林少华[1]2003年在《土壤颗粒对水中多环芳烃吸附特性研究》文中研究指明多环芳烃是环境中重要的一类有毒有害化合物，是最早被发现的环境致癌物，其中最具有代表性的致癌物是苯并[a]芘。多环芳烃除了能够致癌，还具有致突变、致畸等特性。由于多环芳烃具有较强的惰性，所以，它们能够比较稳定地、广泛地存在于环境中。当含有多环芳烃的废水如焦化废水排放到环境中后，首先接触的是土壤颗粒，为了明确多环芳烃在土壤中的迁移过程，本论文主要就土壤颗粒对废水中多环芳烃的吸附特性进行了系统性研究。 研究工作针对含有多种多环芳烃的焦化废水，用土壤颗粒作为吸附剂，进行了静态和连续动态吸附实验。静态实验结果表明，土壤对焦化废水中以UV_(254)为代表的具不饱和键有机物去除主要是分配作用的结果，其吸附速度非常快，且温度的影响很小；土壤对多环芳烃的吸附去除效果明显，其中苊和菲的吸附等温线呈线性。但是，单位质量土壤对焦化废水中UV_(254)的吸附容量远小于粉末状活性炭。土壤对多环芳烃吸附的宫幼随着其环数及分子量的增加而增强，而活性炭对不同多环芳烃均具有很高的去除率，且去除率相对稳定。 连续动态实验表明，在固定床中，土壤对焦化废水中的萘、苊、芴、蒽、菲、荧蒽、芘、苯并[a]蒽、(艹屈)等代表性多环芳烃物质具有明显的吸附作用；出水中多环芳烃的残余率随着其环数及分子量的增加而降低，动态实验的规律与静态实验基本一致。土壤对焦化废水中UV_(254)并不存在一个典型吸附带，但其吸附容量实际利用率普遍较高，且吸附容量实际利用率随着平均接触时间的增加而升高。
熊巍[2]2007年在《多环芳烃在土—水—根多介质间的分配作用研究》文中认为防治和修复土壤有机污染、保障土壤环境安全，以实现土壤资源的可持续利用是当前全球关注的一个焦点。多环芳烃在土—水—根多介质间分配作用的研究，将为针对性地拟订经济高效的土壤有机污染防治和修复的实用技术提供基础依据。本文在评述各环境介质间多环芳烃分配作用研究现状的基础上，以菲为多环芳烃代表物，研究了土壤对菲的吸附作用及其与土壤组成和性质的关系；探讨了溶解性有机质(dissolovd organic matter，DOM)和共存重金属对土壤吸附菲的影响规律和原理；比较研究了植物根对菲的吸收和吸附作用，初步探讨了两者分配系数与植物组织组成的关系。主要成果如下：(1)研究了有机碳含量不同的七种土壤对菲的吸附作用。结果表明，供试土壤对菲的吸附曲线均为线性，且其吸附系数K_d值与土壤有机碳含量正相关；分配作用是供试土样吸附菲的主要机理。(2)研究了外源DOM和土壤本身固有的内源DOM对有机碳含量不同的六种土壤吸附菲的影响。外源DOM来自于稻草腐熟物。结果表明，去除内源DOM后，供试土样吸附菲的K_d值增加了3.13～21.5％，增加量(△K_d)和增加幅度与f_(oc)正相关，表明土壤中存在的内源DOM抑制土壤对菲的吸附。而外源DOM对土壤吸附菲的影响与其浓度密切相关。在供试浓度范围(0～106 mg DOC／L)内，红粘田吸附菲的K_d值随加入外源DOM浓度的提高先增大后减小。外源DOM浓度为28 mg DOC／L时，红粘田吸附菲的K_d值增加了19.5％；而当浓度≥52 mg DOC／L时，外源DOM则明显抑制菲的吸附。内源和外源DOM对土壤吸附菲的影响，主要与DOM和菲在溶液中的结合作用、在土壤中的累积吸附效应等有关。(3)研究了Pb、Zn、Cu污染后土壤对菲的吸附作用。结果表明，分配作用是供试土样吸附菲的主要机制，重金属污染与否，土样对菲的等温吸附曲线均呈线性。实验条件下，重金属污染后黑土对菲的吸附作用明显增强，且随重金属含量提高，黑土对菲的吸附系数(K_d)和有机碳标化的吸附系数(K_(oc))增大。由于重金属的“键桥”作用，黑土吸附菲的平衡溶液中水溶性有机质(DOM)浓度降低，土壤固相有机质含量略有增加(不超过原有有机质含量的2.61％)。计算了这部分增加的固相有机质对菲的吸附系数K_(Ph／soc)，并分析了溶液中DOM对土壤吸附菲的影响。结果显示，溶液中DOM浓度变化及其与菲的结合作用对重金属影响土壤吸附菲的贡献甚微；而K_(ph／soc)值则比土壤原有有机质对菲的吸附系数K_d值大2～3个数量级，这是重金属污染导致土壤吸附作用增强的根本原因。(4)植物根对菲的吸收作用与其吸附规律有相似性。吸收实验表明，根中菲含量与水中菲浓度正相关，吸收曲线也呈线性，且不同植物根吸收菲的分配系数与根脂肪含量正相关。但供试植物根吸收菲的分配系数(K_d’)为579～905 L／kg，要小于相应植物根吸附菲的分配系数(K_d)；这一方面是由于实验条件下植物吸收未达到平衡，另一方面也与根吸收菲后的传输作用、植物代谢作用、植物生长稀释效应等有关。
