狗吃毒药我家的狗吃了毒药,前几天死了二只,都是四肢抽搐,口吐白沫!差不多过了二三天吧,我家又一只狗也出现了同样的症状,死掉了!我想知道这些毒药会不会是有潜伏期的,后来死掉的狗是不是因为那天毒药分量吃得少,所以过几天才发作啊?毒药在狗的身体内潜伏期一般都是多长时间呢?
阿托品 用一次性针筒把药注入嘴里,一天2次,每次1支 ,狂吐白沫 ,打2-3天就可以,一星期不吃不喝,瘦得皮包骨头后慢慢恢复.我家的狗2次吃药被我救活.
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请大神帮我看一下含氟化合物的H谱
1.对于H1的裂分，那个到底是几重峰，-CF3具体怎么影响的？而H2就是d峰？
2.对于苯环上那2几个H的裂分，也有点看不懂，为什么不是d峰？
%X]H767F_YAHKXFSPliuchong630celan
谢啦，还有几个小问题不知道可以解决一下吗？
1.那个H1算什么峰呢，为什么间位上的C上的F还要对它如此影响。耦合常数j怎么算。
2.苯环上的H算什么峰呢，耦合尝试怎么算。
3.你看另一个类似化合物，并没有裂分啊。为什么呢
1.这个应该算dq峰吧，耦合常数一个第一条线减去第三条线，另外一个中间那俩相减。
2.苯环没仔细研究过，一般都看主要的那个耦合，其他几个耦合都很弱，有时候看不出来。
3.下面这个双键不仅跟苯环共轭，而且跟三氟甲基超共轭，但是两个共轭并非一个共轭系统，这样其实苯环的共轭削弱了三氟甲基对双键的超共轭作用，所以氟对于烯烃氢的耦合就非常小，跟上边那个不一样，上面处于一个共轭体系，氟影响较强。
为什么是dq啊，最边的两个小峰都没有裂分啊？只能算出q峰间的j，那d峰怎么办呢
不好意思，耦合常数说的有点问题。dq峰第1,3,5,7是一组，2,4,6,8是一组。耦合常数一个是第1减去第3，另一个是第1减去第2
那两个耦合常数是一样的啊。怎么回事。。也写两个吗？
还有就是苯环上那个那应该是td峰吗？还是我就标成d峰。。。两个小的不标了
第1减第2跟第1减第3怎么可能一样？化学位移要多保留几位小数
苯环上的不像td峰，td峰的两组小峰的强度应该一样，这个可能裂分更复杂仪器没有分辨开，我觉得标个d峰就行
懂啦、、、、非常感谢
三氟甲基上的氟与其附近的质子的偶合与其环境有关，具体怎么讲？
三氟甲基苯中氟与环上的邻位质子没有明显的偶合，那为什么苯环上的氢裂分了
三氟甲基上的氟与其附近的质子的偶合与其环境有关，具体是什么关系，有相关资料吗？
三氟甲基苯中氟与环上的邻位质子没有明显的偶合，那苯环上的d峰为何裂分
没看懂你说的，是苯环上的H吗，那个d峰又裂分的吗
那我标成两个d峰合适吗
当氢看？那裂分不规则啊.氟会影响到多远c上的氢
我们一般都这么看的，超过3J耦合就不看了！
3j什么意思
hello，又来麻烦你了，还是这个化合物，我今天在看F谱的时候，发现氟谱竟然裂分了，不知道为何，然后写数据的时候怎么写
还是最开始那个化合物吧，烯烃氢对CF3的F有耦合，所以F谱也会裂分，耦合常数一样的算法。
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全氟化合物的环境问题
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全氟化合物的环境问题
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水体中全氟化合物的污染分析
发布时间： 8:53:31&&中国污水处理工程网
　　1 引言
　　全氟化合物(perfluorinated compounds，PFCs)是一类新型有机污染物，主要包括全氟羧酸(perfluorocarboxylic acids，PFCAs)、全氟磺酸(Perfluorinated sulfonic acids，PFSAs)、调聚醇(Fluorotelomer alcohols，FTOHs)等.自20世纪50年代被3M公司研制以来，凭借其显著的疏水、疏油性以及较好的表面活性和稳定性而被广泛应用(Ahrens，2011).然而，大量含PFCs商品的研发、生产、使用和处置，使得PFCs通过多种途径迁移至环境介质及生物体内，对生态环境及人类健康构成威胁.毒理学研究证实，PFCs具有肝脏毒性、心血管毒性、甲状腺毒性、神经系统毒性、免疫系统毒性及潜在致癌性等.因此，PFCs的环境污染问题成为环境科学领域中的一个研究热点.
