境中三氯生含量不断增加ꎬ其安全性引起了研究者们的广泛关注.Ｍ.Ｊ.Ｂ.Ａｍｏｒｉｍ等[２]等研究发现ꎬ三氯生对小麦(单子叶植物)和菜苔(双子叶植物)的生长有显著影响.Ｊ.Ｈｗａｎｇ[３]证实了三氯生对海胆胚胎有显著的影响ꎬ可使正常的囊胚细胞分化迟缓ꎬ导致胚胎生理发育异常.Ｒ.Ｈ.Ｇｅｅ等[４]研究表明ꎬ三氯生可对人体乳腺癌细胞产生雄性激素和雌性激素ꎬ助长癌细胞生长.随着相关探究深入开展ꎬ三氯生的危害越加凸显ꎬ其在降解过程中可能会产成毒性更大的氯仿㊁二噁英㊁甲基三氯生等物质.三氯生普遍存在于个人护理品(如牙膏㊁洗发露㊁洗涤液㊁肥皂㊁化妆品等)㊁日用品(如塑料袋㊁厨房餐具㊁被褥)及药物中.我国规定产品中三氯生的含量不得超过０.３％ꎬ与国际标准一致.三氯生通过各种介质进入污水厂ꎬ而污水厂经过混凝㊁沉淀㊁过滤㊁消毒等工艺不能完全去除ꎬ大量三氯生进入自然水体ꎬ造成环境中三氯生的浓度已从ｎｇ/Ｌ级到μｇ/Ｌ级[５].三氯生具有亲脂特性ꎬ容易在生物体内(如植被根部㊁藻类㊁鱼类等[６])富集㊁在含有三氯生废液浸渍的土壤中ꎬ豆类植物根部会富集三氯生ꎬ并吸收运送到达植株颈部[７].Ｍ.Ａ.Ｃｏｏｇａｎ等[８]污水厂中发现丝状藻有大量三氯生存在ꎬ说明三氯生会在藻类中赋存.马鹏程[９]利用ＵＰＬＣ￣ＭＳ/ＭＳ对斑马鱼体内三氯生含量检测ꎬ发现三氯生在斑马鱼体内的含量随着暴漏时间的增加而上升ꎬ说明三氯生易在斑马鱼体内蓄积.三氯生可通过水相传递㊁食物链扩散等方式进入各级生物体ꎬ并进行富集[１０].近年来ꎬ三氯生在全球的使用总量呈逐年增长趋势.研究显示ꎬ在２０１１年前ꎬ三氯生全球每年用量０７吉林师范大学学报(自然科学版)第４１卷多达１５００ｔꎬ消耗量较大的国家有美国㊁印度㊁中国㊁瑞士等[１１].三氯生在世界众多河流水系中均有分布.１９９９ ２０００年间ꎬ据美国地质调查局对１３９条河检测显示ꎬ８０％的河流均有三氯生ꎬ平均质量浓度为１４０ｎｇ/Ｌꎬ最高质量浓度可达２３００ｎｇ/Ｌ[１２].研究者发现ꎬ在瑞士格拉特河㊁苏黎世河等河流中也检测到三氯生ꎬ其质量浓度为１０~９０ｎｇ/Ｌ[１３￣１４].Ｉ.Ｎｉｓｈｉ等对日本Ｔｏｎｅ运河研究分析发现ꎬ河流中的三氯生质量浓度为５５~１３４ｎｇ/Ｌ[１５].Ｊ.Ｌ.Ｚｈａｏ等[１６]调查检测黄河㊁海河㊁辽河㊁珠江㊁东江河水域ꎬ三氯生在水体中的质量浓度最高达４７８ｎｇ/Ｌꎬ底泥中的质量浓度最高可达２７２３ｎｇ/Ｌ.１㊀检测方法近年来ꎬ随着科学技术的发展ꎬ检测三氯生的技术越来越多ꎬ比如气相色谱法㊁分光光度法㊁高效液相色谱法及色谱￣质谱联用技术等.这些技术方法精度高㊁操作简单ꎬ因而被广泛应用在水环境领域.１.１㊀气相色谱及联用气相色谱联用技术具有灵敏度高㊁快速简单等特点.王成云等[１７]采用二氯甲烷为萃取剂ꎬ微波辅助萃取抗菌纺织品中的三氯生ꎬ以气相色谱 电子捕获检测器进行测定抗菌纺织品中三氯生的浓度ꎬ检出限为１μｇ/ｋｇ(Ｓ/Ｎ＝３)ꎬ回收率为９０％~１０６％.姚思睿等[１８]建立气相色谱￣质谱技术同步分析沉积物中甲基三氯生与三氯生的方法ꎬ利用丙酮提取样品沉淀物ꎬ固相萃取净化提取物ꎬ并采用三甲基硅￣三氟乙酰胺对三氯生衍生化ꎬ甲基三氯生和三氯生检出限分别为０.２８ｎｇ/Ｌ和０.５９ｎｇ/Ｌꎬ其加标回收率分别为８４.４％~１０６.７％和８５.６％~９５.７％.Ｈ.Ｍ.Ｇ.Ｐｉｎｔａｄｏ等[１９]采用气相偶联时间飞行质谱技术ꎬ利用优化后的大气压气相电离源ꎬ建立对多种污染物残留分析法ꎬ大部分检测物的检测限低于１ｎｇ/Ｌꎬ其中对三氯生的检测限为０.０４ｎｇ/Ｌ.１.２㊀高效液相色谱及联用高效液相色谱法是一种高效㊁快捷㊁准确的常用检测技术.由于环境中三氯生的浓度较低ꎬ需要进行富集预处理.李志刚等[２０]采用固相萃取 高效液相色谱方法ꎬ检测分析纺织品中三氯生的含量ꎬ先对样品超声提取后ꎬ再经固相萃取净化和ＫｒｏｍａｓｉｌＣ１８柱分离ꎬ测得三氯生的在０.０５~２０.００ｍｇ/ｋｇ范围线性良好ꎬ最低检出限为０.０１ｍｇꎬ定量检出限为０.０５ｍｇ/ｋｇꎬ回收率在９４.０％~１００.４％范围之间.周博宇等[２１]采用高效液相色谱￣串联质谱方法ꎬ检测分析化妆品中三氯生的含量ꎬ样品经ＨＬＢ固相萃取柱净化和Ｃ１８液相色谱柱分离ꎬ以水和乙腈为流动相ꎬ测得三氯生在０.２~５０ｎｇ/ｍＬ范围线性良ꎬ检出限为０.２ｎｇ/ｍＬꎬ加标回收率在９７.６％~１１３.０％范围.许粉花等[２２]采用超声提取￣高效液相色谱方法ꎬ检测分析１０类清洁化学品中三氯生的含量ꎬ超声时间为１５ｍｉｎꎬ最佳提取溶剂为８５％甲醇溶液ꎬ三氯生在０ ０５~１０.０ｍｇ/Ｌ范围线性良好ꎬ其中一种三氯生质量浓度为０.８０ｍｇ/Ｌꎬ加标回收率为７６.６９％~１１２ ２０％.１.３㊀超高效液相色谱超高效液相色谱技术具有更快的分离速度和更精准的灵敏度.Ｊ.Ｈ.Ｇｕｏ等[２３]利用微萃取方法富集水样中的三氯生ꎬ并联用ＵＨＰＬＣ￣ＴＵＶ对水样中的三氯生进行检测ꎬ其最低检测限为１.１５ｎｇ/Ｌꎬ三氯生在０ ０１~１００.００μｇ/Ｌ范围内线性良好.张品等[２４]采用超高效液相色谱￣串联质谱联用技术ꎬ检测母乳中三氯生的含量ꎬ母乳样品经β￣葡萄糖醛酸酶㊁芳基硫酯复合酶酶解及乙腈提取后ꎬ以水和甲醇为流动相ꎬ采用Ｃ１８固相萃取柱富集ꎬ定量方式为同位素内标法ꎬ测得三氯生在０.２~２０.０μｇ/Ｌ范围线性良好ꎬ其定量限为０.４１μｇ/ｋｇꎬ加标回收率为１００.２％~１１９.３％.１.４㊀分光光度分光光度法具有简单㊁灵敏㊁快速等特点.陆慧慧等[２５]采用分光光度法检测日化品中三氯生的含量ꎬ在酸性条件下ꎬ对氨基苯磺酸和亚硝酸钠反应可生成重氮盐ꎬ而在碱性条件下ꎬ此重氮盐与三氯生可发生偶合反应ꎬ并生成黄色偶氮化合物ꎬ其最大吸光度在４５２ｎｍ处ꎬ测得三氯生在０.０７５~３０ｍｇ/Ｌ范围线性良好ꎬ检出限为０.０７５ｍｇ/Ｌ.王成云等[２６]采用分光光度方法ꎬ检测抗菌纺织品中的抗菌剂ꎬ用二氯甲烷为萃取溶剂ꎬ微波萃取纺织品中的三氯生ꎬ把萃取液蒸发干后ꎬ用甲醇定容ꎬ再以甲醇为参比溶１７第３期林英姿ꎬ等:水环境中三氯生的降解技术研究进展液ꎬ在２８２ｎｍ波长下测定其吸光度ꎬ测得三氯生在０.２~８０ｍｇ/Ｌ范围线性良好ꎬ检出限为０.１ｍｇ/ｋｇꎬ回收率为９１.