赵保卫[1]2004年在《增效试剂对难降解有机物的增溶作用、机理及生物可利用性影响》文中指出表面活性剂增效修复技术(Surfactant-enhanced remediation，SER)效率高、周期短，有望成为土壤和地下水有机污染修复的实用技术，而提高表面活性剂的增溶能力和增溶效率、减少表面活性剂用量、降低修复成本和表面活性剂的生态风险是SER技术的关键。本文在论述SER的基本原理、研究现状和主要存在问题的基础上，分别从微乳液和混合表面活性剂的特性出发，系统研究了微乳液对憎水性有机物的增溶作用及机理；重点比较了蓖麻油衍生微乳液(SCOS)与表面活性剂增溶和洗脱能力的差异；研究了阴-非离子混合表面活性剂对重非水相液体(DNAPLs)的增溶作用及机理；以菲为代表物研究了阴-非混合表面活性剂的协同增溶作用及其对微生物降解多环芳烃的影响。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，为拟订高效、快速、安全、实用的SER技术提供理论依据。论文取得了一些有价值的成果： (1) 率先研究了阴-非离子混合表面活性剂对DNAPLs的增溶作用，发现阴离子表面活性剂可有效降低非离子表面活性剂的分配损失。由于非离子表面活性剂分配损失减小及混合表面活性剂增溶容量大于阴离子表面活性剂，混合表面活性剂对DNAPLs的增溶效率远远大于非离子表面活性剂；适宜配比下，混合表面活性剂的增溶效率亦大于阴离子表面活性剂，如10g/L、质量比1：3的混合Triton X-100-十二烷基苯磺酸钠(TX100-SDBS)对叁氯乙烯的增溶效率分别是TX100和SDBS的7.9和1.6倍。探明了水相混合胶束化抑制非离子表面活性剂分子进入DNAPL相是分配损失减小的主要机制。通过计算阴-非混合表面活性剂标准胶束化自由能，表明混合表面活性剂标准胶束化自由能较非离子表面活性剂小，胶团热力学稳定性高。 (2) 发现Winsor Ⅰ型微乳液对憎水性有机物的增溶能力优于表面活性剂溶液。推导并计算了有机溶质在膨胀胶束-水相之间分配系数K_(em)，表明K_(em)与有机溶质在胶束-水相的分配系数K_(mc)相当，相同表面活性剂用量下微乳液的增溶容量大。不同浓度时SCOS的微乳液滴结构不变，有机溶质在微乳液滴-水相的分配系数与微乳液浓度无关；SCOS微乳液对有机污染物的增溶能力大于表面活性剂，用于污染土壤清洗速率快、去除率高，500 mg/L SCOS微乳液对污染土暴浙江大学博士学位论文壤中菲的洗脱效率比表面活性剂高25.9一468%;SCOS微乳液有望成为土壤有机污染修复的新型增溶试剂。 (3)率先研究了阴一非混合表面活性剂对微生物降解多环芳烃(菲)的影响。发现非离子与阴离子表面活性剂混合使用不仅可提高表面活性剂的增溶效率，而且可避免相同浓度的阴离子表面活性剂单独使用时对微生物降解的抑制作用。菲在混合表面活性剂溶液中的微生物降解速率与在单一非离子表面活性剂溶液中相当，阴一非混合表面活性剂在土壤队Hs污染增效生物修复中具有应用潜力。
吴应琴[2]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》文中提出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。