　　目前，PFCs已普遍存在于全球各地区水环境中，国内已有大量的报道证实了PFCs在地表水中的存在.长江、黄河、珠江等七大水系及几大重要湖泊水体中均有PFCs检出，除少数污染较严重区域外大多数水体∑PFCs低于100 ng?L-1(路国慧等，2012; Zhang et al.，2013).长江最大的支流汉江属PFCs污染严重区域之一，其∑PFCs含量介于8.6~568 ng?L-1.东湖全氟辛酸(PFOA)与全氟辛烷磺酸(PFOS)浓度范围分别为61.2~132.0和15.8~246.7 ng?L-1之间(Chen et al.，2012).沿海水体如大连近海、渤海海口及沿海区均检出PFCs的存在，其PFOA与PFOS范围分别在0.17~37.6、nd~2.25 ng?L-1(Ju et al.，2008)与2.58~81.7、nd~31.9 ng?L-1(Wang et al.，2012)之间.
　　尽管如此，国内自2003年起大量生产使用PFCs，至2006年PFOS年产量达到247 t(Zhang et al.，2012).而且迄今为止尚无PFCs相关禁止性条令和规定出台.因此，国内环境介质及生物体内PFCs的污染状况及变化趋势仍是当前环境领域研究的重点之一.河口作为河水与海水的交汇区域，其PFCs的污染状况关乎附近海域水质的优劣，而且可为海域水体中PFCs污染来源分析提供依据，是经常被研究的对象.现已有长江口(杜旭，2013)、黄河河口(路国慧等，2012)、海河河口(Wang et al.，2012)等河口水体中PFCs污染的相关研究.双台子河口作为北方主要水系之一――辽河的唯一入海通道，暂无PFCs状况的详细研究和报道.本文以双台子河口为研究主体，采用固相萃取与高效液相色谱串联质谱联用相结合的检测方法测定该区域水体中11种PFCAs及4种PFSAs的含量水平，并粗略评估PFOA及PFOS对水生生态及人体健康存在的风险.
　　2 材料与方法
　　&2.1 样品采集
　　水样于2012年8月采集自双台子河口区域，共15个站位(S1~S15).其中，S1、S2、S3分别位于大凌河、双台子河及大辽河入海口下游位置，其余样品均在双台子河口附近.样品站位布设如图 1所示.
　　图 1 双台子河口样品采集站位
　　2.2 实验试剂与仪器
　　2.2.1 实验试剂
　　醋酸铵，色谱级(97%)，大连生化试剂公司;氨水，分析纯(25%)，大连生化试剂公司;冰乙酸，色谱级(99.7%)，大连生化试剂公司;甲醇，HPLC级，美国天地公司;乙腈，色谱级，美国天地公司;PFAC-MXB(&99%甲醇/水，包含13种PFCAs和4种PFSAs，Wellington公司);MPFAC-MXA(&99%甲醇/水，包含同位素标记的7种PFCAs和2种PFSAs，Wellington公司).
　　2.2.2 实验仪器
　　HPLC-MS/MS液相色谱串联质谱联用仪(Agilent 1200高效液相色谱-6400三重串联四级杆质谱;色谱柱(Agilent C18，2.1 mm×100 mm，3.5 μm);Agilent聚丙烯液相小瓶(1 mL);AUTOTRACE 280柱式固相萃取仪;Waters WAX固相萃取柱(6 cm，150 mg);氮吹仪(12孔);循环水式真空泵(SHB-III);Nalgene聚丙烯材料采样瓶(1 L)、烧杯(100 mL)、量筒(500 mL)、容量瓶(100、50 mL)、过滤设备一套、离心管(10 mL);Whatman纤维滤膜(47 mm);Gilson移液器;pH计(Mettler Toledo);电子天平(BP221S型);纯水仪(18.2 MΩ，Millipore);高纯氮(99.99%).
