混合表面活性剂对菲和芘的增溶作用

比较了非离子表面活性剂 (Tween2 0 ,Tween40 ,Tween60 ,Tween80 ,Brij35和Brij5 8)与SDBS混合表面活性剂对菲和芘的增溶作用 .结果表明 ,在临界胶束浓度 (CMC)以上 ,表面活性剂对菲和芘有显著的增溶作用 ,菲的增溶顺序为 :Tween40 >Tween60 >Tween2 0 >Tween80 >Brij5 8>Brij35 ;芘的增溶顺序为 :Tween60 >Tween80 >Tween40 >Brij5 8>Tween2 0 >Brij35 .阴 非离子混合表面活性剂溶液的CMC值降低 ,胶束 水中溶质的分配系数Kmc增大 ,由此对菲和芘产生协同增溶作用 ,其顺序均为 :SDBS Tween60 >SDBS Tween80 >SDBS Tween40 >SDBS Brij5 8>SDBS Tween2 0 >SDBS Brij35 ,协同增溶程度在 1 1 7%— 65 8%之间 .     

污染土壤中菲的修复技术研究进展

菲是多环芳烃中的代表性物质,具有"三致"效应,而且菲的蒸汽压小,辛醇-水分配系数高,生物可利用性低,是一种持久性有机污染物。随着化石燃料的大量使用,受菲污染的土壤越来越多,研究菲的修复技术对污染土壤的再利用具有重要意义。结合目前国内外研究进展,综述了污染土壤中菲的修复方法,包括物理修复、化学修复和生物修复。针对各种修复方法,阐述了其原理、修复条件、实例应用和优缺点,重点论述了植物修复和微生物修复方法的降解机理和应用,分析了微生物性质,包括氧、营养物、温度、土壤理化性质、共存污染物等环境因素对生物降解的影响。由于溶解性的菲有较好的迁移转化能力,因此表面活性剂的助溶作用适用于各种修复方法,选择合适的表面活性剂可以提高修复效果。在各种修复技术中,物理修复是通过物理技术实现菲的解吸与富集,无污染,但是去除率低;化学修复是使用氧化剂将菲氧化分解成无毒易降解的小分子物质或通过添加化学淋洗剂增加菲的溶解性,提高迁移转化能力,用时短,但是引入其他试剂,容易造成二次污染;植物修复是通过植物的提取、降解和固定等过程实现菲的修复,尤其是植物的根际环境为微生物的生长提供有利的条件;微生物修复以菲可作为微生物生长的碳源为基础,在分解酶的作用下实现菲的降解,但是生物修复周期长,可利用的生物少,而且可能生成毒性更高的中间代谢产物。因此,寻找合适的修复物种,采用基因技术提高生物的修复能力或多法联用、取长补短可提高修复效率。最后,在共降解理论的基础上,结合重金属和有机污染物共存时,一种物质的存在对另一种物质的降解有促进作用,提出了协同降解的概念,寻求对多种污染物有协同降解或共降解作用的修复方法是今后发展的主要方向。     

表面活性剂及DOM对土壤中菲、芘解吸行为的影响因子初探

采用室内序批试验研究了土—水体系中非离子型表面活性剂(Tween80)和水溶性有机物(DOM)的投加次序、试验平衡时间及离子强度等环境因素对表面活性剂Tween80及DOM对污染土壤中菲、芘解吸行为的联合效应。结果表明,表面活性剂Tween80和DOM都可促进菲、芘的解吸,当两者同时加入体系时,菲、芘的解吸率是对照的2.55～3.12倍(菲)和7.61～9.61倍(芘),两者之间存在协同效应;与两者同时加入相比,振荡12h后加入Tween80,菲、芘的解吸率增加了1.81～3.3%(菲)和7.55～9.51%(芘),而振荡12h后加入DOM,菲、芘的解吸率基本无变化;试验还证实,随着离子强度的增加,体系中菲、芘解吸率呈下降趋势,但不同处理间无明显的差异性。     

土壤的芘污染与土壤酶活性

选择芘作为多环芳烃(PAHs)代表污染物、敏感土壤酶作为污染物的生态毒理指标,探讨芘暴露下土壤酶活性的变化。结果表明:芘的添加浓度>50μg·kg-1时,对土壤脲酶、土壤脱氢酶活性有先抑制、后激活的作用,对土壤磷酸酶活性有激活作用;芘的添加浓度为50～1200μg·kg-1时,对土壤过氧化氢酶活性没有影响。土壤脲酶、脱氢酶、磷酸酶活性有可能作为芘污染土壤的生态毒理指标。     

