农药阿特拉津干扰雄性青蛙发育

全世界广泛采用的除草剂阿特拉津(Atrazine)能干扰雄性青蛙的性器官发育.加州大学柏克利分校的Tyrone B. Hayes报告说[Proc. Natl. Acad. Sci. USA, 99,5476(2002)], 0.1ppb的阿特拉津可使非洲蛙雌雄同性. Hayes说,美国几乎没有不受阿特拉津污染的地方.美国地质勘查局(USGS)的研究表明,它也是第2号最常检测到的水污染物,有时在地下水可检测到高达21ppb的浓度,而在中西部生长季节地表水中的浓度可达42ppb.所以两栖类动物接触0.1ppb以上阿特拉津的概率非常高. 美国饮用水中阿特拉津的标准是3ppb, EPA现正重新评估饮用水中阿特拉津的可…     

固相好氧反硝化同步去除水中硝酸盐和阿特拉津可行性研究

研究了利用固相好氧反硝化同步去除水中硝酸盐和阿特拉津的可行性。通过释碳性能的比较得出淀粉基颗粒是适宜的反硝化碳源,在间歇式实验中,初始硝态氮浓度为55~60 mg/L时,平均反硝化速率为7.03 mg/(L·h),能有效去除水中的硝酸盐。当水中阿特拉津浓度低于10 mg/L时,对好氧反硝化脱氮没有影响,浓度增加至20 mg/L,对反硝化有抑制作用。在好氧反硝化条件下,阿特拉津初始浓度分别为0.1,1 mg/L时,24 h后去除率分别为93%和94.8%,阿特拉津的去除主要通过吸附作用。     

一株类节杆菌协同还原六价铬和降解阿特拉津的研究

六价铬(Cr(Ⅵ))和阿特拉津复合污染在环境中普遍存在,给生态安全和人类健康带来严重危害.为了实现对Cr(Ⅵ)和阿特拉津复合污染的协同修复,本研究在复合污染场地筛选出一株同时具有阿特拉津降解能力和Cr(Ⅵ)还原能力的类节杆菌Paenarthrobacter sp. AT.在单一污染条件下,菌株AT可以在24 h内将初始浓度为400 mg·L^-1的阿特拉津完全降解,将初始浓度为10 mg·L^-1的Cr(VI)完全还原;同时,菌株还具有很强的阿特拉津和Cr(Ⅵ)耐受性.菌株AT被鉴定含有trz N、atz B和atz C阿特拉津降解功能基因,将阿特拉津降解为无毒终产物氰尿酸,同时生成乙胺和异丙胺两种代谢副产物,其中,乙胺在溶液中持续积累,而异丙胺则短暂积累再被降解.在复合污染条件下,菌株AT对初始浓度为200 mg·L^-1阿特拉津的降解率为100%,对初始浓度为10 mg·L^-1的Cr(Ⅵ)的还原率为44%.本研究证实了微生物可以利用有机污染物作为氮源实现对重金属的转化,为开发绿色低碳微生物修复技术提供...     

强化反硝化条件下地下水中阿特拉津的生物降解研究

利用所筛选的(从吉林市农药厂下水污泥中分离得到)实验菌种A1,在强化反硝化的厌氧条件下进行阿特拉津的降解实验研究,研究结果表明:降解的最适条件为pH=7,温度为20℃,NO_3~-浓度为30mg/L(当阿特拉津浓度为29.89mg/L时),菌的初始接种量为5.6×10~6个/mL。模拟温度为10℃的地下水环境,21天内菌对阿特拉津的降解率可以达到65.7%,虽然低于好氧条件下83.6%的降解率,但不需要向地下水中通氧,从而可降低处理成本。     

