太阳光照射土壤中多环芳烃化合物_PAHs_光催化降解动力学
微生物降解土壤中多环芳烃的研究进展
微生物降解土壤中多环芳烃的研究进展多环芳烃（PAHs）是一类广泛存在于环境中的有机污染物，由于其低挥发性和难降解性，对环境及生物造成较大的危害。
研究发现高效降解PAHs的微生物对于环境污染修复和生物降解技术的发展至关重要。
本文对近年来微生物降解土壤中PAHs的研究进展进行了综述，总结了不同微生物降解PAHs的机制和影响因素。
在微生物降解PAHs的机制方面，研究表明，微生物降解PAHs的主要途径是通过酶的作用将PAHs氧化分解为较小的化合物。
氧化酶是最关键的降解酶，如环氧化酶、苯并三环二酮酶等。
还有一些微生物通过羧化酶、脱氢酶等酶来降解PAHs。
微生物降解PAHs还涉及到一系列辅助因子，包括细胞表面（如外膜）、细胞中质子梯度、底物生物可及性等。
这些辅助因子对于微生物降解PAHs的效率和速率具有重要影响。
然后，本文介绍了影响微生物降解PAHs的因素。
土壤中的微生物种类和数量对PAHs 降解的效果非常重要。
一般来说，细菌和真菌是降解PAHs的主要微生物。
一些微生物在降解PAHs时还需要其他细菌的合作作用，例如多菌种共培养。
土壤的pH值和温度也对微生物降解PAHs的效率有很大影响。
一般来说，较高的pH值和温度有利于微生物降解PAHs。
还有一些土壤成分对微生物降解PAHs有抑制作用，如有机质的含量、金属离子的存在等。
本文总结了一些研究中取得的重要成果。
有研究发现一些具有特殊降解能力的细菌和真菌，如PAHs降解能力极强的海洋细菌和真菌。
还有研究发现一些微生物在PAHs降解的过程中产生的中间产物具有潜在的生物毒性，这将对环境安全产生潜在威胁。
研究如何降低中间产物的毒性，提高PAHs降解的效率和安全性，是未来的研究方向。
微生物降解土壤中PAHs的研究已经取得了一些重要的进展，但仍然存在很多挑战。
未来的研究需要进一步深入探究微生物降解PAHs的机制和影响因素，并开发新的技术和方法来提高PAHs降解的效率和安全性，以实现环境污染的有效修复和保护。
多环芳烃降解菌的降解特性与降解途径研究
多环芳烃降解菌的降解特性与降解途径研究一、本文概述多环芳烃（PAHs）是一类广泛存在于环境中的持久性有机污染物，主要来源于化石燃料的燃烧和工业生产过程。
由于其强致癌、致畸、致突变等特性，对生态环境和人体健康构成了严重威胁。
因此，研究和开发有效的多环芳烃降解技术具有重要的现实意义。
本文旨在深入探讨多环芳烃降解菌的降解特性与降解途径，以期为环境保护和污染治理提供理论支持和实践指导。
文章首先概述了多环芳烃的来源、分布和危害，以及当前多环芳烃降解技术的研究进展。
接着，详细介绍了多环芳烃降解菌的种类、分离筛选方法以及降解特性，包括降解菌对多环芳烃的降解效率、降解速率、降解产物等。
在此基础上，文章深入探讨了多环芳烃降解菌的降解途径和降解机制，包括生物转化过程、关键酶的作用、基因表达调控等。
文章还讨论了多环芳烃降解菌在实际应用中的潜力和限制因素，并提出了相应的改进措施和发展方向。
通过本文的研究，旨在全面理解多环芳烃降解菌的降解特性与降解途径，为开发高效、环保的多环芳烃降解技术提供理论依据和技术支持。
也为环境保护和污染治理领域的研究者提供有益的参考和启示。