玉米根系形态对土壤Cd和芘复合污染的响应

植物根系在逆境胁迫下通过改变其形态及分布来适应不利的生长环境,根系的形态变化是植物适应外界环境（特别是土壤环境）的一个重要机制。采用盆栽模拟试验探讨了Cd＋芘复合污染对两种基因型玉米（Zeamays L.）（白玉米和黑玉米）根系形态学参数（根长、根表面积、根体积、根平均直径及不同根直径等级分布）的定量化影响。与对照未污染相比,Cd＋芘复合污染显著降低了白玉米和黑玉米茎叶和根的生物量,特别是根的生物量。Cd＋芘复合污染对白玉米生物量的抑制要比对黑玉米要灵敏。与未污染相比,Cd＋芘复合污染下白玉米和黑玉米的根长稍有增长,根表面积、根平均直径和根体积减小,但两处理间差异不显著。白玉米和黑玉米每一级根直径的根长在Cd＋芘复合污染和未污染处理间没有显著差异。白玉米和黑玉米〉0.60mm的根的根表面积在Cd＋芘复合污染下显著降低。此研究结果为重金属-多环芳烃复合污染土壤植物毒理效应和植物修复技术的进一步研究奠定基础。     

电化学开关表面活性剂对芘的可逆增溶作用

表面活性剂增强修复技术(SER)是目前行之有效的有机污染土壤修复技术,但SER技术存在表面活性剂与污染物分离困难、易导致二次污染、成本高等问题.基于此,提出采用具有电化学开关特性的表面活性剂(N,N-二甲基二茂铁甲基十二烷基溴化铵,Fc12)代替SER技术中的常规表面活性剂,发展基于开关表面活性剂的可逆增强修复技术(RSER).选取芘作为目标物,研究了Fc12在氧化和还原态对芘的增溶作用以及常见环境因素,如pH和温度对Fc12可逆增溶的影响.结果表明,相对于氧化态Fc12,还原态Fc12在其临界胶束浓度(CMC)以上时对芘表现出显著的增溶作用,且增溶能力随表面活性剂浓度增大而增强.温度对Fc12的增溶作用影响显著,例如,还原态Fc12在浓度为3 mmol·L~(-1)、25℃条件下时,芘的表观溶解度为0.779 mg·L~(-1),当温度增加到40℃时,芘的表观溶解度为0.971 mg·L~(-1),其表观溶解度增加了24.6%;但氧化态条件下,芘的表观溶解度仅增加了6.5%;芘的解吸率(芘在还原和氧化态Fc12的表观溶解度差值与还原态Fc12增溶芘的比值)由63.67%增加到71.27%.pH也显著影响Fc12的增溶,当pH值在6—10范围变化时,还原态Fc12的增溶作用呈现先增加后减小的趋势,且在pH 9附近增溶能力最强,而pH 8时芘的解吸果最好.     

三种表面活性剂对高浓度DDTs污染土壤的洗脱作用

以高浓度滴滴涕(DDTs)污染场地土壤为研究对象,采用表面活性剂洗脱试验,比较研究了聚氧乙烯山梨糖醇酐单硬脂酸酯(Tween60)、辛基酚聚氧乙烯醚(TritonX 100)、十二烷基硫酸钠(SDS)对污染土壤中DDTs的洗脱效率.试验结果表明,三种表面活性剂对污染土壤中DDTs均具有一定的洗脱作用,去离子水对DDTs几乎没有洗脱效果.随着洗脱液中Tween60和SDS质量浓度的逐渐升高,土壤中DDTs的总洗脱效率逐渐增大,一次性洗脱时最大洗脱效率分别为43.60%和34.62%.随着洗脱液中TritonX 100质量浓度的逐渐升高,土壤中DDTs的总洗脱效率出现先增大后降低再升高的变化现象,最大为15.46%.土壤中六种DDT组分的洗脱效率不完全一样,其中Tween60对2,4'-DDD的洗脱效率可达55.12%,对4,4'-DDD的洗脱效率为54.09%;SDS对2,4'-DDD的洗脱效率为59.99%,对4,4'-DDD的洗脱效率为57.10%.试验结果可为筛选适宜的表面活性剂及质量浓度,研发高浓度DDTs污染场地土壤表面活性剂洗脱修复技术的工程应用提供理论依据.     

