（自然地理学专业论文）皂荚dom对污染土壤中pahs的去除及其影响因素.pdf

，但对芘没有 土壤中菲的解 的解吸率及其 壤中菲和芘的 以在土柱剖面 菲和芘的量占 中菲和芘的量 a b s t r a c t a b s t r a c t t h i st h e s i sc a r r i e do u tt h ef o l l o w i n gf o u rs t u d i e s ：1 ) a d s o r p t i o nk i n e t i c so f p h e n a n t h r e n ea n dp y r e n ei nr e ds o i la n db l a c ks o i la sw e l la st h ee f f e c t so fd o md e r i v e d f r o mf r u c t u sg l e d i t s i a es i n e n s i s ( d o m - f g s ) o nt h e d e s o r p t i o n b e h a v i o ro f p h e n a n t h r e n ea n dp y r e n ef r o mt h et w ot y p eo fs o i l s 2 ) r e m o v a lo fp h e n a n t h r e n e ，p y r e n e a n dc o p p e rf r o mc o n t a m i n a t e ds o i l sb yd o m - f g s ，a sw e l la st h ei n t e r a c t i o n sa m o n g p h e n a n t h r e n e ，p y r e n e a n dc o p p e l 3 ) e f f e c t so fa g i n g t i m eo nt h er e m o v a lo f p h e n a n t h r e n ea n dp y r e n ef r o mc o n t a m i n a t e ds o i lb yd o m - f g s 4 ) i n f l u e n c eo f d o m - f g so nt h el e a c h i n go fp a i l sf r o ms o i lc o l u m n t h ef o l l o w i n ga r et h em a i n r e s u l t s 1 ) t h ea d s o r p t i o ne q u i l i b r i u mt i m ef o rp h e n a n t h r e n ea n dp y r e n ei nr e ds o i lw e r e b o t h1 5m i na n dt h ea d s o r p t i o nr a t e so fp h e n a n t h r e n ea n d p y r e n ew e r e9 4 2 a n d9 8 8 ， r e s p e c t i v e l y t h ea d s o r p t i o ne q u i l i b r i u mt i m ef o rp h e n a n t h r e n ea n dp y r e n ei nb l a c ks o i l w e r e6 ha n d4 h ，r e s p e c t i v e l y a n dt h ea d s o r p t i o nr a t e so fp h e n a n t h r e n ea n dp y r e n ew e r e 9 9 1 a n d9 9 7 r e s p e c t i v e l yi nb l a c ks o i l t h ed e s o r p t i o nr a t eo fp h e n a n t h r e n ef r o m r e ds o i li n c r e a s e dw i t ht h e i n c r e a s i n g c o n c e n t r a t i o no fd o m - f g s w h e nt h e c o n c e n t r a t i o no fd o m f g sw a so 0 4 ，t h ed e s o r p t i o nr a t eo fp h e n a n t h r e n ew a s1 2 3 t i m e so ft h ec o n t r o lw i t hd e i o n i z e dw a t e r c o m p a d n gw i t hd e i o n i z e dw a t e r , d o m - f