壬基酚聚氧乙烯醚(NPEOs)是一种应用广泛的表面活性剂，通过市政、生活污水和工业废水排放等途径，大量NPEOs最终会进入天然水体。由于NPEOs的小分子代谢产物壬基酚(NP)、壬基酚一/二乙氧基醚(NPEO<,1.2>)，以及壬基酚氧(乙基)乙酸(NPEC<,1.2>)等具有较强的毒性和内分泌干扰作用，因此近些年来在环境科学领域受到广泛关注。 在我国及世界各地水环境中，均检出了不同水平的NPEOs类物质。然而对于黄河水体中NPEOs存在情况，至今尚未见报道。本论文通过2004年7月和11月两次对黄河兰州段内水、沉积物和悬浮颗粒物(SPM)的采样调查，发现该河段各相中均可检出不同浓度的NPEOs物质；对比其他水体的调查报道，黄河兰州段内NPEOs总体上属中低度污染。通过对NPEOs在各相存在的时空分布变化规律分析，可判断流经城市后河水中NPEOs的污染程度加剧，其中工业污水排放的贡献较大。 采用黄河水进行的室内微宇宙实验发现，在灭菌避光、灭菌不避光，和不灭菌不避光三种条件下，120 h实验周期内NPEOs浓度变化差异显著。当无SPM存在时，不灭菌不避光条件下NPEOs的120 h降解率为72％；而在灭菌不避光条件下，120 h降解率为22％。说明在黄河兰州段的河水中，微生物作用是NPEOs降解的主要途径，同时日光辐射引发的光化学(氧化)反应也对NPEOs的降解有一定贡献。在含有SPMs的水样中，约占总量一半的NPEOs在很短时间内迁移至SPM相中，这种迁移行为一定程度上阻碍了NPEOs的降解。在有光照或微生物存在的体系中，随着NPEOs的降解，各样品中均检测出NPECs浓度的增加，但其生成量在NPEOs的降解量中所占比例较小。 水溶液中NPEOs在UVA(365 nm)和模拟日光辐射下均可发生光降解，两种辐射下光降解反应的速率常数K<,1>值分别为5.56×10<-3>h<-1>和2.79×10<-3> h<-3>。光化学活性物质能对NPEOs的光降解产生不同程度的影响。亚硝酸根的加入能微弱促进NPEOs在两种辐射下的光降解，而硝酸根对NPEO<,s>光降解无显著作用；Fe(Ⅲ)和Mn(Ⅱ)的存在对NPEO<,3>的光降解均有较明显的促进作用，特别是在UVA辐射下，含10和100 μmol/L Fe(Ⅲ)的溶液中，NPEOs的96 h降解效率达到87.92％和99.89％。H<,2>O<,2>(10或1000 μmol/L)对于NPEOs光降解的促进作用也较为明显，且这种促进在Fe(Ⅲ)-H<,2>O<,2>复合体系中得到进一步加强。低浓度腐殖酸(HA，0.9 mg/L)的加入使NPEOs在UVA.辐射下的96 h降解率略有提高，但在较高浓度下(9 mg/L)，HA则表现出对NPEOs光降解的抑制；此外，Fe(Ⅲ)-HA的共存体系可提高NPEOs的光降解效率。对光降解前后不同聚合度的NPEO<,n>在NPEOs混合物中分布比例变化分析发现，在某些溶液中(如含Fe(Ⅲ)的溶液)，短链NPEO<,1，2>及NP在NPEOs混合物中的比例显著提高。为研究在不同溶液中NPEOs的光降解机理，以苯作为探针物质，对含有光化学活性物质的溶液经光辐射后羟自由基(·OH)的相对生成量进行考察证实，NO<,3><->，NO<,2><->，H<,2>O<,2>，Fe(Ⅲ)，Fe(Ⅱ)的存在有利于光辐射下(400W-UVB)溶液中·OH的产生；而Mn(Ⅱ)以及HA的存在则对·OH的生成无促进作用。在相同辐射条件下，NPEOs在含不同浓度活性物质(NO<,2><->，Fe(Ⅲ)，Fe(Ⅱ))溶液中的光降解导致的浓度降低与各溶液中·OH的相对生成量具有较好的线性相关性，说明在这些溶液中NPEOs光降解反应很大程度上在·OH的作用下发生。