O3/H2O2降解阿特拉津影响因素研究

摘要采用O3/H2O2,氧化去除水中内分泌干扰物阿特拉津,考察了反应条件及水质对去除的影响,并对反应机制进行了初步探讨。阿特拉津初始浓度2mg/L,投量为7．5mg/L的O3,单独氧化去除率为27．2％;相同O3投量下,控制H2O2/O,摩尔比为0．75,5min阿特拉津的去除率最高可达96．5％;pH值为7．5～8．5,温度在25～40℃的范围内,都维持了较高的去除率,表明H2O2/O3,体系对阿特拉津的去除效果良好,降解速度快,反应条件温和。0．5mg/L的腐殖酸,对阿特拉津的去除影响不大,腐殖酸浓度为1、2和5mg/L时,平均去除率分别为63．4％、50．7％和30．2％;碳酸氢钠的浓度为50和200mg/L时,去除率分别为88．1％和73．8％,说明水质对阿特拉津的去除影响较大。叔丁醇的浓度为5和20mg/L时,阿特拉津的去除率分别降低到44．7％和27．5％,去除率随自由基抑制剂叔丁醇增加而降低,说明H2O2/O3降解阿特拉津主要为该体系产生的羟基自由基的贡献。     

固相反硝化同时去除地下水中硝酸盐和阿特拉津的试验研究

以稻草秸秆作为固相反硝化的碳源和载体,采用自行设计的有机玻璃反应柱研究固相反硝化对地下水中硝酸盐和阿特拉津同时去除的效果。结果表明,当硝酸盐初始浓度分别为50,100 mg/L时,出水硝酸盐浓度在5 d内均达到较高去除率。当硝酸盐的初始浓度提高至150 mg/L时,硝酸盐去除率降低至82.3%。系统反硝化作用稳定,且表现出了一定的耐冲击负荷能力。研究还发现,随着阿特拉津浓度的提升(1,5,10 mg/L),去除率由80%下降至30%。试验结果表明高浓度的阿特拉津更容易达到稻草秸秆的饱和吸附量,产生较多无法被吸附的阿特拉津剩余量。相较于硝酸盐,阿特拉津更容易受到水力停留时间变化的影响,硝酸盐去除率在试验中一直维持在80%以上。阿特拉津去除率随水力停留时间的延长而增加,在HRT为8 h时,稻草秸秆对阿特拉津达到吸附饱和,最大去除率为78.64%。试验表明,适宜的HRT对阿特拉津和硝酸盐的同时去除起着关键作用。     

基因工程菌生物强化MBR工艺处理阿特拉津试验研究

以生活污水为共基质,考察了基因工程菌在MBR和活性污泥反应器中对阿特拉津的生物强化处理效果,以及生物强化处理对污泥性状的影响.结果表明,基因工程菌在MBR中对阿特拉津具有很好的生物强化处理效果,阿特拉津平均出水浓度为0.84 mg/L,平均去除率为95%,最大去除负荷可以达到70 mg/(L·d).生物强化的MBR对生活污水中COD的平均去除率为71%,COD平均出水浓度65 mg/L,COD容积负荷增加对COD去除效果有一定影响;对生活污水中的氨氮具有很好的去除效果,氨氮平均出水浓度为1.1 mg/L,平均去除率为97%,最大氨氮去除负荷为143 mg/(L·d).与普通MBR污泥相比,生物强化MBR污泥的硝化活性和亚硝化活性略高,碳氧化活性略低,因此表现出氨氮处理效果很好,COD处理效果略差.阿特拉津的存在会对污泥性状产生影响,可能是造成污泥碳氧化活性低的原因.     