螯合剂和表面活性剂辅助金福菇修复重金属污染土壤

通过温室大棚盆栽试验,研究螯合剂和表面活性剂单独或复合处理辅助金福菇修复重金属污染土壤的效果.结果表明,单独添加EDTA(乙二胺四乙酸)时,高浓度的EDTA(E2,5 mmol kg-1)使金福菇的生物量比对照降低26%,子实体Pb、Cu和Cd的浓度分别比对照提高15～88倍、0.8～3.3倍和0.5～0.6倍.单独添加表面活性剂时,各处理生物量与对照没有显著差异,且重金属浓度变化幅度没有单独添加EDTA的处理大.低浓度的表面活性剂对金福菇吸收各种重金属的影响较小,而高浓度则影响较大,但与表面活性剂及重金属种类有关.共同添加EDTA和表面活性剂时,只有当EDTA和CTAB(溴化十六烷基三甲铵)共同添加时,EC2(EDTA:CTAB=1:1)和EC3(EDTA:CTAB=2:1)的生物量显著降低,其余处理与对照差异不明显.EC3的子实体Pb和Cu浓度达到所有处理中的最大值,分别为(1 533.61±131.34)、(1 786.11±328.33)mg kg-1.EDTA和SDS(十二烷基磺酸钠)浓度比为2:1(ES3)时,子实体Cd浓度达到最大值,为(50.56±11.55)mg kg-1.此外,还分析了不同处理的重金属总积累量和富集系数.结果显示,在螯合剂和表面活性剂辅助下,金福菇修复复合重金属污染土壤具有很大的潜能.     

菲和镉复合污染对土壤微生物的生态毒理效应

以土壤酶活性和微生物数量作为生态毒理指标,通过模拟试验,比较分析多环芳烃菲和重金属镉单一与复合污染对土壤微生物的生态毒理效应.结果表明,菲和镉复合污染对土壤蔗糖酶、脲酶和脱氢酶均具有协同抑制作用;而对磷酸酶和微生物的数量具有拮抗抑制作用.菲和镉复合污染及菲单一污染对土壤微生物的活性抑制率从大到小依次为：放线菌＞真菌＞细菌;镉单一污染则为：真菌＞细菌＞放线菌.     

菲和芘对蚯蚓(Eisenia fetida)细胞色素P450和抗氧化酶系的影响

研究了菲和芘在单一低剂量污染胁迫下对蚯蚓(Eisenia fetida)体内细胞色素P450酶系和抗氧化酶系的影响.通过滤纸接触染毒法,检测蚯蚓细胞色素P450含量以及超氧化物歧化酶(SOD)、过氧化物酶(POD)和过氧化氢酶(CAT)的活性.结果表明,在供试浓度范围内,蚯蚓体内细胞色素P450含量和三种抗氧化酶活性均对毒物产生了不同程度的响应.菲和芘在蚯蚓体内的代谢诱发了细胞色素P450总含量的增加,且在此过程中有活性氧自由基产生.不同酶对毒性效应响应的域值不同,其敏感性大小为:P450＞SOD(POD) ＞CAT.根据四个指标对污染物浓度响应的域值不同,可将四者联合应用互为补充作为一套生物标记物体系,以满足污染物不同暴露浓度下土壤的毒理诊断,增强指示的敏感性和有效性.     

玉米修复芘污染土壤的初步研究

采用60d室内盆栽试验,研究了玉米CT38(ZEAMAYSL.)对多环芳烃芘污染土壤的修复作用.结果表明,无论种植玉米土P系列、无植物对照土M系列(无植物且添加叠氮化钠的灭菌土)和对照土W系列(无植物未灭菌土)中芘的可提取浓度都随着时间的推移逐渐减少,种植玉米加快了土壤中可提取态芘浓度的下降.在芘处理浓度为10—100mg.kg-1的污染土壤中,种植玉米CT38的土壤中芘的去除率达81.9%—89.3%,分别比无植物对照土M系列和对照W系列中芘的去除率高67.5%—70.9%和26.2%—47.0%.玉米也可积累少量芘,但积累量所占芘去除量的比例不足0.3%,植物吸收不是芘去除的主要机理.种植玉米增强了土壤中脱氢酶和脲酶等酶活性,从而促进了植物-根圈微生物体系对芘的生物降解.     