g s h a dn oe f f e c to nt h ed e s o r p t i o nr a t eo fp y r e n ef r o mr e ds o i lo 0 9 5 ) ，w h i c h i n d i c a t e dt h a tt h er e m o v a lr a t e so fp h e n a n t h r e n ea n dp y r e n ef r o mc o n t a m i n a t e ds o i l s i n c r e a s e dw i t ht h ei n c r e a s i n go ft h ec o n c e n t r a t i o no fd o m - f g s c o n s i d e r i n gt h ew i d e d i s t r i b u t i o no fg l e d i t s i a es i n e n s i s ，t h ec o n v e n i e n c eo ft h ep r e p a r a t i o no fd o m f g s ，a n d t h en a t u r a la n dp o l l u t i o nf r e ep r o p e r t i e so fd o m f g s ，g r e a tp o t e n t i a la p p l i c a t i o n so f d o m f g sa sar e m o v a lo re x t r a c t i n ga g e n to fp a h sf r o mc o n t a m i n a t e ds o i l sc a nb e e x p e c t e d 4 ) d o m f g sh a v ea ni n h i b i t o r ye f f e c to nt h ed e s o r p t i o no fp h e n a n t h r e n e ，b u tn o t p y r e n e ，f r o mc o n t a m i n a t e ds o i l sw h e ni t sc o n c e n t r a t i o nw a sv e r yl o w w h e nt h e c o n c e n t r a t i o no fd o m - f g sw a s0 0 1 ，c o m p a r e dt od e i o n i z e dw a t e rc o n t r o l s ，t h e d e s o r p t i o nr a t eo fp h e n a n t h r e n ef r o mc o n t a m i n a t e ds o i lw a ss u p p r e s s e db y8 7 9 t h e d e s o r p t i o nr a t e so fp h e n a n t h r e n ea n dp y r e n ef r o mc o n t a m i n a t e ds o i la n dt h e i rm i g r a t i o n q u a n t i t i e si ns o i lc o l u m ni n c r e a s e dw i t ht h ei n c r e a s i n go ft h ec o n c e n t r a t i o no fd o m f g s w h e nt h ec o n c e n t r a t i o no fd o m - f g sw a s1 ，t h ed e s o r p t i o nr a t e so fp h e n a n t h r e n ea n d p y r e n e f r o mc o m t a m i n a t e ds o i l s w e r e3 8 7 a n d 2 7 9 r e s p e c t i v e l y d e s o r b e d p h e n a n t h r e n ea n dp y r e n e 伽m i g r a t ed o w nt o1 0 c mi nd e p t hi n s o i lc o l u m nw i t h d o m - f g s h o w e v e r , t h em a i np a r to ft h e mr e m a i n e di nt h e0 - 2 锄s o i ll a y e r t h e c o n t e n to fp h e n a n t h r e n ea n dp y r e n ei n0 - 2c ms o i ll a y e ra sp e r c e n