二、多环芳烃降解菌的筛选与鉴定为了深入研究多环芳烃的降解特性与途径，首要的任务是从复杂的环境样本中筛选出具有多环芳烃降解能力的微生物。
本研究采用了多种方法相结合的策略，以确保筛选出高效且多样的降解菌。
富集培养：我们采集了可能含有降解菌的土壤和水体样本，并通过添加多环芳烃作为唯一碳源进行富集培养。
这种方法旨在选择那些能够利用多环芳烃作为生长碳源的微生物。
平板筛选：随后，将富集培养后的微生物涂布在多环芳烃为唯一碳源的固体培养基上。
经过一段时间的培养，观察菌落生长情况，筛选出能够在多环芳烃为唯一碳源条件下生长的菌落。
初步鉴定：对筛选出的菌落进行初步的形态学观察和生理生化特性分析，如革兰氏染色、运动性检测、碳源利用试验等，以初步判断其分类和特性。
分子生物学鉴定：为了更精确地确定筛选出的微生物的种属和遗传特性，我们采用了分子生物学方法，如16S rRNA基因测序。
多环芳烃污染土壤化学氧化修复技术应用研究
多环芳烃污染土壤化学氧化修复技术应用研究多环芳烃（Polycyclic Aromatic Hydrocarbons，简称PAHs）是一类由多个苯环组成的有机化合物。
由于其毒性较大且难以降解的特性，PAHs污染土壤已成为环境保护领域的重要问题之一。
为了有效地修复PAHs污染土壤，研究者们发展了多种化学氧化修复技术。
最常见的化学氧化修复技术是氧化还原反应，其中包括氧化剂处理、过氧化物处理和臭氧处理。
氧化剂处理是通过加入氧化剂来促进PAHs的降解。
常用的氧化剂包括高锰酸钾、过硫酸盐和过氧化氢。
研究发现，氧化剂处理可以有效地氧化PAHs，使其分解成较小的无害物质。
此外，氧化剂对土壤中的微生物也有一定的抑制作用，从而阻止PAHs的再生。
过氧化物处理是通过加入过氧化物来实现PAHs的降解。
过氧化物一般指的是双氧水和过氧化氢。
研究发现，通过调节过氧化物浓度和pH值，可以实现对PAHs的高效降解。
同时，过氧化物处理还可以改善土壤的通气性和生物活性，提高土壤的修复效果。
臭氧处理是通过加入臭氧气体来促进PAHs的降解。
臭氧处理具有较高的降解效率和较短的反应时间。
研究发现，臭氧处理可以有效地降低土壤中PAHs的浓度，并且不会引起二次污染。
此外，还有一些其他的化学氧化修复技术，例如高级氧化程序（Advanced Oxidation Process，简称AOPs）、光催化氧化技术和酶处理技术。
这些技术均以氧化反应为基础，具有高效降解PAHs的特性。
总之，化学氧化修复技术是一种常用且有效的治理PAHs污染土壤的方法。
不同的氧化剂和氧化还原反应条件可以实现对PAHs的高效降解，从而减轻其对环境的危害。
然而，化学氧化修复技术在实际应用时需要考虑到实施成本、副产物的处理和对环境的副作用等问题，因此需要与其他修复技术相结合，综合考虑各类因素，以实现对PAHs污染土壤的有效修复。
八氯二丙醚在土壤表面的光化学降解研究
八氯二丙醚在土壤表面的光化学降解研究本文以紫外灯、太阳光为光源，研究了八氯二丙醚在土壤表面的光化学降解动态，并探讨了不同土壤类型、土壤含水量、添加浓度、pH、光催化剂TiO<sub>2</sub>、表面活性剂以及混合农药等因素对八氯二丙醚土壤表面光解的影响，初步分离了八氯二丙醚土壤表面光解产物，主要试验结果如下：1.八氯二丙醚在土壤表面的光解动态符合化学反应一级动力学方程。