石油污染土壤及地下水的生物修复进展[综述]

所谓石油污染土壤的生物修复［２］（Ｂｉｏｒｅｍｅｄｉａｔｉｏｎ）,是指利用微生物及其他生物,将存在于土壤、地下水和海洋中的有毒有害的石油污染物现场降解成二氧化碳和水或转化成为无害物质的工程技术系统．它是传统的生物处理方法的延伸,其创新之处在于它治理的对象是较大面积的污染．由于现场环境的复杂性,因而产生了许多不同于治理点污染的概念和技术措施．与物理、化学土壤修复技术相比,生物修复技术具有多种优点［１,２］．ＫｕｒｏｄａＤａｎｎａＲ［３］曾以美国应用实例对生物修复技的特点进行过详细的归纳与总结：既可…     

阴离子表面活性剂对2,4-D在土壤中吸附的影响

研究了不同浓度的表面活性剂十二烷基苯磺酸钠（SDBS）对2，4－D在土壤中吸附的影响。结果表明：在SDBS小于其临界胶束浓度（CMC）时，2，4－D的吸附量增加；而当SDBS浓度大于其临界胶束浓度时，2，4－D的吸附量随SDBS浓度的增加而减少。表面活性剂对2，4－D吸附行为的影响是几种作用的共同结果，根据SDBS的性质，解释了表面活性剂2，4－D吸附行为影响的几个不同途径。     

荧光猝灭法测定菲、苊、芘与腐殖酸的结合常数

用荧光猝灭法测定了胡敏酸（Fluka）与苊、菲和芘相互作用的结合常数（KDOC），其lgKDOC值分别为4．4，4．48和4．89．用同样方法测得长江水生FA以及黑龙江水生FA和HA的KDOC之间有显著差别．HA的KDODC一般高于FA．黑龙江水生FA的KDOC高于长江．对同一来源的腐殖酸，三种多环芳烃的KDOC与KOW呈线性相关．     

聚丁二酸丁二醇酯（PBS）在两种微生物环境中的降解性能

以西安花园土和昆明农田腐殖土浸提液作为降解介质,对聚丁二酸丁二醇酯（PBS）的降解行为和两种土壤中不同微生物对PBS的作用进行了研究.结果表明,PBS膜在昆明腐殖土中降解两个月后的质量损失达到42%,其降解效果大约是西安花园土的9倍.在花园土壤中,真菌对PBS的降解起着主要作用,而腐殖土中,放线菌对PBS的降解起着主要...     

表面活性剂对采油区土壤装填土柱中PAHs迁移渗透的影响

以阴离子表面活性剂十二烷基苯磺酸钠(LAS)对采油区土壤(MGP)中PAHs的淋洗效果进行研究．结果表明，5CMC(临界胶束浓度)LAS促进了土柱中PAHs的迁移渗透，土柱中PAHs的淋溶率较低，而且仅土柱上层5cm的土样中PAHs发生了较为明显的淋溶．与Br^-离子穿透曲线相比，土柱中PAHs的淋溶均有滞后现象，而且随着环数的增加，PAHs的淋溶滞后现象愈加明显．PAHs的迁移渗滤性与其辛醇／水分配系数之间具有显著负相关性，说明随着辛醇／水分配系数的增加，PAHs的淋溶率逐渐降低．     

阿特拉津在土壤中的生物降解研究

运用恒温培养法研究了阿特拉津在河北省白洋淀地区农田土壤中的生物降解动力学,并从中分离鉴定了土壤中降解阿特拉津的优势菌种,研究结果表明,该土壤对阿特拉津具有一定的降解能力,非生物＋生物的降解、非生物降解和生物降解的速率分别为０．０２６２ｄ＾－１,０．００５５４８ｄ＾－１和０．００８１９４ｄ＾－１,半衰期分别为２６ｄ,１２５ｄ和８５ｄ,发现土壤中降解阿特拉津的优势菌种为蜡状芽孢杆菌（Ｂａｃｉｌｌｕｓ