水体颗粒物的粒径和组成对多环芳烃生物降解的影响
水体颗粒物的粒径和组成对多环芳烃生物降解的影响
王然,夏星辉3,孟丽红
(北京师范大学环境学院水环境模拟国家重点实验室,北京 100875)
摘要:采用模拟实验方法,研究黄河水体颗粒物的粒径和组成对苯并[a ]芘和 的生物降解速率的影响及影响机制.结果表明,苯并[a ]芘和 在水/颗粒物混合体系的降解符合一级动力学规律,颗粒物的存在促进了二者的生物降解,并且中沙(7～25μm )的促进作用最大,细沙(<7μm )次之,粗沙(>25μm )最小.在中沙、细沙和粗沙体系中,苯并[a ]芘的一级动力学常数分别为010248d -1、010212d -1、010192d -1, 的一级动力学常数分别为010288d -1、010261d -1、010218d -1.其影响机制主要包括:①颗粒物的存在促进了体系中多环芳烃降解菌的增长,且中沙和细沙体系中微生物增长快于粗沙体系.②多环芳烃
(PAHs )吸附于颗粒物表面,其解吸作用使得颗粒物附近PAHs 的浓度相对较高,且由于微生物也主要生长于水/颗粒物界面,
这样使得微生物和PAHs 接触的机会增大.由于中沙和细沙体系中颗粒物对微生物和PAHs 的吸附作用均远大于粗沙体系,因此使得中沙和细沙体系中PAHs 的降解速率大于粗沙体系.另外,与中沙相比,细沙对PAHs 的吸附作用更强,解吸相对困难,从而使细沙体系中PAHs 的降解速率低于中沙体系.关键词:多环芳烃;生物降解;颗粒物;黄河
中图分类号:X522 文献标识码:A 文章编号:025023301(2006)0520855207
收稿日期:2005204219;修订日期:2005206209
基金项目:国家自然科学基金项目(40201046);国家自然科学基金委
员会,水利部黄河水利委员会黄河联合研究基金项目
(50239010)
作者简介:王然(1976～),男,硕士研究生,主要研究方向为环境模拟
与污染控制.
3通讯联系人,E 2mail :xiaxh @https://www.wendangku.net/doc/1210117493.html,
E ffect of Particulate Size and Composition on the Biodegradation of PAH s in N ature W aters
WAN G Ran ,XIA Xing 2hui ,M EN G Li 2hong
(State K ey Laboratory of Water Environment Simulation ,School of Environment ,Beijing Normal University ,Beijing 100875,China )
Abstract :E ffect of particulate size and composition on the biodegradation of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs )in nature waters was examined 1Experimental study was carried out for the Y ellow River 1The results showed that the biodegradation of benzo [a ]pyrene and chrysene in water system could be fitted with one 2order kinetics and the existence of particulates promoted the biodegradation 1When the particulate content was 4g/L ,the sequence of increasing trend in the PAH biodegradation rates was :
water system with middle size particulates (7～25
μm )>water system with small size particulates (<7μm )>water system with large size particulates (>25
μm )1The biodegradation rate constants for benzo[a ]pyrene in water systems with middle ,small and large size particulates were 010248d -1,010212d -1,010192d -1,respectively ,and that for chrysene were 010288d -1,010261d -1,010218d -1,respectively.The mechanisms regarding the effects of particulate size on the biodegradation of PAHs include several aspects.First ,the particulate size and composition affected the PAHs degraders level in water system as well as the distribution of PAHs degraders in water and particulate phases.The population of PAHs 2degraders in water systems with middle and small size particulates was higher than that with large size particulates.Second ,PAHs tended to be sorbed on the particulate phase ,and the desorption of PAHs from the particulate phase would lead to a higher concentration of PAHs in the interface between water and particulate phases.Since the PAHs 2degraders also tended to grow in the interface between water and particulate phases ,this would result in a higher contact chances for PAHs and PAHs 2degraders.Therefore ,the existence of particulates stimulated the biodegradation of PAHs in water system.Third ,the sorption capacity of PAHs and PAHs 2degraders on the middle and small size particulates was higher than that on the large size particulates.Consequently ,the biodegradation rates of PAHs in water systems with middle and small size particulates were higher than that with large size particulates.However ,the desorption capacity of PAHs from middle size particulates was higher than that from small size particulates ,leading to that PAHs concentration in the water/particulate interface of the former system was higher than that of the latter system.Therefore ,the biodegradation rates of PAHs in water system with middle size particulates were higher than that with small size particulates.K ey w ords :PAHs ;biodegradation ;particulates ;Y ellow River
多环芳烃(PAHs )是指含2个或2个以上苯环的一类有机化合物.它们存在于原油和化石燃料燃烧产生的废气中,通过原油泄漏和大气颗粒物沉降而进入水体[1,2].许多PAHs 具有致癌、致畸、致突变的作用,对人体健康危害很大[3,4].水体环境中的
第27卷第5期2006年5月
环 境 科 学ENV IRONM EN TAL SCIENCE
Vol.27,No.5May ,2006
PAHs主要通过微生物的降解而被去除[5],颗粒物的存在对水体中PAHs的微生物降解和最终归宿会产生显著的影响.前人在颗粒物的含量等方面已经进行过较多研究[6～8],但有关颗粒物的粒径和组成的影响研究较少,只有少量关于颗粒物中总有机碳(TOC)、粘土矿物等的研究报道[9,10].且这些研究多将水体中的颗粒物视为一个简单整体,而实际的自然水体中的颗粒物体系都是由不同粒径、不同组成的颗粒物单体组成的复杂体系.不同粒径的颗粒物在水体中的含量和理化特征也有很大差别,而且有研究表明PAHs和PAHs降解菌在土壤颗粒物中的分配会受到颗粒物粒径和组成的影响[11].因此不同粒径和组成的颗粒物对PAHs生物降解的影响也必定不同.
黄河是我国第二大河,泥沙含量高,多处监测站点有PAHs类污染物检出.本文以苯并[a]芘(B[a] P)和 (Chr)做为研究对象,通过实验室模拟实验,结合高效液相色谱分析,研究黄河水体颗粒物的粒径和组成对B[a]P和Chr的微生物降解的影响规律,探讨其影响机制.
1 材料与方法
111 样品采集和预处理
实验中所用水样及颗粒物样品采自黄河花园口监测站附近黄河干流河段.颗粒物样品为悬浮泥沙静置沉降所得,在采样现场将颗粒物分为3个等级,即粗沙(>25μm),中沙(7～25μm),细沙(<7μm).粒径分级方法参照文献[12]中推荐的混匀沉降吸管法.样品采集后迅速带回实验室,置4℃冰箱保存.颗粒物中TOC含量的测定采用外加热重铬酸钾容量法,总氮(TN)的测定采用过硫酸钾氧化紫外分光光度法进行测定,比表面积采用氮气B ET方法测定.颗粒物采样时间为2003212210,水样采集时间为2003212210,2004207215,2004210218.
112 多环芳烃降解菌的分离与富集
在新鲜黄河水样中加入B[a]P和Chr,培养一段时间以后,采用平板划线的方法在以B[a]P和Chr为唯一碳源和能源的无机盐固体培养基[13]上划线分离得到能够以B[a]P和Chr为唯一碳源和能源进行生长的PAHs降解菌株.将分离得到的PAHs降解菌株接种到以B[a]P和Chr为唯一碳源和能源的100mL无机盐液体培养基强化培养.每周将30mL含菌种的培养基转移到70mL新鲜的无机盐培养基中,如此反复进行3个月.在微生物降解实验开始前,采集强化培养的菌种,配制菌悬液,备用. 113 微生物降解模拟实验
将一定数量的150mL烧瓶灭菌处理,在每个烧瓶中加入一定量B[a]P和Chr的甲醇溶液,在无菌情况下,将甲醇挥干.每个烧瓶中加入灭菌河水100mL,使B[a]P和Chr的初始浓度分别为12110μg/L,15185μg/L.然后将灭菌过的粗沙、中沙、细沙分别加入相应的烧瓶中,使泥沙含量为4g/L.为了考察颗粒物含量对B[a]P和Chr的生物降解的影响,设置一个不加颗粒物的实验系列.在上述烧瓶中加入分离纯化的PAHs降解菌,调节烧瓶中的菌体浓度为7×107个/mL.每组实验设置平行样,同时设置灭菌对照实验.将各烧瓶用灭菌的8层医用纱布封口,置于振荡培养箱中,于25℃下闭光振荡培养,转速125r/min.每天观察烧瓶中水分损失情况,定期补充新鲜灭菌水.每隔一定周期取出一批烧瓶测定其剩余PAHs含量和PAHs降解菌数量.
