农药污染地下水的微生物治理及含水层渗透性变化研究

采用了从农药厂阿特拉津生产车间排污口污泥中分离出的菌种AT菌 ,进行了农药阿特拉津污染地下水微生物治理的模拟实验研究 ,在实验条件 (T =10℃ ,pH =7.5 )与野外含水层的条件基本一致情况下 ,难于生物降解的污染质阿特拉津的一次投菌降解率可达 3 1.0 8% ;设计了两种有效细菌的投放方式以模拟野外条件下的菌种投加条件。另外 ,AT菌的作用会造成被治理含水层的渗透性能降低 ,两种投菌方式下 ,实验后含水层的渗透系数分别下降 60 .5 4%和 3 4 5 6%。清水冲洗 10d的渗透性恢复率分别为 48.96%及 81.3 6% ,说明清水渗透恢复的方法效果明显     

静态环境下阿特拉津的生物降解研究

从农药厂阿特拉津生产车间污泥中分离出菌种AT菌，进行了系列降解实验。不同温度的降解实验表明，在4～20℃的实验温度范围内，AT菌能够降解代谢污染质，并随温度的升高，降解能力增强。20℃时降解率为38．84％；AT菌在外加氮源、碳源及以阿特拉津为惟一碳源和氮源等条件时对农药污染质阿特拉津均具有降解能力，且在以阿特拉津为惟一氮源（外加碳源）条件下的降解效果最好，此时的降解率为30．39％。     

静态环境下阿特拉津的生物降解研究

从农药厂阿特拉津生产车间污泥中分离出菌种AT菌,进行了系列降解实验.不同温度的降解实验表明,在4～20℃的实验温度范围内,AT菌能够降解代谢污染质,并随温度的升高,降解能力增强.20℃时降解率为38.84%;AT菌在外加氮源、碳源及以阿特拉津为惟一碳源和氮源等条件时对农药污染质阿特拉津均具有降解能力,且在以阿特拉津为惟一氮源(外加碳源)条件下的降解效果最好,此时的降解率为30.39%.     

一种新嗜冷菌JLNY02降解地下水中阿特拉津的研究

从某农药厂排污口采集污泥样品，通过富集培养，从中分离筛选出一株阿特拉津高效降解菌JLNY02，并进一步对其降解的影响因素进行研究。在10℃的条件下降解阿特拉津，其降解率可达81.8%，而在高温下的降解率较低，仅31．4％。     

腐殖酸和铁对阿特拉津光降解影响的研究

为考察除草剂在水体中的自净性能，对模拟太阳光(λ> 290 nm)下腐殖酸和铁元素对阿特拉津的光化学降解进行了研究。结果表明，单独辐照阿特拉津几乎不降解。在分别加入3、5和10 mg/L的腐殖酸时，阿特拉津的降解率分别为34.36 %、40.74%和15.66 %；在Fe(Ⅲ)投加量从0.01 mmol/L增加到0.2 mmol/L时，阿特拉津的降解率从24.36 %增加到34.97 %。而在当腐殖酸与铁共存时，阿特拉津降解率则进一步提高。紫外可见光谱和荧光光谱均表明，腐殖酸-铁络合物的形成及其光化学作用，促进了阿特拉津的降解。     

饮用水原水中微量阿特拉津去除方法试验研究

饮用水中微量有机物的污染是关系饮用水生态安全的重要问题。以饮用水中微量的内分泌干扰类除草剂阿特拉津为研究对象，分别采用微生物降解技术和光催化氧化技术对其进行降解，考察温度对阿特拉津降解效果的影响。研究结果表明：阿特拉津浓度为1 mg/L时，3种温度条件下，除锰功能菌MB4对阿特拉津均有明显的去除效果，降解时间为7 d时，阿特拉津的去除率达到65%。底物浓度为200 μg/L，3种温度条件下，活性炭负载二氧化钛（TiO₂/PAC）催化剂光降解阿特拉津30 min时，其去除率均达到90%。光催化氧化技术协同微生物降解技术在饮用水中微量的内分泌干扰物的去除中有广阔的应用前景。     