　　2.3 检测与分析方法
　　2.3.1 样品前处理
　　样品上机检测前采用SPE技术进行处理，具体步骤主要参照Pan等(2014)的方法，先后经真空过滤、SPE萃取及氮吹浓缩3个过程.然而，前人对前处理时水样酸化pH值及加标量没有一致观点，这可能与所检测水体特点及基质影响等有关.本研究预实验结果发现，pH在3、4和7.5时回收率普遍偏高，最高可达219%，而在pH为6时回收率稳定在75%~125%之间，满足方法要求.因此，本实验最终确定将初始pH值在7.40~7.95之间的水样酸化至6，并获得良好的回收率，确保检测数据有效.
　　SPE萃取步骤中，选用WAX固相萃取柱子完成目标PFCs的富集，主要经历柱子活化、上样、洗脱收集三大步骤.具体操作如下：
　　(1)依次用4 mL 0.1%氨水-甲醇、甲醇、高纯水活化WAX固相萃取小柱.
　　(2)水样以8 mL?min-1的速度流经固相萃取柱，然后用4 mL的25 mmol?L-1醋酸铵水溶液(pH在4.5左右)清洗柱子上的杂质.清洗完成后柱子真空干燥15 min.
　　(3)用4 mL甲醇、0.1%氨水-甲醇依次洗脱目标化合物并收集至10 mL离心管中.
　　萃取完成后将洗脱液用12孔氮吹仪浓缩并定容，设定水浴温度为35 ℃，氮气气流速度至肉眼能看到洗脱液表面有极小漩涡即可，确保气流针距离液面至少1.5 cm.
　　2.3.2 高效液相色谱及质谱分析条件
　　本实验以10 mmol?L-1的醋酸铵水溶液和乙腈作为流动相，进样量为10 μL，进样流速控制在0.25 mL?min-1，初始流动相体积比(乙腈：醋酸铵)为2:3.各化合物质谱仪的检测参数包括定量/定性离子分子量、保留时间等信息见表 1.
　　表 1 串联质谱多重反应离子检测参数
　　2.4 质量控制
　　(1)空白实验
　　固相萃取仪中进样管路的主要成分是聚四氟乙烯，可能影响实验结果.为此，本实验用高纯水进行空白实验，尽量减小实验误差.结果发现空白样品中有目标PFCs检出，其中PFPeA、PFBA及PFOA含量较高，平均浓度分别为0.45、0.37及0.33 ng?L-1.由此可见，分析用仪器中存在PFCs，在以后的实验中可考虑管路替换以降低背景值.此外，为了监控样品检测过程中的交叉污染，本实验每20个实际样品设置一个程序空白，每10个样品中插入一个溶剂空白和一个质控标准工作样品.
　　(2)空白加标回收率实验
　　向500 mL高纯水中加入预先设定的3个浓度标准品，前处理方法与实际样品操作一致.本实验设定加标浓度为0.4、4和40 ng?L-1，每个浓度设6个平行样.上机检测后按照回收率=绝对回收率/内标回收率公式计算.其中，绝对回收率指定量结果与实际加标量的比值，内标回收率则是样品中内标峰面积与标准工作样品中相应内标峰面积平均值的比值.结果表明，加标浓度为40和0.4 ng?L-1时的回收率均偏高，而中间浓度(4 ng?L-1)各化合物的回收率介于77%~139%之间，平均回收率范围为91%~121%(见表 2).相对标准偏差(RSD)除PFBA和全氟癸烷磺酸(Perfluorodecane sulfonic acid，PFDS)外，其它13种PFCs的RSD介于4.6%~9.8%间.结合最终检测结果，建议加标量控制在实际样品中各化合物平均浓度(6.34 ng?L-1)的0.6倍左右较好.