114 多环芳烃的测定
PAHs的萃取参照文献[14]中介绍的方法并做相应改进.标准回收实验表明,不同粒径混合体系中B[a]P的回收率均超过85119%,Chr的回收率均超过90%,符合实验室质量控制标准.应用Waters2 1525高效液相色谱仪测定PAHs浓度.
115 微生物计数
PAHs降解菌的计数采用最大可能数法(MPN)[15].根据阳极反应的管数查MPN表,计算得到每一水样PAHs降解菌数量.
2 结果与讨论
211 颗粒物特性
表1列出了实验中采用的颗粒物的一些特性:从结果可以看出,粗沙、中沙、细沙中TOC和TN的含量和比表面积依次升高,从数值上看,中沙和细沙比较接近,远大于粗沙.
表1 颗粒物特性
Table1 Characteristics of particulates
颗粒物类别粒径/μm TOC/%TN/%比表面积/m2?g-1粗沙>2501330110410574
中沙7～25112101511617275
细沙<7114501681911365
212 颗粒物的粒径和组成对多环芳烃降解菌的影响
21211 不同粒径和组成的颗粒物对多环芳烃降解
菌的吸附作用
含有粗、中、细3种颗粒物的体系中接种的PAHs 降解菌的初始浓度均为7×107个/mL.如图1、图2所示,在接种后的48h 内,体系中PAHs 降解菌的总数基本保持恒定.达到吸附平衡时,粗沙体系水相中PAHs 降解菌数只有微小的减少,中沙和细沙体系水相中PAHs 降解菌数则有比较明显的减少.相应的,粗沙体系颗粒相中PAHs
降解菌数增长也比较微小,达到平衡时只有310×108个/g.而中沙和细沙体系颗粒相中PAHs 降解菌数则增长明显,平衡时分别达到315×109个/g 和3175×109个/g.影响颗粒物对PAHs 降解菌吸附平衡的主要因素可能是颗粒物的比表面积,中沙和细沙比表面积是粗沙的4112～4172倍.在颗粒物加入量相同的情况下,中沙和细沙能给微生物提供更多的附着点,所以当颗粒物对PAHs 降解菌吸附达到平衡时,在中沙和细沙上分配较多的微生物.另外,中沙和细沙TOC 含量较高,这也可能是中沙和细沙上微生物数量较高的一个原因.Bill 和Carolan 等在实验中发现他们采用的PAHs 降解菌都有趋向有机物的特性[16,17].
图1 水相PAH s 降解菌数量随时间变化
Fig.1 PAHs 2degrader concentration in water phase versus time
图2 颗粒相PAH s 降解菌数量随时间变化
Fig.2 PAHs 2degrader concentration in particulate phase versus time
21212 颗粒物的粒径和组成对微生物数量和分布
的影响
如图3所示,各体系中PAHs 降解菌初始浓度相同,随着实验的进行,PAHs 降解菌总数在不断增加,在第20d 左右达到最大值.此时有颗粒物的体系中PAHs 降解菌的总数大约是无颗粒物体系的119～212倍.随后,各实验体系中PAHs 降解菌总数逐渐下降.造成上述现象的主要原因是:在培养初期,体系中营养充足,促进了PAHs 降解菌的增殖.在培养后期,体系中营养耗尽,不能支持微生物生长,导致PAHs 降解菌数量下降.另外,中沙和细沙体系中PAHs 降解菌总数的增长趋势基本相同,且微生物
数量在前20d 内一直都高于粗沙体系.这是因为在实验之初,中沙和细沙上吸附了较多的PAHs 和PAHs 降解菌,增加了微生物和PAHs 的接触几率,从而促进了中沙和细沙体系中微生物的增长.如在培养的第5d 、第10d 和第15d ,中沙体系颗粒相中
PAHs 含量
分别为5175μg/g 、5102
μg/g 和4109μg/g ,细沙中含量则更高,而粗沙体系颗粒相中
PAHs 含量只有5110μg/g 、4130
μg/g 和3176μg/g ;在同样的时间,中沙和细沙上附着的PAHs 降解菌数都分别超过了3150×109个/g 、8175×109个/g 和1188×1010个/g ,而粗沙上附着的PAHs 降解菌只有3131×108个/g 、2112×109个/g 和1110×1010个/g.
图3 PAH s 降解菌总数随时间变化
Fig.3 Total PAHs 2degrader concentration
in water system versus time
图4和图5分别显示了水相和颗粒相中PAHs 降解菌在实验过程中的数量变化情况.可以看出3
种粒径体系水相中PAHs 降解菌的数量变化趋势基本相同.在培养的前20d 内,水相中PAHs 降解菌数
量没有出现明显的增加,基本保持稳定.20d 后,水
相中PAHs 降解菌数量明显下降.
与水相PAHs 降解菌数量变化规律不同,3种粒径体系颗粒相中PAHs 降解菌数量先缓慢增长,
图4 水相PAH s 降解菌数量随时间变化
Fig.4 PAHs 2degrader concentration in water phase versus
time
图5 颗粒相PAH s 降解菌数量随时间变化
Fig.5 PAHs 2degrader concentration in
particulate phase versus time
再缓慢下降.在前
20d 内,中沙和细沙体系颗粒相中PAHs 降解菌数量高于粗沙体系.20d 后,3种粒径体系颗粒相中PAHs 降解菌数量趋于相同.但培养的后期,颗粒相微生物数量下降比水相平缓.这主要是因为颗粒相仍在不断吸附水相微生物,在一定程度上补偿了颗粒相衰亡的微生物.213 颗粒物的粒径和组成对多环芳烃生物降解效率的影响
如图6、图7所示,添加中沙(
4g/L )的灭菌样品
图6 颗粒物粒径对B[a]P 生物降解的影响
Fig.6 Effect of particulate size on the biodegradation of total B[a ]P
中B[a ]P 和Chr 在35d 内降解率不到4%,说明本实验条件下B [a ]P 和Chr 的浓度降低主要是微生物降解所致,其他使体系中PAHs 浓度降低的作用
不明显.
图7 颗粒物粒径对Chr 生物降解的影响
Fig.7 Effect of particulate size on the biodegradation of total Chr
B[a ]P 和Chr 在35d 内的降解率分别达到37%
～51%和44%～57%,颗粒物的加入促进了B [a ]P
和Chr 的生物降解.有颗粒物的体系中B [a ]P 和Chr 的降解量分别是相应的不含颗粒物体系的1120
～1136倍和1110～1130倍.B[a ]P 和Chr 在3种粒径体系中的降解速率依次为中沙>细沙>粗沙.对
水/颗粒物混合体系中B [a ]P 和Chr 的浓度变化进
行幂指数动力学拟合[18],发现多环芳烃在水/颗粒物混合体系中的降解能较好的遵循一级动力学规律,拟合方程如表2、表3所示.B[a ]P 和Chr 在3种粒径体系中的降解速率常数依次为中沙>细沙>粗沙.