to ft h et o t a la m o u n to f i v a b s t r a c t p h e n a n t h r c n ea n dp y r e n ed e s o r b e df r o mt h ec o n t a m i n a t e ds o i lw a s8 9 4 a n d8 6 6 r e s p e c t i v e l y t h ep e r c e n t a g eo fp h e n a n t h r e n ea n dp y r e n ei no t h e rs o i ll a y e r s ( 2 锄p e r l a y e r ) w e r ca l ll e s st h a n5 k e yw o r d s ：f r u c t u sg l e d i t s i a es i n e n s i s ；d o m ；p a h s ；e n v i r o n m e n t a lb e h a v i o r v v i 中文文摘 中文文摘 多环芳烃( p a h s ) 是一类疏水、难降解的有机污染物，因其三致效应( 致癌、 致畸、致突变) 、分布的广泛性和存留的持久性而受到人们的普遍关注。多环芳烃强 烈吸附在土壤基质中，这大大影响了它的降解效率和被微生物利用的效率。 表面活性剂( s u f f a c t a n t s ) 是指具有固定的亲水亲油基团，在溶液的表面能定向 排列，并能使表面张力显著降低的物质。表面活性剂的两亲特性，使土壤中的p a h s 等疏水性有机物( h o c s ) 能够溶入其中并分割在其疏水内核及单体中，从而实现对 p a h s 等h o c s 的增溶。土壤孔隙中非水相液体( n a p i s ) 与表面活性剂溶液相互 接触时，表面活性剂胶束内核对n a p l s 分子的分配作用增大了p a h s 等h o c s 在水 相的溶解度。 由于阴离子表面活性剂可能会沉淀，而非阴离子表面活性剂比阴离子表面活性 剂更有可能吸附在粘土颗粒上，这些都会限制它们在污染土壤修复中的效果。更重 要的是，化学合成的表面活性剂进入土壤中难于降解，造成二次污染。近年来生物 表面活性剂日益成为研究的热点。本研究选取沂蒙山的大皂荚为原料，利用水提法 提取皂荚水溶性有机物( d o m ) ，研究了其对污染土壤中多环芳烃的去除及其影响 因素。本论文主要包括以下四个部分： 1 ) 研究了菲和芘在红壤和黑土中的吸附动力学特征以及皂荚d o m 对菲和芘在 两种土壤中解吸行为的影响。结果发现，红壤对菲和芘的吸附达到平衡的时间都为 1 5r a i n ，菲和芘的吸附率分别为9 4 2 和9 8 8 。黑土对菲和芘的吸附达到平衡的时 间分别为6h 和4h ，菲和芘的吸附率分别为9 9 1 和9 9 7 。随着溶液中皂荚d o m 浓度的增加，其对红壤中菲的解吸促进作用也随之增加。当皂荚d o m 浓度为0 0 4 时，红壤中菲的解吸率增加到去离子水对照的1 2 倍。不同浓度的皂荚d o m 溶液 对红壤中芘的解吸没有显著的促进作用( p 0 9 5 ) ，说明随着溶液中皂荚d o m 浓度的提高，其对污染土壤中 菲和芘的提取率也会随着增加。鉴于皂荚分布广泛，皂荚d o m 的制备简便，天然 无污染，可以预见其作为污染土壤中p a h s 的去除剂和提取剂的应用潜力。 4 ) 研究了皂荚d o m 对污染土壤中菲和芘的解吸及其在土柱中迁移的影响。结 果表明，浓度较低皂荚d o m 溶液，对污染土壤中菲的解吸有抑制作用，但对芘没 有影响。当皂荚d o m 浓度为0 0 1 时，相对于去离子水的对照，污染土壤中菲的 解吸率降低了8 7 9 。随着皂荚d o m 浓度的增加，污染土壤中菲和芘的解吸率及 其在土柱中的迁移量也随之增加。当皂荚d o m 的浓度为1 时，污染土壤中菲和芘 的解吸率分别为3 8 7 和2 7 9 。解吸下来的菲和芘随皂荚d o m 溶液可以在土柱剖 面中迁移到1 0g i n 的深度，但主要吸附在o 2c m 土层中。0 2c m 土层中菲和芘的量 占其解吸总量的百分比分别为8 9 4 和8 6 6 ，其它各土层( 2 锄层) 中菲和芘的 量占其解吸总量的百分比均小于5 。 目录 摘要。 a b s t r a c t 中文文摘。 目录 绪论 目录 1 研究背景 2 研究目的和研究意义。 3 拟解决的关键问题 第1 章p a h s 在土壤中的环境行为 1 1 吸附 1 2 迁移 1 _ 3 老化 1 3 1 老化的机理 。- 1 2 1 3 2 老化对p a h s 毒性和生物有效性的影响 1 3 3 老化对p a h s 可提取率的影响 3 3 4 4 4 5 1 3 4 影响p a h s 老化的因素5 1 4 植物吸收。 1 4 1 植物吸收的影响因素。 1 5 微生物降解。 6 7 - 1 5 1 微生物对p a h s 的降解机理。 