９８％~１０４.９４％.２㊀降解技术目前ꎬ降解三氯生的方法主要有吸附降解㊁生物降解㊁高级氧化降解等ꎬ其中高级氧化技术具有彻底㊁高效㊁反应速度快等特点ꎬ被广泛应用在降解水环境污染物中.２.１㊀吸附降解吸附法主要是通过吸附剂(如活性炭㊁粘土等)对水体中的三氯生吸附降解.胡翔等[２７]采用碳纳米管对水溶液中的三氯生进行吸附处理ꎬ并研究了不同条件(碳纳米管粒径㊁ｐＨ㊁用量㊁震荡时间等)下ꎬ碳纳米管对三氯生去除效果的影响ꎬ发现碳纳米管对三氯生吸附速度较快ꎬ粒径越小吸附效果越好ꎻ低温条件对吸附反应有利ꎻｐＨ值为中性时ꎬ三氯生的去除效果最佳.周生辉等[２８]采用粉末活性炭和高锰酸钾联用技术降解水体中的三氯生ꎬ分析了不同条件(活性炭投加方式ꎬ活性炭投加量㊁高锰酸钾投加量㊁ｐＨ值等)下ꎬ该技术对三氯生的去除效果的影响ꎬ发现活性炭与高锰酸钾同时投加时ꎬ三氯生的去除效果较好ꎬ随着活性炭投加量的增加三氯生的去除率也增加ꎬ随高锰酸钾投加量的增加ꎬ其去除率先升高㊁后降低㊁再升高ꎬ碱性条件对三氯生的去除有利ꎬ腐植酸可以促进三氯生的去除.吸附法降解水体中三氯生具有二次污染小㊁能耗低等优点ꎬ但是吸附剂回收率低㊁降解不彻底㊁造成处理成本高等缺陷ꎬ需要进一步完善其方法体系.２.２㊀生物降解生物降解主要是通过细菌㊁真菌等微生物对水环境中的三氯生去除.Ｙ.Ｍ.Ｋｉｍ等[２９]通过利用鞘氨醇单胞菌ＰＨ￣０７(Ｓｐｈｉｎｇｏｍｏｎａｓｓｐ.ＰＨ￣０７)降解三氯生ꎬ结果发现ꎬ这种菌株可使三氯生发生醚键断裂反应ꎬ形成多种中间体ꎬ如羟基化合物㊁４￣氯酚和２ꎬ４￣二氯酚等产物ꎬ且中间体２ꎬ４￣二氯酚对ＰＨ￣０７菌的毒性小于三氯生.Ｋ.Ｍｕｒｕｇｅｓａｎ等[３０]通过真菌漆酶/氧化还原介体体系对三氯生发生酶法转化ꎬ使三氯生的二苯基醚结构发生醚键断裂ꎬ其毒性降低.虽然生物降解经济㊁有效ꎬ但由于其分离纯化培养技术具有局限性ꎬ对微生物种类和环境条件的要求严苛ꎬ以及微生物分解代谢三氯生的过程和机制研究匮乏等因素ꎬ今后需要进一步改进其技术体系.２.３㊀高级氧化降解高级氧化技术即深度氧化处理技术ꎬ作为以化学为基础的新型氧化技术ꎬ在水环境研究领域备受关注.高级氧化主要是以催化剂在声㊁光㊁电㊁磁等物理化学作用下ꎬ产成的极强氧化性的羟基自由基与有机污染物发生反应ꎬ将其降解成毒性低的小分子ꎬ最终氧化成Ｈ２Ｏ㊁ＣＯ２和无机离子等ꎬ以此达到降解污染物的目的.目前ꎬ降解三氯生的高级氧化技术主要有臭氧氧化㊁电化学氧化㊁声化学氧化㊁Ｆｅｎｔｏｎ氧化㊁光催化氧化等.２.３.１㊀臭氧氧化臭氧作为强氧化剂ꎬ通过产生强氧化性的羟基自由基ꎬ可直接氧化有机污染物ꎬ其氧化还原电位是２.０７Ｖꎬ氧化强度仅次于氟(２.８７Ｖ).Ｅ.Ｃ.Ｗｅｒｔ等[３１]对三级出水中的３１种污染物(包括三氯生)进行臭氧氧化试验ꎬ研究发现ꎬ当臭氧剂量小于０.８ｍｇ/Ｌ时ꎬ３１种污染物的降解率均达到９５％以上ꎬ证明臭氧氧化技术能够有效去除水体中的三氯生.Ｋ.Ｂ.Ｏｒｈｏｎ等[３２]研究了臭氧氧化法去除地表水中的三氯生.结果表明ꎬ在含１~５ｍｇ/Ｌ三氯生的地表水中ꎬ通过５ｍｇ/Ｌ的连续臭氧氧化ꎬ完全消除三氯生ꎬ臭氧氧化时间为２０~３０ｍｉｎ.三氯生氧化反应符合伪一级动力学ꎬ表观反应速率常数随ｐＨ㊁三氯生初始浓度和水的成分而变化ꎬ在弱碱条件下ꎬ三氯生的去除效率明显较高.对产生的四种副产物(２ꎬ４￣二氯苯酚ꎬ４￣氯邻苯二酚和两种未识别的化合物)进行臭氧氧化降解ꎬ实验表明ꎬ副产物经进一步臭氧化处理后被消除.２７吉林师范大学学报(自然科学版)第４１卷２.３.２㊀电化学氧化电化学氧化技术主要通过阳极的高电位和催化活性直接与水体中污染物反应ꎬ或是通过电解过程中所产生的强氧化性自由基ꎬ对目标污染物进行间接氧化降解.Ｊ.Ｋ.Ｗａｎｇ等[３３]通过掺杂硼的电极试验发现ꎬ在相同的时间条件下ꎬ检测到电流密度分别为６ｍＡ ｃｍ－２和１５ｍＡ ｃｍ－２ꎬ三氯生的去除率均高于９９％.Ｄ.Ｊｏｓｕé等[３４]采用碳布电极和阳离子交换树脂对三氯生在水溶液中的电化学降解进行了研究.实验中测定了四个变量(每个变量考虑两个水平)对反映电化学反应器电氧化效率的四个响应参数的影响.结果表明ꎬ在所有情况下ꎬ三氯生的降解效率均高达９５％以上ꎬ虽然所有变量及其相互作用都有一定的影响ꎬ但对这一过程影响最大的是电解液离子强度的性质和大小.２.３.３㊀声化学氧化超声波技术属于新型的水处理技术ꎬ对难降解的污染物有较好的效果.超声波的频率㊁波形㊁声场与声辐射时间㊁声强与声功率等通过影响声空化均会对有机污染物的降解产生影响.Ｌ.Ｓａｎｃｈｅｚ￣Ｐｒａｄｏ等[３５]通过超声降解不同水溶液中的三氯生ꎬ三氯生的初始质量浓度为５μｇ/Ｌꎬ污水中的三氯生降解到达６０％ꎬ而海水中可达９５％.李青松等[３６]采用超声与氯胺联用工艺对水体中三氯生的去除进行了研究ꎬ考察了不同影响因素(超声功率㊁ｐＨ值㊁ＴＣＳ初始浓度㊁氯胺投加量和自由基捕获剂等)对三氯生去除的影响ꎬ通过检测手段识别了降解产物ꎬ并分析了联用工艺降解三氯生的机理.结果发现ꎬ超声和氯胺联用去除三氯生具有协同效应ꎬ对三氯生的降解效果较好.当超声波功率为６００Ｗꎬ氯胺质量浓度为５ｍｇ/Ｌꎬ三氯生质量浓度为２００μｇ/Ｌ时ꎬ１２０ｍｉｎ后三氯生去除率可达９０.８％ꎬ在联用工艺中ꎬ适当增加超声功率可以提高三氯生的去除率.２.３.４㊀Ｆｅｎｔｏｎ氧化Ｆｅｎｄｏｎ氧化是通过二价铁离子与过氧化氢混合产生强氧化性对污染物进行降解.Ｆｅｎｔｏｎ试剂中含有Ｈ２Ｏ２和Ｆｅ２＋ꎬ经Ｈ２Ｏ２和Ｆｅ２＋反应生成羟基自由基( ＯＨ)ꎬ并引发多种的其他自由基.宋燕等[３７]研究发现ꎬ在ｐＨ值为３ꎬ三氯生的初始质量浓度为４５ｍｇ/ＬꎬＦｅ２＋浓度为０.７５ｍｍｏｌ/Ｌ的条件下ꎬ经过３ｈ均相电Ｆｅｎｔｏｎ氧化处理ꎬ三氯生的降解率可达７３.９％.区雪连[３８]采用Ｆｅｎｔｏｎ试剂降解水中的三氯生ꎬ结果发现ꎬ当ｐＨ＝３ꎬＨ２Ｏ２的投加量为４.８９５ｍｍｏｌ/ＬꎬＦｅ２＋投加量为５ｍｍｏｌ/Ｌ时ꎬ反应１０ｍｉｎ后ꎬＦｅｎｔｏｎ催化氧化对三氯生的降解去除效率达到８７.９３％.２.３.５㊀光催化氧化光催化氧化技术可以充分利用太阳光资源ꎬ且二次污染较小ꎬ是一种环境友好型的绿色技术.