表2 B[a]P 降解动力学方程
Table 2 K inetic parameters for the biodegradation of
B[a ]P derived from first 2order kinetics model
颗粒物类别动力学方程
降解速率常数/d -1
R 2
粗沙
c =12110e -010192t 010*********中沙c =12110e -010248t
010*********细沙
c =12110e
-010212t
010212
019259
表3 Chr 降解动力学方程
Table 3 K inetic parameters for the biodegradation of
Chr derived from first 2order kinetics model
颗粒物类别动力学方程
降解速率常数/d -1
R 2
粗沙
c =15185e -010218t 010*********中沙c =15185e -010288t
010*********细沙
c =15185e
-010261t
010261
019661
如图8～图11所示,3种粒径体系中,B[a ]P 和
Chr 在颗粒相的浓度变化大于水相中浓度变化.在培养第5d 到第35d 之间,粗沙、中沙、细沙体系水相
中B [a ]P 的量分别减少了01104
μg ,01016μg ,01012
μg ,颗粒相中B [a ]P 的量分别减少了01376
μg ,01472μg ,0146μg ;水相中Chr 的量分别减
少了01145
μg ,01090μg ,01059μg.颗粒相Chr 的量分别减少了01500
μg ,01680μg ,01648μg ,可见颗粒相中PAHs 的变化量远大于水相.从上述实验结果,可以推断PAHs 降解应该主要发生在颗粒相.因为3种颗粒物体系水相中PAHs 降解菌数量大致相当,如果降解反应主要发生在水相,由于中沙和细沙对PAHs 的吸附作用较强,中沙和细沙体系水相中PAHs 浓度也会相应降低,
将导致中沙和细沙体系PAHs 总的降解速率低于粗沙,而这与实验结果正
好相反.因此,PAHs 的降解不会主要发生在水相.
图8 水相B[a]P 的浓度随时间变化
Fig.8 B[a ]P concentration in water phase versus time
图9 颗粒相B[a]P 的浓度随时间变化
Fig.9 B[a ]P concentration in particulate phase versus time
图10 水相Chr 的浓度随时间变化
Fig.10 Chr concentation in water phase versus time
214 不同粒径的颗粒物对多环芳烃的吸附解吸
在颗粒物含量为4g/L 条件下,针对粗、中、细3种颗粒物体系,进行了B [a ]P 和Chr
共存情况下的吸附解吸实验.如图12、图13所示,水体中B [a ]P 和
Chr 主要以吸附态存在于颗粒相当中.在水相平衡浓度相等的情况下,达到吸附平衡时,颗粒相吸附量依次为细沙>中沙>粗沙.如图14、图15所示,
在颗粒相吸附量相等的情况下,达到解吸平衡时,解吸到水相中的PAHs 量依次为粗沙>中沙>细沙.
图11 颗粒相Chr 浓度随时间变化
Fig.11 Chr concentration in particulate phase versus time
图12 不同颗粒物体系中B[a]P 的吸附等温线
Fig.12 Sorption isotherm of B[a ]P on different size particulates
图13 不同颗粒物体系中Chr 的吸附等温线
Fig.13 Sorption isotherm of Chr on different size particulates
215 颗粒物的粒径和组成对多环芳烃生物降解的
影响机制分析
根据前述研究结果,在此就颗粒物的粒径和组
图14 不同颗粒物体系中B[a]P 的解吸等温线
Fig.14
Desorption isotherm of B[a ]P on different size particulates
图15 不同颗粒物体系中Chr 的解吸等温线
Fig.15 Desorption isotherm of Chr on different size particulates
成对PAHs 生物降解的影响机制做如下分析:①在
微生物初始浓度相同的情况下,中沙和细沙体系微生物数量增长快于粗沙体系.从而使中沙和细沙体系中PAHs 降解速率高于粗沙体系.②在培养过程中,PAHs 主要分布在颗粒相,且中沙和细沙体系颗粒相中PAHs 的含量大于粗沙体系;中沙和细沙体系颗粒相中微生物数量也高于粗沙体系.③PAHs 吸附于颗粒物表面,由于其解吸作用,使得颗粒物附近PAHs 的浓度相对较高,且由于微生物也主要生长于水/颗粒物界面,这使得微生物和多环芳烃接触的机会增大.由于中沙和细沙体系中颗粒物对微生物和PAHs 的吸附作用均远大于粗沙体系,因此使得中沙和细沙体系中PAHs 的降解速率大于粗沙体系.另外,与中沙相比,细沙对PAHs 的吸附作用更强,解吸相对困难,从而使细沙体系中PAHs 的降解速率低于中沙体系.3 结论
(1)PAHs 在水/颗粒物混合体系中的降解符合
一级动力学规律,颗粒物的存在促进了PAHs 的生物降解.在中沙、细沙和粗沙体系中,苯并[a ]芘的一
级动力学常数分别为010248d -1、010212d -1、010192d -1, 的一级动力学常数分别为010288d -1、010261d -1、010218d -1.
(2)颗粒物的粒径和组成对PAHs 生物降解的
影响机制主要包括:颗粒物的存在促进体系中PAHs 降解菌数量的增长,中沙和细沙体系中微生
物增长快于粗沙体系;PAHs 和降解菌通过吸附作用大量分布在颗粒相,中沙和细沙吸附的PAHs 和
降解菌均高于粗沙,使PAHs 和降解菌在中沙和细沙表面的接触几率大于粗沙;由于吸附在中沙上的多环芳烃比吸附在细沙上的多环芳烃更容易解吸,提高了中沙体系水/颗粒物界面处PAHs 的浓度,增大了吸附态微生物与PAHs 的接触几率,从而使中沙体系中PAHs 降解速率大于细沙体系.
