5.298K时，HCl(g,Mr=36.5)溶解在甲苯中的亨利常数为245kPa· kg· mol-1

开发了挥发性有机物亨利常数的简易实验测定方法,并以此方法测定了5种汽油成分（甲基叔丁基醚（MTBE）、苯、甲苯、乙苯、邻二甲苯）的亨利常数,相对标准偏差基本上在5%以内。使用此方法测定的汽油成分、硝基苯、2,4-二氯酚、苯酚和三氯乙烯（TCE）的亨利常数数值比估算值更接近文献值。在不同温度下,使用本方法对MTBE、苯、甲苯、TCE溶液进行测定,结果表明亨利常数随着温度的升高而变大,符合亨利常数随温度变化趋势的一般规律。两种挥发性有机物在混合条件下的亨利常数比单独存在时的亨利常数大。 你可以去买本《华东理工大学学报：自然科学版》这个书里面有详细介绍

亨利常数，定义：当吸附等温线为直线时，吸附量与流体中吸附质浓度之间的比例系数。亨利常数亦可作为描述化合物在气液两相中分配能力的物理常数，有机物在气液两相中的迁移方向和速率主要取决于亨利常数的大小。根据有机物的亨利常数可以判断气体在液体中的溶解度（温度一定时，同一溶剂中亨利常数大者难溶）、液体的挥发作用和在多介质环境中的迁移及趋势。亨利常数还是环境修复、吸附平衡等过程的关键参数，在环境科学与工程领域有广泛的应用。测定亨利常数的方法主要有利用平衡后的顶空气浓度比来计算的静态平衡法、色谱法、定量结构-性质相关法等。

挥发性是指化合物由固体或液体变为气体或蒸汽的过程。挥发性有机物进入环境中的主要动态是挥发，即污染物质挥发进入大气中，在地表水体和土壤中的含量逐渐减少，对地下水的危害和潜在危险就会大大减少，这也是地表水体和土壤中挥发性有机污染物的主要自净过程之一（Busoon et al.，2003；Lee et al.，2002；王龙义等，2005）。如果有毒物质具有“高挥发” 性质，那么显然在影响有机物质的迁移转化和归趋方面，挥发作用是一个重要的过程。即使有毒物质的挥发较少时，挥发作用也不能忽视，这是由于毒物的归趋是多种过程的贡献（戴树桂，2006）。BTEX是典型的挥发性有机污染物，挥发是其跨介质迁移的重要过程，描述挥发作用的主要理论是亨利定律和双膜理论。亨利常数（KH）是描述有机化合物从溶液中挥发难易程度的一个重要参数，一般说来，当有机化合物的亨利常数KH大于1.01×102Pa·m3 ·mol-1时，挥发作用是其主要迁移机理（金相灿，1990）。由于六种BTEX单组分的亨利常数KH都远远大于1.01×102 Pa·m-3·mol-1，因此，挥发作用对其迁移过程有着重要的影响（李炳华等，2006）。

近年来，对BTEX的挥发行为研究也逐渐引起了国内外学者的关注。但由于BTEX的挥发行为受到多种因素的影响，包括化合物本身的种类、性质和含量，还与受污染土壤的质地、级配、含水率、有机质含量以及温度、风速和湿度等环境因素有关（Sleep et al.，1989），尽管先前对多组分物质的挥发动力学的研究已有过报道（Labutin et al.，1984；Migunov，1984；Martinez et al.，1990），但对多组分物质从土壤中挥发的研究还处于起步阶段（Fine et al.，1993；Galin，1990b；Jarsjo et al.，1993，1994）。