1 5 2 微生物对p a l - i s 的降解 1 5 3 影响微生物对p a i l s 的因素 8 - 第2 章表面活性剂对土壤中p a i l s 环境行为的影响。 2 1 表面活性剂对土壤中p a l l s 和重金属的去除 2 1 1 表面活性剂对土壤中p a i l s 和重金属的去除机理 2 1 2 表面活性剂对土壤中p a h s 和重金属的去除 2 2 表面活性剂对p a l l s 淋溶行为的影响 i x 。9 - 1 1 1 1 - 4 3 结果与讨论 x 2 1 3 - 目录 4 3 1 皂荚d o m 对p a h s 去除的动态变化- 2 3 - 4 3 2 皂荚d o m 对污染土壤中菲和芘的去除 4 3 3 皂荚d o m 对污染土壤中铜的去除 。- 2 4 - 2 5 4 3 4 皂荚d o m 对复合污染土壤中p a i l s 和重金属铜的同时去除2 6 4 3 5 皂荚d o m 同时去除污染土壤中菲、芘和铜时三者之间的相互关系2 6 4 4 结论 第5 章老化时间对皂荚d o m 去除污染土壤中菲和芘的影响 5 1 引言 5 2 材料与方法 5 2 1 试验材料 5 2 2 皂荚d o m 的提取 - 2 9 2 9 2 9 5 2 3 污染土壤的制各。 5 2 4 老化试验 - 2 9 - 3 0 3 0 - 3 0 5 2 5 老化时间对不同浓度皂荚d o m 去除污染土壤中菲和芘的影响一3 0 5 2 6 分析方法 5 3 结果与讨论 5 3 1 老化时间对土壤中多环芳烃相对可提取率的影响 - 3 0 - 3 1 - 3 1 5 3 2 老化时间对皂荚d o m 去除污染土壤中菲的影响3 2 5 3 3 老化时间对皂荚d o m 去除污染土壤中芘的影响3 2 5 3 4 不同老化时间对皂荚d o m 、t w e e n8 0 和二氯甲烷提取污染土壤中菲和 芘的影响 5 4 结论：i ! ； 第6 章皂荚d o m 对污染土壤中菲和芘的解吸及其在土柱中的迁移研究3 7 6 1 材料与方法。 6 1 1 试验材料 6 1 2 皂荚d o m 的提取 6 1 3 污染土壤的制备 6 1 4 装柱 6 1 5 淋溶实验 6 1 6 分析方法 x i 3 8 3 8 - 3 9 福建师范大学硕士学位论文 6 2 结果与讨论。3 9 6 2 1 不同浓度皂荚d o m 淋溶条件下p a h s 的解吸率和平均回收率3 9 6 2 2 土层中p a i l s 的浓度4 1 6 2 3 土柱各土层中p a h s 的含量占p a h s 解吸量的百分比。4 2 6 3 结论。z 1 3 第7 章研究结论4 5 参考文献。4 7 攻读学位期间承担的科研任务与主要成果5 7 致谢。5 9 个人简历6 1 福建师范大学硕士学位论文独创性和使用授权声明6 3 绪论 绪论 1 研究背景 随着经济的发展，工业化的深入，产生了一系列的环境问题。而同时，经济的 不断发展，人们生活水平的不断提高，又使环境污染的治理变得越来越紧迫。据找 国农业部进行的全国污灌区调查，在约1 4 0 万h m 2 的污水灌溉区中，遭受重金属污 染的土地面积占污水灌溉区面积的6 4 8 ，其中轻度污染的占4 6 7 ，中度污染的 占9 7 ，严重污染的占8 4 。我国每年因重金属污染而减产粮食1 0 0 0 多万吨，被 重金属污染的粮食每年多达1 2 0 0 万吨，合计经济损失至2 0 0 亿元( 高翔云等，2 0 0 6 ) 。 同时，我国面临的有机污染问题同样严重，且对农产品和人体健康的影响己开始显 现。陈静等对天津市中部农业土壤中p a h s 的污染情况进行了调查，结果表明，供 试土样中1 6 种p a h s 总量的含量范围为1 0 0 8 7 0 8 2n e , g ( 陈静等，2 0 0 4 ) 。 由于疏水性有机化合物极低的水溶性，进入土壤后会强烈吸附在土壤基质上。 因此，对疏水性有机污染物的修复成为了污染土壤修复的难点和热点。多环芳烃 ( p a h s ) 类化合物是环境中较为常见的疏水性有机污染物。 目前，土壤有机污染的修复主要有物理、化学和生物等方法。物理修复一般采 用客土法，或用焚烧、掩埋、气提、热解吸等方法去除或固定污染物，从而达到对 其修复的目的( 高彦征，2 0 0 4 ) 。化学修复主要是向土壤中注入表面活性剂等增效试 剂，增加p a h s 等有机污染物的迁移性而迁出土体( z h o u & r h u e ，2 0 0 0 ) 。生物修 复包括植物修复、微生物修复和植物微生物联合修复等。其中微生物修复主要是通 过筛选、驯化专性微生物或基因工程菌降解土壤中的有机污染物。植物修复主要是 筛选或培育超积累植物，以去除土壤中的污染物( 高彦征，2 0 0 4 ) 。 2 研究目的和研究意义 表面活性剂去除土壤中的污染物是一种具有应用潜力且经济上可行的技术。