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第七章 多环芳烃
第七章 多环芳烃 1、 联苯及其衍生物 2、 稠环芳烃：萘、蒽、菲及其衍生物的结构和化学性质 1、 芳香体系与休克尔规则 基本要求： 1.熟练掌握稠环芳烃萘蒽等衍生物的命名。 2.熟练掌握萘的化学性质及萘环上亲电取代产物的定位规律。 3.掌握H ückel 规则，理解芳香性的概念，能应用H ückel 规则判断环状化合物的芳香性。 分子中含有多个苯环的烃称作多环芳烃。多环芳烃可分如下三种： 联苯和联多苯类：这类多环芳烃分子中有两个或两个以上的苯环直接以单键相联结。 稠环芳烃：这类多环芳烃分子中有两个或两个以上的苯环以共用两个碳原子的方式相互稠合。 多苯代脂肪类：这类多环芳烃可看作是脂肪烃中两个或两个以上的氢原子被苯基取代。 7.1联苯及其衍生物 联苯是两个苯环通过单键直接连接起来的二环芳烃。 其结构为： 联苯为无色晶体，熔点70℃，沸点254℃。不溶于水而溶于有机溶剂。因其沸点高和具有很好的热稳定性，所以工业上常用它作热传导介质（热载体）。 联苯的化学性质与苯相似，在两个苯环上均可发生磺化、硝化等取代反应。联苯环上碳原子的位置采用下列所示的编号来表示： 联苯可看作是苯的一个氢原子被苯基取代，而苯基是邻对位定位基，所以，当联苯发生取代反应时，取代基进入苯的对邻位和对位。但由于邻位上的空间位阻较大，主要生成对位产物。 7.2稠环芳烃 有多个苯环共用两个或多个碳原子稠合而成的芳烃称为稠环芳烃。简单的稠环芳烃如萘、蒽、菲等。稠环芳烃最重要的是萘。 7.2.1萘(naphthalene) 萘的结构:平面结构，所有的碳原子都是sp 2杂化的，是大π键体系。 分子中十个碳原子不是等同的，为了区别，对其编号如下： 萘的一元取代物只有两种，二元取代物两取代基相同时有10种，不同时有14种。 萘的物理性质：萘是白色晶体，熔点80.5℃，沸点218℃，有特殊气味，易升华，不溶于水，易溶于热的气醇及乙醚，常用作防柱剂。萘在染料合成中应用很广，大部分用于制造邻苯二甲酸酐。 12345678109αβααα βββ1、4、5、8位又称为 位αβ2、3、6、7位又称为 位电荷密度αβ>
环境空气和颗粒物中多环芳烃的测定高效液相色谱法
环境空气和颗粒物中多环芳烃的测定高效液相色谱法 立题依据 1）多环芳烃的理化性质 多环芳烃(polycyclic aromatic hydrocarbons，PAHs)是一种含有两个或两个以上苯环或环戊二烯稠合而成的化合物。包括稠环型和非稠环型两类，芳香稠环型是指分子中相邻的苯环至少有两个共用的碳原子的碳氢化合物，如萘、蒽、菲、芘等；芳香非稠环型是指分子中相邻的苯环之间只有一个碳原子相连的化合物，如联苯、三联苯等。 纯的PAHs通常是白色或浅黄绿色的固体，五环以上的PAHs大都是无色或淡黄色的结晶，个别具有深色，熔点及沸点较高，所以蒸气压低。多环芳烃大多不溶于水，而辛醇-水分配系数比较高，易溶于苯类芳香性溶剂中。多环芳烃大多含有π键，具有大的共轭体系，共轭体系中的电子具有较强的流动性，使得整个分子体系比较稳定，当多环芳烃发生化学反应时，趋向保留分子中共轭体系。 由于分子中存在高能反应键轨道π*和低能成键轨道π，当分子吸收了可见光或紫外光以后，价电子从成键轨道跃迁至返键轨道，当电子从激发态返回基态时，以荧光形式释放能量，形成特征吸收光谱和荧光光谱。因此，多环芳烃具有一定荧光。 2)多环芳烃的主要来源 绝大多数的多环芳烃在环境中不是单独存在，它们往往是两个或更多的多环芳烃的混合物。多环芳烃大多是石油、煤等化石燃料以及木材、天然气、汽油、重油、有机高分子化合物、纸张、作物秸秆、烟草等含碳氢化合物的物质经不完全燃烧或在还原性气氛中经热分解而生成的，大都随烟尘、废气排放到空气，然后随空气沉降和迁移转化，进一步污染水体、土壤。 环境中多环芳烃的天然来源主要是陆地和水生生物的合成（沉积物成岩过程、生物转化过程、焦油矿坑内气体）、森林和草原火灾、火山爆发等过程中产生的，构成了多环芳烃的天然本地值。 环境中多环芳烃的主要来源是人为源。人为源包括化学工业污染源、交通运输污染源、生活污染源和其他人为源。 木炭，原油，木馏油，焦油(天然)，药物，染料，塑料，橡胶，农药(人为)，润滑油， 脱膜剂，电容电解液，矿物油，柏油(人为)，杀虫剂、杀菌剂、蚊香、吸烟、汽油阻凝剂(人 为)等都存在多环芳烃。在焦化煤气、有机化工、石油工业、炼钢炼铁等工业所 排放的废弃 物中有相当多的多环芳烃，其中焦化厂是排放多环芳烃最严重的一类工厂。 汽车、飞机等各种机动车辆及内燃机排出的废气中含有较高浓度的多环芳烃，检测表明这些交通工具废气中约有100种PAHs，已有73种被鉴定。调查表明，每100辆客运车每年能排放2-10t的苯并[a]芘(BaP)，在飞机、汽车启动时由于不完全燃烧排放量最大。在一些交通繁忙的街道，空气中的多环芳烃几乎主要是由汽车废气造成的，而且，汽油发动机要比柴油发动机严重得多，高耗油量产生的多环芳烃要比正常状态下高出好几倍。含多环芳烃多的汽油其排放的废气中多环芳烃的含量也较高。 我国是燃煤大国，在我国北方城市，使用煤炉取暖的情况仍很普遍，而在煤
42芳香烃类化合物
GBZ/T 160.42－2004 工作场所空气有毒物质测定 芳香烃化合物 1 范围 本标准规定了监测工作场所空气中芳香烃化合物浓度的方法。 本标准适用于工作场所空气中芳香烃化合物浓度的测定。 2 规范性引用文件 下列文件中的条款，通过本标准的引用而成为本标准的条款。凡是注日期的引用文件，其随后所有的修改单（不包括勘误的内容）或修订版均不适用于本标准，然而，鼓励根据本标准达成协议的各方研究是否可使用这些文件的最新版本。凡是不注日期的引用文件，其最新版本适用于本标准。 GBZ 159 工作场所空气中有害物质监测的采样规范 3 苯、甲苯、二甲苯、乙苯和苯乙烯的溶剂解吸－气相色谱法 3.1 原理 空气中的苯、甲苯、二甲苯、乙苯和苯乙烯用活性碳管采集，二硫化碳解吸后进样，经色谱柱分离，氢焰离子化检测器检测，以保留时间定性，峰高或峰面积定量。 3.2 仪器 3.2.1 活性碳管，溶剂解吸型，内装100mg/50mg 活性碳。 3.2.2 空气采样器，流量0～500ml/min。 3.2.3 溶剂解吸瓶，5ml。 3.2.4 微量注射器，10ml。 3.2.5 气相色谱仪，氢焰离子化检测器。 仪器操作条件 色谱柱 1：2m×4mm，PEG 6000（或FFAP）: 6201红色担体 =5:100。 色谱柱 2：2m×4mm，邻苯二甲酸二壬酯（DNP）:有机皂土-34:Shimalite 担体=5:5:100。 色谱柱 3：30m×0.53mm×0.2m，FFAP。 柱温：80℃； 汽化室温度：150℃； 检测室温度：150℃； 载气（氮气）流量：40ml/min。 3.3 试剂 3.3.1 二硫化碳，色谱鉴定无干扰杂峰。 3.3.2 PEG6000、FFAP、DNP和有机皂土-34，均为色谱固定液。
土壤和沉积物中多环芳烃的界面吸附研究进展