光催化是以半导体为催化剂ꎬ当光电子能量大于半导体禁带宽度时ꎬ半导体材料的价带电子跃迁到导带ꎬ并在价带上产生相应的空穴ꎬ形成电子￣空穴对.而光生空穴具有很强的亲电子能力ꎬ可直接与污染物发生氧化反应ꎬ以达到降解的目的.Ｓ.Ｒａｆｑａｈ等[３９]研究发现ꎬ在对比多种光催化剂降解三氯生的实验中ꎬ发现Ｐ２５型ＴｉＯ２的光催化效果最佳ꎬ且在光照６０ｍｉｎ后ꎬ三氯生被完全降解.詹凤凌等[４０]采用溶胶凝胶浸渍法ꎬ制备了ＺｒＯ２￣ＴｉＯ２的复合半导体纳米光催化剂ꎬ以三氯生为目标污染物ꎬ在三氯生初始质量浓度为３５ｍｇ/Ｌꎬ光催化剂的投加量为０.１ｍｇ/Ｌꎬ温度为４５ħꎬｐＨ为１１ꎬ光照２ｈ条件下ꎬ三氯生的最高去除率可达９２.１１％.３㊀结论臭氧氧化㊁电化学氧化㊁超声化学氧化㊁Ｆｅｎｔｏｎ氧化等高级氧化技术具有适用范围广㊁二次污染小等优点ꎬ但也存在一些缺点ꎬ如成本高㊁降解不彻底等问题.与其他高级氧化相比ꎬ光催化氧化降解技术具有反应速度快㊁氧化能力强㊁除去效率高等特点ꎬ可以有效地去除水体中的三氯生ꎬ但也存在光利用率低㊁回收率低等问题.近年来ꎬ将光催化氧化技术与其他高级氧化技术联合应用ꎬ提高降解效果ꎬ受到国内外研究者们的重视.高级氧化联用技术在水处理技术领域将会具有更广阔的应用前景.３７第３期林英姿ꎬ等:水环境中三氯生的降解技术研究进展参㊀考㊀文㊀献[１]郑欣ꎬ刘婷婷ꎬ王一喆ꎬ等.三氯生毒性效应及水质基准研究进展[Ｊ].生态环境学报ꎬ２０１６ꎬ２５(３):５３９￣５４６.[２]ＡＭＯＲＩＭＭＪＢꎬＯＬＩＶＥＩＲＡＥꎬＳＯＡＲＥＳＡＭＶＭ.Ｐｒｅｄｉｃｔｅｄｎｏｅｆｆｅｃｔｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ(ＰＮＥＣ)ｆｏｒｔｒｉｃｌｏｓａｎｔｏｔｅｒｒｅｓｔｒｉａｌｓｐｅｃｉｅｓ(ｉｎｖｅｒｔｅｂｒａｔｅｓａｎｄｐｌａｎｔｓ).ＥｎｖｉｒｏｎＩｎｔꎬ２０１０ꎬ３６:３３８￣３４３.[３]ＨＷＡＮＧＪꎬＳＵＨＳＳꎬＰＡＲＫＭꎬｅｔａｌ.Ｄｉｆｆｅｒｅｎｔｉａｌｇｅｎｅｅｘｐｒｅｓｓｉｏｎｄｕｒｉｎｇｅｍｂｒｙｏｎｉｃｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔｏｆｓｅａｕｒｃｈｉｎｅｘｐｏｓｅｄｔｏｔｒｉｃｌｏｓａｎ[Ｊ].ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＴｏｘｉｃｏｌｏｇｙꎬ２０１７ꎬ３２:４２６￣４３３.[４]ＧＥＥＲＨꎬＣＨＡＲＬＥＳＡꎬＴＡＹＬＯＲＮꎬｅｔａｌ.Ｏｅｓｔｒｏｇｅｎｉｃａｎｄａｎｄｒｏｇｅｎｉｃａｃｔｉｖｉｔｙｏｆｔｒｉｃｌｏｓａｎｉｎｂｒｅａｓｔｃａｎｃｅｒｃｅｌｌｓ[Ｊ].ＪｏｕｒｎａｌｏｆＡｐｐｌｉｅｄＴｏｘｉｃｏｌｏｇｙꎬ２００８ꎬ２８(１):７８￣９１.[５]魏玉琴ꎬ沈春花.三氯生在水环境中的残留风险与去除研究进展[Ｊ].环境科学与技术ꎬ２０１７ꎬ４０(８):９６￣１０１.[６]王秀娟ꎬ丘锦荣ꎬ田应兵ꎬ等.三氯生在水环境中的迁移及降解技术研究进展[Ｊ].安徽农业科学ꎬ２０１５ꎬ４３(２):２５１￣２５６. [７]张德勇ꎬ许晓路.抗菌剂三氯生的生态毒性研究进展[Ｊ].云南化工ꎬ２０１９ꎬ４６(２):５３￣５４.[８]ＣＯＯＧＡＮＭＡꎬＥＤＺＩＹＩＥＲＥꎬＬＡＰＯＩＮＴＴＷꎬｅｔａｌ.Ａｌｇａｌｂｉｏａｃｃｕｍｕｌａｔｉｏｎｏｆｔｒｉｃｌｏｃａｒｂａｎꎬｔｒｉｃｌｏｓａｎꎬａｎｄｍｅｔｈｙｌ￣ｔｒｉｃｌｏｓａｎｉｎａＮｏｒｔｈＴｅｘａｓｗａｓｔｅｒｗａｔｅｒꎬｔｒｅａｔｍｅｎｔｐｌａｎｔｒｅｃｅｉｖｉｎｇｓｔｒｅａｍ[Ｊ].Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅꎬ２００７ꎬ６７(１０):１９１１￣１９１８.[９]马鹏程.环境剂量三氯生对斑马鱼甲状腺轴及氧化应激毒性影响研究[Ｄ].锦州:锦州医科大学ꎬ２０１７.[１０]高海萍ꎬ周雪飞ꎬ张亚雷ꎬ等.三氯生对水生生物的毒性效应研究进展[Ｊ].环境化工ꎬ２０１２ꎬ３１(８):１１４５￣１１５０.[１１]ＤＡＮＮＢＤꎬＨＯＮＴＥＬＡＡ.Ｔｒｉｃｌｏｓａｎ:ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌｅｘｐｏｓｕｒｅꎬｔｏｘｉｃｉｔｙａｎｄｍｅｃｈａｎｉｓｍｓｏｆａｃｔｉｏｎ[Ｊ].ＪＡｐｐｌＴｏｘｉｃｏｌꎬ２０１１ꎬ３１:２８５￣３１１. [１２]ＤＷＫꎬＥＴＦꎬＭＴＭꎬｅｔａｌ.ＰｈａｒｍａｃｅｕｔｉｃａｌｓꎬｈｏｒｍｏｎｅｓꎬａｎｄｏｔｈｅｒｏｒｇａｎｉｃｗａｓｔｅｗａｔｅｒｃｏｎｔａｍｉｎａｎｔｓｉｎＵ.Ｓ.ｓｔｒｅａｍｓꎬ１９９９￣２０００:ａｎａｔｉｏｎａｌｒｅｃｏｎｎａｉｓｓａｎｃｅ[Ｊ].ＥｎｖｉｒｏｎＳｃｉＴｅｃｈｎｏｌꎬ２００２ꎬ３６(６):１２０２￣１２１１.[１３]ＢＥＳＴＥＲＫ.Ｆａｔｅｏｆｔｒｉｃｌｏｓａｎａｎｄｔｒｉｃｌｏｓａｎ￣ｍｅｔｈｙｌｉｎｓｅｗａｇｅｔｒｅａｔｍｅｎｔｐｌａｎｔｓａｎｄｓｕｒｆａｃｅｗａｔｅｒｓ[Ｊ].ＡｒｃｈＥｎｖｉｒｏｎＣｏｎｔａｍＴｏｘｉｃｏｌꎬ２００５ꎬ４９(１):９￣１７.[１４]ＬＩＮＤＳＴＲÖＭＡꎬＢＵＥＲＧＥＩＪꎬＰＯＩＧＥＲＴꎬｅｔａｌ.Ｏｃｃｕｒｒｅｎｃｅａｎｄｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌｂｅｈａｖｉｏｒｏｆｔｈｅｂａｃｔｅｒｉｃｉｄｅｔｒｉｃｌｏｓａｎａｎｄｉｔｓｍｅｔｈｙｌｄｅｒｉｖａｔｉｖｅｉｎｓｕｒｆａｃｅｗａｔｅｒｓａｎｄｉｎｗａｓｔｅｗａｔｅｒ[Ｊ].ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅａｎｄＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙꎬ２００２ꎬ３６(１１):２３２２￣２３２９.[１５]ＮＩＳＨＩＩꎬＫＡＷＡＫＡＭＩＴꎬＯＮＯＤＥＲＡＳ.ＭｏｎｉｔｏｒｉｎｇｏｆｔｒｉｃｌｏｓａｎｉｎｔｈｅｓｕｒｆａｃｅｗａｔｅｒｏｆｔｈｅＴｏｎｅＣａｎａｌꎬＪａｐａｎ[Ｊ].ＢｕｌｌｅｔｉｎｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＣｏｎｔａｍｉｎａｔｉｏｎ＆Ｔｏｘｉｃｏｌｏｇｙꎬ２００８ꎬ８０(２)１６３￣１６６.[１６]ＺＨＡＯＪＬꎬＺＨＡＮＧＱＱꎬＣＨＥＮＦꎬｅｔａｌ.Ｅｖａｌｕａｔｉｏｎｏｆｔｒｉｃｌｏｓａｎａｎｄｔｒｉｃｌｏｃａｒｂａｎａｔｒｉｖｅｒｂａｓｉｎｓｃａｌｅｕｓｉｎｇｍｏｎｉｔｏｒｉｎｇａｎｄｍｏｄｅｌｉｎｇｔｏｏｌｓ:ｉｍｐｌｉｃａｔｉｏｎｓｆｏｒｃｏｎｔｒｏｌｌｉｎｇｏｆｕｒｂａｎｄｏｍｅｓｔｉｃｓｅｗａｇｅｄｉｓｃｈａｒｇｅ[Ｊ].ＷａｔｅｒＲｅｓｅａｒｃｈꎬ２０１３ꎬ４７(１):３９５￣４０５.[１７]王成云ꎬ李丽霞ꎬ张伟亚ꎬ等.微波辅助萃取/气相色谱法测定抗菌纺织品中的三氯生[Ｊ].应用化学ꎬ２０１２ꎬ２９(１):１１８￣１２２. [１８]姚思睿ꎬ魏然ꎬ杨柳明ꎬ等.气相色谱－质谱联用同时测定沉积物中三氯生和甲基三氯生[Ｊ].实验技术与管理ꎬ２０１５ꎬ３２(１):７８￣８１ꎬ９０.[１９]ＰＩＮＴＡＤＯＨＭＧꎬＧＯＮＺÁＬＥＺＭＥꎬＬＡＲＡＭＰＡꎬｅｔａｌ.Ａｔｍｏｓｐｈｅｒｉｃｐｒｅｓｓｕｒｅｇａｓｃｈｒｏｍａｔｏｇｒａｐｈｙ￣ｔｉｍｅ￣ｏｆ￣ｆｌｉｇｈｔ￣ｍａｓｓｓｐｅｃｔｒｏｍｅｔｒｙ(ＡＰＧＣ￣ＴｏＦ￣ＭＳ)ｆｏｒｔｈｅｄｅｔｅｒｍｉｎａｔｉｏｎｏｆｒｅｇｕｌａｔｅｄａｎｄｅｍｅｒｇｉｎｇｃｏｎｔａｍｉｎａｎｔｓｉｎａｑｕｅｏｕｓｓａｍｐｌｅｓａｆｔｅｒｓｔｉｒｂａｒｓｏｒｐｔｉｖｅｅｘｔｒａｃｔｉｏｎ(ＳＢＳＥ)[Ｊ].ＡｎａｌｙｔｉｃａＣｈｉｍｉｃａＡｃｔａꎬ２０１４ꎬ８５１:１￣１３.[２０]李志刚.基于固相萃取￣高效液相色谱法的纺织品中三氯生的测定[Ｊ].纺织学报ꎬ２０１４ꎬ３５(３):９８￣１０２.[２１]周博宇ꎬ芦春梅ꎬ丁旭ꎬ等.高效液相色谱－串联质谱法测定水性化妆品中的三氯生[Ｊ].分析实验室ꎬ２０１３ꎬ３２(１２):８４￣８７. [２２]许粉花ꎬ刘智敏ꎬ许志刚ꎬ等.超声提取￣高效液相色谱法分析十种清洁类化学品中的三氯生[Ｊ].化学研究与应用ꎬ２０１６ꎬ２８(６):８６０￣８６２.[２３]ＧＵＯＪＨꎬＬＩＸＨꎬＣＡＯＸＬꎬｅｔａｌ.Ｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅ￣ｃｏｎｔｒｏｌｌｅｄｉｏｎｉｃｌｉｑｕｉｄｄｉｓｐｅｒｓｉｖｅｌｉｑｕｉｄｐｈａｓｅｍｉｃｒｏｅｘｔｒａｃｔｉｏｎｃｏｍｂｉｎｅｄｗｉｔｈｕｌｔｒａ￣ｈｉｇｈ￣ｐｒｅｓｓｕｒｅｌｉｑｕｉｄｃｈｒｏｍａｔｏｇｒａｐｈｙｆｏｒｔｈｅｒａｐｉｄｄｅｔｅｒｍｉｎａｔｉｏｎｏｆｔｒｉｃｌｏｓａｎꎬｔｒｉｃｌｏｃａｒｂａｎａｎｄｍｅｔｈｙｌ￣ｔｒｉｃｌｏｓａｎｉｎａｑｕｅｏｕｓｓａｍｐｌｅｓ[Ｊ].ＳｃｉｅｎｃｅＣｈｉｎａ￣Ｃｈｅｍｉｓｔｒｙꎬ２０１０ꎬ５３(１２):２６００￣２６０７.[２４]张品ꎬ张晶ꎬ石莹ꎬ等.固相萃取￣超高效液相色谱￣串联质谱法测定母乳中三氯生和三氯卡班[Ｊ].卫生研究ꎬ２０１５ꎬ４４(２):２９４￣２９８. [２５]陆慧慧ꎬ陶冠红.分光光度法测定日化品中的三氯生[Ｊ].光谱实验室ꎬ２００９ꎬ２６(３):４８７￣４９０.[２６]王成云ꎬ褚乃清ꎬ张伟亚ꎬ等.微波辅助萃取/分光光度法快速测定抗菌纺织品中的三氯生[Ｊ].福建分析测试ꎬ２０１２ꎬ２１(６):１￣４. [２７]胡翔ꎬ赵娜ꎬ魏杰ꎬ等.三氯生在碳纳米管上的吸附[Ｊ].环境工程学报ꎬ２００９ꎬ３(８):１４６２￣１４６４.[２８]周生辉ꎬ王菲凤ꎬ李青松ꎬ等.ＫＭｎＯ４￣ＰＡＣ联用工艺去除水中三氯生及其降解机理研究[Ｊ].福建师范大学学报(自然科学版)ꎬ２０１３ꎬ２９(６):１００￣１０５.[２９]ＫＩＭＹＭꎬＭＵＲＵＧＥＳＡＮＫꎬＳＣＨＭＩＤＴＳꎬｅｔａｌ.Ｔｒｉｃｌｏｓａｎｓｕｓｃｅｐｔｉｂｉｌｉｔｙａｎｄｃｏ￣ｍｅｔａｂｏｌｉｓｍ￣Ａｃｏｍｐａｒｉｓｏｎｆｏｒｔｈｒｅｅａｅｒｏｂｉｃｐｏｌｌｕｔａｎｔ￣ｄｅｇｒａｄｉｎｇｂａｃｔｅｒｉａ[Ｊ].ＢｉｏｒｅｓｏｕｒｃｅＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙꎬ２０１１ꎬ１０２(３):２２０６￣２２１２.[３０]ＭＵＲＵＧＥＳＡＮＫꎬＣＨＡＮＧＹＹꎬＫＩＭＹＭꎬｅｔａｌ.Ｅｎｈａｎｃｅｄｔｒａｎｓｆｏｒｍａｔｉｏｎｏｆｔｒｉｃｌｏｓａｎｂｙｌａｃｃａｓｅｉｎｔｈｅｐｒｅｓｅｎｃｅｏｆｒｅｄｏｘｍｅｄｉａｔｏｒｓ[Ｊ].Ｗａｔｅｒ４７吉林师范大学学报(自然科学版)第４１卷Ｒｅｓｅａｒｃｈꎬ２０１０ꎬ４４(１):２９８￣３０８.[３１]ＷＥＲＴＥＣꎬＲＯＳＡＲＩＯ￣ＯＲＴＩＺＦＬꎬＳＮＹＤＥＲＳＡꎬｅｔａｌ.Ｅｆｆｅｃｔｏｆｏｚｏｎｅｅｘｐｏｓｕｒｅｏｎｔｈｅｏｘｉｄａｔｉｏｎｏｆｔｒａｃｅｏｒｇａｎｉｃｃｏｎｔａｍｉｎａｎｔｓｉｎｗａｓｔｅｗａｔｅｒ[Ｊ].ＷａｔｅｒＲｅｓｅａｒｃｈꎬ２００９ꎬ４３(４):１００５￣１０１４.[３２]ＫＥＭＡＬＢＯꎬＡＹＢＡＬＡＫＯＣＯＲＨＯＮꎬＦＩＬＩＺＢＤꎬｅｔａｌ.Ｔｒｉｃｌｏｓａｎｒｅｍｏｖａｌｆｒｏｍｓｕｒｆａｃｅｗａｔｅｒｂｙｏｚｏｎａｔｉｏｎ￣Ｋｉｎｅｔｉｃｓａｎｄｂｙ￣ｐｒｏｄｕｃｔｓｆｏｒｍａｔｉｏｎ[Ｊ].ＪｏｕｒｎａｌｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＭａｎａｇｅｍｅｎｔꎬ２０１７ꎬ２０４:３２７￣３３６.[３３]ＷＡＮＧＪＫꎬＦＡＲＲＥＬＬＪ.Ｅｌｅｃｔｒｏｃｈｅｍｉｃａｌｉｎａｃｔｉｖａｔｉｏｎｏｆｔｒｉｃｌｏｓａｎｗｉｔｈｂｏｒｏｎｄｏｐｅｄｄｉａｍｏｎｄｆｉｌｍｅｌｅｃｔｒｏｄｅｓ[Ｊ].ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅ＆Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙꎬ２００４ꎬ３８(１９):５２３２￣５２３７.[３４]ＪＯＳＵÉＤꎬＧＡＲＣÍＡ￣ＥＳＰＩＮＯＺＡＡꎬＲＯＢＬＥＳＡＩꎬｅｔａｌ.