目前，国内外针对BTEX在不同环境条件下的挥发机理进行了一些研究，也取得了一定的成果。李炳华等（2006）通过柱试验发现，苯溶液的挥发速度大约在最初的2d时间内最大，从初始的1079μg/L迅速降到780μg/L左右；此后挥发速度逐渐变慢，到26d左右的时候，苯溶液的浓度仅约为10μg/L。不同环境条件下，BTEX的挥发速率不同，而且相同条件下不同BTEX组分挥发速率也不一样。土壤质地和土壤含水率等因素会影响BTEX在土壤中的挥发过程。童玲等（2008）研究了BTEX在三种不同下垫面上的挥发行为，发现三种下垫面中BTEX的挥发速率与蒸汽压的关系均呈线性正相关，挥发速率随着组分蒸汽压的增大而明显增大，三种下垫面中BTEX组分及混合物的挥发速率大小排序为：苯>甲苯>BTEX>二甲苯>乙苯。而且BTEX在静水面上挥发最快，壤土中挥发最慢，砂土中挥发速率介于以上两者之间。BTEX在土壤中的挥发动力学过程不仅受物质本身理化性质的影响，而且与土壤中各化合物的含量、土壤质地、含水率、有机质的含量以及温度、风速和湿度等环境因素有关。李冰等（2007）发现，高温时土壤中柴油的挥发量较低温时高，且土壤颗粒越细，即土壤中粉粒和黏粒含量越高时，挥发量越大。土壤中有机质含量较高会抑制柴油的挥发。当表面活性剂存在时，BTEX的挥发行为也会受到抑制，且不同表面活性剂对BTEX挥发行为的抑制程度有所不同，如果表面活性剂含有更少极性的环氧乙烷和单环芳烃的溶解度更低时，挥发量减少的程度一般更大。表面活性剂浓度不同时，挥发行为受抑制的程度也不同。当表面活性剂的浓度高于临界胶束浓度时，对所有BTEX的挥发过程都会有明显影响。当表面活性剂浓度较低时，对高水溶性有机物挥发过程的影响不明显，而对不溶性物质的挥发影响较为明显（Chao et al.，2008）。此外，相同的表面活性剂对BTEX挥发速率的抑制作用与BTEX的辛醇-水分配系数（Kow）和亨利常数（KH）均表现为正向相关（沈学优等，2005）。Chao et al.（2006）利用两种表面活性剂分别淋洗高有机质和低有机质土壤，进一步研究了表面活性剂对BTEX挥发动力学过程的影响。试验结果表明，非离子表面活性剂对BTEX挥发过程的促进作用更加明显。

控制有机污染物在水-土壤体系中迁移、转化的主要机理是挥发、吸附和生物降解。

（一）挥发

在包气带或饱水带，当溶解的污染物或非水相污染物与气相接触时，会发生挥发作用。影响挥发的因素有化合物的水溶解性、蒸汽压及土壤的吸附作用等，其中，蒸汽压是影响有机污染物挥发的主要参数，其受温度的影响较大。Cohen（1984）证实温度每升高10℃，挥发性将增大4倍。蒸汽压表征了化合物蒸发的趋势，也可以说是有机溶剂在气体中的溶解度。水中溶解的有机溶质的挥发用亨利定律来描述：

河流渗滤系统污染去除机理研究

式中：P为污染物在水面大气中的平衡分压，Pa；KH为亨利常数，Pa·m3/mol；Cw为污染物在水中的平衡浓度，mol/m3。

根据亨利常数的大小，可以初步判断物质从液相向气相转移的速率。当KH＜3×10-2 Pa·m3/mol时，认为化合物基本不挥发；KH＞3×102 Pa·m3/mol时，挥发作用是主要的物质迁移机理。

胡枭等（1998）从挥发性物质的水溶解性、蒸汽压和吸附系数估算所得的挥发速率与观察到的挥发性有很好的相关性。位于土壤深层的污染物，在其从地表挥发至大气之前，需先迁移至地表，这个过程一般认为属于一维扩散。由于土壤的非均匀性，可用Fick第二定律描述此过程。

（二）吸附作用

土壤和沉积物对有机污染物的吸附作用是影响有机物环境行为的重要作用之一，它使有机物残留于土壤和沉积物中，从而影响其移动性和生物毒性。影响吸附作用的因素主要有：有机污染物的物理和化学特征、土壤的特征及外界因素。

1.污染物的特征

在影响有机化合物环境化学行为的众多因素中，溶解度是最重要的一个因素。由于水是一种极性溶剂，所以有机物在水中的溶解度与其极性强弱有关，一般是极性越强则溶解度越大，反之则小。溶解度越小的有机化合物在土壤-水体系中的分配系数越大，土壤有机质越容易吸收并保留它们，释放的速度也就越慢，它们在环境中的残留时间也就越长。

按照极性特征可将化合物分为三类：离子或带电荷的物质、不带电荷的极性物和不带电荷的非极性物。有机污染物包括所有三种类型，非极性物包括三氯乙烯、四氯乙烯、氯代苯、甲苯和二甲苯；农药和酚在溶液中带电荷或为极性分子。污染物的极性特征影响吸附遵循以下规律：对于带电荷的物质，异性相吸；对于不带电荷的物质，相似相吸，所谓相似，指污染物和土壤的极性相似。

2.土壤的特征

影响吸附的土壤特征包括：矿物组成、渗透性、空隙度、土壤结构、均一性、有机质含量、表面电荷与表面积等。其中土壤有机质含量及其成分是决定土壤对有机污染物吸附量大小的关键性因素。