土壤和沉积物中多环芳烃的界面吸附研究进展 3 王伟伟 吴宏海 33 郭杏妹 (华南师范大学化学与环境学院,广州510635) 摘 要 综述了环境中多环芳烃的危害、来源及分布,并在此基础上重点介绍了多环芳烃 在土壤和沉积物中界面作用的常见作用模式,包括线性分配模型和非线性吸附模型及其应用;多环芳烃疏水性有机物吸附的影响因素,主要有土壤和沉积物中含碳物质的结构类型以及多环芳烃本身的分子特性。最后提出本领域研究中的建议与展望。关键词 土壤/沉积物;多环芳烃(P AH s );吸附中图分类号 X131.3 文献标识码 A 文章编号 1000-4890(2007)08-1311-06Research advances i n PAHs adsorpti on on so il 2sed i m en t i n terface .WANG W ei 2wei,WU Hong 2hai,G UO Xing 2mei (School of Che m istry and Environm ent,Sou th China N or m a l U niversity,Guangzhou 510635,China ).Chinese Journa l of Ecology ,2007,26(8):1311-1316.Abstract:This paper su mmarized the har m ,s ource,and distributi on of P AH s in the envir on 2ment,and intr oduced in stress the general acti on modes (including linear and nonlinear all oca 2ti on models )of P AH s on s oil 2sedi m ent interface and their app licati ons .The main fact ors affecting the ads or p ti on of hydr ophobic P AH s pollutants were the structure and compositi on of the organic matters in s oil and sedi m ent,and the molecular characters of P AH s .Suggesti ons and expecta 2ti ons on further research in this field were put f or ward .Key words:s oil/sedi m ents;P AH s;ads or p ti on . 3国家自然科学基金项目(40373042)和广东省自然科学基金资助项目(031504,05944)。33通讯作者E 2mail:wuhonghai@scnu .edu .cn 收稿日期:2006209207 接受日期:2007205209 1 引 言 多环芳烃通常是由于各种有机物的不完全燃烧而形成的,这些有机物有煤、木材、石油等,它们广泛存在于土壤、河流沉积物、大气飘尘及水体中,对人类健康造成极大的潜在的危害,因此备受人们重视。现已发现这些物质中大都具有致癌作用,其中苯并(a )芘(简称BaP )的致癌特性最强,因此它被当作环境被多环芳烃污染的指标。美国环保局(EP A )清洁水法案中颁布的114项优先检测的有机污染物中,把16项多环芳烃列入其中(叶振福,1999)。芳烃类化合物是高度脂溶性的,容易在人体富脂肪器官和乳液中累积。单环芳烃基本无致癌性,多环芳烃具有很强的致畸、致癌、致突变等“三致”作用,除此之外,多环芳烃还能损伤造血系统和淋巴系统。由于多环芳烃对环境与人类健康造成负面影响,因 而分析检测环境中的多环芳烃变得尤为重要。同大多数环境毒害性有机物一样,环境中多环芳烃由于其特殊的环境行为,其存在方式、吸附方式、迁移方式、转化方式及归宿等诸因素影响和制约着人类环境的质量。只有弄清它们的结构、性质及作用机理,才能采取相应的措施进行治理和控制,将危害降到最低程度。目前已经有多种处理方法与措施控制环境中多环芳烃的污染水平。相应地,环境分析与检 测技术也得到空前的发展(Chang &Yorgen,1995;Luigi et al .,1998;王金成和熊力,2001;梁佩芝和顾 继东,2003),新方法与新技术不断涌现出来。 2 多环芳烃的种类、主要来源及分布 211 种类 多环芳烃(polycyclic ar omatic hydr ocarbons,P AH s )是指分子中含有2个或2个以上苯环的碳氢化合物,可分为芳香稠环型及芳香非稠环型,是环境污染物中最重要的监测项目之一,也是公认的一类强致癌环境化学物质。1976年美国环境保护局 生态学杂志Chinese Journal of Ecol ogy 2007,26(8):1311-1316
多环芳烃
多环芳烃、硝基苯等有机污染物去除技术的进展 摘要：目前，污染时当今世界范围所面临的普遍问题。特别是有机的污染是当今更严重的问题。这篇文章主要介绍了多环芳烃和硝基苯类有机污染物去除技术的进展。 关键词：多环芳烃硝基苯去除技术 一、多环芳烃类污染物的研究进展 随着煤、石油在工业生产，交通运输以及生活中被广泛应用，多环芳烃（Polycyclic Aromatic Hydrocarbons,PAHs）已成为世界各国共同关注的有机污染物。多环芳烃不易溶于水，极易附着在固体颗粒上，所以一般来说，大气、土壤中的大多数多环芳烃处于吸附态。多环芳烃类污染物分布很广，基本上在各种环境介质中都发现了PAH s。因排废气、废水及废物倾倒，多环芳烃对水、大气及土壤产生直接污染。吸附在烟气微粒上的多环芳烃随气流传向周围及更远处，又随降尘、降雨及降雪进入水体及土壤而土壤及地面多环芳烃通过扬尘再次进入大气，通过呼吸及食物链进入动物体产生毒害。 在土壤和沉积物环境中，大多数PAHs因较强的疏水性趋向于分配到土壤或沉积物颗粒上去，并与天然有机物发生相互作用，很少保留在水体当中。当沉积物一旦遭到严重的污染，在与上覆水体发生相互频繁的交换作用时，被污染的沉积物环境还将
成为水体再次污染的潜在来源，造成二次污染。 水环境中PAHs生物降解的程度要靠PAHs的溶解率的大小，正因为大多数PAHs易被吸附分配到土壤或沉积物颗粒上去，使之生物有效性降低而导致其生物降解率大大降低。虽然被吸附于土壤、沉积物上的PAHs因生物有效性降低而减小对环境的毒害，但最终会通过各种因素再次释放到环境之中产生危害。刘凌[12]在研究吸附作用对有机污染物的生物降解过程影响时，发现吸附在土壤颗粒内部的有机污染物，必须通过解吸和扩散过程传输到土壤颗粒外部的水溶液中，然后才能被微生物降解。如果有机污染物的土壤-水吸附分配系数Kd越大，则它存在于土壤水溶液的重量百分比就越小，发生生物降解反应的可能性就越小。Weissenfels等在研究阻碍PAHs生物降解的土壤特性和PAHs吸附与生物降解之间的关系时也发现，PAHs与土壤有机质结合力是PAHs发生生物降解的关键。他在沙和土壤吸附PAHs实验中，观察到沙吸附的PAHs能够很快被微生物降解到检测限以下，而土壤吸附的PAHs则降解很慢，并且有23%的PAHs不可被微生物降解。 二、硝基苯类有机污染物去除技术的进展 硝基芳香族化合物是重要的化工原料，被广泛应用于医药、燃料、农药、塑料等的合成前体，常常在生产和使用过程中被释放到环境中对生态系统造成影响，是一类重要的环境污染物。硝基苯对人与动物有较强的毒害作用，能引起紫绀，刺激皮
芳香烃类化合物的微生物降解