在不同光源的照射下，其光解速率存在显著差异，八氯二丙醚在紫外灯下的光解速率是在太阳光下的15.7倍，光解半衰期分别为11.44h和7.48d。
在不同类型土壤中，八氯二丙醚光解速率的顺序为：红壤>潮土>水稻土，半衰期分别为11.44h、14.00h 和20.63h。
随着土壤中水分含量的增加，八氯二丙醚在土壤表面的光解速率明显加快，干燥土壤（土壤含水量为2%）中八氯二丙醚的光解半衰期是潮湿土壤（土壤含水量为10%-60%）的1.3<sup>2</sup>.6倍。
2.八氯二丙醚在pH为7.2、5.4和9.83种土壤中，光解半衰期分别为8.68h、11.44h、和26.05h，即中性土壤较之酸性或碱性土壤更有利于八氯二丙醚的光解。
八氯二丙醚光解速率与其添加浓度呈负相关关系，土壤中添加浓度从0.2mg·kg<sup>-1</sup>增加到10mg·kg<sup>-1</sup>，其光解半衰期从10.47h延长至15.64h。
催化剂TiO<sub>2</sub>可以明显促进土壤中八氯二丙醚的光化学降解，TiO<sub>2</sub>添加量从0增加到3%，八氯二丙醚的半衰期从11.44h缩短至4.74h。
3.不同类型表面活性剂对八氯二丙醚在土壤表面光解的影响不同。
土壤中多环芳烃菲和芘降解的研究进展
·32·
山 东 化 工 SHANDONG CHEM ICAL INDUSTRY 2008年第 37卷
factor, RCF)来反映根对污染物的富集能力 ; RCF值 越大 ,富集作用越强 。根系富集系数是植物根中污 染物含量与土壤中污染物浓度的比值 (以干重计 ) 。 试验结果发现 ,黑麦草和菜心对菲和芘的根系富集 系数与土壤中菲和芘的浓度呈负相关 。也有文献中 用生 物 富 集 因 子 ( B ioconcentration factors, 简 称 BCFs)评价植物修复能力 ,它是植物体内污染物的 累积量与其生长土壤中污染物残留量的比值。 BCFs越大 ,表明植物的修复能力越高 。
在植物 - 微生物联合修复体系中 ,理想的植物 应 : (1)有强大的须根系 ,最大可能地提供微生物活 动的根表面面积 ; (2)能够适应多种有机污染物 ,并 生长旺盛 ,有较大的生物量 ; ( 3 )根系要深 ,能够穿 透较深的土层 。
高彦征 [ 8 ]等通过试验发现黑麦草能显著提高 污染土壤中菲和芘的降解 ,植物修复菲和芘污染土 壤的效果明显 。但是 ,由于芘的分子量大 ,较菲难于 降解 ,在土壤中持留性强 ,相同起始浓度下 ,同处理 土壤中芘的残留浓度要高于菲 。
菲为一种三环芳烃 ,具有典型的多环芳烃的结 构 ,是燃油和汽车尾气排放多环芳烃的标志物 。当 前 ,菲已经成为对多环芳烃降解研究中的模式化合 物 。环境中菲的去除途径主要包括挥发 、光氧化 、化
学氧化 、生物积累 、土壤吸附及生物降解等 。其中 , 微生物降解是去除环境中菲的主要途径 。利用微生 物的作用来降解菲是一个速度快 ,效率高 ,成本低 , 二次污染少的生物修复方法 。
土壤污染 多环芳烃
土壤污染多环芳烃
多环芳烃与土壤污染
在土壤有机污染中最为典型的一种物质就是多环芳烃。
它不易溶于水，所以想要被植物吸收或者被微生物降解都是相对比较困难的，因此多环芳烃是当今土壤修复邻域难以攻克的一个难点。
因此，对于土壤中多环芳烃的去除方法、修复技术的开展与研发是非常有必要的。