毛竹基Fe-Co/C复合材料对水体中阿特拉津的去除

以毛竹为载体、铁钴复合盐溶液为前驱体,采用水热浸渍法制备了毛竹基Fe-Co/C复合材料,并用扫描电镜(SEM)、X射线衍射(XRD)、红外光谱(FT-IR)和比表面积分析仪(BET)对样品进行了表征分析。通过批量实验研究了Fe-Co/C复合材料对阿特拉津的吸附特性。该吸附材料对水体中阿特拉津显示了良好的吸附性能。在阿特拉津初始浓度为10.0 mg/L,溶液pH为7.0,吸附剂用量为0.4 g/L,反应温度为25℃时,阿特拉津的平衡吸附量为21.89 mg/g。吸附过程符合二级动力学模型和Langmuir吸附等温式。热力学结果表明,Fe-Co/C复合材料对阿特拉津吸附是自发吸热过程。红外结果表明,氢键是Fe-Co/C复合材料对阿特拉津吸附的主要作用力,孔隙效应和л-л电子共轭作用也可能促进复合材料对阿特拉津的吸附。     

敌敌畏和丁草胺对沼蛙蝌蚪的毒性影响

采用标准水生生物毒性的测定方法研究敌敌畏和丁草胺对沼蛙蝌蚪的急性毒性效应以及对精巢发育的影响.结果表明,在水温24～ 25℃条件下,敌敌畏对沼蛙蝌蚪的24,48,72,96h半致死浓度(LC50)分别为9.104,8.064,6.304,5.680mg/L;丁草胺对沼蛙蝌蚪的24,48,72,96h半致死浓度(LC50)分别为1.400,0.860,0.795,0.735mg/L.暴露在低剂量的敌敌畏(1.42mg/L)和丁草胺(183.75×10-3mg/L)溶液中20d,沼蛙蝌蚪精巢体积分别缩小了68.14%和68.27%.污染物对蛙类生殖腺发育的影响会导致两栖动物种群的衰退.     

PAC+A/O联合工艺应对高浓度阿特拉津冲击的实验研究

研究了高浓度阿特拉津冲击对A/O工艺运行稳定性的影响,并探讨了PAC+A/O联合工艺应对高浓度阿特拉津冲击的可行性。结果表明,浓度为20 mg/L的阿特拉津会导致污泥活性迅速被抑制,A/O系统处理能力需要17 d左右方可恢复。与单纯采用A/O工艺相比,PAC+A/O联合工艺表现出了良好的抗冲击负荷能力,阿特拉津去除率提高近20%,COD去除率提高超过15%。而且,在冲击发生之后的5 d内系统即恢复到原有稳定状态。工艺最优PAC投加浓度为300mg/L,适度延长好氧作用时间有利于提高工艺处理效率。     

固定化GEM/CAS串联工艺强化处理阿特拉津废水

考察了固定化基因工程菌强化处理(GEM)/传统活性污泥处理(CAS)串联工艺对阿特拉津废水的处理效果,水力停留时间(HRT)对处理效果的影响,基因工程菌的生长和流失情况.结果表明,当HRT为4～24h,阿特拉津初始浓度为20mg/L,以实际生活污水为碳源时,串联工艺均可以实现对高浓度高负荷的阿特拉津生物强化处理.水力停留时间为24h时,固定化细胞反应器(串联工艺A段)的处理效果最好,阿特拉津平均去除率为96.64%,出水浓度为0.56ms/L.水力停留时间为12、8和4h时,平均去除率分别为88.59%、89.79%、88.61%.反应器在以上4个HRT时, COD平均去除率分别为72.76%、64.59%、66.16%和65.84%. 在整个反应过程中,没有出现大量工程菌流失的现象,同时在固定化颗粒的表面以及浅层均观察到了大量工程菌菌体,固定化颗粒的表面还出现了生物膜和菌胶团,反应结束时,颗粒形态完好,强度满足本工艺条件下长期使用的需求.     