芳香烃类化合物的微生物降解 摘要：近年来，芳香烃类化合物正以惊人的速度被制造出来，不仅带来了严重的环境问题，还威胁到了人类的生存、发展。目前，人类正在探索如何利用微生物技术更快、更彻底的消除环境中有害的芳香烃类化合物。本文简要介绍了传统的降解菌株及其降解机理，并着重探讨了生物强化技术，以及基因工程菌在芳香烃类化合物的降解中所达到的显著成果，对未来芳香烃类化合物的微生物降解事业作出了展望。 关键词：芳香烃类化合物微生物降解生物强化基因工程菌 一、芳香烃类化合物的来源与危害 目前，全球每年大约有百万吨芳香族化合物被制造出来，这些化合物除广泛用于生产塑料聚合物、农药、染料、医药和其它日用品当中外，还广泛应用于冶金、炸药和化工产品的制造中[1]。这些物质在制造与利用的过程中，其中的有害物质不可避免的泄漏到环境中，导致土壤和水体环境质量下降，危害生态系统安全，从而造成严重的环境污染。 众所周知，芳香烃类化合物是可致癌或有潜在致癌性的物质，由于它毒性强且结构较稳定，所以很难通过降解除去。传统的处理方法包括物理法和化学法，如活性炭吸附、溶剂萃取、焚烧、深埋等[2]，这些方法不但效率低、成本高而且容易造成二次污染[3],目前为降低环境中芳香烃的含量，世界上采用的最安全有效的方法即微生物技术。 二、常见的降解菌株及其降解机理 芳香烃类化合物主要包括：苯、硝基苯、烷基苯、卤代苯、苯胺等[4]。主要降解微生物有假单胞菌属、反硝化菌属、产甲烷菌属、节细菌属、芽孢杆菌属、无色杆菌属、棒状杆菌属、黄杆菌属、土壤杆菌属、黄单胞杆菌属、微球菌属、气杆菌属、埃希氏杆菌属等，以及一部分放线菌、真菌、藻类[5]。它们的代谢途径分为好氧代谢和厌氧代谢。 1.芳香烃的好氧降解 芳香烃的好氧降解较厌氧降解更容易实现，所以目前发现和研究的大部分微生物都是好氧微生物。正常条件下培养的好氧微生物可以产出混合功能的双氧化酶或氧化酶，这些酶在分子氧的参与下．使苯环羟基化。从而引发芳环的裂解，所以能有效地降解芳香烃化合物[6]。 Claude-henri等在对微生物降解土壤中石油烃的实验中发现，大部分的芳烃组分发生了降解。微生物降解芳香烃的最初途径是多种多样的，但这些反应均具有一致的中间产物。邻苯二羟基类化合物原儿茶酚和儿茶酚就是大多数微生物代谢芳香化合物的过程中产生的中间产物[7]，同时也是环裂开前共同的先导性中间产物。 2.芳香烃的厌氧降解 厌氧降解是指在缺乏氧气的外界条件下，一些厌氧微生物、兼性厌氧微生物将有机物作为电子供体，将除氧以外的其他物质作为电子受体，微生物在降解有机物的同时获取化学能量。厌氧条件一般可分为4种：严格的产甲烷环境或发酵，以硫酸盐为最终电子受体，以硝酸盐为最终电子受体以及以Fe(Ⅲ)为最终电子受体。 2.1严格的产甲烷条件或发酵
多环芳烃(PAHs)在淡水水体中的迁移转化规律
多环芳烃(PAHs)在淡水水体中的迁移转化规律 1 概述 多环芳烃( Polycyclic Aromatic Hydrocarbons ,简称PAHs)是指两个或两个以上苯环连在一起的一类化合物,具有高脂溶性和相对低的水溶性,具有“致癌、致畸和致基因突变”（目前已发现的致癌性多环芳烃及其衍生物超过400 种）作用的持久性有机污染物( Persistent Organic Pollutant s ,POPs) 。这一类物质由于高毒性、低流动性和难降解性使其在环境保护领域备受关注。美国EPA优先控制名单中确定了16种PAHs作为优先控制污染物，我国也将7 种多环芳烃列入“中国环境优先控制污染物”黑名单。PAHs由于化石燃料燃烧、机动车、垃圾焚烧、精炼油、焦炭和沥青生产以及铝的生产等人类活动而广泛分布于环境中。多环芳烃在环境中大多数是以吸附态和乳化态形式存在，一旦进入环境，便受到各种自然界固有过程的影响，发生变迁。通过复杂的物理迁移、化学及生物转化反应，在大气、水体、土壤、生物体等系统中不断变化，改变分布状况。处在不同状态、不同系统中的多环芳烃则表现出不同的变化行为。多环芳烃进入大气后，可通过化学反应、降尘、降雨、降雪等过程进入土壤及水体中。人们可以通过呼吸、饮食等多种途径摄入，对人类健康产生极大危害，因此研究多环芳烃在环境中的行为具有十分重要的意义。多环芳烃在环境中，特别是水环境中的迁移转化和归宿也得到广泛关注。本文着重探讨河流、湖泊等淡水水体中多环芳烃的迁移转化研究成果，并指出存在问题和今后努力的方向。 2 PAHs在淡水水体中的迁移转化规律 2.1 PAHs 在大气-水体间迁移转化 PAHs 在大气-水体间迁移转化方式有：气态湿沉降、携带PAHs 的颗粒物湿沉降与干沉降、水-气界面PAHs 交换。李军等利用双膜理论计算多环芳烃在麓湖水面上的交换通量，除萘、苊、二氢苊的通量方向是从湖水到大气外，其它多环芳烃都是从大气进入水体。每年大气向麓湖中输送约1 300 g 多环芳烃，主要以菲为主，占总量的60%以上；湖水向大气挥发约220 g多环芳烃，主要以萘为主，占总挥发量的95%，这显然是由于萘挥发性很强的缘故。Gigliotti 等自1997 年开始，研究Patapsco 河自巴尔的摩断面至北部的切萨皮克断面的大气-水交换通量，发现PAHs 中芴在刮大风时中交换通量最高，单位交换通量为14 200 ng/(m2?d)，菲最低，为11 400 ng/(m2?d)。 2.2 PAHs 在水中光化学降解 光化学降解是水环境中PAHs 降解的重要方式之一，PAHs 可以吸收太阳光中的可见（400~700 nm）和紫外（290~400 nm）光，发生分解。1981 年，Mill 等
河流沉积物中多环芳烃的生态风险评价
水体沉积物中多环芳烃的生态风险评价 姓名：龚庆碗学号：1233278 （环境科学与工程学院环境科学专业） 摘要：水体沉积物中的多环芳烃(PAHs)含量不断增加，其对水生生态系统的毒性威胁正引起日益广泛的关注。本文综述了国内外水体沉积物中PAHs的生态风险评价研究进展，PAHs的源解析，并分析了其风险评价的各个步骤，建议采用相平衡分配法进行暴露分析，选取覆盖各营养级的慢性毒性数据，综合使用多种风险表征方法对沉积物PAHs进行生态风险评价。 关键词：水体；沉积物；多环芳烃；生态风险评价 多环芳烃(PAHs)是广泛分布于自然界的一类典型的持久性有机污染物，其含量很低，但对生物体具有极强的致癌、致畸和致突变以及免疫毒性等毒性效应[1-2]。天然和人为来源的PAHs可以直接进入大气、水和土壤对其产生污染，同时也在这些介质间迁移转化。由于PAHs的疏水性、辛醇-水分配系数高等特性使得水体中PAHs易于被悬浮物吸附，除了以吸收方式进入生物相，大多以沉积方式进入沉积物[3]。吸附在沉积物上的PAHs因再悬浮作用而再次进入水相，一定程度上成为水体的二次污染源[4]。因此，沉积物是水体中PAHs最终的“汇”和潜在的“源”[5-6]。 目前，随着经济增长、人口剧增及其引起的能源需求使得水体和沉积物中PAHs的含量不断增加，PAHs对水生生态系统的危害也受到广泛关注，16种PAHs 被美国EPA和欧盟列为优先控制污染物[7-8]。据报道，水体PAHs影响无脊椎动物、鱼类和两栖类等水生生物的生殖系统发育并导致毒性效应。因此，评价水体PAHs的生态风险对保护水生生态系统安全具有重要现实和科学意义。 1 国内外研究现状 到目前为止，国内外已经针对水体PAHs生态风险评价开展了大量研究工作。Weinstein等[9]发现美国南卡罗来纳州商业区和生活区湖泊沉积物PAHs对底栖生物具有潜在的生态风险。Bejarano等[10]对海湾战争石油泄漏后PAHs对水生生物造成风险的区域进行了识别和优先排序。PAHs同样在中国许多内陆湖泊、河流、海湾及海岸带等表层沉积物中有所检出，部分具有生态风险[11-12]。研究表明，珠江三角洲河口、澳门内港以及南海近岸沉积物中多环芳烃含量较高，珠江部分河段PAHs对生物体存在危害[13-14]。内陆湿地和湖泊，如江苏太湖[15]、黄河[16]、黑龙江扎龙湿地[17]等多环芳烃的污染程度比经济发达的珠江三角洲地区轻。渤海湾[18]、胶州湾[19]等由于海水稀释作用环芳烃的污染程度也相对较轻。但尽管国内已有不少研究开展了对局部水体PAHs生态风险的评价，但对中国整个流域水体单体PAHs的生态风险和总PAHs的联合生态风险尚缺乏较为系统地研究。 2 多环芳烃的来源解析 沉积物中PAHs的主要来源是人类活动，多为有机物的不完全燃烧，如焦化和沥青产品、煤炭和石油等化石燃料的燃烧、垃圾焚烧、生物质燃烧及溢油和石油泄漏[20]。这些人为源可以分为燃料燃烧和石油制品的排放两类。 目前用于分析沉积物中PAHs来源的方法主要有主成分分析法、同分异构体