Lambert（1967）最先认为土壤有机质可能起有机萃取剂的作用，非极性有机化合物在土壤有机质与水之间的分配作用相当于该化合物在水和与水不相溶的有机溶剂之间的分配。

Chiou et al.（1983）应用高分子溶液化学理论，认为土壤有机质对有机污染物是吸收，不是吸附作用，而是一种非竞争性的吸入作用，即分配作用。

对土壤有机质而言，含碳量的增加和氢、氧、氮含量的降低意味着有机质成分中木质化程度高、活性基团少和极性较弱，反之则极性较强。所以常用C/O和C/N来表示土壤有机质活性和极性的强弱，C/O、C/N的比值低，则土壤有机质极性较强，反之则极性较弱。弱极性土壤有机质对有机污染物吸收量较大，而强极性土壤有机质则吸收量较小（丁应祥等，1997）。

3.外界因素

温度、盐度、介质的酸度及共溶剂效应等均对有机化合物的吸附作用产生影响。如五氯酚在溶液的pH值低于4.7时，为不带电的极性分子；在溶液的pH值大于4.7时，为阴离子，其溶解度从14mg/L增加到90mg/L。

关于土壤/沉积物吸附有机污染物的机理，国外学者进行了大量的研究。Leenheer et al.（1971）用杀虫剂对硫磷进行吸附试验时发现，吸附是一个可逆过程。Karickhoff et al.（1979）对芘和甲氢滴滴涕的吸附试验也发现，在较大的浓度范围内，吸附是线性和可逆的。DiToro et al.（1982）以湖泊沉积物为吸附剂吸附多氯联苯类时，发现这些吸附既有可逆的，也有不可逆的。Mingelgrin et al.（1983）观察到非离子型杀虫剂被土壤吸附时的非线性等温线现象。20世纪90年代以来，该方面的研究进入了高潮。Weber et al.（1992）提出了多元反应模型：土壤/沉积物对有机污染物总的吸附反应是由一系列线性的和非线性的吸附反应组合而成的。所观察到的宏观吸附现象实际上是由微观上很多机理各不相同的吸附组成。线性部分的吸附服从相分配机理，而非线性部分则与表面反应有关。Weber et al.（1996）还提出了三端员模式，他们将土壤/沉积物中吸附有机污染物分为无机矿物表面、无定形的土壤有机质和凝聚态的土壤有机质三个部分，其中前二者对有机污染物的吸附以相分配为主，凝聚态的土壤有机质对有机污染物的吸附则表现为非线性。Xing et al.（1996）发现土壤有机质是一个双模式的吸附剂，它以两种不同的机理来吸附有机污染物：分配方式与空隙充填方式，后者符合Langmuir等温吸附，此模型不仅适用于非极性有机化合物，也可用于极性有机化合物。

（三）生物降解

土壤和沉积物中的微生物在许多有机污染物的中间和最终降解过程中起了很大的作用。微生物在其代谢过程中，分解有机化合物，获得生长、繁殖所需的碳及能量。有机物的生物降解是一个氧化还原反应，有机物失去电子被氧化，电子受体得到电子被还原。通常，有机物的氧化总是首先利用氧作为电子受体，其次是、Fe（Ⅲ）、和CO2。

影响有机物生物降解的因素主要有两类：一类是污染物的特性（有机化合物的结构及物理化学性质）和微生物本身的特性。不同的有机化合物其生物可降解性不同。已有的研究表明：①结构简单的有机物一般先降解，结构复杂的后降解。分子量小的有机物比分子量大的有机物易降解。②有机化合物主要分子链上除碳元素外还有其他元素时，不易被氧化。③取代基的位置、数量和碳链的长短也影响化合物的生物降解。如对苯系物生物降解性的研究结果表明，间-和对-二甲苯的降解难易程度相近，间位略优于对位，而邻二甲苯很难降解。苯与甲苯相比，甲基的引入提高了化合物的可生物降解性。与甲苯相比，二甲苯和三甲苯的生物降解性随甲基数量的增加而变得困难。乙苯比甲苯难降解，原因为取代基碳链越长，生物降解越困难。④易溶于水的化合物比难溶于水的化合物易被生物降解，原因是不溶于水的化合物，其代谢反应只限于微生物能接触的水和污染物的界面处，有限的接触面妨碍了难溶化合物的代谢。另外，微生物的分布、密度、种类、群体间的相互作用及驯化程度均影响有机物的生物降解。另一类是控制反应速率的环境因素，如温度、酸碱度、湿度、溶解氧、微生物的营养物和吸附作用等。温度对土壤中微生物的活性影响很大，一般来说，在0～35℃温度范围内，升高温度能促进细菌的活动，适宜温度通常为25～35℃。大多数微生物对pH值的适应范围在4～10之间，最适值为6.5～7.5，过高或过低的pH值对微生物的生长繁殖不利。土壤中湿度的大小影响着氧的水平，溶解氧和Eh值的大小决定着生物降解过程中何种化合物作为电子受体。吸附作用阻碍了有机物的生物降解。

