多环芳烃污染土壤表面活性剂清洗及生物柴油强化

针对某焦化厂内高浓度多环芳烃污染土壤,以烷基苷(APG)、十二烷基苯磺酸钠(SDBS)和曲拉通X-100(TX100)为表面活性剂代表物,采用静态平衡法和高效液相色谱分析,探索采用单一及混合表面活性剂清洗修复多环芳烃污染土壤,并考察生物柴油对多环芳烃去除效果的影响。结果表明,单一表面活性剂对土壤中多环芳烃去除率顺序为SDBS>APG>TX100。APG/SDBS混合处理及TX100/SDBS为9∶1混合处理提高了土壤中多环芳烃去除率,而APG/TX100混合处理没能提高多环芳烃去除率。生物柴油对TX100及TX100/SDBS去除多环芳烃效果没有明显提高,对APG及APG/TX100去除多环芳烃略有提高。当APG/SDBS为9∶1时,生物柴油可以使多环芳烃去除率从(63.3±2.0)%提高到(75.6±2.0)%。单一表面活性剂、混合表面活性剂、及表面活性剂-生物柴油乳液对多环芳烃各组分去除率比较类似,对菲的去除率最高,茚并[1,2,3-d]芘次之,其余相对较低。因此,建议采用APG/SDBS+生物柴油的混合体系对高浓度多环芳烃污染土壤进行修复。     

土壤中多环芳烃生物有效性的化学评价方法研究进展

论述了国内外对多环芳烃(PAHs)生物有效性概念的定义及分歧、化学评价方法的发生背景、方法原理、应用范围和优缺点等。根据PAHs在土壤中的环境化学行为,从化学评价方法与生物效应相结合的角度综述了国内外较为常用的PAHs生物有效性的化学评价指标及其研究进展,以期为国内进行相关研究工作提供参考。     

生物表面活性剂产生菌的筛选及产物性能研究

筛选获得一株生物表面活性剂产生菌,经生理生化与16S r DNA鉴定,获得菌株为铜绿假单胞菌147(Pseudomonas aeruginosa 147)。发酵产物经过薄层色谱、红外扫描分析其发酵产物为糖脂类生物表面活性剂(Biosurfactant,BS),单因素最佳发酵条件优化为碳源、氮源和碳氮比分别为花生油、硫酸铵和25∶1,最佳培养温度为30℃,pH值为8,Na Cl浓度为5 g·L-1。在最佳条件下培养36 h,发酵液的表面张力值比原来降低了42.08 m N·m-1,且能平稳保持至144 h。在108 h细菌生物量最大,为2.63 g·L-1,此时产生的糖脂最多,可达2.02 g·L-1。生物表面活性剂对不同环数的多环芳烃类物质(荧蒽、芘、苯[a]芘)的增溶效果实验表明:随生物表面活性剂添加量的增大,不同PAHs溶解度均增大;相同浓度生物表面活性剂添加条件下,高环多环芳烃(苯[a]芘)的增溶效果低于低环多环芳烃(荧蒽、芘)。     

土壤结合态稠环芳烃的生物降解

研究了土壤结合态稠环芳烃的生物降解过程。结果表明 ,微生物能够降解土壤中的稠环芳香烃化合物 ,稠环芳烃与土壤结合是妨碍其生物降解的主要因素 ,表面活性剂能够显著提高结合态的稠环芳烃被降解的比例。在30d左右时间内 ,土壤中稠环芳烃可以被降解至一个稳定水平。     

可降解蒽细菌的分离与生长特性研究

[目的]为蒽等多环芳烃（PAHs）污染的生物修复提供理论依据。[方法]采用富集培养的方法从污水处理厂的活性污泥中筛选得到蒽降解菌株E12,测定该菌株的生长曲线及其对蒽的降解曲线,并研究不同蒽浓度、初始pH值等对其降解蒽效率的影响。[结果]经初步鉴定,菌株E12属于气微菌属,该菌株可在以蒽为唯一碳源的培养基中生长。蒽初始浓度小于900mg/L时,菌体浓度随蒽浓度的增加而增加,当蒽浓度超过900mg/L后,菌体浓度显著下降;菌株在弱酸性和弱碱性环境中均能生长,但最适生长pH值为6.5;菌悬液接入量对菌体生长也有明显影响,最适接种量为2.0%。[结论]E12菌株降解蒽的最佳条件为：蒽浓度900mg/L,pH值6.5,此条件下培养148h后蒽的降解率可达70.5%。     