芳香烃的知识点总结
第五节苯芳香烃 ●教学目的： 1、使学生了解苯的组成和结构特征，掌握苯的主要化学性质。 2、使学生了解芳香烃的概念。 3、使学生了解甲苯、二甲苯的某些化学性质。 ●教学重点：苯的主要化学性质以及与分子结构的关系，苯的同系物的主要化学性质。 ●教学难点：苯的化学性质与分子结构的关系。 ●教学方法：探索推理，实验验证 教学过程： [引入] 前面我们已经学习了三大类有机物：烷烃、烯烃、炔烃。今天我们开始学习另一大类有 机物——芳香烃，它的代表物是苯。那么苯是怎样被发现的呢？ 以前人们在没有使用电灯前用的是煤油灯，而且是用塑料桶装的，每次煤油用完了之后， 桶底都留有一种油状物质，人们不知道这是什么。著名科学家法拉第及法国的日拉尔等化学 家对此进行研究，用了五年的时间终于发现和提出了这种油状物质，它就是苯。[展示实 物苯] 二、苯分子的结构 当法拉第提炼出苯后，化学家们就对苯的成分进行了研究，发现它可以燃烧，且生成物 为CO2和H2O，于是确定苯由C、H元素组成。后又通过实验数据得出了苯中C%=12/13， H%=1/13，即得出C、H个数比为1：1，即最简式为CH。最后人们还发现1mol苯的质量刚 好是3mol乙炔的质量，由此确定苯的摩尔质量为78g/mol，于是推出苯的分子式：C6H6 接下来的任务是研究苯的分子结构，为此，化学家们进行了很多实验，假设，探索。 首先，根据分子式C6H6，不符合饱和结构C n H2n+2（不饱和度为4），肯定苯是高度不饱 和结构。根据当时的“有机物分子呈链状结构”来假设： 等等 若是以上结构，则都将能发生氧化反应，会使酸性KMnO4溶液褪色。 [实验] 1、取1苯于试管中，加入2酸性KMnO4溶液，振荡。 2、取1苯于试管中，加入2溴水，振荡。 [现象] 苯不能使酸性KMnO4溶液和溴水褪色。（苯在溴水中发生萃取现象）于是推翻以上假设。 一时，苯的结构式问题成了令科学家们一筹莫展的难题，也逼迫链状结构理论的提出者——36岁的德国化学家凯库勒不得不对自己的工作进行反思。 一个冬天的夜里，凯库勒坐在书桌前思考苯的结构，他画了很多图，然而百思不得其解， 他只好停笔，煨着火炉休息，他面对炉中飘忽不定的火苗陷入了沉思，不知不觉进入了梦乡， 朦胧之中凯库勒仿佛觉得有一些碳原子在自己面前跳起舞来，高贵优雅，突然间这些碳原子
多环芳烃的处理方法探究
多环芳烃的处理方法探究 摘要:本文介绍了多环芳烃检测技术的现状，包括分光光度法、反相高效液相色谱法、固相微萃取、超临界流体，介绍了多环芳烃降解技术的方法，最后总结了多环芳烃的污染现状，并对其发展前景进行了展望。 关键词：多环芳烃；灵敏度；降解 Stdy on the processing method of polycyclic aromatic hydrocarbons Abstract:This paper introduces the Polycyclic aromatic hydrocarbons the present situation of detection technology,including spectrophotometry,reverse phase high performance liquid chromatography(HPLC)method,solid phase microextraction and supercritical fluid,this paper introduces the methods of polycyclic aromatic hydrocarbons degradation technology,finally summarizes the pollution status of polycyclic aromatic hydrocarbons,and its development prospect were also discussed. Key words:rate Polycyclic aromatic hydrocarbons;sensitivity;the degradation 多环芳烃（PAHs）是煤,石油,木材,烟草,有机高分子化合物等有机物不完全燃烧时产生的挥发性碳氢化合物,迄今已发现有400多种PAHs,其中有相当部分具有致癌性,占被发现致癌物质总数的三分之一。其中16种PAHs（萘、苊烯、苊、芴、菲、蒽、荧蒽、芘、苯并（a）蒽、屈、苯并（b）荧蒽、苯并(k)荧蒽、苯并（a）芘、茚苯（1,2,3-cd）芘、二苯并（a,n）蒽、苯并（ghi）北）由于存在显著的致畸、致癌、致突变作用，被美国环保署列为优先控制污染物。目前，中国只将7种列为优先污染控制物。 多环芳烃大部分是无色或淡黄色的结晶，个别具深色，熔点及沸点较高，蒸气压很小，大多不溶于水，易溶于苯类芳香性溶剂中，微溶于其他有机溶剂中。多环芳烃大多具有大的共扼体系，因此其溶液具有一定荧光。一般说来，随多环芳烃分子量的增加，熔沸点升高，蒸气压减小。多环芳烃的颜色、荧光性和溶解性主要与多环芳烃的共扼体系和分子苯环的排列方式有关。 PAHs的来源包括自然源和人为源两大类。其中，自然源又分为：燃烧类（森林大火和火山喷发）；生物合成（沉积物成岩过程、生物转化过程、焦油矿坑内气体）。人为源分为：流动源（交通、香烟）；固定源（垃圾焚烧、家庭燃烧、工业活动、其它）。多环芳烃在大气中、水体中、土壤和作物中，食品中和人体中均有相应的分布、迁移与转化。 因此，多环芳烃对于人类健康有着巨大的影响，PHAs的激素作用，造成的致癌、致畸、致突变（肺癌，阴囊癌，呼吸道癌）；基因毒性（对DNA合成的抑制作用）；对免疫系统的破坏（烹饪油烟冷凝物对小鼠免疫系统的影响，对T淋巴细胞的破坏比B淋巴细胞更明显）；破坏造血和淋巴系统（能使脾、胸腺和隔膜淋巴结退化，抑制骨骼的形成，动物实验）。因此，对于多环芳烃进行有效的处理，并对其处理效果进行探究是有着极其重要的。
16种常见多环芳烃的物理性质
16种常见多环芳烃的 物理性质 -CAL-FENGHAI-(2020YEAR-YICAI)_JINGBIAN
萘英文名称NAP Naphthalene分子量 128.18 物理性质；密度1.162 熔点80.5℃,沸点217.9℃,凝固点,80.5℃,闪点78.89℃,折射率1.58212（100℃）恒压燃烧热：40264.1J/g(标准大气压，298.15K）恒压燃烧热：40205J/g(标准大气压，298.15K）。不溶于水，溶于乙醇和乙醚等。易挥发，易升华溶于乙醇后，将其滴入水中，会出现白色浑浊。化学性质（1）萘的氧化温和氧化剂得醌，强烈氧化剂得酸酐。萘环比侧链更易氧化，所以不能用侧链氧化法制萘甲酸。电子云密度高的环易被氧化。（2）萘的还原（3）萘的加成（4）萘的亲电取代反应萘的a-位比b-位更易发生亲电取代反应。a-位取代两个共振式都有完整的苯环。b-位取代只有一个共振式有完整的苯环。在萘环上主要发生亲电取代，同苯环一样，但活性比苯环强从中间对称的两个C旁边的C开始标，其中1，4，5，8号碳活性完全一样（称为阿尔法碳），2，3，6，7号碳性质完全一样（称为贝塔碳）。一般情况下，阿尔法碳活性大于贝塔碳，取代基在阿尔法位上，这是由动力学控制，温度较高时，阿尔法碳[1]上取代基会转移到贝塔碳上。但在萘的弗瑞德-克来福特酰基化反应，不加热却生成了阿尔法位和贝塔位的混合物。如用硝基甲烷为溶剂，则主要生成贝塔酰化产物。 苊烯ANY Acenaphthylene 分子量：152.200 性质：黄色棱柱状或板状结晶。熔点92-93℃，沸点265-275℃（部分分解），156-160℃（3.73千帕），相对密度0.8988（16/2℃），易溶于乙醇、甲醇、丙醇、乙醚、石油醚、苯，不溶于水。能在强酸中聚合。 苊ANA Acenaphthene 英文别名：1,8-Ethylenenaphthalene 分子量：154.21性状描述：白色或略带黄色斜方针状结晶。物理参数：密 度:1.0242(99/4°C) 熔点:96.2°C 沸点:279°C 闪点:125°C 折射率:1.6048(95°C) 芴FLU Fluorene分子量：166.22 性状描述：白色叶状至小片状结晶物理参数：密度:1.202 g/mL 熔点:116-117°C 沸点:295°C 闪点:151°C