寒地黑土中阿特拉津降解菌的筛选及降解特性

从长期施用阿特拉津的寒地黑土耕层(0～10 cm)取样。利用富集培养的方法，筛选到2株阿特拉津降解菌，编号Z₉和Z₄₂。Z₉以阿特拉津为惟一碳氮源生长，Z₄₂以阿特拉津为惟一氮源生长，15 d对阿特拉津的降解率分别为77.7%和65.6%。对其初步鉴定并对降解特性进行研究，结果表明，细菌Z9为微杆菌属（Microbacterium sp.），细菌Z₄₂为节杆菌属(Arthrobacter sp.)。在室内进行降解条件优化实验，得出2株降解菌对100 mg/L阿特拉津的最佳降解条件为：温度30℃,Z₉ pH值为7，Z₄₂ pH值为8。     

羟基氧化铁催化臭氧氧化去除水中阿特拉津

以实验室制备的羟基氧化铁(FeOOH)为催化剂,研究了其催化臭氧氧化去除水中痕量阿特拉津的效能,并对影响催化效果因素及降解机理进行了探讨。在本实验条件下,反应8 min时催化氧化阿特拉津的去除率比单独臭氧氧化高出63.2%,而FeOOH对阿特拉津的吸附量很小,结果表明,FeOOH对臭氧氧化水中的痕量阿特拉津具有明显的催化活性。探讨了催化剂投量、pH、阿特拉津初始浓度和重碳酸盐碱度对催化氧化阿特拉津的影响。催化剂最佳投量为150 mg/L,去除率随pH和阿特拉津初始浓度的增加而升高,重碳酸盐浓度为200 mg/L时催化作用受到明显抑制。通过研究叔丁醇对催化反应的影响间接推断了催化反应的机理,叔丁醇作为羟基自由基抑制剂有效地抑制了水中羟基自由基的生成和它对阿特拉津的氧化反应,间接证明这种催化作用遵循羟基自由基的反应机理。     

高效阿特拉津降解菌株DNSIO降解条件优化

从长期施用阿特拉津的寒地黑土耕层（0～10cm）土壤中筛选到一株能以除草剂阿特拉津为氮源生长的降解菌株，结合16SrRNA序列分析结果，将该菌株命名为Arthrobacter sp．DNSl0。在接种量为10。CFU／mL的条件下，菌株DNSl0在24h内对100mg／L阿特拉津的降解率为99．41％。单因子实验结果表明，菌株DNSl0适宜生长和降解的条件范围是：温度25～35＇12，pH值5．0～8．0，培养液盐度0．1％～2％，对阿特拉津最大耐受浓度可达1200mg／L。正交实验法进一步表明，该菌株保持较好生长及降解能力的最优方案是温度30℃，pH值7．5，培养液盐度0．5％。影响其降解能力的环境因素的主次顺序依次是：温度〉盐度〉pH值。     

O3/H2O2降解阿特拉津影响因素研究

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2 mg/L，投量为7.5 mg/L的O₃单独氧化去除率为27.2%；相同O₃投量下，控制H₂O₂/O₃摩尔比为0.75，5 min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。0.5 mg/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5 mg/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200 mg/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20 mg/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。     

高效阿特拉津降解菌株DNS10降解条件优化

从长期施用阿特拉津的寒地黑土耕层(0～10 cm)土壤中筛选到一株能以除草剂阿特拉津为氮源生长的降解菌株,结合16S rRNA序列分析结果,将该菌株命名为Arthrobacter sp.DNS10。在接种量为108CFU/mL的条件下,菌株DNS10在24 h内对100 mg/L阿特拉津的降解率为99.41%。单因子实验结果表明,菌株DNS10适宜生长和降解的条件范围是:温度25～35℃,pH值5.0～8.0,培养液盐度0.1%～2%,对阿特拉津最大耐受浓度可达1 200 mg/L。正交实验法进一步表明,该菌株保持较好生长及降解能力的最优方案是温度30℃,pH值7.5,培养液盐度0.5%。影响其降解能力的环境因素的主次顺序依次是:温度>盐度>pH值。     

O3/H2O2降解阿特拉津影响因素研究

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2 mg/L,投量为7.5 mg/L的O3单独氧化去除率为27.2%;相同O3投量下,控制H2O2/O3摩尔比为0.75,5 min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.0.5 mg/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5 mg/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200 mg/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20 mg/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.     