与 化学合成的表面活性剂相比，生物表面活性剂除具有降低表面张力、稳定乳化液和 增加泡沫等相同作用外，还具有一般化学合成表面活性剂所不具备的无毒、能生物 降解等优点。但是目前有关污染土壤修复的研究中，使用的生物表面活性剂种类单 一( 主要集中在鼠李糖脂) 。因此，将生物表面活性剂用于污染土壤修复还有较大的 发展空间和广阔的应用前景( 李祖义等，1 9 9 6 ；王伟等，2 0 0 5 ：麦有斌等，2 0 0 6 ) 。 福建师范大学硕士学位论文 皂荚，又名皂角，学名f r u c t u sg l e d i t s i a es i n e n s i s ，为豆科云实亚科皂荚属植 物，落叶乔木，高达1 5 3 0m ，性喜光而稍耐荫，寿命可达6 0 0 年以上。皂荚树的 生长受环境的限制很少，各种土地都能适于生长( 蒋建新等，2 0 0 4 ) 。在我国，皂荚 树广泛分布于东北、华北、华东、华南等地。由于皂荚一身都是宝，故现在已有大 规模的人工种植。皂荚含有大量的三萜皂甙，有研究表明，皂荚中三萜皂甙的含量 高达1 5 3 0 ( 蒋建新等，2 0 0 4 ；梁静谊，2 0 0 4 ) 。因此，可以认为皂荚d o m 是普 通d o m 和优良的天然表面活性剂皂甙的天然复合体。本文选取菲和芘为p a h s 的 代表物，研究了皂荚d o m 对污染土壤中p a h s 的去除及其影响因素。 3 拟解决的关键问题 用含高表面活性物质的植物提取物取代传统的化学表面活性剂去除污染土壤中 的p a i l s ，寻求一种更环保、更经济、更便捷的p a h s 污染土壤的修复技术。 第1 章p a h s 在土壤中的环境行为 第1 章p a i - i s 在土壤中的环境行为 p a h s 主要来源于有机物的不完全燃烧。美国e p a 公布的1 2 9 种优先控制的污 染物中有1 6 种是p a h s ，并且其中5 种包含在被认为对人类健康构成最大潜在威胁 的2 5 种危险物质中( j i ne ta 1 ，2 0 0 7 ) 。居民供暖、焚化、内燃发动机和工业活动， 如焦碳生产油的精练、铝生产、非铁金属的熔炼等是p a h s 的主要来源( 高学晟等， 2 0 0 3 ) 。p a h s 可以通过大气沉降经植物叶片进入植物体内；或进入土壤中经植物根 系吸收，在植物体内迁移、积累，威胁农产品安全和人类健康( j o n e se ta 1 ，1 9 8 9 ) 。 另外，人们还可以通过大气、水、吸烟等方式摄入p a h s 。因此，p a l l s 的研究一直 受到人们的普遍关注，并对其在土壤中的各种物理、化学和生物行为进行了深入的 研究( 高学晟等，2 0 0 3 ) 。 1 1 吸附 吸附是指化合物通过与吸附剂之间的电荷或各种化学键的作用，最终停留在吸 附剂表面或进入其内部的过程( 李久海，2 0 0 3 ) 。p a h s 进入土壤后的主要过程包括 吸附、迁移、老化及降解等。p a h s 在土壤中的吸附是影响p a h s 诸多归趋的一个重 要因素( 陈静等，2 0 0 5 ) 。吸附和解吸会影响p a l - i s 在土壤固、液两相之间的动态分 配，进而影响着p a i l s 在土壤环境中的行为。因此，研究p a h s 在土壤中的吸附解 吸行为具有重要意义( 陈静等，2 0 0 5 ) 。 影响p a h s 在土壤中吸附能力的主要因素是土壤中有机质的数量和质量 ( m e a n se ta 1 ，1 9 8 0 ；s i m s & o v e r c a s h ，1 9 8 3 ) 。p a h s 在土壤中的吸附存在“快” 和“慢 两个过程，慢吸附过程持续时间很长，一直到土壤有机质的吸附能力耗尽 并达到平衡为止( 高学晟等，2 0 0 2 ) 。p a h s 在土壤中的滞留通常认为是由于其分配 进入土壤颗粒有机质中或土壤微孔隙分子中，因此土壤有机质影响了p a h s 的归宿： 有机质含量高的土壤对p a h s 的吸附量和吸附强度均较高，有机质吸附限制了土壤 中p a h s 的降解( 李久海，2 0 0 3 ) 。 研究表明，沙子吸附的p a h s 在接种7d 后就降解到了检测线以下。而对于土 壤吸附的p a h s ，其生物降解也出现了明显的延迟，并且土壤中有残留的不能降解 的p a h s 。大约为最初加入量的2 3 ( w e i s s e n f e l se ta 1 ，1 9 9 2 ) 。沙子中的有机质含 量小于土壤，因此p a i l s 的吸附量和吸附强度均小于土壤，从而p a h s 的降解速率 其中，很难被浸提或被生物利用( s t e i n b e r g e t a l ，1 9 8 7 ) 。另外，老化的原因也可能 是有机污染物与土壤腐殖质形成强的共价键或氢键( g e v a o ，e ta 1 ，2 0 0 0 ) 。 第1 章p a h s 在土壤中的环境行为 1 3 2 老化对p a h s 毒性和生物有效性的影响 p a h s 进入土壤后，随着时间的推移，其毒性和生物有效性会逐渐降低。