UVA辐射下的光降解实验发现，含Fe(Ⅲ)溶液中随着NPEO<,3>的光降解，可生成短链的NPEO<,1，2>以及NP，而在同样条件下的纯水或含H<,2>O<,2>溶液中，尽管NPEO<,3>也发生不同程度降解，但未观察到NPEO<,1.2>和NP的生成。这说明在含Fe与不含Fe的体系中，存在不同的NPEO<,3>光降解途径。采用LC-ESI-MS-MS对含Fe(Ⅲ)溶液、含H<,2>O<,2>溶液，以及纯水中NPEO<,3>的降解产物进行分析，在负离子模式下发现丰度较大的395～311系列的分子离子峰(间隔m/z 14)，经二级质谱检测并结合NPEO的可能降解途径分析，判断该类物质为。NPEO的烷基双羧酸化的乙氧基甲酸酯(DCFEs)；并据此推测，在含Fe溶液中NPEO的光降解反应存在EO衰减和烷基氧化两种途径，而在不含Fe的纯水或H<,2>O<,2>溶液中，EO衰减降解较难发生，NPEO光降解主要按烷基氧化等其它途径进行。 对Fe(Ⅲ)引发的NPEO<,3>光降解反应进行进一步研究发现，NPEO<,3>光降解过程中NPEO<,1，2>和NP的产生与光辐射条件也有关。在UVA辐射下，初始浓度为249.8 nmol/L的NPEO<,3>溶液中(含Fe(Ⅲ)100μmol/L)，96 h时NPEO<,3>浓度降低值为164.4 nmol/L，此时NPEO<,1，2>和NP的总生成浓度为68.0 nmol/L;在模拟日光辐射下，相同溶液在96 h后NPEO<,3>浓度降低值为123.4 nmol/L，NPEO<,1，2>和NP的总生成浓度为38.1 nmol/L。含Fe(Ⅲ)溶液中NPEO<,3>的EO衰减降解被认为与溶液中Fe(Ⅱ)的光还原生成有关。在UVA和模拟日光辐射下，水溶液中均检出有不同浓度水平的Fe(Ⅱ)产生；而在初始加入Fe(Ⅱ)的体系中，尽管溶液中光降解前后NPEO<,1-3>和NP的总浓度变化不大，但按EO衰减途径降解的NPEO<,3>所占比例明显提高。在不同强度辐射下，Fe(Ⅱ)也被证实可以通过光化学作用向Fe(Ⅲ)转化。在加入异丙醇自由基清除剂后，Fe(Ⅲ)溶液中NPEO<,3>的降解速率降低，此时的光降解均按照EO衰减途径进行，NPEO<,3>依次降解为NPEO<,2>，NPEO<,1>和NP。推测在这一体系中，表面活性剂分子的：EO链端可以通过电离作用带微弱的负电荷，从而靠近或结合在带正电的Fe(Ⅲ)胶体表面；同时，NPEO<,3>通过氧化．断键形成更短链的NPEO<,2>自由基，再与Fe(Ⅱ)光致生成的水合电子结合，从而循环形成更短链的NPEO<,1,2>和NP。此外，在NPEO<,3>浓度高于临界胶束浓度的含Fe(Ⅲ)溶液中，光降解被发现仅在乙氧基链一端发生，说明胶束对烷基链的保护使光降解主要通过EO衰减途径进行。对NPEO<,3>的纯水溶液和含Fe(Ⅲ)/Fe(Ⅱ)(500 μmol/L)水溶液在降解过程中的发光菌毒性变化进行测试发现，UVA和400W-UVB辐射使NPEO<,3>纯水溶液的毒性随着辐射时间延长而增大，说明有毒性更大的未知产物生成：Fe(Ⅱ)的加入也使NPEO<,3>溶液的毒性随着光降解而增大，发光菌的发光度下降与溶液中NP和NPEO<,1，2>的生成具有良好的相关性。在Fe(Ⅲ)存在时，光降解使NPEO<,3>溶液的毒性下降。 NPEOs的小分子降解产物NP在颗粒相中的存在，会对模拟颗粒物上菲的吸附构成影响，这种影响与颗粒相上NP的存在水平有关，当NP以较低水平存在时，会抑制菲的吸附，而当NP的颗粒表面存在浓度较大时，菲的吸附则得到促进。