　　表 2 15种PFCs空白加标回收率、MDL、LOQ及LOD
　　(3)方法检出限(MDL)、定量限(LOQ)、检测限(LOD)
　　依据U.S.EPA的计算方法，按照MDL=S×t(n-1，1-α)公式计算即可.式中S为空白高纯水样品中PFCs定量结果的标准偏差值，t是自由度为n-1时的Student′s值，可查t值表得到.当平行样品数n=7，在99%置信区间(α=0.01)下，t=3.14.LOQ和LOD分别按10倍和3倍空白标准偏差计.本研究中15种PFCs的MDL、LOQ、LOD范围分别为0.007~0.42、0.021~1.34、0.006~0.40 ng?L-1(见表 2).其中，PFPeA和PFBA的方法检出限较高，分别达到0.42和0.16 ng?L-1.
　　3 结果与讨论
　　本研究中PFCs的浓度采用QQQ软件在0.5~64 ng?mL-1的线性范围内进行内标法定量，详细结果如表 3所示.
　　表 3 双台子河口水样中15种PFCs的浓度
　　3.1 污染水平
　　由表 3可知，双台子河口水体已存在PFCs污染，样品中15种PFCs浓度介于43.40~157.71 ng?L-1之间.其中，短链的PFBA和PFPeA是水体样品中的主要污染物，浓度分别介于8.17~82.03和17.58~105.77 ng?L-1，其次是PFOA和全氟己酸(Perfluorohexanoic acid，PFHxA).此结论与Zhou等(2014)对汤逊湖水体中PFCs的调查结果类似.但不同于许多前人的报道如Loos等(2010)、杜旭(2013)对地表水、地下水的调查结果.这主要是由于前期研究中均以典型代表PFOS与PFOA为主要研究对象，但很少考察短链PFBA和PFPeA.
　　图 2为本研究全部站位样品PFCs浓度堆积柱状图，由图可知，在3个河口正下游方向的S1~S3中，S1样品∑PFCs浓度最高为95.39 ng?L-1，而双台子河口下游方向S2与大辽河河口处S3的浓度相近.不仅如此，S1样品中PFBA和PFOA的浓度也远高于S2和S3，几乎为后2者的2倍，分别为52.50和8.00 ng?L-1.推测大凌河上游的氟化工业园区全氟类产品的生产及污水排放是导致S1站位PFCs浓度较高的原因.Bao等(2011)的研究结果中PFOA的平均浓度高达169.04 ng?L-1.同样，PFBS也是3个站位中浓度最大者.
　　图 2 水样中PFCs的浓度水平
　　结合采样站位布设特点还可以发现，靠近河口位置的S4与S5浓度较高.随着海域面积扩大或者海水的稀释，∑PFCs的浓度沿海岸线方向呈递减趋势，由157.71 ng?L-1逐渐降至最低浓度43.40 ng?L-1.但在S14与S15两个站位点处∑PFCs浓度回升，这可能与这两个站位点处于海湾，受附近渔港码头和生活污染有关.
　　与PFCAs相比，PFSAs在样品中的含量较低，对PFCs总量的贡献率较小，百分比介于1.9%~8.4%.即PFCAs是双台子河口水体中的主要PFCs类别，这与李飞等(2012)得出的结论一致.Stock等(2007)在对沉积物中PFCs的分析结果中同样发现样品中PFCAs对总量的贡献率远高于PFSAs.此外，由PFSAs的浓度构成百分比图(见图 3)可看出，短链的PFBS是4种被检测PFSAs中含量最高的化合物，其平均浓度为2.73 ng?L-1，PFOS的浓度次之.