魏妍[3]2010年在《水中多环芳烃的微生物修复技术研究》文中研究表明多环芳烃(polycyclic aromatic hydrocarbons,PAHs)是一类持久性有机污染物,在环境中会通过食物链在生物体内积累,对其产生“叁致”作用——致畸、致癌、致突变。PAHs污染物主要分布在水体沉积物、水体水相、土壤及大气中。在环境中的治理途径有光降解、微生物降解、植物修复、植物-微生物联合修复等,微生物降解多环芳烃具有环保、高效、廉价的的优点,被公认为是去除环境中多环芳烃的重要途径之一。土壤中PAHs的生物修复技术研究较多,但水相中PAHs的生物修复技术尚未建立,本文的研究目的是针对水相中的PAHs,筛选PAHs高效降解菌,并建立其微生物修复技术。本文采用水-硅油双相系统筛选法,从武汉石化厂活性污泥中筛选到一组混合降解菌,并从中分离出2株多环芳烃萘、菲、芴、芘、荧蒽的高效降解菌—W3和W10。在PAHs浓度为30mg／L的无机盐-硅油培养液中培养5天后,混合降解菌对萘、菲、芴、芘、荧蒽的降解率分别达到99%、86.6%、90.2%、91.8%、95.2%,而W3的降解率达到了94%、81.15%、87.65%、91.64%和87.2%,W10则达到了92.5%、77.3%、87.9%、87.75%、83.25%。经形态观察和16S rDNA序列比对分析,W3属于假单胞菌属(Pseudomonas sp.),国内外的文献报道也证明假单胞菌是一类能广泛而且有效地降解PAHs的细菌,W10则属于产碱菌属(Alcaligenes sp.)。在实验室采用投菌法对W3进行了初步的水相生物修复研究,结果表明按3%的投菌量投菌时,投加菌密度为3.15×106个／mL时,W3在水体中对萘、菲、芴、芘、荧蒽的降解率分别为34.07%、24.78%、56.95%、19.67%、35.1%；投加菌密度为4.76×107个／mL时,W3在水体中对萘、菲、芴、芘、荧蒽的降解率分别为59.27%、44.35%、66.64%、26.4%、53.86%。以聚氨酯泡沫为载体固定化W3处理PAHs污染水体,水相中的荧蒽减少最多,达到27.2%。在12小时停留时间内PAHs的去除主要为聚氨酯泡沫的吸附作用,由于停留时间很短微生物的降解作用尚不明显。以弹性立体填料为固定化载体的小试中,萘、菲、芴、芘、荧蒽的去除效率最高可达到25.74%、17.58%、31.3%、15.51%、22.31%。
刁静茹[4]2017年在《LED3A的增溶/螯合性能及其对Cu（Ⅱ）-菲复合污染黄土的洗脱作用及机理》文中认为复合污染是土壤污染的普遍现象,其中重金属-多环芳烃(PAHs)复合污染占很大的比重。通常,复合污染土壤较单一污染土壤更难于修复。在诸多污染土壤修复技术中,化学淋洗修复技术因周期短、效果显着而被广泛应用于单一污染或同类污染物形成的复合污染,如螯合剂修复重金属污染土壤、表面活性剂修复有机污染土壤。近几年,有研究者将螯合剂与表面活性剂联用,处理重金属-PAHs复合污染土壤,但存在过程不易调控、洗脱液处理困难或淋洗液(如乙二胺四乙酸,EDTA)不易生物降解等问题。因此,选择与重金属和有机污染物同时具有较强作用的增效试剂,是重金属-有机物复合污染土壤化学淋洗修复迫切需要解决的问题。本文选用兼具表面活性和螯合功能且易降解的螯合型表面活性剂,十二酰基乙二胺叁乙酸盐(LED3A)作为增效试剂。