多环芳烃（PAHs）污染土壤是一个普遍存在的环境问题，对人类生命和生态系统构成了严重威胁。
通常，多环芳烃与重金属可通过污水灌溉、固体废物处理、交通运输以及工业活动等途径进入到土壤中，通过积累而形成复合污染。
多环芳烃和重金属具有致癌性、致突变性和致畸性，并且可在土壤中持久留存。
多环芳烃
多环芳烃是指含两个或两个以上苯环的芳烃，简称PAHs。
它们
主要有两种组合方式，一种是非稠环型，其中包括联苯及联多苯和多苯代脂肪烃；另一种是稠环型，即两个碳原子为两个苯环所共有。
多环芳烃的来源分为自然源和人为源。
自然源主要来自陆地、水生植物和微生物的生物合成过程，另外森林、草原的天然火灾及火山的喷发物和从化石燃料、木质素和底泥中也存在多环芳烃；人为源主要是由各种矿物燃料（如煤、石油和天然气等）、木材、纸以及其他含碳氢化合物的不完全燃烧或在还原条件下热解形成的。
PAHs由于具有毒性、遗传毒性、突变性和致癌性，对人体可造成多种危害，如对呼吸系统、循环系统、神经系统损伤，对肝脏、肾脏造成损害。
被认定为影响人类健康的主要有机污染物。
[课外阅读]黏土表面多环芳烃可光化学降解
[课外阅读]黏土表面多环芳烃可光化学降解
中科院新疆理化技术研究所研究人员发现，黏土表面多环芳烃类物质具有光化学降解性能。
相关研究日前发表于《应用催化B辑：环境》、《毒性材料杂志》等。
相关专家认为，该研究为多环芳烃污染的深度光催化氧化治理技术提供了基础理论支持。
多环芳烃是一类典型的持久性有机污染物，主要来源于石油等化石燃料的不完全燃烧或工业活动的排放。
土壤是多环芳烃的主要汇集地，且多环芳烃在表层土壤的光催化降解是影响其环境转归的主要过程。
研究人员以多环芳烃菲为研究对象，通过考察黏土表面菲的光化学行为，分析菲光解产物和路径，探讨黏土层间微环境理化特性对菲光催化降解过程的影响，得出黏土有促使多环芳烃光催化降解性能，且黏土表面理化特性和污染物分子特性决定着多环芳烃的反应速率和降解产物分布的研究结论。
研究人员对菲在不同类型腐植酸与黏土复合物表面光催化降解动力学进行对比，分析腐植酸在菲的光化学过程中可能的光敏化作用、吸附滞留作用和自由基捕获作用。
结果证实，黏土表面少量富里酸和胡敏酸的存在会促进多环芳烃的光化学降解性能，但当两种腐植酸的含量超过某一临界值后，其存在会抑制多环芳烃的光化学转化。
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土壤中多环芳烃的提取与净化方法研究现状
土壤中多环芳烃的提取与净化方法研究现状在现代化工和生物工艺中，多环芳烃（PAHs）是一种普遍存在的有机化合物。
土壤是PAHs的主要生境之一。
PAHs在环境中的存在是一种严重的环境污染。
因此，对其提取和净化方法的研究具有很高的重要性。
本文对土壤中PAHs的提取和净化方法的研究现状进行综述。
提取方法（1）超声波提取法超声波提取法是一种常用的土壤样品提取方法，它适用于PAHs的快速提取。
在超声波场的作用下，使土壤样品中PAHs分子中的化学键受到振动，从而提高PAHs的溶解度。
这种方法具有快速、高效、低成本和绿色环保的特点。
（2）气相萃取法气相萃取法（GC）是一种有机物的分离和检测方法。
其基本原理是将待分析的有机物搬移到另一相中。
通过GC分析系统，测定样品的PAHs含量。