Ｅｌｅｃｔｒｏｃｈｅｍｉｃａｌｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎｏｆｔｒｉｃｌｏｓａｎｉｎａｑｕｅｏｕｓｓｏｌｕｔｉｏｎ.Ａｓｔｕｄｙｏｆｔｈｅｐｅｒｆｏｒｍａｎｃｅｏｆａｎｅｌｅｃｔｒｏ￣Ｆｅｎｔｏｎｒｅａｃｔｏｒ[Ｊ].ＪｏｕｒｎａｌｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＣｈｅｍｉｃａｌＥｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇꎬ２０１９ꎬ７(４):１￣８.[３５]ＳＡＮＣＨＥＺ￣ＰＲＡＤＯＬꎬＢＡＲＲＯＲꎬＧＡＲＣＩＡ￣ＪＡＲＥＳＣꎬｅｔａｌ.Ｓｏｎｏｃｈｅｍｉｃａｌｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎｏｆｔｒｉｃｌｏｓａｎｉｎｗａｔｅｒａｎｄｗａｓｔｅｗａｔｅｒ[Ｊ].ＵｌｔｒａｓｏｎｉｃｓＳｏｎｏｃｈｅｍｉｓｔｒｙꎬ２００８ꎬ１５(５):６８９￣６９４.[３６]李青松ꎬ周生辉ꎬ李国新ꎬ等.超声波与氯胺联用工艺去除水中三氯生的研究[Ｊ].中国环境科学ꎬ２０１５ꎬ３５(９):２６７０￣２６７６.[３７]宋燕ꎬ陈捷ꎬ张国权ꎬ等.掺杂石墨烯气体扩散电极电芬顿氧化降解三氯生废水模拟[Ｊ].水资源与水工程学报ꎬ２０１４ꎬ２５(２):４９￣５３. [３８]区雪连.Ｆｅｎｔｏｎ催化氧化三氯生降解途径研究[Ｄ].广州:华南理工大学ꎬ２０１２.[３９]ＲＡＦＱＡＨＳꎬＷＯＮＧ￣ＷＡＨ￣ＣＨＵＮＧＰꎬＮＥＬＩＥＵＳꎬｅｔａｌ.ＰｈｏｔｏｔｒａｎｓｆｏｒｍａｔｉｏｎｏｆｔｒｉｃｌｏｓａｎｉｎｔｈｅｐｒｅｓｅｎｃｅｏｆＴｉＯ２ｉｎａｑｕｅｏｕｓｓｕｓｐｅｎｓｉｏｎ:ｍｅｃｈａｎｉｓｔｉｃａｐｐｒｏａｃｈ[Ｊ].ＡｐｐｌｉｅｄＣａｔａｌｙｓｉｓＢ￣Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌꎬ２００６ꎬ６６(１￣２):１１９￣１２５.[４０]詹凤凌ꎬ邓慧萍ꎬ韩旭ꎬ等.ＺｒＯ２￣ＴｉＯ２复合光催化剂光催化降解三氯生的试验研究[Ｊ].水处理技术ꎬ２０１２ꎬ３８(５):６３￣６６.ＲｅｓｅａｒｃｈｐｒｏｇｒｅｓｓｏｎｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙｏｆｔｒｉｃｌｏｓａｎｉｎｗａｔｅｒｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔＬＩＮＹｉｎｇ￣ｚｉ１ꎬ２ꎬＺＨＡＮＧＤａｉ￣ｈｕａ１ꎬ２ꎬＷＡＮＧＧａｏ￣ｑｉ１ꎬＹＡＮＧＨａｏ１ꎬＬＩＵＷａｎ￣ｑｉｎｇ１(１.ＣｏｌｌｅｇｅｏｆＭｕｎｉｃｉｐａｌａｎｄＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＥｎｇｉｎｅｅｒｉｎꎬＪｉｌｉｎＪｉａｎｚｈｕＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙꎬＣｈａｎｇｃｈｕｎ１３０１１８ꎬＣｈｉｎａꎻ２.ＫｅｙＬａｂｏｒａｔｏｒｙｏｆＳｏｎｇｌｉａｏＡｑｕａｔｉｃＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔꎬＭｉｎｉｓｔｒｙｏｆＥｄｕｃａｔｉｏｎꎬＪｉｌｉｎＪｉａｎｚｈｕＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙꎬＣｈａｎｇｃｈｕｎ１３０１１８ꎬＣｈｉｎａ)Ａｂｓｔｒａｃｔ:Ｗｉｔｈｔｈｅｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔｏｆｓｏｃｉａｌｅｃｏｎｏｍｙꎬｔｒｉｃｌｏｓａｎ(ＴＣＳ)ｈａｓｂｅｅｎｗｉｄｅｌｙｐｒｏｄｕｃｅｄａｎｄａｐｐｌｉｅｄｉｎｔｈｅｗｏｒｌｄａｓａｎｅｆｆｅｃｔｉｖｅｂｒｏａｄ￣ｓｐｅｃｔｒｕｍａｎｔｉｂａｃｔｅｒｉａｌａｇｅｎｔ.Ｗｉｔｈｔｈｅｅｘｔｅｎｓｉｖｅｕｓｅｏｆｔｒｉｃｌｏｓａｎꎬｔｈｅｐｒｅｓｅｎｃｅｏｆｔｒｉｃｌｏｓａｎｈａｓｂｅｅｎｄｅｔｅｃｔｅｄｉｎｎａｔｕｒａｌｗａｔｅｒｂｏｄｉｅｓꎬｏｒｇａｎｉｓｍｓａｎｄｈｕｍａｎｕｒｉｎｅꎬｐｌａｓｍａａｎｄｂｒｅａｓｔｍｉｌｋ.Ｔｒｉｃｌｏｓａｎｈａｓｔｈｅｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓｏｆｌｉｐｏｐｈｉｌｉｃｉｔｙꎬｂｉｏａｃｃｕｍｕｌａｔｉｏｎꎬｐｅｒｓｉｓｔｅｎｃｅａｎｄｔｏｘｉｃｉｔｙꎬｗｈｉｃｈｐｏｓｅｓａｐｏｔｅｎｔｉａｌｔｈｒｅａｔｔｏｔｈｅｅｃｏｌｏｇｉｃａｌｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｎｄｈｕｍａｎｈｅａｌｔｈ.Ｔｈｅｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎｐａｔｈｗａｙｏｆｔｒｉｃｌｏｓａｎｉｎｗａｔｅｒｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔｈａｓｂｅｃｏｍｅｔｈｅｆｏｃｕｓｏｆａｔｔｅｎｔｉｏｎ.Ｉｎｔｈｉｓｐａｐｅｒꎬｔｈｅｄｅｔｅｃｔｉｏｎｍｅｔｈｏｄꎬｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙꎬｒｅｓｅａｒｃｈｓｔａｔｕｓａｎｄｐｒｏｓｐｅｃｔｏｆｔｒｉｃｌｏｓａｎａｒｅｒｅｖｉｅｗｅｄꎬｗｈｉｃｈｃａｎｐｒｏｖｉｄｅｒｅｆｅｒｅｎｃｅｆｏｒｆｕｒｔｈｅｒｕｎｄｅｒｓｔａｎｄｉｎｇｏｆｔｒｉｃｌｏｓａｎｉｎｗａｔｅｒｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ.Ｋｅｙｗｏｒｄｓ:ｔｒｉｃｌｏｓａｎꎻｄｅｔｅｃｔｉｏｎꎻｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎ(责任编辑:林险峰)。