多环芳烃污染土壤的微生物修复研究进展

多环芳烃(PAHs)由于其毒性、致癌性和致畸性成为环境中一类重要的污染物。微生物对多环芳烃的降解是去除土壤中多环芳烃的主要途径。阐述了多环芳烃污染土壤中微生物修复的原理、优缺点、影响因素、强化措施及国内外研究进展,并对微生物修复的发展进行了展望。     

生物表面活性剂及其在生物降解中的应用

生物表面活性剂在有机污染物的生物降解上具有广泛的运用潜力。介绍了表面活性剂的作用机制,总结了生物表面活性剂的一般特征及其来源微生物,重点归纳了鼠李糖脂(Rhamnolipid)、槐糖脂(Sophorose lipids)和表面活性肽(Surfactin)3种常见的生物表面活性剂的研究进展,并对其在生产实践中的运用进行了介绍。     

土壤中多环芳烃生物有效性研究进展

多环芳烃是典型的疏水性有机物,在土壤中很难被生物降解和利用。多环芳烃的老化作用、非水相基质的形成都会降低多环芳烃的生物有效性。多环芳烃生物有效性同时受很多因素的影响,如土壤理化性质、多环芳烃与土壤接触时间、多环芳烃性质和环境因素等。对于评价土壤中多环芳烃生物有效性来说,目前有许多化学和生物的方法被广泛使用。     

细胞电融合构建高效蒽降解重组菌株的研究

通过An815与带EGFP标记的铜绿假单胞菌(Pseudomonas aeruginosa/EGFP)原生质体电融合,得到一株融合子R2,该融合子不仅具有An815菌高效降解蒽的能力,而且具有铜绿假单胞菌产生生物表面活性剂的能力,在72 h内将蒽从100 mg.L-1降解至27.9 mg.L-1,降解能力比出发菌An815提高了22%。     

细胞电融合构建高效蒽降解重组菌株的研究

通过An815与带EGFP标记的铜绿假单胞菌(Pseudomonas aeruginosa/EGFP)原生质体电融合,得到一株融合子R2,该融合子不仅具有An815菌高效降解蒽的能力,而且具有铜绿假单胞菌产生生物表面活性剂的能力,在72 h内将蒽从100 mg.L-1降解至27.9 mg.L-1,降解能力比出发菌An815提高了22%。     

不同地区农田土壤多环芳烃污染特征与来源解析

通过对农田土壤多环芳烃（Polycyclic aromatic hydrocarbons,PAHs）的分布特征、污染程度及成因解析,深入了解工业活动引发的土壤污染问题,实现工业园区周边农田土壤的污染预警和科学合理利用。在黄河三角洲石油开采区和西南铅锌冶炼区附近的农田分别采集89个和148个土壤样品,采用气相色谱-质谱仪（GC-MS）分析美国环境保护署（Environmental protection agency,EPA）优控的土壤中PAHs组成与含量,运用主成分分析（Principal component analysis,PCA）和正定矩阵因子法（Positive matrix factorization,PMF）模型比较两个区域农田土壤中PAHs的来源。结果表明,石油开采区农田土壤中16种PAHs总含量（以干质量计）平均值为149.8 μg·kg^-1（含量范围31.5~1 399 μg·kg^-1）,铅锌冶炼区农田土壤PAHs总含量平均值为267.6 μg·kg^-1（含量范围8.99~2 231 μg·kg^-1）,两个地区主要以4~6环PAHs为主。聚类分析、PCA和PMF 3种源解析方法对两个区域的PAHs来源进行比较,石油开采区农田土壤中PAHs主要来源及其贡献率分别为燃煤9.1%、生物质燃烧和石油源60.7%、化石燃烧24.1%以及柴油燃烧6.2%,铅锌冶炼区分别为生物质燃烧和石油源31.6%、汽油及重油的燃烧28.3%、煤燃烧40.1%。铅锌冶炼区周边农田土壤PAHs污染程度相对较高。     