该方法对于PAHs的分离、富集和检测速度快、精度高、灵敏度强。
但是，它不适用于PAHs含量低的土壤样品。
（3）超临界流体萃取法超临界流体萃取法（SFE）是一种绿色、高效、可重复使用的提取方法。
其原理是在超临界状态下，改变萃取剂中PAHs的溶解度，利用温度和压力的控制来提高PAHs的萃取效率。
这种方法适用于PAHs含量低的土壤样品，但萃取剂的选择和调节工艺对提取效率有重要影响。
净化方法（1）氧化法氧化法利用化学反应将有机污染物氧化成无害的化合物。
常用的氧化剂有过硫酸铵、过氧化物、臭氧等。
该方法具有高效、选择性好和可控性强的优点，但氧化剂的选择和使用条件会对净化效果产生重要影响。
（2）吸附法吸附法是利用吸附剂将有机污染物从土壤中分离出来。
常用吸附剂为活性炭、树脂、粘土矿物和纳米材料等。
吸附剂的选择和气相和液相条件对吸附效果有影响。
该方法适用于多组分混合的土壤样品。
（3）生物降解生物降解是利用微生物将有机污染物转化成无害物质。
利用单细胞生物或微生物群体可以降解PAHs。
生物降解法具有操作简单、成本低和环保等特点，但它的降解速率和效率取决于土壤环境、微生物群体、温度和pH等条件。
pahs生物降解机理
pahs生物降解机理
PAHs（多环芳烃）是一类常见的有机化合物，其在环境中的存在对生态系统和人类健康造成了不良影响。
为减少PAHs的污染，很多研究致力于寻找生物降解PAHs的机制。
PAHs生物降解的机理主要包括两个阶段，即初级降解和次生降解。
初级降解是指降解PAHs的微生物将其分解成较小的化合物，如酸、醇、酮、酯等。
次生降解是指这些小分子化合物再被细菌降解，最终转化为CO2和H2O。
初级降解的微生物主要包括细菌、真菌和放线菌。
这些微生物通过氧化、邻位或间位加成、加氧等反应途径，将PAHs分解成较小的化合物。
其中，氧化反应是最为常见的分解方式，可以通过加氧酶、过氧化物酶等酶类对PAHs进行氧化降解。
次生降解的微生物主要包括厌氧菌和好氧菌。
这些微生物通过厌氧降解和好氧降解两种方式将PAHs分解为CO2和H2O。
其中，厌氧菌需要在缺氧环境下进行生长代谢，而好氧菌则需要充足的氧气和适宜的温度、pH等环境条件。
总体而言，PAHs的生物降解机理是一个复杂的过程，需要多种微生物在不同的环境条件下相互配合完成降解过程。
这也为PAHs的生物降解提供了一定的研究难度和挑战。
- 1 -。
土壤中多环芳烃的提取与净化方法研究现状
土壤中多环芳烃的提取与净化方法研究现状近年来，随着城市工业化的迅速发展，土壤环境污染问题日益严重，其中多环芳烃（PAHs）的污染是一大难题。
多环芳烃是一类由两个以上芳环连接而成的有机化合物，具有强烈的毒性和致癌性，对生态环境和人体健康造成了严重威胁。
有效地提取和净化土壤中的多环芳烃成为了当下的研究热点之一。
目前，对于土壤中多环芳烃的提取与净化方法，主要有以下几种研究现状：物理提取法、化学提取法和生物修复法。
物理提取法是指利用物理力学原理，将多环芳烃从土壤中分离出来的方法。
常用的物理提取方法包括超声波提取法、微波提取法和溶剂提取法。
超声波提取法利用超声波的机械振动作用，将多环芳烃分离出来；微波提取法则利用微波辐射加热土壤样品，使其中的多环芳烃挥发蒸发；溶剂提取法则通过溶剂的溶解作用，将多环芳烃溶解出来。