有研 究表明，老化7 天即可显著降低苯并( a ) 芘( b a p ) 对细菌的基因毒性( a l e x a n d e r & a l e x a n d e r ，1 9 9 9 ) 及菲、芘、荧葸和苯并( a ) 芘对蚯蚓的毒性( j a g e r e t a l ，2 0 0 0 ) 。 老化可显著降低蚯蚓的摄食率和微生物的矿化率( 李久海等，2 0 0 3 ) 。p a h s 的生物 有效性并不是匀速下降的，一般可分为两个阶段：第一个阶段快速下降；第二个阶 段下降则比较缓慢，甚至检测不出下降( 李久海等，2 0 0 3 ) 。c o n r a d 等( 2 0 0 2 ) 研 究发现，在未灭菌的沉积物中，芘的生物有效性下降有三个阶段：在试验第1 天， 生物有效性迅速下降了4 0 ；在老化o 7 0d ，生物有效性维持在一个稳定的水平； 在老化的最后一个阶段( 7 0 2 2 0d ) ，生物有效性又开始下降，一直到老化前的7 0 。这反映出老化过程中，芘、沉积物与孔隙水之间的物理化学相互作用发生了变 化。另外也有人发现老化对有机污染物生物有效性没有影响( h w a n g c u t r i g h t ， 2 0 0 2 ) 。 1 3 3 老化对p a h s 可提取率的影响 一般来说，p a h s 的可提取率随着老化时间的延长而逐渐降低，最终将保持在 一个相对稳定的水平( 李久海，2 0 0 3 ) 。但在其它条件一致的情况下，不同的提取剂 对老化土壤中p a h s 的提取效率并不一样。一般认为温和萃取从污染土壤中提取的 量相对较少，并随着老化时间的延长不断下降。而强烈萃取，无论老化前后均可回 收较多的菲( 李久海，2 0 0 3 ) 。郭丽青等( 2 0 0 2 ) 研究了几种不同的提取剂对土壤中 不同老化时间的d d t 逐级提取量的差别。发现有机氯的水提量和正己烷的提取量 随老化时间增加而下降，正己崩丙酮的提取量随老化时间增加而上升。 1 3 4 影响p a h s 老化的因素 影响p a h s 老化的因素很多，主要包括土壤有机质含量、土壤结构以及土壤的 温度和湿度等。 1 3 4 1 有机质的含量 有机质是控制p a h s 在土壤中行为的主要因素，有机质对p a h s 在土壤中的老 化有重要的影响。有机质含量高的土壤中p a h s 的老化效应更明显( h a t z i n g e r a l e x a n d e r ，1 9 9 5 ) 。有研究显示，老化后p a h s 生物有效性降低的程度与土壤有机碳 密切相关( a l e x a n d e r ，2 0 0 0 ) ，当土壤中有机碳含量大于2 时，菲的矿化率随老化 定着有机污染物能否通过植物的细胞膜和有机污染物在水相中的溶解度( 范淑秀等， 第1 章p a i l s 在土壤中的环境行为 2 0 0 7 ) 。一般认为辛醇水分配系数( k 删) 是衡量植物吸收根际圈有机污染物能力的 重要参数。疏水有机化合物( 1 0 9 k 删 3 0 ) 易于被根表强烈吸附而难以为植物所吸收。 这是限制植物吸收疏水性有机污染物的主要原因( b f i g g se ta 1 ，1 9 8 2 ；r y a ne ta 1 ， 1 9 8 8 ) 。植物吸收有机污染物主要有两种途径：一是植物根系直接从土壤中吸收、并 随蒸腾流沿木质部向茎叶传输污染物；二是植物地上部分吸收从土壤挥发到空气中 的有机污染物( z h a n ge ta 1 ，2 0 0 1 ；t o p pe ta 1 ，1 9 8 6 ) 。对大麦、燕麦、玉米、莴苣、 胡萝卜吸收土壤中有机污染物的研究结果表明，植物对不同有机污染物的吸收方式 有很大不同。植物茎叶中六氯代苯( h c b ) 和八氯二苯并p 】二恶烯( o c d d ) 几乎全部来 自根部的吸收和传输；茎叶中三氯乙缩醛酸( t c 则来自于上述两种途径：而茎叶 中的三氯乙烯f f c e ) 、氯苯( c b ) 和甲基丁基醚( m e t h y l b u t y l e t h e r ) 全部来自茎叶在空气 中的吸收，且吸收后有微量向根部传输( s c h r o l le ta 1 ，1 9 9 4 ) 。 植物的不同部位吸收积累有机污染物的能力不同。根系对非挥发亲脂性有机污 染物的吸收能力一般大于茎叶。m a t t i n a 等( 2 0 0 3 ) 报道，莴苣、南瓜、夏南瓜、黄 瓜、西红柿、蓟、菠菜等对氯丹的根部富集系数比茎叶富集系数大4 倍以上。杂交 杨的根部对甲苯、乙苯、间二甲苯、1 ，2 ，4 三氯苯和五氯酚等的吸收也远大于茎叶 ( b u r k e ne ta 1 ，1 9 9 8 ) 。s i m o n i c 等( 1 9 9 4 ) 发现，白松、枫树地上各部位从空气中 吸收p a h s 的能力也不相同，每单位质量的植物吸收p a h s 量的大小排序为树皮 针 叶 种子 阔叶。 