单壁碳纳米管对紫花苜蓿根际土壤中PAHs降解及微生物群落的影响

为探究单壁碳纳米管（SWCNTs）对紫花苜蓿根际土壤中多环芳烃（PAHs）降解及微生物群落的影响,以高浓度PAHs污染土壤为供试土壤种植紫花苜蓿,并添加不同含量的SWCNTs,通过室内盆栽试验,分析了根际土壤中PAHs的降解效应及微生物群落响应。结果表明：添加0.5 g·kg^-1和5 g·kg^-1 SWCNTs使土壤中PAHs的去除率分别显著降低了3.43%和6.98%（P<0.05）,SWCNTs对PAHs降解的抑制作用主要来源于5环和6环高分子量PAHs。添加SWCNTs对紫花苜蓿生长并未产生毒害作用,当SWCNTs的添加量为5 g·kg^-1时,紫花苜蓿根长、地上部鲜质量和根鲜质量与对照（不添加SWCNTs）相比分别显著增加了21.44%、49.13%和100.00%（P<0.05）。qPCR和高通量测序结果表明,添加SWCNTs对土壤细菌生物量、丰富度和多样性无显著影响,但显著改变了土壤细菌群落组成。较高添加量的SWCNTs（5 g·kg^-1）显著降低了污染土壤中PAHs潜在降解菌属Phenylobacterium、Reyranella、Brevundimonas和Pseudorhodoferax的相对丰度。研究表明,添加SWCNTs抑制了根际土壤中PAHs的去除,尤其是5环和6环PAHs,同时改变了土壤中微生物群落,并且抑制了与PAHs降解相关的微生物。     

多环芳烃污染土壤的植物修复研究进展

多环芳烃是一类广泛存在于环境中的持久性有机污染物,它不仅降低环境质量还会危害人体健康。植物修复是近年来发展起来的一种利用植物修复环境污染的技术,也是当前生物修复研究领域中的热点,许多实验证明植物能够促进土壤中多环芳烃的去除。植物修复的机理主要包括植物对多环芳烃的直接作用、根际微生物的降解作用和植物与微生物的联合作用,植物修复的效率会受多种环境因素的影响。为此,对植物修复多环芳烃污染土壤的植物筛选、修复机理、影响因素进行了概括,并对国内外近年来植物修复技术在多环芳烃污染土壤修复中的应用、研究成果和存在的一些问题进行了综述。     

菲高效降解菌的筛选及其降解中间产物分析

生物降解是多环芳烃从环境中去除的主要途径,而获得高效降解多环芳烃的优势微生物是当前进行多环芳烃污染生态系统修复的关键所在。本研究采用水-硅油双相体系从污染土壤中富集到3个以菲为惟一碳源和能源的混合菌系GY2、GS3和GM2,这3种混合菌在72h内对初始浓度为100mg·L-1菲的降解率分别达到99.9%、99.9%和91.9%。从GY2中分离得到高效降解菲的菌株GY2B,48h对菲的降解率达到99.1%。经UV-Vis和GC-MS分析发现,混合菌GY2降解菲的中间代谢产物主要有1-羟基-2-萘酸和1-萘酚,纯菌GY2B降解菲的中间代谢产物主要有水杨酸、1-萘酚和1-羟基-2-萘酸。     

腐植酸对土壤持留多环芳烃的影响

用腐植酸（HA）提取3种土壤（污灌区土壤、经过氧化的清洁土壤和未经氧化的清洁土壤）中的多环芳烃（PAHs）,对比其提取PAHs浓度的变化。结果表明,PAHs的可提取率受其自身性质和PAHs在土壤中持留时间的影响,并随着HA浓度的增加而增加。与氧化土壤相比,未氧化土壤中PAHs的可提取量较小,表明天然HA增加了土壤中PAHs的持留。污灌区土壤中PAHs可提取率较低,其可提取程度远远小于人工污染土壤。     