水中腐殖酸可见光降解阿特拉津的动力学研究

探讨了天然水体中存在的腐殖酸(HA)可见光降解水中阿特拉津的动力学特征和影响因素。结果表明,pH对HA可见光降解阿特拉津具有明显影响,水中HA质量浓度为5.0mg/L时,pH为3、5、7、9的条件下,受可见光照6.00h后阿特拉津(初始质量浓度5mg/L)的去除率分别为75.5%、77.3%、91.7%、84.9%,中性条件下阿特拉津可见光降解效果最佳;当HA质量浓度分别为1.5、3.0、5.0、10.0mg/L时,HA对水中阿特拉津的可见光降解均表现为促进作用,且降解过程符合一级反应动力学方程,其一级反应动力学常数分别为0.337 0、0.361 4、0.445 4、0.314 6h-1,HA为5.0mg/L时阿特拉津的可见光降解效果最佳。实际应用中,可以通过优化HA与阿特拉津的浓度比值,发挥HA促进阿特拉津可见光降解的最佳效能。     

活性炭纤维对水中典型除草剂的吸附行为

实验研究了活性炭纤维对水中敌草隆、阿特拉津的吸附行为,考察了温度、酸碱度、流速对这两种除草剂的吸附影响,采用碱液进行了活性炭纤维的再生。实验结果表明,在实验条件下,温度越高,吸附量越大,敌草隆最佳吸附pH范围在弱酸性区间,阿特拉津最佳吸附pH范围在中性区间。在动态吸附中,流速增大,吸附效果越来越差。采用浓度较小的碱液处理,活性炭纤维再生效果明显。     

太湖梅粱湾水体中阿特拉津的毛细管气相色谱法测定

固相萃取（SPE）技术结合毛细管气相色谱（GC-μECD），测定了饮用水源地太湖梅粱湾水体中内分泌干扰物阿特拉津的含量，并用GC-MS进一步验证了分析结果。检测下限为10ng／L，方法回收率为75．58％～97．79％，RSD为0．38％～4．50％，在10ng／L-3640μg／L保持线性，其线性相关系数为0．9994。太湖梅梁湾水体中阿特拉津质量浓度在21．3～613．9ng／L，污染来源可能为太湖周围的农作区。     

阿特拉津土壤污染修复菌剂载体材料的筛选与应用

阿特拉津是长残留除草剂,其环境行为和生物修复技术已成为有机污染控制领域的研究热点。以廉价的高岭土、凹凸棒土和腐殖酸为载体材料,采用正交实验,把功能菌存活率作为目标性状,参考材料成球率,筛选出性能较好的高岭土、凹凸棒土和腐殖酸质量配比3种,分别为1∶0.5∶0.5(A3B2C1)、0.5∶0∶0.5(A2B3C1)和1∶0∶1(A3B1C2);在温度和紫外线耐受力实验中,A3B2C1材料配比更能够有效提升功能菌在高温和紫外线作用下的存活率,即载体中高岭土、凹凸棒土和腐殖酸质量比为1∶0.5∶0.5时效果最佳;利用A3B2C1载体材料配比制备菌剂,进行室内土壤修复实验,35 d时0.1%和0.5%载体菌剂添加量修复土壤中阿特拉津完全降解,而2个游离菌修复土壤中残留率均16%,0.1%载体菌剂添加量修复过程中土壤微生物Shannon多样性指数和均匀度变化幅度较其他修复方式小,有利于土壤微生物生态系统的平衡,因此0.1%载体菌剂添加量修复效果为最优。     