采用批平衡实验方法,研究了LED3A对溶液体系中PAHs的增溶作用、对重金属的螯合作用机理和主要影响因素;分别考察了LED3A对混合PAHs的增溶程度、对混合重金属氢氧化物的螯合顺序、对菲和Cu(OH)_2共存体系的增溶/螯合作用效果及其相互影响;探究了LED3A、Cu(Ⅱ)和菲在黄土上的吸附行为和主要影响因素;并在此基础上研究了LED3A对Cu(Ⅱ)、菲单一和复合污染黄土的洗脱作用和机理。论文取得了以下研究成果:(1)LED3A临界胶束浓度为707 mg·L~(-1)(25℃)。温度、pH值、共存离子等因素都会影响LED3A溶液增溶PAHs的性能。LED3A可增溶菲,胶束增溶效果显着,溶液pH值、共存重金属离子是影响增溶的主要因素,pH值在4~7之间增溶效果最显着,共存Cu(Ⅱ)会显着提高LED3A对菲的增溶能力。一级动力学方程最适合描述LED3A对菲的增溶过程。LED3A对不同PAHs的增溶程度大小顺序为芘>菲>萘。LED3A对菲的增溶性能,与两种常用阴离子表面活性剂十二烷基苯磺酸钠(SDBS)和十二烷基硫酸钠(SDS)相近。(2)LED3A胶束螯合能力大于单体。LED3A可通过与重金属离子M(Ⅱ)发生螯合,而促进难溶重金属氢氧化物M(OH)_2的溶解,并形成稳定可溶的螯合物LED3A-M。LED3A与Cu(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)的配位稳定常数大小次序为Cu(Ⅱ)>Zn(Ⅱ)>Cd(Ⅱ)。LED3A对Cu(OH)_2的溶解过程为自发、吸热的熵增过程。一级动力学方程最适合描述LED3A对Cu(Ⅱ)的螯合溶解过程。pH对LED3A溶解Cu(OH)_2影响较大,pH在5~9之间溶解效果较好,共存Ca(Ⅱ)、Mg(Ⅱ)离子会对LED3A溶解Cu(OH)_2产生抑制作用,菲的存在对LED3A溶解Cu(OH)_2几乎无影响。(3)LED3A在增溶二元或叁元混合PAHs时,共存的有机物彼此之间会产生促进增溶作用,LED3A增溶叁元混合PAHs体系的增溶程度顺序为芘>菲>萘。LED3A胶束螯合溶解二元或叁元混合M(OH)_2时,不同重金属之间存在螯合竞争,产生相互抑制作用,LED3A螯合溶解叁元混合M(OH)_2的溶解量顺序为Cu(OH)_2>Cd(OH)_2>Zn(OH)_2。螯合饱和的LED3A-Cu(Ⅱ)溶液可以促进菲的增溶,增溶饱和的LED3A-菲体系对Cu(Ⅱ)的螯合能力亦有所提高。LED3A可同时增溶多环芳烃和螯合重金属。(4)LED3A、菲和Cu(Ⅱ)在黄土上的吸附均符合准二级动力学模型。Langmuir、Freundlich及D-R模型均可较好地拟合LED3A在黄土上的吸附过程;LED3A的吸附量随温度、pH增大而减小,随离子强度和水土比的增大而增加;LED3A的吸附损失(25℃)为34.82%。菲在黄土上的吸附等温线符合Henry线性模型;升高温度、增大pH值吸附量减小,Cu(Ⅱ)对菲的吸附有弱抑制作用;低浓度LED3A对菲的吸附有促进作用,但LED3A自身达到吸附饱和后,会对菲的吸附产生抑制。Langmuir模型适合描述Cu(Ⅱ)在黄土上的吸附;升高温度、增大pH,Cu(Ⅱ)的吸附量增加;菲的存在会抑制Cu(Ⅱ)的吸附;LED3A浓度大于3000 mg·L~(-1)时,对Cu(Ⅱ)的吸附有促进作用。(5)LED3A对单一Cu(Ⅱ)、菲和Cu(Ⅱ)-菲复合污染土壤的洗脱动力学过程均符合准二级动力学模型。LED3A不仅可以去除土壤中单一Cu(Ⅱ)、菲污染物,还可以同时洗脱土壤中共存的Cu(Ⅱ)和菲;对单一污染土壤的洗脱效果略好于复合污染土壤。LED3A对Cu(Ⅱ)-菲复合污染土壤中两种污染物的最大一次洗脱率都可达到60%以上,复合污染土壤中Cu(Ⅱ)对菲的洗脱有抑制作用,而菲对Cu(Ⅱ)的洗脱影响不显着。LED3A可在较宽的pH范围内(5~10)应用。初步比较了LED3A和螯合剂与表面活性剂复配体系EDTA-SDS、EDTA-TX100(聚乙二醇辛基苯基醚)对复合污染土壤的洗脱效果,复配体系对Cu(Ⅱ)的洗脱率较LED3A高10~20%左右,对菲的洗脱率较LED3A高约5~15%。总之,新型螯合型表面活性剂LED3A可有效增溶PAHs和螯合重金属,可实现对重金属-有机物复合污染土壤中两种污染物的同时有效洗脱,有望作为复合污染土壤的化学淋洗试剂,在重金属-有机物复合污染土壤修复中具有广阔的应用前景。
吴应琴[5]2007年在《表面活性物质对多环芳烃的增溶作用及微生物可利用性的影响》文中进行了进一步梳理本文针对多环芳烃水溶性低、吸附性强和生物可利用性低的特点,以及常用增溶剂-化学表面活性剂难以微生物降解,可引起环境二次污染的现状,系统研究了生物表面活性物质皂角苷和腐殖酸对疏水性难溶有机污染物多环芳烃的增溶作用及机理;重点比较了皂角苷和腐殖酸与化学表面活性剂的增溶能力;研究了皂角苷-非离子混合表面活性剂对多环芳烃的协同增溶作用;首次提出以皂角苷和腐殖酸为增溶剂,研究了它们对多环芳烃-蒽微生物降解过程的影响,并与非离子化学表面活性剂Tween80作了相应的比较。试图找出新型、高效的增溶试剂和增溶体系,降低修复成本,提高修复效率,为高效、快速、安全、实用的表面活性剂增效修复技术提供理论依据。第一章表面活性物质增效修复多环芳烃污染土壤及地下水的研究进展多环芳烃由于其致癌性、致突变性而受到广泛关注。本文介绍了多环芳烃的来源、种类、分布及性质,阐明了多环芳烃对人体的危害,并介绍了多环芳烃污染的化学修复、生物修复、化学与生物相结合的修复机制。概述了近年来在多环芳烃污染土壤及地下水修复中关于表面活性剂的研究进展,探讨了提高多环芳烃修复速率的途径及其存在的一些问题,同时展望了今后的发展趋势。第二章生物表面活性剂-皂角苷对多环芳烃的增溶作用比较了生物表面活性剂-皂角苷(Saponin)与两种化学表面活性剂-聚氧乙烯月桂醚(Brij35)和曲拉通100(TX100)对多环芳烃(PAHs)蒽和菲在水溶液体系中的增溶作用及皂角苷与叁种化学表面活性剂-聚氧乙烯月桂醚(Brij35)、曲拉通100(TX100)和十二烷基硫酸钠(SDS)对土壤中多环芳烃蒽和菲的解吸行为的影响。结果表明,在水溶液体系中,当表面活性剂的浓度在其临界胶束浓度(CMC)以下时,对蒽和菲的增溶程度较弱,增溶顺序为:Saponin＞Brij35＞TX100;在CMC以上时,表面活性剂对蒽和菲产生显着的增溶作用,增溶顺序为:Brij35＞Saponin-＞TX100。当皂角苷与化学表面活性剂溶液混合时,混合溶液的胶束/水中溶质的分配系Kmc增大,对蒽和菲产生协同增溶作用,其顺序为:Saponin-Brij35＞Saponin-TX100,协同增溶程度在19.97-87.19%之间。同样,在水-土体系中发现,当表面活性剂的浓度低于或接近于CMC时,对PAHs的解吸没有明显的促进作用,当表面活性剂的浓度高于CMC后,表面活性剂对土壤中PAHs的解吸过程有显着的促进作用。第叁章腐殖酸对多环芳烃的增溶作用及其影响因素对比研究了腐殖酸(HA)及3种非离子表面活性剂(Tween20、Tween80、TX100)对典型的多环芳烃蒽的增溶性,并探讨了离子强度、共存有机物对腐殖酸增溶多环芳烃行为的影响。实验发现,当表面活性物质浓度大于临界胶束浓度(CMC)时,腐殖酸及3种非离子表面活性剂对多环芳烃均有较好的增溶效果,而且溶解度与表面活性物质浓度成正比线性相关,其增溶效果为HA＞Tween20＞Tween80＞TX100。由于腐殖酸与化学合成表面活性剂相比易于生物降解,因此腐殖酸可以作为一种理想的化学表面活性剂的替代品来处理多环芳烃污染比较严重的土壤。第四章蒽在腐殖酸溶液中的增溶热力学及动力学本文研究了疏水性污染物蒽在腐殖酸溶液中的溶解热力学及动力学特征。研究结果表明,腐殖酸对蒽有一定的增溶性,而且随着温度的升高,增溶程度增强。蒽在腐殖酸溶液中增溶行为为自发、吸热的熵增过程,△G~θ=-13.63 KJ·mol~(-1),△H~θ=11.96 J·mol~(-1),△S~θ=45.78 J·K~(-1)·mol~(-1);在35℃、45℃下△G~θ分别为-14.09 KJ·mol~(-1)和-14.55 KJ·mol~(-1)。同时,用几种溶解动力学曲线对腐殖酸增溶蒽的溶解动力学曲线进行了拟合,结果表明腐殖酸增溶蒽的溶解动力学曲线更符合Elovich方程。第五章皂角苷及腐殖酸对微生物降解蒽的影响研究了皂角苷(生物表面活性剂)和腐殖酸(类表面活性物质)对微生物降解蒽的影响,并与Tween80(化学表面活性剂)对蒽的增溶及促进微生物降解的作用进行对比。结果表明,在不加任何表面活性物质时,微生物需要7d产生足够的糖脂使蒽溶解,并发生微生物降解。皂角苷、腐殖酸和、Tween80均能较大程度的加速蒽的降解,而且在相同条件下皂角苷及腐殖酸的效果明显优于Tween80。腐殖酸及皂角苷大大缩短了微生物降解蒽的时间,在2～4d内蒽的降解率可分别达到98.2%和98.4%。同时发现腐殖酸的浓度、蒽的初始浓度均影响着蒽的微生物降解速率。