物理提取法提取效率高，操作简单，但对土壤表面的多环芳烃附着较强，提取效果有限。
化学提取法是指利用化学反应原理，将多环芳烃与土壤分离出来的方法。
常用的化学提取方法包括溶剂萃取法、热解气相色谱法和固相萃取法。
溶剂萃取法是将土壤样品与有机溶剂混合搅拌，使多环芳烃溶解于溶剂中；热解气相色谱法则将样品加热分解，然后通过气相色谱仪检测分离出多环芳烃；固相萃取法利用固相萃取柱将多环芳烃吸附，然后进行洗脱和检测。
化学提取法提取效果较好，但需要使用一定的化学试剂，对环境有一定的污染。
生物修复法是指利用微生物或植物等生物体的代谢活动，降解分解多环芳烃的方法。
常用的生物修复方法包括土壤堆肥法、植物修复法和微生物修复法。
土壤堆肥法利用土壤中的微生物和有机材料进行降解分解多环芳烃；植物修复法则通过植物的吸收、转运和降解等过程，将土壤中的多环芳烃吸收分解；微生物修复法则利用具有多环芳烃降解能力的微生物对土壤中的多环芳烃进行降解分解。
生物修复法具有环境友好性和可持续性，但需要较长的时间，并且对环境条件有一定的要求。
土壤中多环芳烃的提取与净化方法有物理提取法、化学提取法和生物修复法等。
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第29卷 第3期2010年 5月环 境 化 学ENVIRONMENTALCHEMISTRYVol.29,No.3May 2010
2009年4月3日收稿.
3国家重点基础研究发展计划(2004CB418506).
33通讯联系人:Tel:024262204951,E2mail:lihongzhang132@1631com
太阳光照射土壤中多环芳烃化合物(PAHs)
光催化降解动力学3
张利红1,233 陈忠林1 徐成斌1 李雪梅3 李培军2(1 辽宁大学环境学院,沈阳,110036;2 中国科学院沈阳应用生态研究所,沈阳,110016;
3 沈阳师范大学化学与生命科学学院,沈阳,110034)
摘 要 以多环芳烃菲(Phe)、芘(Pyr)和苯并[a]芘(BaP)为目标污染物,研究了土壤pH和腐殖酸对太阳光降解PAHs动力学的影响,以及土壤pH对纳米TiO2和半导体Fe2O3催化太阳光降解PAHs动力学的影响.
结果表明,太阳光照射下酸性和碱性土壤中PAHs的降解快于中性,在pH相同的条件下,三种PAHs的降解快慢的顺序为BaP>Pyr>Phe.在PAHs污染土壤中加入腐殖酸后光降解速率加快,5mg・kg-1腐殖酸可有效地促进土壤中PAHs的降解,腐殖酸起到敏化作用.在酸性条件下纳米TiO2和半导体Fe2O3催化降解最快,在碱性和中性条件下相差不大.
关键词 表层土壤,PAHs,太阳光,光催化降解,动力学.
多环芳烃化合物(PAHs)是环境中普遍存在的一类有机污染物[1],由于工业活动的增加,通过大
气沉降和降雨使PAHs在土壤中沉积越来越多,研究土壤和固体表面中PAHs光降解逐渐受到人们的重视.对柴油颗粒物和植物体等固体表面PAHs的光解[2,3]及对土壤介质中PAHs光催化降解作用都有一些研究,结果表明,光催化能明显促进土壤中PAHs的降解,土壤pH值和腐殖酸是影响光催化降解的重要因素[4,5].但是上述研究都是以人为光源进行光解,自然光源降解土壤PAHs还未见报道.
本文研究在太阳直接照射下的光催化降解,以期为光催化降解污染土壤中PAHs提供理论依据.