腐殖酸和β-环糊精对阿特拉津光降解的影响

在环境中广泛存在的三嗪类除草剂阿特拉津是目前应用最为广泛的除草剂之一,在环境中具有高持久性,对人体有致癌毒性和内分泌干扰影响。为考察溶解性腐殖酸和β-环糊精对阿特拉津光降解的影响,试验了β-环糊精、腐殖酸与阿特拉津的相互作用及腐殖酸对β-环糊精/阿特拉津光降解的影响。结果表明,阿特拉津光降解符合一级反应动力学,将阿特拉津与β-环糊精以2∶1和1∶2的摩尔比混合后,β-环糊精对阿特拉津的光降解有促进作用。加入不同浓度的腐殖酸,对阿特拉津的光降解存在抑制作用,腐殖酸浓度越大,对阿特拉津光降解的抑制作用就越明显。当阿特拉津与β-环糊精以2∶1摩尔比混合后,加入不同浓度的腐殖酸,对阿特拉津的光降解存在促进作用,降解率随腐殖酸浓度的增加而增加。     

胶团强化超滤处理水中阿特拉津的研究

采用胶团强化超滤去除水中阿特拉津。考察了表面活性剂SDBS、pH值、操作压力、操作时间以及温度对阿特拉津去除效果的影响。结果表明,胶团强化超滤法能有效去除水中阿特拉津,最佳工艺条件为:采用分子量为5000 Dalton的聚砜中空纤维膜、SDBS浓度为8.00 mmol/L、压力为0.15 MPa、pH值为10、温度为25℃。在此条件下,初始浓度为10 mg/L的阿特拉津去除率为84.7%。     

武汉市饮用水中阿特拉津及降解产物浓度特征

为了解武汉市政水厂水源水和出厂水中阿特拉津及降解产物的浓度水平和去除率,该文采用超高效液相色谱-串联质谱法,对10家市政水厂在丰水期和枯水期采集的水源水和出厂水中的阿特拉津及降解产物进行检测,检测物质分别为阿特拉津(ATZ)、异丙基阿特拉津（DIA）、二丁基阿特拉津(DEA)、二氨基氯代阿特拉津（DACT）和羟基阿特拉津(OH-ATZ)。研究结果显示,水源水中ATZ的浓度中位数是37.2 ng/L,降解产物浓度依次为DEA(5.88 ng/L)、OH-ATZ(5.07 ng/L)、DIA(3.12 ng/L)和DACT(1.26 ng/L),阿特拉津及降解产物在汉江水中的含量是长江水的3～5倍。水源水和出厂水中DIA和DEA在丰水期7月浓度较高,而DACT在枯水期5月浓度较高。经过常规水处理工艺流程后,ATZ几乎未被去除,DIA和DACT出现去除率负增长,建议在常规水处理工艺中增加颗粒活性炭和臭氧等工艺,以降低饮用水中阿特拉津及降解产物的浓度。     

淡水水生生物对阿特拉津除草剂的敏感度

针对水环境中普遍存在的农药污染问题,以阿特拉津除草剂作为研究对象,梳理、整合阿特拉津对水生生态系统中不同营养级水生生物的急、慢性毒性数据,构建了基于对数-逻辑斯蒂分布的水生生物物种敏感度分布模型,分析并对比了阿特拉津对不同类群和不同区系水生生物急慢性毒性敏感度差异. 结果表明,水生动物和植物、无脊椎动物(包括甲壳类、昆虫类、软体动物和蠕虫类)和脊椎动物(包括鱼类和两栖类动物)对阿特拉津敏感度均存在显著差异. 分析了阿特拉津对不同类群水生生物的HC₅(5%危险浓度)值,其中对水生动物和植物的急性毒性HC₅值分别为4257.94和12.55μg/L,慢性毒性的HC₅值分别为2.47和1.95μg/L;对水生脊椎动物和无脊椎动物的HC₅值分别为7490.31和1611.76μg/L;对甲壳类和鱼类的HC₅值分别为1201.16和6639.90μg/L. 在保护95%的物种水平下,不同类群试验生物对阿特拉津的敏感度排序为水生植物>水生动物、水生无脊椎动物>水生脊椎动物、甲壳类动物>鱼类. 从统计学角度分析,中国水生动物与北美水生动物对阿特拉津的敏感度差异不显著. 但是,中美两国间相对特有水生动物物种对阿特拉津的敏感度存在一定的差异.      