宋赛赛[3]2014年在《皂角苷对重金属-PAHs复合污染土壤的强化修复作用及机理》文中研究说明我国一些地方土壤重金属-有机物复合污染呈加重趋势,影响农产品安全和土地资源的持续利用,亟需发展经济高效的复合污染土壤修复技术。本文在评述重金属-有机物复合污染土壤修复技术研究现状的基础上,重点研究了天然生物表面活性剂皂角苷对多环芳烃(PAHs)的增溶作用及影响因素；深入研究了皂角苷同时增强洗脱复合污染土壤中重金属和PAHs的作用机制；初步探讨了皂角苷强化植物修复复合污染土壤的效果,试图为开发经济高效的复合污染土壤强化修复技术提供理论基础。论文取得了以下主要成果：(1)皂角苷通过分配作用增溶PAHs于胶束内部,同时胶束外部的亲水链上羟基和羧基可络合重金属离子。皂角苷对PAHs的增溶能力随介质pH值升高而降低,随离子强度和温度的升高而增大,环境中共存重金属离子可提高皂角苷对菲的溶解度；皂角苷与四种重金属离子的络合稳定常数大小次序为：Pb2+>Cu2+>Zn2+>Cd2(2)发现皂角苷能高效洗脱复合污染土壤中PAHs,同时有效去除土壤中重金属离子。皂角苷增溶洗脱复合污染土壤中菲和芘的效率均可达到90%左右,PAHs之间不存在竞争作用；皂角苷对Cd-菲复合污染土壤中Cd的洗脱效率可达87.7%,而对重金属-PAHs复合污染土壤中Cd的洗脱效率为55.8%,同时对Cu、Zn和Pb的去除率分别为58.1%、47.8%和22.1%,多种重金属离子之间则存在竞争络合现象。(3)发现皂角苷能促进黑麦草修复Pb-芘复合污染土壤。浓度为2000mg/kg时,种植30天后黑麦草根系和茎叶中Pb浓度分别达到1135.4mg/kg和231.4mg/kg,比空白对照增加了1.1倍和11.8倍；1000mg/kg皂角苷促进黑麦草修复复合污染土壤中芘的效果最好,土壤中芘的残留浓度为35.6mg/kg,比对照降低了43.0%。
冯少良[4]2003年在《混合表面活性剂对多环芳烃的增溶作用机理及影响因素》文中研究表明本文综述了表面活性剂增溶作用的研究历史及现状，重点讨论了表面活性剂增溶作用机理及影响因素，同时介绍了目前增效修复技术中表面活性剂的应用，展望了混合增效试剂在污染环境修复中的应用潜力。比较研究了一系列单一和混合表面活性剂对萘、苊、蒽、菲、芘的增溶作用及其机理。混合／单一表面活性剂对多环芳烃协同增溶／增溶作用的大小与水溶液中表面活性剂的结构、浓度、组成及有机溶质本身的性质有关。在临界胶束浓度(CMC)以上，单一表面活性剂对多环芳烃的增溶作用顺序为TritonX100＞Brij35＞TritonX305，与其亲水亲油平衡值(HLB)呈负相关；混合表面活性剂对多环芳烃协同增溶作用的顺序为SDS-TritonX305＞SDS-Brij35＞SDS-TritonX100，协同增溶程度与其中的非离子表面活性剂的HLB值及多环芳烃的辛醇-水分配系数呈正相关。采用表面张力、荧光探针(fluorescent probe)等方法探讨了阴-非离子混合表面活性剂对PAHs的协同增溶作用机理。结果表明，混合表面活性剂对PAHs产生协同增溶作用的主要原因：(a)混合表面活性剂的CMC值较单一表面活性剂有较大程度的降低。(b)PAHs在阴-非离子混合表面活性剂胶束中的分配系数K_(mc)增大。(c)混合胶束中的微环境极性小于单一胶束中。研究了共存有机物、无机电解质、温度等因素对单一／混合表面活性剂增溶能力的影响。结果表明，过量的蒽、1，2，3-叁氯苯(TCB)均可增大混合表面活性剂的增溶能力，1，2，3-TCB对SDS-Brij35增溶的影响大于蒽；无机阴离子电解质对阴—非离子混合表面活性剂增溶作用几乎没有影响；适量的无机阳离子电解质可增大混合表面活性剂的增溶能力，顺序为Mg~(2+)＞NH_4~+＞Na~+；体系温度升高可显着增大表面活性剂的增溶能力。