《环境浓度的三氯卡班对蜜蜂肠道微生物影响及行为学毒性研究》篇一一、引言随着现代工业的快速发展，环境中的化学污染物已成为全球性的问题。

三氯卡班（Triclocarban，TCC）作为一种广谱抗菌剂，常被广泛应用于个人护理产品和清洁产品中。

尽管其广泛应用于日常生活中，但关于其对环境生物尤其是蜜蜂的影响却鲜有报道。

蜜蜂作为重要的授粉昆虫，其健康状况直接关系到生态系统的稳定性和农作物的产量。

因此，研究环境浓度三氯卡班对蜜蜂肠道微生物及行为学毒性的影响具有重要的科学意义和实践价值。

二、方法本研究采用实验室饲养的蜜蜂为研究对象，通过暴露于不同浓度的三氯卡班环境中，观察其对蜜蜂肠道微生物及行为学的影响。

具体实验方法如下：1. 实验分组与处理：将蜜蜂分为对照组和三个不同浓度的三氯卡班处理组，分别暴露于含有0.1μg/L、1μg/L、10μg/L三氯卡班的环境中。

2. 肠道微生物分析：收集各组蜜蜂的肠道内容物，利用高通量测序技术分析肠道微生物的组成和多样性。

3. 行为学观察：观察并记录各组蜜蜂的行为学变化，包括觅食、飞行、社交等行为。

4. 数据处理与分析：采用生物统计学方法对实验数据进行处理与分析，比较各组之间的差异。

三、结果1. 肠道微生物影响：通过对各组蜜蜂肠道微生物的高通量测序分析，发现环境浓度的三氯卡班对蜜蜂肠道微生物的组成和多样性产生了显著影响。

随着三氯卡班浓度的增加，肠道微生物的多样性呈下降趋势，某些有益菌群的数量减少，而一些潜在的有害菌群数量增加。

2. 行为学毒性研究：行为学观察发现，暴露于三氯卡班环境中的蜜蜂在觅食、飞行和社交等行为上出现了异常。

高浓度组蜜蜂的觅食活动减少，飞行能力下降，社交行为出现紊乱。

这些行为学变化可能与肠道微生物的改变有关。

四、讨论本研究表明，环境浓度的三氯卡班对蜜蜂肠道微生物及行为学产生了不利影响。

这可能是因为三氯卡班干扰了肠道微生物的平衡，导致有益菌群数量减少，有害菌群数量增加。

第41卷第4期2021年4月绍兴文理学院学报JOURNAL OF SHAOXING UNIVERSITYVol.41No.4Apr.2021doi：10.16169/j.issn.1008-293x.k.2021.04.006梁丽萍，张玉婷,谭为绶，等.三氯生的生物毒性及去除方法研究现状［J］.绍兴文理学院学报（自然科学）,2021,40（4）：41-48.三氯生的生物毒性及去除方法研究现状梁丽萍1张玉婷2谭为绶1奚芬芬1潘露丹3（1.绍兴文理学院生命科学学院，浙江绍兴312000；2.绍兴文理学院土木工程学院，浙江绍兴312000；3.绍兴科技馆，浙江绍兴312000）摘要：文章介绍了三氯生（TCS）的生物毒性及其在水中去除方法研究现状.TCS具有亲脂性及生物富集性，严重威胁环境安全.本文详细阐述了吸附法、生物法、高级氧化法去除TCS的去除条件及作用效果，分析了各种方法的优缺点，对TCS废水处理技术未来的发展进行了展望.关键词：三氯生（TCS）；吸附法；生物法；高级氧化法中图分类号:X703.1 文献标志码:A文章编号：1008-293X（2021）04-0041-08收稿日期：2020-08-08基金项目：国家自然科学基金项目“磁场强化硫化改性零价铁快速去除亚硒酸盐的效能和机理研究”（41807468）；浙江省自然科学基金项目“表面硫化改性强化零价铁快速去除硒酸盐污染的效能和机理研究”（LY18E080018）.作者简介:梁丽萍（1984—）,女，内蒙古乌兰察布人，博士，绍兴文理学院生命科学学院副教授，研究方向：水污染控制.E-mail:liangliping0702@0引言近年来,大量生产使用的药品和个人护理品（Pharmaceuticals and personal care products，PPCPs）对环境造成了严重的污染［1］.三氯生（tri-closan,TCS）属于典型的PPCPs类化学品.TCS 作为一种广谱抗菌添加剂广泛应用在个人护理品（除臭剂、漱口水、剃须膏、洗发水等）、日用品（空气清新剂、洗涤剂、鞋类、塑料服装等）和医用消毒中［2］.早在2006年,TCS的年用量在欧洲超过450吨，在美国超过600吨,在我国更是高达1220吨［3］.在越来越多的环境与生物体内检测出TCS,其对人类健康和生态环境造成的潜在威胁越来越受到关注［4］.目前，已有大量研究探索了TCS的生物毒性，发现TCS对生物体在个体水平乃至分子水平均可产生毒性效应［4］.近些年来，我国在越来越多的水体中检测出TCS,TCS 导致的生态风险越来越高［5］，因此，迫切需要有效地去除方法处理TCS.本文详细阐述了吸附法、生物法、高级氧化法去除TCS的去除条件及作用效果，并分析了各种方法的优缺点.1三氯生（TCS）的生物毒性TCS是一种稳定的、难挥发的、具有醚类和酚类官能团的化合物.其物理化学性质如表1所示.42绍兴文理学院学报（自然科学）第41卷表1TCS的物理化学性质序号属性TCS1分子式C^H?CI3O2 2分子结构jVo, 3相对分子质量289.54蒸气密度（m m Hg） 5.2*10宀5辛醇/水分配系数（log KQ 4.7烯酰基载体蛋白还原酶作用于细菌脂肪酸合酶系统，抑制脂肪酸的合成［6-.因此大部分水生生物会成为TCS的靶目标,TCS对水生生物的毒性效应是其杀菌效果的100~1000倍［7-.丁腾达等［8-报道0.125mg L-1~0.5mg L-1TCS会影响藻类叶绿体的形态;0.5mg L-1TCS抑制了裸藻和新月藻的营养生长;0.937mg L-1TCS显著减少了艾伦伯菌接合抱子的数量;0.25mg L-1TCS产生显著的基因毒性效应.表2所示为TCS对水生生物的生物毒性.TCS作为一种广谱抗菌剂，杀菌机理是通过表2TCS对水生生物的生物毒性物种毒性终点浓度(Mg L-1)毒性效应参考文献杜氏盐藻96h-EC50 3.55杜氏盐藻的生长受到抑制[9]枯草芽抱杆菌24h-EC5015革兰氏阳性枯草芽孢杆菌生长完全被抑制[10]大肠杆菌24h-EC5019革兰氏阴性大肠杆菌生长完全被抑制[10]绿藻72h-EC5032绿藻的生长受到抑制[10]羊角月牙藻96h-EC50112抑制藻细胞生长；藻细胞光合作用受到阻碍；严重损害藻细胞膜系统[11]非洲爪蛙蝌蚪96h-LC50280蝌蚪的甲状腺异常增生；产生雌激素效应[12]大型溞48h-LC50320推迟初次怀卵、产卵时间，产卵胎次减少，內禀增长率降低；[13]黑斑蛙蝌蚪96h-LC50441具有雄激素效应[14]斑马鱼96hpf-LCp1048对胚胎和幼鱼均具有较强的致畸、致死效应[15]黑头輙96h-LC50260雌性化效应[16]青鳉96h-LC501700雌性化效应[16]蛋白核小球藻96h-EC507760抑制蛋白核小球藻的增殖[17]TCS对人体健康也存在潜在危险.TCS可能在人体乳腺癌细胞中产生激素，促进癌细胞生长;TCS还可能通过多种途径降解产生二噁英、甲基三氯生、三氯甲烷等物质，这些降解产物的毒性更强，且具有致癌作用,很大程度上限制了处理后的TCS废水的回收利用［18-.Binelli等［19-研究表明，TCS可导致人体正常干细胞的DNA 断裂损伤，也可能影响DNA的合成，对DNA的生理遗传功能造成干扰.林英姿等［18-报道了在人体血液、尿液以及母乳中均检测出了TCS.目前因TCS导致人畜死亡的现象虽还未有报道，但不能忽视TCS的潜在危害.虽然大部分的TCS能依靠传统的污水处理工艺去除，但是在江河湖泊、地表水及沉积物等不同的环境介质中仍检测出有少量未降解的TCS.我国黄河、珠江、辽河等几大河流中均能检出零到几百纳克每升的TCS［20-.其他国家（美国、西班牙、韩国、瑞士、法国和加拿大等）也报道了在环境中检出TCS［21-.