许晓伟, 黄岁梁[6]2011年在《地表水中多环芳烃迁移转化研究进展》文中研究表明多环芳烃类(Polycyclic Aromatic Hydrocarbons,PAHs)物质是广泛存在于环境中的一类持久性有机污染物,具有难降解、易富集和"叁致"的特点,可能严重危害人类健康和生态环境。文章主要阐述PAHs在环境中的污染,重点是对地表水环境的污染;总结PAHs在地表水环境中迁移转化研究的进展和成果,重点探讨了多环芳烃在水-颗粒物(沉积物)间的吸附解吸研究进展,也对多环芳烃在气-水间的交换、光降解、植物吸收、微生物降解等迁移转化行为做了简单综述;认为今后的研究方向是对多环芳烃的吸附动力学模型及吸附影响因素的深入研究,及水中多环芳烃的植物及微生物修复降解研究。
梁艳[7]2009年在《长江嘉陵江重庆段多环芳烃污染状况及风险评价》文中进行了进一步梳理多环芳烃(PAHs)是广泛存在于各环境介质中的一类持久性有机污染物,具有“叁致”效应(致癌、致畸、致突变)。目前世界上大部分地区的水体都不同程度地受到多环芳烃的污染。本文以长江嘉陵江重庆段表层水为研究对象,采用液-液萃取、气相色谱-氢火焰离子化检测器(GC-FID)对2008年6～11月长江嘉陵江重庆段12个采样点五种多环芳烃进行检测,分析其污染水平、分布规律并进行了健康风险评价。本次研究中,所分析水域除苯并[a]芘(B[a]p)检出率稍低外,萘(Nap)、苊(Ace)、芴(Fle)和荧蒽(Flu)在各采样点普遍检出。所有采样点中多环芳烃的检出浓度范围Nap为0.011～10.983μg/L;Ace为0.007～2.138μg/L;Fle为0.009～7.830μg/L;Flu为0.003～4.582μg/L;B[a]p为0.006～1.566μg/L。整体上长江和嘉陵江5种PAH浓度上游至下游变化差异较大,5种PAH总浓度(∑5PAHs)六个月的平均值范围在1.220～5.669μg/L之间。与相关水环境质量标准比较,Ace、Fle和Flu浓度低于英国推荐的水生生物慢性毒性标准值,但大部分采样点中Nap和B[a]p超出该标准。各采样点中Flu都超出了水生生物光毒性标准值。此外,所研究区域中Fle和Flu浓度低于EPA推荐的水质标准;B[a]p检出率和检出浓度虽然比另四种多环芳烃低,但所有采样点中检出浓度皆超出水环境质量标准。长江和嘉陵江∑5PAHs的浓度波动较大。整体上长江∑5PAHs高于嘉陵江。各采样点中,Nap浓度波动最大,在长江和嘉陵江汇合段浓度较高,另四种PAH在12个采样点中浓度变化相对较小。所研究水体多环芳烃含量空间分布与沿岸工业布局和城市分布存在一定的相关性。5种PAH季节差异较大,7月∑5PAHs较高,8月和11月较低。该区域PAHs组分以二环和叁环为主。通过建立水环境健康风险危害模型,结果表明长江嘉陵江重庆段代表性断面PAHs经食入途径所造成的个人年风险及总风险中,非化学致癌物Nap、Ace、Fle和Flu的个人年风险范围分别为:1.12×10~(-11)a~(-1)～9.89×10~(-11)a~(-1),6.98×10~(-13)a~(-1)～5.92×10~(-11)a~(-1),5.50×10~(-13)a~(-1)～3.15×10~(-11)a~(-1),1.89×10~(-12)a~(-1)～7.48×10~(-12)a~(-1),低于可忽略风险水平;化学致癌物B[a]p的个人年风险在1.16×10~(-8)a~(-1)～1.20×10~(-6)a~(-1)之间,低于ICRP推荐的最大可接受年风险水平(5.0×10~(-5)a~(-1))。总体上五种PAH健康危害风险水平尚在可接受范围内。为控制该区域多环芳烃污染提供完备的背景资料,应完善对该区域各环境介质中多环芳烃污染状况的研究。