邓军[5]2007年在《表面活性剂和环糊精对土壤有机污染物的增溶作用及机理》文中认为以提高增效试剂的增溶能力和增溶效率为目标,论文试图找出适合土壤有机污染修复应用的增效试剂,并研究了相关机理,以提高修复效率、降低修复成本、减少增效试剂对土壤和地下水的污染。论文的主要研究成果如下:(1)率先推导了增溶过程的双过程动力学方程,指出在POE(10)增溶五氯苯的过程中,溶质的扩散和胶束的吸附/解吸作用同时存在。(2)五氯苯(PeCB),六氯苯(HCB)和联苯(BP)在非离子表面活性剂溶液和环糊精溶液中的表观溶解度随增溶试剂浓度线性增加。在CMC以上,表面活性剂Brij30,POE(6),Brij35,POE(10)和Brij56以及环糊精HPCD对憎水有机污染物有明显的增溶作用。(3) Na2SO4降低了非离子表面活性剂POE(6)的临界胶束浓度及其胶束化自由能,同时增加了POE(6)的临界胶束堆积参数和胶束聚集数;POE(6)胶束中憎水内核体积的增大是Na2SO4可以提高POE(6)增溶能力的主要原因。(4)温度越高,Brij35对HCB的增溶效果越好。增溶热力学参数表明Brij35对HCB的增溶为熵驱动自发过程,升高温度有利于增溶过程的进行。(5)环糊精和表面活性剂发生包结作用,但BP与HPCD的包结作用要强于POE(10)单体与HPCD的包结作用。POE(10)和HPCD混合溶液对BP的增溶作用小于两者各自增溶作用之和,产生了一定的拮抗作用,但在适当的浓度配比下,两者产生的增溶效果(表观溶解度)比单一组分要好。表面活性剂/环糊精混合溶液可能会克服各自单独使用时的缺点,有望成为新型复合增溶试剂。(6)在表面活性剂的增溶过程中,Aroclor1242和Aroclor1254各单体在其中的表观溶解度取决于它们的水溶解度和它们各自的胶束-水分配系数。HPCD对Aroclor1242和Aroclor1254的增溶,除了要考虑各PCB单体的水溶解度和憎水性,还要考虑PCB单体和HPCD空腔的空间匹配效应,后者甚至是增溶效果的决定因素。(7)表面活性剂对憎水有机污染物的增溶作用既与其亲水端有关,又与其疏水端有关;HCB和BP在表面活性剂中的WSR值与表面活性剂的NC/NEO值有很好的线性关系,且随着NC/NEO值的增大而增大;表面活性剂烷基链端(疏水端)碳原子数和亲水端的氧乙基数的比值可作为衡量表面活性剂对憎水有机物增溶能力(WSR)的指标。(8)有机物的憎水性是增溶过程的主要动力,表面活性剂胶束核极性比正辛醇极性更小。表面活性剂溶液中的增溶logKmc与溶质分子本征体积(Vi)有较好的线性关系,憎水有机物的分子体积越大,越容易在表面活性剂胶束相中溶解;溶质分子本征体积(Vi)比其辛醇/水分配系数(Kow)具有更好的预测憎水有机物在表面活性剂溶液中的胶束-水分配系数的能力。
马满英[6]2009年在《鼠李糖脂的制备及其在修复多氯联苯污染土壤中的应用》文中提出在充分综述国内外相关文献的基础上,研究了生物表面活性剂鼠李糖脂的制备及其在修复多氯联苯(PCBs)污染土壤中的应用。通过单因素及正交实验对铜绿假单胞杆菌AB93066产鼠李糖脂(RL)的发酵培养基配方和产生规律进行了研究。结果表明最佳培养基配方为:ρ(酵母膏)=0.2g/L ,ρ(豆油)=120g/L ,ρ(NaNO_3)=6.5g/L ,ρ(KH_2PO4)=1.0g/L ,ρ(Na_2HPO_4·12_H2O)=1.0g/L,ρ(MgSO_4·7H_2O)=0.1g/L,ρ(FeSO_4·7H_2O)=0.2g/L,pH=6.0。RL的最佳收获期在发酵后156h～168h。发酵生产RL的扩大试验表明,在最优发酵条件下RL的产量可达56g/L以上,提取后的RL可将去离子水的表面张力降至29.01mN/m。用高效液相色谱/质谱联用仪进一步分析了所提取的RL的组成,其分别为二鼠李糖脂(R1)和单鼠李糖脂(R2)两种同系物。R1和R2的临界胶束浓度(CMC)分别为0.03mmol/L和0.04mmol/L。通过正交优化实验找到了一种新的RL提取方法,即预处理酸沉淀冷冻干燥法。与传统方法提取的RL相比,新方法提取的RL纯度更高,且其产量提高了8.8g/L,CMC降低了5mg/L;传统工艺需要大量的氯仿和甲醇等有毒溶剂,而新工艺不需要这些有毒物质。