土壤和植物样品的多环芳烃分析方法研究

采用超声提取的前处理方法并结合HPLC/UV分离和分析技术,研究了土壤和植物样品的多环芳烃(PAHs)分析方法。结果表明,植物样品中供试6种PAHs的方法回收率为76.00%￣103.1%,相对标准偏差(RSD)均小于4.1%。土壤样品(干土或湿土,湿土含水量为50%田间持水量)中6种PAHs的方法回收率均高于85%,RSD则低于3.1%;但干土的方法回收率要高于湿土,RSD则比湿土略低。所建立的分析方法具有操作简单、省时的优点,有可接受的回收率和较好的重复性,可用于污染土壤和植物样品的PAHs检测分析。     

多环芳烃对土壤线虫和微生物生物量的影响

通过向土壤中添加不同浓度的3种多环芳烃(PAHs)蒽、2-甲基蒽和7,12-二甲基苯并[a]蒽,研究PAHs对土壤微生物生物量碳和土壤线虫的影响。结果表明,土壤微生物生物量碳随PAHs浓度增加而呈指数下降,说明PAHs可抑制土壤微生物活性。土壤线虫总数随PAHs浓度不同而变化,低浓度和高浓度条件下土壤线虫总数增加,中等浓度对土壤线虫总数无影响。土壤线虫中食植物线虫和食细菌线虫占总数的81.8%,PAHs加入后此两类线虫仍占绝对优势,占总数的77.0%-92.8%。但线虫营养类群发生变化,食植物线虫和杂食性线虫比例增高,而食细菌线虫和食真菌线虫比例趋于降低,这主要由PAHs对土壤微生物的影响所致。     

鞘氨醇单胞菌GY2B降解菲的特性及其对多种芳香有机物的代谢研究

采用室内培养的方法，研究了一株鞘氨醇单胞菌GY2B以菲和其他芳香化合物为惟一碳源的降解特性。结果表明，菌株GY2B对10和60mg·L^-1初始浓度的菲，分别在24和60h几乎降解完全，而对230mg·L^-1初始浓度的菲，48h的降解率达到70％左右。此后菲浓度基本不再减少，到120h仍有大量的菲残留。计算表明，菲的初始浓度和菌株的比生长速率之间没有显著的相关性。进一步研究发现了高初始浓度的菲样品中会积累大量的中间产物1-羟基-2-萘酸。菌株GY2B降解水杨酸、1-羟基-2-萘酸和萘的过程中检测到2-羟基粘康酸半醛的吸收峰，该菌可能通过相同的途径降解这3种化合物。试验还证实菌株GY2B降解菲的过程也有2-羟基粘康酸半醛这种中间产物，更加明确了菌株GY2B先通过水杨酸途径，再经过邻苯二酚间位途径来降解菲。     

黑麦草对多环芳烃污染土壤的修复作用及机制

采用盆栽试验方法,研究了黑麦草(LoliummultiflorumLam)对土壤中菲和芘的修复作用。供试污染土壤中菲和芘的起始浓度分别为0￣456.5和0￣488.7mg·kg-1。结果表明,黑麦草可明显促进土壤中菲和芘的降解。45d后,种植黑麦草的土壤中菲和芘的去除率分别为85.80%￣90.79%和44.32%￣89.21%,均显著高于无植物对照;而残留浓度则比对照约低53.6%和78.3%。修复过程中,尽管黑麦草本身可吸收积累菲和芘,且根和茎叶中菲和芘的含量均随土壤中菲和芘浓度的提高而明显增大,但植物吸收积累并不是黑麦草促进土壤中菲和芘降解的主要原因,其贡献小于0.54%;与微生物对照相比,植物修复效率明显提高,主要是植物促进了土著微生物对土壤中菲和芘的降解作用。