孙红文, 霍崇, 王翠萍[8]2007年在《土壤中多环芳烃的SPMD辅助解吸行为研究》文中研究说明为了开发一种表征土壤中憎水性有机污染物解吸及生物有效性的新方法,建立了半透膜被动采样装置(SPMD)研究土壤中有机污染物解吸行为的方法,利用SPMD分析了多环芳烃菲、芘和苯并[a]芘在3种不同性质土壤中的辅助解吸行为.结果表明,SPMD是一种很好地表征土壤中憎水性有机污染物解吸及生物有效性的手段.SPMD辅助解吸多环芳烃的效率与土壤有机质及多环芳烃性质有关.随着土壤有机质含量的降低,土壤中菲和芘的SPMD解吸率逐渐升高,对于10 mg/kg染毒水平,当土壤有机质含量由18.68%降低到0.3%时,2种化合物的解吸率分别由56.45%和48.28%上升到接近100%;但是对于苯并[a]芘,粘土表现出明显的滞留能力,在有机质含量(0.3%)很低、粘土含量(39.05%)较高的3号土壤中,苯并[a]芘的解吸率仅有66.97%.不同多环芳烃SPMD辅助解吸率差别很大,随着土壤有机质含量的降低,以及污染物浓度的提高,菲和芘的解吸差异逐渐缩小,而苯并[a]芘与上述2种多环芳烃的差异很大,主要是由于苯并[a]芘具有高度亲脂性,并且分子较大,造成其容易滞留在粘土的微孔及有机质的致密结构中.
蓝家程[9]2014年在《岩溶地下河系统中多环芳烃的迁移、分配及生态风险研究》文中提出岩溶地下水资源对我国西南岩溶区的重要性不言而喻,然而随着社会经济快速发展和城市化进程的加快,我国西南岩溶区水环境问题日益突出。这不仅与人类活动有关,同时也与岩溶环境本身的脆弱性密切相关。多环芳烃(PAHs)是一类持久性有机污染物(POPs),普遍存在于环境介质中,其主要来自能源的燃烧。由于其具有毒性、能致癌、致突变而受到广泛关注。一旦进入岩溶环境有可能成为其最终归宿,危害岩溶生态系统和人类健康。为此,弄清岩溶地下河系统多环芳烃的来源、组成特征、环境行为、迁移和分配过程及生态风险,有助于提高对多环芳烃在岩溶地下河系统的污染机理的认识,具有重要意义。本论文以重庆市南山老龙洞地下河系统为例,通过野外岩溶水文地质和污染源地面调查,野外定位观测、降雨期间采样监测,利用气相色谱—质谱联用仪为主要分析测试手段,以地下河及其地表污染来源为主线,研究多环芳烃在土壤、地表水、悬浮颗粒物、地下水、沉积物中的分布和污染特征及来源,分析多环芳烃在地下河中多相分配及影响因素,探讨多环芳烃在岩溶地下河系统中的迁移传输过程。结果分析表明：1、地下河流域环境介质中PAHs含量、组成及污染水平。老龙洞流域表层土壤PAHs总量变化范围为277～3301ng/g,平均值为752.6±635.5ng/g,其组成以2-3环为主。其中7种致癌性PAHs总量平均占到∑PAHs的36.17%。土壤有机质(SOM)可能是影响PAHs含量的主要因素。受污水、季节的影响及不同PAH化合物的性质差异,水中]PAHs含量和组成呈现不同的变化特征。与溶解态PAHs相比,地下河颗粒态PAHs含量较低,表现为雨季水中赋存于颗粒物上的PAHs含量高于旱季,主要与颗粒物的来源和性质有关。流域内水中PAHs以及悬浮颗粒物结合的PAHs组成均以低环为主,而高环PAHs几乎未检测到,这与低环溶解性相对较高有关。相对于溶解态PAHs,沉积物中,高环PAHs的比重相对富集,表明随着分子量的增大,PAHs化合物倾向于吸附在颗粒物上根据Mali szewska-Kordybach制定的土壤PAHs污染标准,研究区表层土壤PAHs污染水平分别达到轻、中等和重污染水平,其中大部分为中等污染水平；根据Baumard等的划分标准,老龙洞地下河沉积物PAHs污染处于中等到高污染水平。按照荷兰地下水水质标准和加拿大水质标准,老龙洞流域水中PAHs以低环污染为特征；而以PAHs总量来看,地下河流域水中PAHs污染只有少数月份超出中国饮用水标准。与其他地区河流相比地下河PAHs污染水平居中,但岩溶区特殊的形态和环境有利于富集PAHs等持久性有机污染物,应该引起足够的重视。