RL对PCBs的增溶作用主要是由于表面活性剂胶束作用的结果,随PCBs分子中氯含量的增大而减小。RL对PCBs的增溶作用要高于叁种非离子化学表面活性剂POE(6)、POE(10)和Brij35。PCBs在RL溶液中的胶束相/水相分配系数(Kmc)随PCBs的疏水性增强而增大。PCBs的辛醇/水分配系数的对数logKOW与logKmc之间的线性回归方程为:logKmc=0.48logKOW+3.08。PCBs在共溶时的表观溶解度小于其作为单一溶质时的表观溶解度。适当增加Na+、Mg~(2+)、Ca~(2+)的浓度对RL溶液增溶2,2',4,4'CB有显着的促进作用,但Ca~(2+)不宜超过0.2mmol/L。无机阴离子Cl-、NO3-、SO42-对RL溶液增溶2,2',4,4'CB的影响很小。RL与非离子表面活性剂对PCBs的增溶存在协同效应,其协同增溶作用的大小与其中非离子表面活性剂的HLB值呈正相关。pH对RL增溶2,2',4,4'CB的影响与RL的浓度有关,当ρ(RL)=300mg/L时,随着pH从5.5上升到8.0,RL对2,2',4,4'CB的增溶作用逐渐减弱;当ρ(RL)=2000mg/L,溶液的pH从5.5升高到7.0时,2,2',4,4'CB的溶解度变化很小,但当pH从7.0升高到9.0时,2,2',4,4'CB的溶解度逐渐提高。当RL的浓度大于CMC时,RL对PCBs的洗脱有显着的促进作用。具有较低HLB的R2对PCBs的洗脱效果要优于R1。人工污染土壤中PCBs的洗脱效果要高于陈化土壤。污染土壤中TOC的含量越高,PCBs的洗脱率越低。延长解吸时间和增加洗脱次数可增加土壤中PCBs的洗脱率,但解吸时间采用48h较为合适,洗脱总次数以3次为佳。碱性环境(pH>7)或适当增加RL溶液中Na~+、K~+、Mg~(2+)、Ca~(2+)的浓度均有利于土壤中PCBs的洗脱,但Mg~(2+)不宜大于0.8mmol/L,Ca~(2+)不宜大于0.25mmol/L。土壤对RL的吸附实验数据与Langmuir等温吸附线有较好的拟合。在柱洗脱试验中,RL对人工污染土样的洗脱率大于60%,而对陈化土样的洗脱率不到20%。RL与POE(6)复配对人工污染土壤中PCBs的洗脱具有明显的协同作用。表面活性剂对PCBs的增溶作用是人工污染土壤中PCBs洗脱的主要机理;而表面活性剂对PCBs的增流作用是陈化土壤中PCBs洗脱的主要机理。增加复配试剂RL-POE(6)的浓度,可提高陈化土壤中PCBs的洗脱率。PCBs降解菌P.LB400在以RL、POE(6)和联苯为碳源的叁种驯化培养基中均能够快速生长,但P.LB400利用联苯的能力最强;利用RL的能力次之。P.LB400菌在生长细胞降解体系中对PCBs的总生物降解率要高于休眠细胞降解体系。以联苯为碳源时,PCBs的生物降解率最高;以RL为碳源时,PCBs的生物降解率次之,但在生长体系中,与以联苯为碳源时的生物降解率非常接近。在休眠细胞降解体系中,P.LB400细胞不能充分利用RL作为碳源,RL对PCBs的生物降解有一定的抑制作用;而在生长细胞降解体系中,P.LB400细胞能够充分利用RL作为碳源,降解菌的生物量明显增长,RL对PCBs的生物降解具有显着的促进作用。在含有混合表面活性剂RL-POE(6)的土壤洗脱液中,PCBs的总生物降解率比仅含RL的土壤洗脱液中PCBs的总降解率略低。紫外光预照射对土壤洗脱液中剩余PCBs的生物降解有一定的促进作用。光照射和生物降解的耦合有利于提高PCBs的降解速率,光降解产物并不抑制微生物对剩余PCBs的利用。