抗坏血酸还原降解土壤中的阿特拉津

研究了抗坏血酸还原降解土壤中阿特拉津的效率、影响因素和途径。结果表明:抗坏血酸能有效降解土壤中阿特拉津。当抗坏血酸浓度为20 mmol/L,初始pH为7. 0,温度为20℃时,土壤中阿特拉津降解率达到85. 5%,降解速率为0. 117 d-1。氧气会增加抗坏血酸的消耗量,从而抑制土壤中阿特拉津的降解。在20～50℃内增加反应温度能促进土壤中阿特拉津的降解,抗坏血酸降解土壤中阿特拉津的表观活化能为22. 6 k J/mol。抗坏血酸在碱性条件下降解阿特拉津的效率显著高于中性和酸性。抗坏血酸降解阿特拉津的途径主要包括脱氯、脱烷基和羟基化反应。     

共存污染物对阿特拉津在天然沉积物上吸附的影响

实验研究了重金属和表面活性剂对阿特拉津在沉积物上吸附的影响.结果表明,Cu2 和Cd2 在低浓度时对阿特拉津吸附无影响或降低其吸附,高浓度时则能明显或轻微促进其吸附.在实验浓度范围内,与对照相比,表面活性剂十二烷基苯磺酸钠(SDBS)和十六烷基三甲基溴化铵(CTAB)抑制阿特拉津的吸附,而Span 20则在低浓度时(≤1mg·L-1)抑制阿特拉津的吸附,高浓度时(>1mg·L-1)促进其吸附.     

官厅水库水中阿特拉津残留的分析及污染来源

利用固相萃取-高效液相-质谱联用方法直接分析饮用水中超痕量的内分泌干扰剂阿特拉津.仅用10～50ml水样,只需40min就可完成联机分析,检测限为10ng/L.在官厅水库水中检测出痕量污染物阿特拉津残留,浓度为0.67～3.9μg/L,并对其污染的来源进行了调查,认为水库上游洋河边的一家生产阿特拉津的农药厂为污染的主要来源.     

潮土中阿特拉津解吸滞后特征

采用批量动态实验方法,研究了阿特拉津初始浓度与解吸时间对潮土中阿特拉津解吸滞后特征的影响.结果表明:土壤溶液中阿特拉津的浓度随其解吸时间的增加而逐渐下降,二者间可用经验指数公式表达.阿特拉津连续解吸5d后,阿特拉津的初始浓度从50μg·L^-1增加到2 000μg·L^-1时,对应解吸率分别为23.1%、30.4%、33.0%、36.4%和38.5%.土壤吸附阿特拉津与对应土壤溶液中阿特拉津浓度关系可用传统和依时解吸等温线2种方式描述.无论传统还是依时解吸等温线都与吸附进行到168h的吸附等温线之间存在着解吸的滞后现象.传统和依时Freundlich解吸等温线参数能对吸附解吸等温线的滞后作用进行量化,滞后系数ω只适合传统解吸等温线的滞后量化,而滞后系数H和λ对2类解吸等温线都适用.     

阿特拉津降解菌SD41的分离鉴定及土壤修复

从山东省多年施用阿特拉津的农田土壤中分离到一株阿特拉津降解菌SD41,通过形态学、生理生化特征及16S rRNA序列分析初步鉴定为节杆菌属(Arthrobacter sp.)。该菌能以阿特拉津为唯一氮源生长,48 h内对1 000 mg/L的阿特拉津(pH 7.0)降解率为94.95%,在16~42℃、pH 7~10、0%~3%盐浓度条件下,对阿特拉津都有较高的降解率,外源性氮源对其降解无影响。该菌含有trzN和atzBC 3个阿特拉津降解基因。敏感作物盆栽试验证明,该菌株处理7 d能明显恢复小麦的各项生物量指标,具有很好的土壤修复能力,可为阿特拉津的生物修复提供良好的菌种资源。