根据地下河潜在来源水中PAHs分子量特征及PAHs同分异构体比值解析表明,流域内水中PAHs主要来自于石油源；综合运用PAHs分子量特征比值、同分异构体比值和主成分/多元线性回归分析表明,流域内土壤PAHs污染主要来自交通排放与煤炭、石油及生物质的燃烧源和石油产品泄漏的混合源,其中来自于燃烧源占56.4%,而石油源占到43.6%。2、岩溶地下河PAHs多相分配及影响因素。研究表明有机质是控制老龙洞地下河水相、沉积物、颗粒物中PAHs的行为和归宿的重要的因素。其中溶解性有机碳(DOC)、有机碳(TOC)与PAHs的关系相对明确,而与颗粒物有机碳(POC)的关系比较复杂。溶解性有机质(DOM)能够促进和积累低环的溶解态PAHs,是影响溶解态PAHs含量的主要因素,同时是高环PAHs重要的贮存库。悬浮颗粒物(SPM)是影响溶解态PAHs含量的因素之一。与溶解相PAHs有所不同,颗粒物有机质(POM)对PAHs的影响不显着,主要是因为存在DOM等胶体物质的影响。老龙洞地下河沉积物TOC与总PAHs含量成显着正相关,表明了沉积物有机质是影响沉积物PAHs含量的主要因素,但InP、DaA和BgP与TOC并不显着相关。说明除了有机质外,还有另外的因素在影响沉积物PAHs的含量,需要更为详细的分析。通过研究表明颗粒相—水相PAHs分配系数与POC无关系,而悬浮颗粒物对分配系数有显着影响,原因是悬浮颗粒物浓度能够带来更多的DOC,导致DOM与POM相互竞争吸附PAHs。通过研究PAHs在沉积物—水相间的分配,获得了表征有机碳归一化的分配系数Koc与辛醇-水分配系数Kow之间的线性自由能方程。发现地下河沉积物对PAHs化合物的亲脂性较差。3、岩溶地下河系统PAHs迁移传输过程。老龙洞地下河水与流域内其它水中PAHs相似的组成特征,示踪试验和不同水之间PAHs含量关系表明了岩溶形态对地下河系统PAHs的迁移有重要的作用。通过地下河上游与下游PAHs含量及组成比较发现2-3环PAHs表现为远距离迁移,而4-6环PAHs亲颗粒性高,溶解性低,容易被沉积物或者碳酸盐岩吸附,迁移能力不足。多环芳烃在地表土壤和地下河沉积物间的交换模式表明,地下河出口沉积物主要来源于上游水体传输及地表土壤的输入。降雨监测表明,降雨期间落水洞的水输入和地表水渗入是控制PAHs迁移过程的主要因素,不同结合态的PAHs受控于水动力条件。降雨能够促进地下河系统PAHs由地表向地下迁移,而且流量越大,迁移量越大,一旦有足够的雨强,不仅带来更多的悬浮颗粒物,而且使高环PAHs更容易迁移,同时迁移过程中受DOC、POC、悬浮颗粒物浓度及颗粒物本身的种类和性质的影响,使得PAHs在各相中的分配产生差异。4、岩溶地下河流域PAHs的生态风险评价。运用风险商值(RQ)法对水中PAHs生态风险进行评价,结果发现在检测到的PAH化合物的生态风险水平处于中等污染和重污染风险。以总PAHs来看,桂花湾泉和老龙洞地下河出口达到高风险等级,已严重污染；赵家院子泉和地表水处于中等风险2级别。老龙洞沉积物PAHs处于低风险水平,很少产生负面生态效应,而仙女洞PAHs污染存在较高的生态风险,这与ERL/ERM和TEL/PEL法,平均效应区间中值商法(M-ERM-Q)评价结果基本一致。土壤PAHs污染为中等风险。老龙洞流域水中3环PAHs对生态压力贡献较大,而土壤和沉积物中2环和3环贡献较大,因此需要采取有效措施减少2-3环PAHs的污染。表层岩溶系统由于土层薄,岩溶裂隙发育,利于PAHs进入表层泉,导致桂花湾泉和赵家院子泉PAHs污染仍存在较高的生态风险。黄桷垭污水切断前后,老龙洞水PAHs污染分别处于高风险和中等风险状态。地下河的补给来源的介质中PAHs污染的生态风险越高,地下河中PAHs污染的生态风险也越高。不同分子量PAHs迁移行为的差异,导致老龙洞地下河上游和下游生态风险水平在水中和沉积物中有所差异,高环PAHs富集在地下河管道,其在逐渐往下游迁移过程中,将对下游的生态构成威胁。