这从侧面反映出现有的去除TCS的方法效率较低，若想达到完全降解TCS 的目的，保证人类健康和环境安全，还需要研发更加高效的去除TCS的方法.2TCS的去除方法研究现状2.1吸附法吸附是一种物质附着在另一种物质表面上的过程.吸附法去除TCS主要是指利用多孔性吸附剂（活性炭、沸石等）吸附废水中的TCS以达到废水净化的目的，如表3所示为几种不同的吸附剂吸附去除TCS.第4期梁丽萍，等:三氯生的生物毒性及去除方法研究现状43表3不同吸附剂吸附去除TCS吸附材料吸附条件平衡吸附量参考文献玉米秸秆生物炭10mg L-1TCS、3g L-1生物炭、pH7. 0、1.5h9.80mg g-1[22]皇竹草生物炭10mg L-1TCS、6g L-1生物炭、pH7. 0、2h9.00mg g-1[22]花生壳生物炭10mg L-1TCS、10g L-1生物炭、pH7.0,2h8.50mg g-1[22]灭活活性污泥100憾L-1TCS、1g L-1活性污泥、pH7.3、3h69.50mg g-1[23]50mg L-1TCS、10mg沸石、0.5mM CPB,6h27.15mg g-1[24]溴化十六烷基吡啶（CPB）改性沸石50mg L-1TCS、10mg沸石、1.0mM CPB,6h39.66mg g-1[24]50mg L-1TCS、10mg沸石、2.5mM CPB,6h41.14mg g-1[24]离心干燥生物固体改良土壤80憾kg-1TCS、50g生物固体改良土壤、56d64.00Mg kg-1[25] 300兀小麦秸秆生物炭（WS300）8.41mg L-1TCS、0.01g WS300、pH8.0、72h2-78mg g-1[26] 700兀小麦秸秆生物炭（WS700）8.41mg L-1TCS、0.002g WS700、pH8.0、72h60.78mg g-1[26]生物固体改良的沙壤土（DLB）2mg kg-1TCS,5g DLB,40d 1.48mg kg-1[27]碳纳米管79mg L-1TCS、0.08g碳纳米管、pH7.0,1h40.00mg g-1[28]互花米草生物炭2mg L-1TCS、0.3g生物炭、pH7. 5、48h 2.40mg g-1[29]现有的吸附剂吸附不能完全去除TCS是因为溶液中共存物质、pH、吸附剂的质性等原因不能满足水质环境健康安全的要求,有学者将吸附剂进行改良，研发高效、经济的吸附材料进一步提高吸附剂的吸附能力.Fang等［30］研究了氧化、还原和硝化作用处理后的活性炭吸附TCS的效果，发现氧化作用降低了活性炭对TCS的吸附力，硝化作用能增加活性炭对TCS的吸附力.然而环境中的污染物十分复杂,生物炭吸附不能有效地锁定TCS,污染物之间的竞争严重影响了生物炭的吸附效能.有学者将新型的碳纳米管材料用于吸附去除TCS. Cho等［31］报道了TCS在改性碳纳米管上的吸附,发现单壁碳纳米管对TCS的最大吸附容量高达567.8mg g-1.改性碳纳米管材料吸附TCS的效果好，但是吸附剂的成本高，影响其在实际废水中的运用.综上所述，采用吸附法去除TCS,虽然具有吸附速度快、操作方便安全、低能耗等优点,但是不同吸附剂对TCS的吸附量差别较大，且采用吸附方式去除TCS只是实现了在相与相之间的转变，并没有减少TCS在环境中的总量，同时没有较好的方法处理达到吸附饱和后的吸附剂.因此，在实际中应用采用吸附法去除TCS还需要深入研究.2.2生物法生物法是利用微生物处理废水中的有机物,将其降解代谢为无机物的废水的处理法,需人为大量培养微生物来提高有机物的降解代谢效率.生物法因对环境友好，成本低成为重要的降解TCS途径之一.关于TCS生物降解的研究有很多,生物法去除TCS主要依靠驯化TCS降解菌、降解酶等.尽管TCS对细菌具有广谱毒性，但是有些细菌仍然能够耐受TCS.对这些耐受TCS的菌种培养、提纯、分离和驯化来去除废水中的TCS.如表4所示为生物法去除TCS的研究状况.不同类型的菌种及生物酶降解去除TCS的效率差别较大，有些菌种对TCS的去除率在2h内可达到100%,而还有部分菌种在192h内对TCS 的去除率却只有25%左右.TCS的生物降解途径44绍兴文理学院学报(自然科学)第41卷也不同，包括还原脱氯、氧化脱氯、羟基化和硝基还原等，降解产物也不相同.虽然目前已经发现个别菌种的菌丝可吸附其全部代谢产物，且不抑制菌种生长，有利于生物法去除TCS的进一步研究.但是自然环境中只有不到1%的微生物可以用来人工培养［32］，且微生物人工培养经验数据少，环境条件要求高,TCS降解产物的生态安全也有待研究，故生物法降解TCS有待进一步研究.表4生物法去除TCS的研究现状类型pH浓度(mM)时间(h)去除率(%)产物参考文献锰过氧化物酶 4.50.10.594低毒的小分子[10]白腐真菌漆酶 4.50.10.5 5.3TCS低聚化[10]漆酶-1-羟基苯并三唑体系4.50.10.527.6TCS醚键裂解、脱氯、低聚化[10]木质素酶50.018865TCS的二聚体、三聚体、四聚体[ 33]白腐真菌漆酶50.224922-氯对苯二酚[ 34]鞘氨醇单胞菌7.30.3192252,4-二氯苯酚、3,5-二氯邻苯二酚、[ 35]sp.PH-074-氯邻苯二酚、2-甲氧基-3,5-二氯苯酚草酸青霉菌60.01821002-氯对苯二酚、2,4-二氯酚、对苯二酚[ 36]2.3高级氧化法高级氧化法是利用氧化剂氧化去除废水中的污染物，将其转变成无毒或毒性较小的物质,从而达到净化废水的目的.几种常用的氧化剂的标准电极电位如表5所示.表5几种常用氧化剂的标准电极电位氧化剂标准电极电位/V氧化剂标准电极电位/Vf2 2.87HClO4 1.63•OH 2.80MnO q- 1.52S0；・ 2.60HClO 1.48O3 2.07Cl2 1.36S20j- 2.01O2 1.23H2O2 1.78ClO20.95高级氧化法最主要的特点是污染物与强氧化剂羟基自由基(•0H)发生链式反应，直至被降解为CO2和h2o等小分子,从而达到氧化分解有机物的目的,具体反应方程式如下(Eq.1-10): Fe2++H2O2Fe3++•OH+OH-(Eq.1)RH+・0H t R・+H2(Eq.2)Fe2++•OH^Fe3++OH- (Eq.3)H2O2+•OH^HO2•+H2O(Eq.4)R・+02t R00・(Eq.5)ROO•+RH ROOH+R•(Eq.6)Fe2++ROOH—RO•+Fe3++OH-(Eq.7)Fe3++ROOH—RO2•+Fe2++H+(Eq.8)Fe3++HO2•—Fe2++O2+H+(Eq.9)Fe3++H2O2—Fe2++HO2•+H+(Eq.10)高级氧化法去除TCS是利用强氧化性物质(-OH.SO；-等)降解废水中的TCS,将TCS转化为无毒或者低毒的小分子.高价氧化法降解效率高，能显著提高TCS的可生化性.如Josu6D 等［37］研究了极化碳布为电极的电化学法去除TCS,在所有实验情况下,TCS的降解效率均高达95%以上，且已确定的中间体可以通过环断裂反应进一步降解,生成更简单的化合物，通过进一步氧化可以完全矿化.常用的去除TCS的高级氧化法有芬顿法、电化学氧化法、光化学氧化法、超声催化法等.如表6所示为去除TCS常用的高级氧化法.这些氧化法虽然均具有较高的氧化效能,能够氧化降解水中的TCS,将其分解为小分子、CO2和H2O，并能显著抑制其毒性，但是各种高级氧化法的去除机理不尽相同，各有优缺点：(1)芬顿法去除TCS具有处理时间短、降解第4期梁丽萍，等:三氯生的生物毒性及去除方法研究现状45率高、操作简单等优点.但是其在应用过程中存在的一些问题也是不容忽视的.芬顿法去除TCS对pH要求严格,需要投入一定催化剂,会产生大量的难以处理铁污泥,日2。