生物质炭对污染土壤中的镉生物有效性及阿特拉津消解的影响

通过室内土培实验,研究添加1%在300℃和700℃制备的甘蔗叶生物质炭(BCst-300、BCst-700)和蚕沙生物质炭(BCse-300、BCse-700)对复合污染土壤中镉生物有效性和阿特拉津消解的影响;从土壤p H值、阳离子交换量、有机碳和微生物生物量碳、氮的变化初步探讨添加生物质炭影响土壤镉生物有效性和阿特拉津消解的机理。研究表明,添加生物质炭显著降低了土壤镉的生物有效性,同时加快了阿特拉津的生物降解,培养结束(60 d)时,添加BCst-300、BCst-700、BCse-300和BCse-700土壤中有效镉含量分别比对照降低了23.03%、31.43%、47.84%和38.69%,阿特拉津消解率分别比对照提高了12.45%、7.85%、49.10%和40.76%,其中蚕沙生物质炭对降低土壤镉的有效性以及促进阿特拉津生物降解效果优于甘蔗叶生物质炭,且BCse-300的效果最为显著。相关性分析结果表明,土壤镉的生物有效性与土壤p H值和阳离子交换量呈极显著负相关性,说明提高土壤p H值和阳离子交换量是外源生物质炭降低土壤镉的生物有效性的重要机制;阿特拉津残留量与土壤p H值、阳离子交换量、微生物生物量碳、氮均呈极显著负相关性,表明生物质炭可以通过改变土壤p H值、阳离子交换量、微生物生物量碳、氮从而促进土壤中阿特拉津的降解。     

响应面法和神经网络优化Acinetobactersp．DNS32发酵基质

为了提高阿特拉津降解菌Acinetobactersp．DNS32的产量，分别采用响应曲面法和基于人工神经网络的遗传算法对阿特拉津降解菌DNS32发酵培养基中3个重要基质成分（玉米粉、豆饼粉、K：HPO。）进行优化研究。响应曲面法确定3种成分的含量为玉米粉39．494g／L，豆饼粉25．638g／L和K。HPO。3．265g／L时，预测发酵活菌最大生物量为7．079×10^8CFU／mL，实测量为7．194×10^8CFU／mL；人工神经网络结合遗传算法优化确定3种主要成分含量为玉米粉为39．650g／L，豆饼粉为25．500g／L，K2HPO4为2．624g／L时，预测最大值为7．199×10^8CFU／mL，实测量为7．244×10。CFU／mL；最终确定培养基配方：玉米粉为39．650g／L，豆饼粉为25．500g／L，K2HPO4为2．624g／L，CaCO3为3．000g／L，MgSO4·7H2O和NaCl均为0．200g／L；优化后阿特拉津降解菌DNS32发酵生物量比优化前提高了36．6％。结果表明，在阿特拉津降解菌DNS32发酵培养基组分优化方面，响应面法和基于人工神经网络的遗传算法都是可行的，基于人工神经网络的遗传算法具有更好的拟合度和预测准确度。     

玉米芯生物炭对河岸带土壤中乙草胺和阿特拉津的吸附性能

为改善农药对河岸带土壤污染状况,进而防控农业面源污染,以玉米芯为原料制备生物质炭,利用模拟实验研究其对河岸带土壤中乙草胺和阿特拉津的吸附性能影响,并探讨了其吸附机理。结果表明:河岸带土壤中添加生物炭可使乙草胺和阿特拉津的吸附容量显著增强,其吸附热力学过程与Freundlich和Langmuir模型拟合均有较好的相关性。与对照土壤相比,添加质量分数为1.0%生物炭的土壤对乙草胺的最大吸附量从13.28μg·g~(-1)升高到769.23μg·g~(-1);添加质量分数为0.3%生物炭的土壤对阿特拉津的最大吸附量从70.92μg·g~(-1)升高到333.33μg·g~(-1)。伪二级动力学速率方程对河岸带土壤吸附乙草胺和阿特拉津的过程拟合效果较好,优于一级动力学速率模型的拟合结果,吸附量以及吸附速率均与土壤中生物炭投加量成正比。玉米芯生物炭可作为河岸带土壤的修复剂,降低乙草胺和阿特拉津的迁移性。     

生物强化对MBR系统生物特性及群落结构的影响

采用高效菌强化膜生物反应器对溴氨酸废水进行处理,考察了生物强化前后系统对溴氨酸的降解能力及其内部微生物生理状态变化.并采用核糖体基因间隔序列分析技术(RISA)解析了高效菌投加前后污泥系统的群落变化.实验表明,投菌后在进水负荷增加的条件下,上清液和膜出水的溴氨酸脱色率分别约为50%和65%,相应的COD去除率分别约为25%和50%,和投菌前基本保持一致;TTC-脱氢酶活性和胞外聚合物(EPS)浓度略有波动,但是运行一段时间后即恢复到投菌前水平.群落分析表明高效菌可以在系统中稳定存在,并且不对原菌群结构造成较大影响.