李琦[7]2011年在《鼠李糖脂强化石油污染土壤植物—微生物联合修复研究》文中研究表明由于石油开采工业形成的石油污染土壤对人类的身体健康和生态系统的安全构成了严重威胁,其治理迫在眉睫,而生物修复因其突出的经济性和高效性,已经发展成为最具潜力的石油烃治理技术。但石油烃的生物可利用性低是限制其生物降解的主要因素。添加生物表面活性剂是提高其生物可利用性的一个有效方法。生物表面活性剂能够增大石油烃等有机物的溶解度,并能改善细胞表面的性质从而增加传质速率和生物可利用性。本研究从石油污染土壤中筛选出能分泌表面活性物质的菌株,以此为出发点,系统研究了其所产生物表面活性剂鼠李糖脂的结构、发酵培养基及优化的培养条件、其物理化学性质等内容,开展了鼠李糖脂应用于多环芳烃菲的微生物降解和植物修复作用影响和作用机理研究,以此为指导,开展了鼠李糖脂强化植物-微生物联合修复石油污染的技术方法研究,旨在为生物表面活性剂及其产生菌在石油污染场地的植物-微生物联合修复应用提供理论支持,为陕北石油污染土壤规模化生物修复奠定技术基础,以保障农田土壤安全和流域水体用水安全。论文主要研究成果及结论如下:(1)筛选出产生物表面活性剂的高效菌;分离鉴定出所产鼠李糖脂同系物中各组分的化学结构从油田石油污染的土壤中,通过富集培养和血平板分离、乳化性能?表面张力测试进行了初筛、复筛,获得表面活性剂高产菌株BD-5,经鉴定为铜绿假单胞菌;以菜油为唯一碳源时,菌株BD-5所产糖脂中共含有8种鼠李糖脂同系物,均由1-2分子的鼠李糖和1-2个含β-羟基的碳链长度为8-12的脂肪酸组成。(2)确定了铜绿假单胞菌产鼠李糖脂的最佳发酵条件;表明鼠李糖脂是具有低表面张力、热稳定性、高耐受性、乳化性能和增溶性良好的生物活性物质铜绿假单胞菌发酵培养鼠李糖脂的产量主要受培养基碳源和氮源及其浓度组成和pH﹑温度、溶氧影响;鼠李糖脂浓度在临界胶束浓度(CMC)以上时,长链烷烃和多环芳烃在水相中的表观溶解度随鼠李糖脂浓度的增大而增大,摩尔增溶比(MSR)的变化关系为正十六烷>萘>菲>芘。生物-非离子复合表面活性剂对于芘的增溶存在协同效应,增溶表现为:鼠李糖脂-吐温80>鼠李糖脂-聚氧乙烯十二烷基醚。(3)初步探明了鼠李糖脂及复配的鼠李糖脂强化铜绿假单胞菌BD-5降解多环芳烃的影响作用及机制鼠李糖脂强化多环芳烃的机理为:生物表面活性剂在临界胶束浓度(CMC)以上时,通过胶束增溶作用将多环芳烃分子包裹在胶束内部,形成表面活性剂多环芳烃组合微粒,使其被动扩散进入细胞内,从而使有机物被降解,其次鼠李糖脂可以改变细胞的疏水性,使细胞和多环芳烃的的结合力加强,促进了多环芳烃降解;表面活性剂对多环芳烃生物降解作用的影响与浓度和所采用的表面活性剂种类关联密切;在土壤体系中,加入表面活性剂可提高菲从固相转移到液相的传质速率,从而提高其生物可降解性。(4)确定了鼠李糖脂强化紫花苜蓿修复土壤中多环芳烃的作用效果和机制鼠李糖脂对紫花苜蓿根吸收积累菲的影响,表现为低浓度鼠李糖脂促进吸收菲,高浓度则抑制吸收;鼠李糖脂促进植物修复的机制表现在不同浓度生物表面活性剂处理的土壤中,紫花苜蓿积累的菲占土壤中菲总降解量的比例均不足15%,表明植物吸收积累不是表面活性剂增强植物修复效率的主要原因;不同浓度鼠李糖脂对菲降解能力不同。(5)建立了鼠李糖脂发酵液强化石油污染土壤植物-微生物修复的方法添加鼠李糖脂和接种铜绿假单胞菌可以促进紫花苜蓿生长,其中对紫花苜蓿地上部分的生长影响大于地下部分;可以大幅提高微生物数量,相比较于只种植紫花苜蓿增长近1个数量级;土壤脱氢酶活性变化趋势和微生物数量以及石油烃降解趋势相关;多因素正交试验表明,影响石油降解率的显着因子为石油污染物浓度,次之为表面活性剂,再次为投菌量,优化后的植物-微生物联合修复对总石油烃的降解率可达到69%。
刁静茹[8]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》文中研究说明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。