张原原[10]2017年在《生物质炭对土壤中多环芳烃生物有效性的影响研究》文中指出多环芳烃(Polycyclic aromatic hydrocarbons PAHs)是一类重要的环境污染物,是由煤、石油等有机物不完全燃烧产生的含有两个及以上苯环的挥发性碳氢化合物。因其具有致癌、致畸、致突变的“叁致”效应,而被许多国家列入优先控制污染物名单。随着我国工业化的不断发展,产生的PAHs普遍分布于土壤、大气等各类环境介质中。PAHs辛醇水分配系数高,吸附于土壤颗粒上可长久保留在土壤中,通过食物链富集,最终危害人体健康。生物质炭(biochar)是由生物质在完全或部分缺氧的条件下经热解炭化产生的一类高度芳香化、难溶性的固态物质。生物质炭具有较高的碳含量和丰富的养分,多孔结构和巨大的比表面积,具有较强的吸附性能,在维持土壤生态系统平衡方面也发挥着重要的作用。生物质炭可用于PAHs污染土壤的修复,在减少资源浪费的同时还可以改善土壤理化性质、提高土壤肥力和保熵能力。由于生物质炭进入土壤后受土壤环境影响较大,淋溶、氧化等对生物质炭吸附能力的影响亟待深入探讨。为此,本实验选用玉米秸秆制备生物质炭,研究新鲜生物质炭及除灰和氧化之后的生物质炭对土壤中PAHs化学可提取总量、挥发量及基于聚甲醛膜(POM)提取的生物有效性含量的影响,以期为污染土修复提供理论依据。在土壤中施加生物质炭可以提高土壤对PAHs的吸附能力。在施加量为0%~5%范围内,土壤对PAHs的吸附能力随生物质炭的施加量的增加而增大。与对照相比,施加生物质炭使土壤中菲和芘的总量分别下降了15.6%~27.4%和12.8%~36.5%,有效性分别下降了14.7%~37.4%和23.4%~52.3%;施加生物质炭对土壤中PAHs的挥发有一定抑制作用,5.0%施加量的抑制作用最明显。在第0周,5.0%组中菲的挥发量较其他处理组(0.1%、1.0%、2.0%)降低了54.5%~56.5%,芘挥发量降低了81.1%~83.6%,随培养时间增长,土壤中菲、芘挥发量趋于稳定,各处理组间无显着差异(P>0.05);生物质炭在降低土壤中PAHs的总量、挥发量及生物有效性含量方面具有的剂量效应与PAHs的种类有关,且随着生物质炭施用量的增大,剂量效应的差异也增大。在5.0%施用量条件下,新鲜生物质炭与经老化处理后的氧化生物质炭、除灰生物质炭对土壤中菲可提取总量的降低率与对照组相比,分别高27.3%、27.7%、28.5%,芘分别高34.5%、34.8、35.7%,各组间无显着性差异(P>0.05);施加叁种生物质炭都可降低土壤中菲、芘的挥发量,降低率分别为21.9%~25.5%、27.9%~28.6%,新鲜与氧化生物质炭、除灰生物质炭组间无显着性差异(P>0.05);在对土壤中菲生物有效性的降低方面,除灰和氧化炭与新鲜炭除第0周外并无显着差异(P>0.05),而对芘的控制能力方面,氧化生物质炭、除灰生物质炭、新鲜生物质炭的降低率分别为93.1%、92.5%、91.5%,且组间存在显着差异(P<0.05)。
参考文献：
[1]. 土壤颗粒对水中多环芳烃吸附特性研究[D]. 林少华. 西安建筑科技大学. 2003
[2]. 多环芳烃在土—水—根多介质间的分配作用研究[D]. 熊巍. 南京农业大学. 2007
[3]. 水中多环芳烃的微生物修复技术研究[D]. 魏妍. 华中师范大学. 2010
[4]. LED3A的增溶/螯合性能及其对Cu（Ⅱ）-菲复合污染黄土的洗脱作用及机理[D]. 刁静茹. 兰州交通大学. 2017
[5]. 表面活性物质对多环芳烃的增溶作用及微生物可利用性的影响[D]. 吴应琴. 西北师范大学. 2007
[6]. 地表水中多环芳烃迁移转化研究进展[J]. 许晓伟, 黄岁梁. 环境科学与技术. 2011
[7]. 长江嘉陵江重庆段多环芳烃污染状况及风险评价[D]. 梁艳. 重庆大学. 2009
[8]. 土壤中多环芳烃的SPMD辅助解吸行为研究[J]. 孙红文, 霍崇, 王翠萍. 环境科学. 2007
[9]. 岩溶地下河系统中多环芳烃的迁移、分配及生态风险研究[D]. 蓝家程. 西南大学. 2014
[10]. 生物质炭对土壤中多环芳烃生物有效性的影响研究[D]. 张原原. 山西大学. 2017
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