实验室和野外的试验都证明，好氧条件下微生物可以降解BTEX（Wison et al.，1983；Song et al.，1990；Macintvre et al.，1990；Nielsen et al.，1994）。由于氧易消耗，不易补充，地下水污染区多处于微氧或厌氧状态，近年来的研究重点已转向厌氧条件下BTEX的研究。研究表明，硝酸盐还原、铁还原（Lovley et al.，1996；Anderson，1998）、硫酸盐还原（Edwards，1992 a，b；Weiner et al.，1998ab）和产甲烷作用（Edwards et al.，1994；Weiner et al.，1998 a，b）条件下BTEX都能被微生物降解，但反硝化条件下苯是否被降解仍是一个有争议的问题，有的认为苯不降解（Kuhn et al.，1988；Lovley，1997；Alvarez et al.，1995），而有的认为苯能降解（Major et al.，1988；Burland et al.，1999；吴玉成等，1999），李东艳（2000）进行了一系列以未污染的稻田土为接种物的苯和甲苯生物降解微环境试验。试验表明，反硝化条件下苯和甲苯都能被微生物降解，甲苯比苯更易降解，甲苯的存在促使了苯的降解。

关于卤代烃类的生物降解问题，目前有两种说法：①厌氧生物降解。在厌氧条件下，PCE能够通过还原脱氯作用转化为TCE、DCE和VC，部分矿化生成二氧化碳（Timothy et al.，1985；Roberts et al.，1982），TCE转化的半衰期为300d（Timothy et al.，1985）；在氯代烃作为各种细菌的电子受体的厌氧环境下，脱氯作用很容易发生（Mohn et al.，1992）。②好氧条件下，氯代烃的生物降解仅发生在和其他化合物，如甲苯共存时，土著微生物在降解甲苯时，氯代烃同时发生降解。这种降解方式称为“共降解”（cometalolism），又称“共氧化”（cooxidation）。在1972年，Horvath（1972）确认了20多种共代谢细菌，从此许多微生物菌种被确认。十多年来，TCE和甲苯之间的共代谢作用得到了广泛的研究（El-Farhan et al.，1993；Fan et al.，1993）。

本试验中苯系物的去除是挥发、吸附和生物降解共同作用的结果。在土柱的表层，试验运行的初期，挥发对苯系物的去除曾起到一定的作用，随着试验的进行，土柱内部逐渐被堵塞，挥发作用渐渐减弱。前已述及，土壤有机质含量及其成分是决定土壤对有机污染物吸附量大小的关键性因素。三柱的有机质含量分别为：柱1，0.2490%；柱2，0.0953%；柱3，0.1553%。而试验结果表明，不管是饱水还是非饱水阶段，柱2对苯系物的去除效果最好，其次是柱3，柱1最差。由此可以推断，吸附对本试验中苯系物的去除发挥了一定的作用，由于土体内的有机质含量有限，吸附总有达到饱和的时候，而生物降解才应该是更为重要的去除机理，而且在土柱内部主要是厌氧条件下苯系物的微生物降解。

本试验中后期的非饱水阶段更加符合长期排污河的实际情况，结果表明苯系物容易穿过粗砂进入地下水，造成对地下水的有机污染。

亨利系数是指一定温度下溶于定量液体中的气体量正比于与溶液处于平衡的该气体分压。

根据有机物的亨利系数可以判断气体在液体中的溶解度（温度一定时，同一溶剂中亨利常数大者难溶）、液体的挥发作用和在多介质环境中的迁移及趋势。

亨利系数还是环境修复、吸附平衡等过程的关键参数，在环境科学与工程领域有广泛的应用。

目前测定亨利系数的方法主要有利用平衡后的顶空气浓度比来计算的静态平衡法、色谱法、定量结构-性质相关法等。

约瑟夫·亨利（Joseph Henry 1797-1878），美国科学家。他是以电感单位“亨利”留名的大物理学家。在电学上有杰出的贡献。他发明了继电器（电报的雏形），比法拉第更早发现了电磁感应现象，还发现了电子自动打火的原理。

但却没有及时去申请专利。他被认为是本杰明·富兰克林之后最伟大的美国科学家之一，对于电磁学贡献颇大。