蒋兵[9]2007年在《混合表面活性剂增溶洗脱PAHs的作用及机理研究》文中研究说明表面活性剂增效修复技术(Surfactant-enhanced remediation，SER)效率高、周期短，有望成为土壤和地下水有机污染修复的实用技术，而提高表面活性剂的增溶能力和增溶效率、减少表面活性剂用量、降低修复成本和表面活性剂的生态风险是SER技术的关键。本文重点论述了表面活性剂修复多环芳烃的基本原理、研究现状和主要问题，首先主要研究了溶液体系中单一表面活性剂Triton X-100(TX100)、Tween80(TW80)、十二烷基苯磺酸钠(SDBS)、十二烷基硫酸钠(SDS)和阴-非离子混合表面活性剂TX100-SDBS和TW80-SDS对多环芳烃菲和萘的增溶作用及其规律，考察了水土体系下单一表面活性剂SDBS、TX100和混合表面活性剂TX100-SDS在黄土上的吸附行为，最后研究了水土体系下单一表面活性剂TX100、TW80、SDBS、SDS和阴-非离子混合表面活性剂TX100-SDBS和TW80-SDS对多环芳烃菲和萘的洗脱，并探讨了其机理。目的是为土壤多环芳烃的化学修复提供参考依据。论文取得了以下成果：(1)非离子表面活性剂对多环芳烃具有较好的增溶效果，例如当TW80在浓度为2000 mg╱L时，对菲的表观溶解度为38.8 mg╱L，是菲水溶解度的33.2倍。在浓度大于临界胶束浓度(CMC)时，多环芳烃的溶解度与表面活性剂浓度成正比相关。单一非离子表面活性剂对PAHs的增溶作用大于单一阴离子表面活性剂。其增溶作用的大小顺序为TW80＞TX100＞SDS＞SDBS。混合表面活性剂的增溶作用大于阴离子表面活性剂的增溶作用，且随着非离子表面活性剂质量分数的增大而增大。例如当总浓度为2000mg╱L时，质量比为1：3，1：1，3：1的混合表面活性剂TW80-SDS对菲的溶解度分别为24.6，41.8，54.5mg╱L，而相同浓度下SDS对菲的溶解度仅为4.79mg╱L。(2)加入NaCl、MgCl_2、CaCl_2等无机盐可以提高表面活性剂的增溶作用，尤其对于混合表面活性剂其增溶程度更加明显。例如在总浓度为2000 mg╱L的质量比为1：3的混合表面活性剂SDBS-TX100中加入2500 mg╱L的NaCl溶液对于菲的溶解度增加了16.8mg╱L，而对于相同浓度下的TX100只增加了2.00mg╱L。阴-非混合表面活性剂可以显着提高其抗硬水的能力。例如当在浓度为2000 mg╱L的SDS溶液中加入50 mg．／L的MgCl_2溶液就已经产生沉淀，而对于相同浓度的混合表面活性剂TW80-SDS直到加入200 mg╱L的MgCl_2仍旧没有产生沉淀。(3)溶液体系和水土体系下阴—非混合表面活性剂对污染物都存在协同增溶作用。例如在溶液体系下，质量比为1：3的混合表面活性剂TW80-SDS(1：3)在6000mg╱L时，对菲的协同增溶程度为9.36％。(4)水土体系下，阴离子表面活性剂的加入可以降低非离子表面活性剂在黄土上的吸附。非离子表面活性剂在土壤上的吸附量随混合表面活性剂溶液中阴离子表面活性剂含量的增大而减小。(5)水土体系下，一定配比的混合表面活性剂对菲和萘的洗脱作用已经优于相同浓度的单一非离子表面活性剂。例如相同浓度下质量比为3：1和1：1的混合表面活性剂TX100-SDBS(3：1)和TX100-SDBS(1：1)对萘的洗脱效果已经好于相同浓度下单一的TX100对萘的洗脱效果。研究结果表明，阴离子表面活性剂与非离子表面活性剂混合使用可提高表面活性剂的增溶效率，降低表面活性剂在土壤表面的吸附损失，增强了对土壤中的PAHs的洗脱效率。