1 4 1 植物吸收的影响因素 1 4 1 1 土壤结构和有机质含量 土壤颗粒组成决定土壤颗粒比表面积的大小，影响其对有机污染物的吸附能力， 从而影响污染物的生物可利用性( 林道辉，2 0 0 3 ) 。c a r i m c h a e l 等( 1 9 9 7 ) 发现大颗 粒土壤中p a h s 的矿化率高于小颗粒土壤，这可能是由于大颗粒土壤中污染物的生 物可利用性比较高。有机质含量高的土壤对p a h s 的吸附量和吸附强度均较高，有 机质吸附降低了p a h s 的生物利用性，限制了植物吸收土壤中p a h s ( w e i s s e n f e l se t a 1 ，1 9 9 2 ) 。 1 4 1 2 植物种类 植物种类不同，其对有机污染物的吸收能力也不同，即使同类植物间也会有所 区别。r e i s c h l 等( 1 9 8 9 ) 研究表明，p c d d p c d f 因亲脂性强( 1 0 成w 6 ) ，几乎不能 被植物吸收。而近年来的研究则表明，尽管夏南瓜与南瓜、黄瓜属同族植物，夏南 甲基萘和2 甲基萘都能成为这两种细菌的生长基质，而芴只能被协同代谢。细菌在 以一种芳香烃为生长基质时能同时转化其它的芳香烃化合物，这种转化是通过细菌 细胞酶系统来实现的。另外，混合细菌在吸收、转化和代谢p a h s 时也存在竞争 ( t o r b e n & p r e b e n ，1 9 9 7 ：w i l l i a m & m i c h a e l ，1 9 9 5 ) 。f i e l d 等( 1 9 9 2 ) 分离出8 第1 章p a h s 在土壤中的环境行为 株白腐真菌，都具有降解多环芳烃的能力。其中b j e r k a n d e r as p 菌株b o s 5 5 对葸、 苯并芘有较高的降解能力，2 8d 后蒽的去除率达9 9 2 ，苯并芘的去除率达到8 3 o 。 1 5 3 影响微生物对附i s 的因素 影响土壤中多环芳烃生物降解的因素很多，如多环芳烃特性和土壤性质、微生 物种类、温度、p h 和土壤通气状况等( 葛成军和俞花美，2 0 0 6 ) 。保持土壤中微生 物活性和达到降解多环芳烃的最佳条件，可通过添加石灰、营养盐类及肥料，强制 通风等方法获得( w i l s o n j o n e s ，1 9 9 3 ) 。s c h e l t o n 等( 1 9 9 5 ) 研究表明，干湿交 替过程可增加菲在土壤中吸附，从而降低菲的可提取性和生物有效性。b a q a r 等 ( 1 9 9 9 ) 研究表明当土壤p h 8 时，菲的降解会受到抑制。j a f v e r t ( 1 9 9 1 ) 研究证 明温度对土壤理化性质的改变以及微生物降解p a h s 具有明显影响。温度降低可抑 制土壤微生物的活性，因此降低了生化反应速率。环境中p a h s 分布广泛且结构稳 定，单靠自然界自净是远远不够的。优势菌技术及生物强化技术有望解决p a h s 的 污染问题( 葛成军和俞花美，2 0 0 6 ) 。在p a h s 治理过程中可利用优势菌固定技术、 投菌技术、生态肥技术及生物强化技术，对重污染区大气、水及土壤中p a h s 进行 微生物修复( 葛成军和俞花美，2 0 0 6 ) 。 福建师范大学硕士学位论文 1 0 第2 章表面活性剂对土壤中p a i l s 环境行为的影响 第2 章表面活性剂对土壤中p a h s 环境行为的影响 表面活性剂( s u r f a c t a n t ) 是指具有固定的亲水亲油基团，在溶液的表面能定向 排列，并能使表面张力显著下降的物质。按亲水基是否带电荷将表面活性剂分为离 子型和非离子型两大类。离子型表面活性剂在水中能够电离，形成带正电荷、负电 荷或同时带正电荷和负电荷的离子。带正电荷的称为阳离子表面活性剂，带负电荷 的称为阴离子表面活性剂，同时带有正电荷和负电荷的则称为两性表面活性剂。非 离子型表面活性剂分子在水中不电离，呈电中性( 梁治齐等，2 0 0 2 ；卢向阳等2 0 0 0 ) 。 生物表面活性剂由植物、动物或微生物产生( s o u be ta 1 ，2 0 0 1 ) 。除了具有和化学表 面活性剂相同的性质如降低表面张力、润湿和穿透性、分散性等，生物表面活性剂 还具有化学结构多样、无毒或低毒、生产成本低廉、能在极限条件下起作用等优点 ( 孟佑婷等，2 0 0 5 ) 。 过去十年，在实验室内或野外实地利用表面活性剂来提高疏水性有机污染物的 溶解性和迁移能力的实验已有很多( h a r w e l le ta 1 ，1 9 9 9 ；z h u ，1 9 9 9 ) 。有研究结果表 明，加入表面活性剂能提高污染土壤中多环芳烃的生物降解( g u h a j a f f e ，1 9 9 6 ； z h a n g e ta l ，1 9 9 7 ；g u h ae ta 1 ，1 9 9 8 ；w i u u m s e n a r v i n ，1 9 9 9 ；k i me ta 1 ，2 0 0 1 ) 。 