广东化工2021年第1期· 62 · 第48卷总第435期三氯生与三氯卡班的生态毒性研究进展陈敏(广东环境保护工程职业学院，广东佛山528216)[摘要]三氯生(TCS)和三氯卡班(TCC)是高效广谱性的抗菌剂，主要用于个人护理品及家庭日常用品中，目前在不同的环境介质中均可检测到，并可通过不同暴露途径作用于生物体，可直接或间接对人体健康产生影响，已引起人们的广泛关注，本文对其可产生的致死效应，内分泌干扰性、生殖毒性、遗传毒性等方面进行了综述，并提出今后应加强水产品安全、土壤农产品安全及人体健康风险评估研究，以期为后续开展三氯生与三氯卡班的污染管理及防控提供科学依据。

[关键词]TCC；TCS；生态毒性[中图分类号]TQ [文献标识码]A [文章编号]1007-1865(2021)01-0062-02Progress in the Study of Ecotoxicity of Triclosan and TriclocarbanChen Min(Guangdong Polytechnic of Environmental Protection Engineering, Foshan 528216, China) Abstract: Triclosan and triclocarban are highly effective broad-spectrum antibacterial agents, which are mainly used in personal care products and household daily products. Currently, they can be detected in different environmental media, and It has aroused widespread concern that different exposure pathways can act on organisms and directly or indirectly affect human health. in this paper, they can produce the lethal effect , endocrine disruptors, reproductive toxicity, genetic toxicity, were summarized. It is suggested that the research on aquatic product safety, soil agricultural product safety and human health risk assessment should be strengthened in the future in order to provide scientific basis for the subsequent pollution management and prevention of triclosan and triclosan.Keywords: TCC；TCS；ecological toxicity三氯生(Triclosan，TCS)与三氯卡班(Triclocarban，TCC)，是常用的抗菌剂，主要应用在家庭日常洗涤，比如牙膏，香皂，除臭剂，漱口水等，另外在各种医用消毒剂，纺织品，玩具以及建筑材料中也常常使用这种抗菌剂。

颠覆日常生活中普遍的添加剂，中国学者发现可致后代自闭症三氯生（二氯苯氧氯酚）是一种抗菌剂，在2000多种保健，化妆品或个人护理产品（如洗手液，牙膏，液体肥皂，乳霜和餐具清洁剂）中普遍用作关键成分。

三氯生还广泛用作食品或厨房用具等产品中的防腐剂，这对防止微生物繁殖尤为重要。

三氯生进入水和土壤，并在食物链中显著积累。

通过穿透人体皮肤或通过口腔和消化道吞咽，三氯生可以有效地进入人体并在体液中循环，保留在血浆和母乳中，在高收入人群的尿液中达到~3000μg/ L。

因此，三氯生的生物累积呈现出与社会经济地位正相关。

自闭症谱系障碍（ASD）是复杂的神经发育障碍，其特征在于核心行为特征，如受限制的，重复的行为和社交互动的缺陷。

ASD的患病率在全球范围内迅速增加，从2000年的1/149增加到2012年的1/68，2016年，美国3-17岁儿童发病率大约是1/40。

ASD患病率与社会经济地位（SES）相关，在高收入家庭中过多，并且在某些地区显著增加，例如，在佛罗里达州达到4.88％。

几年来，非遗传因素，包括生活方式的变化，环境因素及其与遗传因素的复杂相互作用，被认为是增加ASD患病率。

然而，它们的性质和作用机制仍然不是很清楚。

2019年8月28日，中科院生化细胞所胡荣贵及重庆医科大学李廷玉共同通讯在Cell Research 在线发表题为'Maternal exposure to triclosan constitutes a yet unrecognized risk factor for autism spectrum disorders'的研究论文，该研究发现三氯生一旦进入大脑，就可以直接破坏RA诱导的基因表达并抑制神经元中RA介导的突触升高。

有趣的是，通过大鼠喂养三氯生（先前表明，50 mg / kg / d的剂量使用是安全的，实验所使用的剂量就是50 mg / kg / d）的实验，发现雌鼠暴露于三氯生可能会导致后代的自闭症行为，最有可能是通过破坏大脑中RA信号传导的靶基因的表达。

三氯生的环境残留、降解代谢及其潜在生态风险三氯生（Triclosan）是一种广泛应用于消毒和抗菌产品中的常见化学物质。

然而，由于其广泛使用和不易降解的特性，三氯生逐渐成为环境中的一种常见残留物，引发对其潜在的生态风险的担忧。

本文将探讨三氯生的环境残留、降解代谢过程以及其对生态系统可能造成的风险。

首先，让我们了解一下三氯生的环境残留情况。

三氯生广泛用于个人护理产品、清洁剂、消毒剂等，这些产品的使用频率和数量都非常大。

然而，三氯生在使用过程中往往不完全被吸收和分解，一部分会随废水排放到水体中，另一部分则残留在物体表面。

研究表明，三氯生可在水体、土壤和沉积物中被检测到，表明其在环境中广泛存在。

关于三氯生的降解代谢，目前已有一些研究对其进行了探索。

环境中的降解主要通过微生物的作用进行，其中细菌是主要的降解者。

根据研究，三氯生的降解过程主要分为两步，首先是还原反应将其转化为二氯酚，然后再经过羟化反应生成羟基二氯苯。

这些代谢产物具有更弱的抗菌性能，因此三氯生的降解代谢可以被视为一种减弱其毒性的过程。

然而，尽管三氯生的降解代谢被认为可以降低其毒性，但仍存在潜在的生态风险。

首先，三氯生的降解过程需要一定的时间，而环境中的大量残留则可能导致长期积累。

其次，虽然代谢产物的抗菌性能较弱，但仍可能对环境中的微生物群落产生负面影响。

微生物在生态系统中发挥着重要的角色，它们参与了营养循环、有机物降解等关键过程。

如果三氯生的降解产物对微生物的数量和种类产生不利影响，将可能破坏整个生态系统的平衡。

此外，三氯生的广泛使用和环境残留还可能导致它在水体中进一步转化为更具毒性的次氯酸盐。

次氯酸盐在一些研究中显示出对水生动物和陆生植物的毒性。

因此，三氯生的残留可能给水生生物的生存和繁殖造成潜在威胁。

综上所述，三氯生的环境残留和降解代谢过程对生态系统具有一定的潜在风险。

尽管三氯生在环境中的降解能减弱其毒性，但其残留仍存在长时间积累的可能性，同时其降解产物对微生物群落和水生生物可能产生负面影响。