左宇环[10]2018年在《固定化微生物—植物联合修复河道底泥中荧蒽污染的研究》文中认为河道底泥中多环芳烃污染已经成为普遍问题,高分子量多环芳烃因其难降解性和毒性,是河道底泥多环芳烃污染修复的重点和难点。本文以检出频率和丰度相对较高的荧蒽作为高分子量多环芳烃的代表物质,研究典型荧蒽降解菌DTQ-HK1的固定化及表面活性剂投加对植物根际圈强化降解河道底泥中荧蒽的性能及机理。实验对比了两种固定化方法(吸附固定化和包埋固定化),分析了 DTQ-HK1经固定化后微生物耗氧速率及荧蒽短期降解效果的变化规律,筛选出合理的固定化方法,探讨了其长期降解荧蒽和抗环境冲击能力。结果表明:吸附固定化优于包埋固定化,粒径为10目玉米芯为最佳吸附固定化载体。实验室降解试验表明,42天连续降解可使荧蒽的降解率达到62.45%,比等量未固定化菌的降解效率提高了 10.23%。菌种经吸附固定化处理后对环境抗冲击能力(包括温度、pH及重金属离子)明显增强。为进一步提高吸附固定化菌对荧蒽的降解效率,实验选择葡萄糖、麦芽糖、HA、蒽菲混合物作为外加碳源,考察不同外加碳源及外加碳源不同投加比例对荧蒽降解效率的影响。结果发现合适的外加碳源及投加量能够显着改善固定化菌对荧蒽的去除性能。几种外加碳源中麦芽糖对吸附固定化菌降解荧蒽的改善最突出,投加量为C 荧蒽:C 麦芽糖=5:3时90天后可使吸附固定化菌对荧蒽的降解效率达到了 100%,比无外加碳源时高13.86%。在上述研究基础上,实验进一步考察了表面活性剂的投加对荧蒽降解过程的影响。通过比较两种表面活性剂(SDBS和Tween80)对荧蒽的增溶效果及对固定化菌微生物活性的影响,以及不同环境条件(温度、pH和离子强度)对荧蒽增溶效果的影响,发现Tween80对荧蒽增溶效果更好,对微生物的毒性也更低。90天连续降解实验表明,投加Tween80表面活性剂,可使植物根际圈底泥中荧蒽完全降解时间缩短15天,使“麦芽糖+固定化菌+菖蒲”对荧蒽的联合降解速率提高78%。用铜绿假单胞菌对经42天连续降解后的荧蒽降解产物进行毒性评价。结果表明投加悬浮态荧蒽降解菌得到的降解产物中铜绿假单胞菌的比增长速率为0.0117 h-1,投加吸附固定化菌可使降解产物中铜绿假单胞菌比增长速率提高14.5%,投加麦芽糖及表面活性剂后铜绿假单胞菌比增长速率进一步提高到0.01876 h-1,这说明降解菌经吸附固定化处理后对荧蒽及其代谢产物的降解能力明显增强,外加碳源和表面活性剂的投加使荧蒽的降解过程更彻底,降解产物毒性更低。
参考文献：
[1]. 增效试剂对难降解有机物的增溶作用、机理及生物可利用性影响[D]. 赵保卫. 浙江大学. 2004
[2]. 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
[3]. 皂角苷对重金属-PAHs复合污染土壤的强化修复作用及机理[D]. 宋赛赛. 浙江大学. 2014
[4]. 混合表面活性剂对多环芳烃的增溶作用机理及影响因素[D]. 冯少良. 浙江大学. 2003
[5]. 表面活性剂和环糊精对土壤有机污染物的增溶作用及机理[D]. 邓军. 湖南大学. 2007
[6]. 鼠李糖脂的制备及其在修复多氯联苯污染土壤中的应用[D]. 马满英. 湖南大学. 2009
[7]. 鼠李糖脂强化石油污染土壤植物—微生物联合修复研究[D]. 李琦. 西安建筑科技大学. 2011
[8]. 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
[9]. 混合表面活性剂增溶洗脱PAHs的作用及机理研究[D]. 蒋兵. 兰州交通大学. 2007
[10]. 固定化微生物—植物联合修复河道底泥中荧蒽污染的研究[D]. 左宇环. 天津工业大学. 2018
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