2 1 表面活性剂对土壤中p a h s 和重金属的去除 2 1 1 表面活性剂对土壤中p a i l s 和重金属的去除机理 表面活性剂的两亲特性，使土壤中的多环芳烃等疏水性有机物( h o c s ) 能够溶 入其中并分割在其疏水内核及单体中，从而实现对其的增溶。土壤孔隙中n a p l s 与表面活性剂溶液相互接触时，表面活性剂胶束内核对n a p l s 分子的分配作用增大 了其在水相的溶解度( 赵保卫等，2 0 0 6 ) 。 阳离子表面活性剂去除土壤重金属的作用机制是通过改变土壤表面性质，来促 进金属阳离子从固相转移到液相中，这种转移是通过离子交换作用来实现的。阴离 子表面活性剂去除土壤重金属的作用机制是先通过吸附作用吸附到土壤颗粒表面再 与金属发生络合作用，使金属溶于土壤溶液中( 张永等，2 0 0 7 ) 。生物表面活性剂的 分子结构含有羧基或羟基，能和土壤中的重金属形成络合物，从而去除重金属( s o n g g f 口z ，2 0 0 8 ) 。 福建师范大学硕士学位论文 2 1 2 表面活性剂对土壤中眦l s 和重金属的去除 由于阴离子表面活性剂可能沉淀，而非阴离子表面活性剂比阴离子表面活性剂 更有可能吸附在粘土颗粒上( w e s t & h a r w e l l ，1 9 9 2 ：t s o m i d e s 甜a 1 。1 9 9 5 ) ，这些 都会限制它们对土壤中污染物的去除效果。更重要的是，化学合成的表面活性剂进 入土壤中难于降解，造成二次污染。近年来生物表面活性剂日益成为研究的热点。 李祖义等( 1 9 9 6 ) 研究了不同浓度的鼠李糖脂对芘的增溶作用，结果表明，鼠 李糖脂溶液的浓度为l m g m l 时，有5 5 1 2 的芘被增溶溶解。s o n g 等( 2 0 0 8 ) 研究 了皂角苷同时去除污染土壤中菲和镉的效果，在表面活性剂浓度为3 7 5 0 m g l 时， 皂角苷对镉和菲的去除率分别达到8 7 7 和7 6 2 。这些研究结果显示出生物表面 活性剂同时去除有机污染物和重金属的应用潜力。 在受污染环境中，金属污染物通常会与胶体微粒及有机物质紧密地结合在一起， 这是对它们进行原位修复的主要障碍( 麦有斌等，2 0 0 6 ) 。鼠李糖脂较容易与土壤和 水体中诸如铅、镉、汞的阳离子发生络合( o c h o a l o z a e t a l ，2 0 0 1 ) 。在一定条件下， 可以把鼠李糖脂作为一种修复试剂来去除土壤、地表水、地下水和废水中的金属污 染物。s h i 等( 2 0 0 4 ) 利用鼠李糖脂去除沉渣中的镉和铅，四阶段的连续冲洗可以 去除8 0 1 的镉和3 6 5 的铅。n e i l s o n 等( 2 0 0 3 ) 研究了鼠李糖脂对铅进行异位修 复的效果，经过1 0 次冲洗，投加1 0m m o l l 鼠李糖脂的溶液可以去除1 5 的铅。 高浓度的锌和铜对铅的去除没有影响。 与化学合成的表面活性剂相比，生物表面活性剂除具有降低表面张力、稳定乳 化液和增加泡沫等相同作用外，还具有一般化学合成表面活性剂所不具备的无毒、 能生物降解等优点。因此，生物表面活性剂有很大的应用潜力。 2 2 表面活性剂对雕沮s 淋溶行为的影响 p a h s 由于其特殊而稳定的结构，可以在土壤中长期滞留，并呈不断累积的趋 势( 康耘，2 0 0 7 ) 。风险评价应该以p a i l s 实际释放率和淋溶量作为参考指标，而不 是以残留在环境中的浓度值作为指标( l o e h re ta 1 ，1 9 9 6 ) 。土柱方法能够比较真实 地模拟实际环境中化学物质的淋溶情况。表面活性剂能够影响有机污染物的迁移， 被应用于p a h s 污染的土壤和地下水修复( 陈静等，2 0 0 5 ) 。 陈静等( 2 0 0 5 ) 研究了阴离子表面活性剂十二烷基苯磺酸钠( l a s ) 对人工污 染土壤中p a h s 的淋洗效果，实验结果表明，5 倍c m c ( 临界胶束浓度) 的l a s 第2 章表面活性剂对土壤中p a i l s 环境行为的影响 促进了土柱中p a l - i s 的迁移渗透。低环p a i l s 的穿透曲线基本符合正态分布，4 环以 上p a l - i s 相对淋溶率较低，低于1 0 。康耕( 2 0 0 7 ) 研究了三种类型表面活性剂对 p a h s 在土壤中迁移特性影响的程度，结果表明，各种表面活性剂对土壤p a h s 淋溶 特性都具有显著影响。十二烷基硫酸钠( s d s ) 可以显著促进土壤中p a h s 的纵向 迁移，对低分子量多环芳烃n a p 、a c y 、a c e 尤其具有实际意义；十六烷基三甲基溴 化铵( a b ) 对土壤中p a l - i s 的增溶作用虽没有阴离子