　　图 3 样品中4种PFSAs浓度百分比构成
　　3.2 不同水域PFOA与PFOS浓度比较
　　考虑到S1和S3两个站位点可能受大凌河与大辽河水体PFCs污染的影响，故以下的结果比较中不包含这二者的浓度.双台子河口水体PFOA和PFOS的平均浓度分别为4.85和0.33 ng?L-1，相应浓度范围介于3.27~8.94和0.033~0.96 ng?L-1之间.其中，PFOA浓度与天津段海河(6.86 ng?L-1)(Wang et al.，2012)及莱茵河(2.1~11 ng?L-1)(Eschauzier et al.，2010)相近，高于日本近海海域水体浓度(0.14~1.06 ng?L-1)(Yamashita et al.，2004)，比渤海北部的大凌河(169.04 ng?L-1)(Bao et al.，2011)、黄浦江口(105 ng?L-1)(杜旭，2013)、东湖(61.2~132 ng?L-1)(Chen et al.，2012)、汤逊湖(372 ng?L-1)(Zhou et al.，2013)以及国外如北美湖泊(27~50 ng?L-1)(Boulanger et al.，2004)、日本东京湾(154~192 ng?L-1)(Sakurai et al.，2010)、Svitava河( ng?L-1)(Kovarova et al.，2012)等水体浓度低.PFOS的浓度低于国内外大多数水体，与上游辽河(0.33 ng?L-1)(Yang et al.，2011)一致，略低于鄱阳湖水体浓度(0.35 ng?L-1)(Zhang et al.，2012)，但比日本近海(0.04~0.07 ng?L-1)(Yamashita et al.，2004)水体浓度高.
　　3.3 风险评估
　　生态风险评价(ERA)是继早期人类健康风险评价之后发展起来的一个新型研究热点，是定量研究有毒有机污染物生态危害的重要手段.由于PFCs的蓄积性，当浓度达到一定程度会威胁到人类的健康.因此，除生态风险评价之外，通过风险度将污染物和人体健康联系起来，采用统一的危害指标定量地描述污染物对人体健康产生的危害进行评价也是有必要的.具体参见资料或更多相关技术文档。
　　目前，PFCs的毒性数据有限，危害性指标及相关标准尚未全面界定.故关于PFCs的风险评估报道不多，暂局限于PFOS与PFOA的生态风险评估及少量的人群健康风险值的计算.张亚辉等(2013)和曹莹等(2013)外推法得出的水体中PFOS与PFOA的PNEC基准浓度分别为1和570 μg?L-1，本研究以此计算双台子河口水体PFCs生态风险，计算公式为：风险商=PFCs实际暴露浓度(EEC)÷PNEC值.结果发现PFOS与PFOA平均浓度(最大浓度)的风险值分别为0.33×10-3(0.96×10-3)，0.85×10-5(1.57×10-5)，远小于1，风险较小.
　　关于健康风险的评价，结合本研究水体特点本文参考并简化US EPA的计算模型，仅考虑人体通过食用鱼类水产品对PFOS的摄入量(DI).再依据李哲敏(2007)对含PFOS物质的消费情况的统计结果，确定鱼类水产品的日平均摄入量为 6.5 mg?d-1.鱼类对PFOS的生物浓缩系数几何平均值为2948(Martin et al.，2003).综上可得双台子河口水体PFOS对人群健康产生的可能风险值(HR)计算见公式(1)至(3)：
　　其中，取人群平均体重为60 kg计算得到ADI为0.011 ng?kg-1?d-1?人-1.RfD采用美国非致癌性物质健康风险参考剂量，PFOS的RfD为25 ng?kg-1?d-1?人-1(So et al.，2006).由此计算得出PFOS的风险值HR=0.444×10-3&1，风险较小.对于其它种类的PFCs，由于缺乏相关数据，暂未进行风险评估.
　　4 结论
　　1)双台子河口水体中已存在PFCs污染，∑PFCs的平均浓度为92.87 ng?L-1，短链PFBA和PFPeA是研究区域的主要污染物，其次是PFOA及PFHxA.
　　2)4种被检PFSAs中，PFBS含量最高，PFOS次之.
　　3)水样中∑PFCs的平均浓度沿远离河口方向逐渐递减.
　　4)在PFOS与PFOA吸入途径考虑较为单一的情况下，该区域水体PFOS与PFOA风险较小.