1 实验部分111 土壤样品的制备 清洁土采自中国科学院沈阳应用生态研究所沈阳生态站0—10cm表层草甸棕壤,pH值为618,
有机碳为1718g・kg
-1,全氮为111g・kg-1,全磷为0135g・kg-1
.去除杂物,室内风干,研磨后过
1mm的筛子,然后间歇式高压蒸汽灭菌2次(每次015h,121℃). 土壤pH影响试验的土样制备方法如下:将灭菌土壤分别用H2SO4和NaOH调节pH值至412和917,室内风干,平衡.将pH值调节至412和917的土壤样品和pH值为618原土,分别按40mg・kg-1的浓度加入PAHs.将不同pH值污染土壤三等分,其中一份用于pH值对光解的影响实
验,一份加入2%的TiO2(wt,Degussa生产锐钛型,表面积:50m2・g
-1
,平均直径:20nm),一份
加入7%的Fe
2O3,混匀后放入冰箱避光保存.
腐殖酸(HA)影响的土样按下列方法制备:将100mg的HA样品溶解于210mL011mol・l-1的NaOH中,用蒸馏水稀释至1000ml作为储备液;将储备液以5、10、20和40mg・kg-1的浓度分别加
入到灭菌的土样中,在室内风干、平衡,加入PAHs,混匀后放入冰箱避光保存.
112 PAHs光解实验 分别称取土壤样品5g置于直径为9cm的培养皿,于2006年9月上旬选择晴朗的天气,每日早晨8∶00将土壤样品置于中国科学院沈阳生态所南楼顶部,进行太阳辐射,下午16∶00将样品收回,
避光存放.每天取样,3次重复,每批样品辐射处理5d.紫外辐射强度指数为7—9级,对应紫外辐 3期张利红等:太阳光照射土壤中多环芳烃化合物(PAHs)光催化降解动力学487 射强度为1500—3000μw・cm
-2
.沈阳9月平均温度1713—1918℃,平均月照射时数238h.
培养皿中土样移入离心管中并加入二氯甲烷(土∶二氯甲烷=1g∶5ml),超声水浴振荡2h,水温不超过40℃,4000r・min-1离心5min,取一定量上清液过湿润的硅胶预处理柱,用正己烷与二氯甲烷的混合液洗脱两次,氮气吹干,甲醇定容后HPLC方法测定PAHs浓度.BaP的回收率为(95125±2104)%,Pyr的回收率为(96107±2181)%.Phe的回收率为(92143±3102)%. PAHs用惠普10902Ⅱ高效液相色谱仪测定,配有二极管阵列检测器,色谱柱为C18烷基硅胶柱,
流动相:甲醇∶水=85∶15,流速:018ml・min
-1
,进样量:10μl,测定时间20min,波长290nm.
2 结果与讨论211 土壤pH值对太阳光降解PAHs动力学的影响 研究了三种酸碱(pH值412,618,917)条件对BaP、Pyr和Phe光降解的影响.表1给出了在太阳光照射下,不同酸碱条件对土壤中BaP、Pyr和Phe降解动力学参数的影响.从光解速率常数看到酸性最大,降解最快,碱性次之,而中性条件最慢,BaP、Pyr和Phe都表现出一致的变化趋势.在太阳辐射5d后,土壤中BaP在酸性、中性和碱性的残留率分别57171%、64158%和61189%;Pyr在酸性、中性和碱性的残留率分别60180%、67143%和65128%;Phe在酸性、中性和碱性的残留率分别59151%、72110%和63105%.这种结果同Fan等[6]研究土壤中阿特拉津光解的结果相同,即在酸性和碱性条件下均有促进污染物在土壤中光解的作用,在中性土壤中光降解速率会有一个最小值.
Lehto等[7]报道了pH值对水溶液中PAHs的光降解的影响,结果表明,芘、苯并(a)蒽,二苯
并(a,h)蒽在pH516的降解速率高于它们在pH716的溶液中.在太阳光照射下酸性和碱性土壤中PAHs的降解快于中性,原因是土壤中的H+和OH-在光降解PAHs起到催化作用.
BaP在酸性、中性和碱性条件下的光解半衰期分别为52151,66101,57128h;Pyr光解半衰期分别为52151,67129,63101h;Phe光解半衰期分别为53132,77188,55190h.对在中性条件下三种PAHs的光降解半衰期进行比较,降解顺序为BaP>Pyr>Phe;在酸性条件下BaP和Pyr的降解速率都快于Phe;在碱性条件下,Phe的降解最快,BaP次之,Pyr最慢.在pH相同的条件下,三种PAHs
的降解快慢的顺序不同,说明土壤酸碱对污染物光降解的影响是同污染物性质密切相关的.
表1 土壤pH值对太阳光降解PAHs参数的影响Table1 TheeffectofdifferentsoilpHontheparametersofPAHsphotodegradationonsoilundersolarlightPAHpH值动力学模型光解速率常数/h
-1半衰期/h相关系数r2
412Ct=95194e-010132t01013252151019802BaP618Ct=95169e-010105t01010566101019664917Ct=96166e-010121t01012157128019751412Ct=102159e-010132t01013252151019645Pyr618Ct=101129e-010103t01010367129019817917Ct=101169e-010110t01011063101019914412Ct=10114e-010130t01013053132019869Phe618Ct=10212e-010089t01008977188019499917Ct=103148e-010124t01012455190019823
212 腐殖酸对太阳光降解PAHs动力学的影响 表2列出了在太阳光照射下,不同浓度腐殖酸对土壤中PAHs的光解动力学参数的影响.BaP污染土壤在加入腐殖酸后降解速率加快,在添加0,5,10,20,40mg・kg-1腐殖酸的土壤样品光照5d
后,土壤中BaP的残留率分别为64158%,26129%,37183%,41142%,43182%;Pyr的残留率分别为67143%,42156%,46146%,49146%,53150%;Phe的残留率分别为72110%,52131%,
50116%,45154%,58142%.结果表明,在太阳光降解土壤中PAHs时,腐殖酸起到敏化作用,合488 环 境 化 学29卷理地利用腐殖酸可有效地促进土壤中PAHs的光降解.
在添加腐殖酸的土壤样品光照40h后,土壤中BaP的光降解速率常数从010105h-1增加到010301h-1;Pyr的光降解速率常数从010093h-1增加到010236h-1;Phe的光降解速率常数从010089h-1增加到010218h-1.可以看到在加入腐殖酸后,光解速率常数显著增加,半衰期明显缩短.土壤中BaP和Pyr的降解有相同的变化趋势,加入5mg・kg-1的腐殖酸后光反应速率明显加快,随着腐殖酸浓度从10mg・kg-1的增加到40mg・kg-1降解速率逐渐减缓.Phe的变化趋势是添加腐殖酸浓度在0—20mg・kg-1之间时,光降解速率加快,当腐殖酸浓度增加到40mg・kg-1后光解速率减缓.
表2 不同浓度腐殖酸对太阳光降解PAHs动力学参数的影响Table2 TheeffectofdifferentHAconcentrationsonthekineticparametersofPAHsphotodegradationundersolarlight
PAH腐殖酸浓度/mg・
kg
-1动力学模型光解速率常数/h-1半衰期/h相关系数r2
0Ct=95169e-010105t010105661010196645Ct=92162e-010301t01030123103019664BaP10Ct=89132e-010238t0102382911201951420Ct=89118e-010214t0102143213901939440Ct=89162e-010202t010202341310192840Ct=101125e-010093t010093741530198175Ct=103126e-010236t01023629137019696Pyr10Ct=104164e-010201t0102013414801982320Ct=106171e-010194t0101943517301939440Ct=104148e-010166t010166411750196510Ct=10212e-010089t010089771880194995Ct=104115e-010162t01016242178019813Phe10Ct=106115e-010193t0101933519101955120Ct=105186e-010218t0102183117901970540Ct=10215e-010153t01015345130019582