颗粒物的定义、组成及检测方法
颗粒物的定义、组成及检测方法 颗粒物的定义 颗粒物，又称尘。大气中的固体或液体颗粒状物质。颗粒物可分为一次颗粒物和二次颗粒物。一次颗粒物是由天然污染源和人为污染源释放到大气中直接造成污染的颗粒物，二次颗粒物是由大气中某些污染气体组分（如二氧化硫、氮氧化物、碳氢化合物等）之间，或这些组分与大气中的正常组分（如氧气）之间通过光化学氧化反应、催化氧化反应或其他化学反应转化生成的颗粒物，例如二氧化硫转化生成硫酸盐。 来源 煤和石油燃烧产生的一次颗粒物及其转化生成的二次颗粒物曾在世界上造成多次污染事件。一次颗粒物的天然源产生量每天约 4.41×10^6 吨,人为源每天约0.3×10^6 吨。二次颗粒物的天然源产生量每天约.6×10^6吨,人为源每天约0.37×10^6吨。就总量来说，一次颗粒物和二次颗粒物约各占一半。颗粒物大部分是天然源产生的，但局部地区，如人口集中的大城市和工矿区，人为源产生的数量可能较多。从18世纪末期开始，煤的用量不断增多。20世纪50年代以后，工业、交通迅猛发展，人口益发集中，城市更加扩大，燃料消耗量急剧增加，人为原因造成的颗粒物污染日趋严重。 颗粒物组成 颗粒物的组成十分复杂，而且变动很大。大致可分为三类：有机成分、水溶性成分和水不溶性成分，后两类主要是无机成分。有机成分含量可高达50%（重量），其中大部分是不溶于苯、结构复杂的有机碳化合物。可溶于苯的有机物通常只占10%以下，其中包括脂肪烃、芳烃、多环芳烃和醇、酮、酸、脂等。有一些多环芳烃对人体有致癌作用,如苯并(a)芘等。可溶于水的成分主要有硫酸盐、硝酸盐、氯化物等，其中硫酸盐含量可高达10%左右。颗粒物中不溶于水的成分主要来源于地壳,它能反映土壤中成土母质的特征,主要由硅、铝、铁、钙、镁、钠、钾等元素的氧化物组成。其中二氧化硅的含量约占10～40%，此外还有多种微量和痕量的金属元素，有些对人体有害，如汞、铅、镉等。 浓度测定 在标准状态下（即压力760毫米汞柱,温度为273K）气体每单位体积含尘重量（微克或毫克）数称为含尘浓度。测定方法主要有： 重量法 又叫重量浓度法，采用过滤器或其他分离器收集粉尘并称重的方法，是测定含尘量的可靠方法。过滤器可用滤纸、聚苯乙烯的微滤膜等。有多种测定仪器，如静电降尘重量分析仪可测出低达每标准立方米含尘10微克的浓度。若将已知有效表面积的集尘装置放在露天的适当位置，收集足够量的尘粒进行称重，可测定降尘量。 光散射法 激光粉尘仪具有新世纪国际先进水平的新型内置滤膜在线采样器，仪器在连续监测粉尘浓度的同时，可收集到颗粒物，以便对其成份进行分析，并求出质量
土壤中多环芳烃前处理(中文)
11 水体沉积物和土壤中多环芳烃的分析方法研究 汪瑾彦1* 陈大舟2 汤 桦2 冯 洁1 吴 雪2 王 覃3 赵新颖3 李 蕾1** （1.北京化工大学理学院?北京?100029） （2.中国计量科学研究院化学计量与分析科学研究所?北京?100013） （3.北京市理化分析测试中心?北京?100089?) 摘?要?简单论述水体沉积物和土壤中多环芳烃的来源及危害，系统综述国内外分析多环芳烃的前处理和检测方法的研究进展，对微波辅助萃取、超声波提取、快速溶剂萃取、超临界流体萃取、固相萃取、固相微萃取等前处理技术在水体沉积物和土壤中的应用进行概述和比较，对气相色谱质谱联用、高效液相色谱、高效液相色谱质谱联用等测定方法分别进行归纳和对比，并对多环芳烃的分析方法进行展望。关键词?多环芳烃 沉积物 土壤 前处理 检测 *作者简介：汪瑾彦（1985-），女，湖南湘潭人，硕士研究生，研究方向为环境污染物监测和分析**通讯作者，Email:lilei@https://www.wendangku.net/doc/1210117493.html, 多环芳烃(polycyclic aromatic hydrocarbons ，PAHs)是指2个或2个以上苯环以稠环形式相连的化合物, 如萘、蒽、菲等。PAHs 是一类具有“致癌、致畸、致突变”效应的持久性有机污染物。目前已发现的致癌性多环芳烃及其衍生物已超过400种。 环境中的PAHs 主要来源于含碳化合物的不完全燃烧，如石油、木材、垃圾和煤[1]。PAHs 通过废水的排放，大气沉降，土表迁移，石油泄漏等多种形式进入水体，在我国的许多海洋和河流的沉积物中都不同程度地检测出PAHs ，如黄河、黄浦江和珠江等[2~4]。PAHs 虽然在土壤中含量极少，但在我国分布广泛且不均衡，尤其是在农业土壤和人口较集中的城市周边土壤中[5~8]，由于其低溶解性和憎水性，比较容易进入生物体内，并通过生物链进入生态系统，从而危害人类健康和整个生态系统的安全。 因此, 在环境质量评价、环境本底调查等方面对PAHs 进行监测显得十分重要。世界各国都制定相关法律来控制PAHs 对环境的危害。目前，大多数国家都将PAHs 列为环境监测的重要内容之一，美国环保总署(EPA)确定16种PAHs(简称EPA-PAHs)作为优先监测污染物[9]。我国颁布的环境监测的项目中，也将PAHs 列入其中。 1?样品前处理 由于PAHs 在土壤和水体沉积物中存在的形态多种多样，而且土壤和水体沉积物成分复杂，基体干扰较严重，因此，在分析检测土壤和水体沉积物 中PAHs 的含量之前，样品前处理步骤十分重要。目前用于土壤和沉积物中PAHs 的前处理方法有微波协助萃取法(MAE)、超声波提取(UE)、加速溶剂萃取(ASE)、固相萃取(SPE)、固相微萃取(SPME)和超临界流体萃取(SFE)等，这些方法各有其优缺点。1.1?微波辅助萃取法(MAE) 微波辅助萃取是以微波为能量的样品制备方法。该法能保持分析对象的原本状态，与传统的索氏提取相比，该法更加快速、节能、节省溶剂、污染小，而且有利于萃取热不稳定的物质，有利于被萃取物从基体上解吸，特别适合处理大量样品。 Criado 等[10]在1g 空白土壤中加入总量为25μg 的16种PAHs ，用2~10mL 乙腈，10min 微波萃取。结果表明，3mL 乙腈时条件最优，微波能量在425W 时信号最强。Li Xu 等[11]用微波辅助微固相萃取(MAE-μ-SPE)一步萃取净化土壤中的PAHs 。在一个装有溶剂探测器的微波萃取系统加入1.0g 土样，加入10mL 水，在2min 内温度由室温升至指定水平。其最佳实验条件是用微波在50℃加热20min ，超声波乙腈洗提5min 。GC-MS 分析检出限达到0.0017~0.0057ng/g,线性范围可达1~500/1000 ng/g 。 Pinuela 等[12]用25mL 丙酮∶二氯甲烷溶剂（1∶1）萃取海洋中19种PAHs ，萃取温度为110℃，微波炉功率1200W ，萃取10min ，回收率可达47%~102%。 1.2?超声波提取(UE)? 超声提取法是一种较为简单、快速的固体样品
多环芳烃
环境中多环芳烃采样罐工作原理 多环芳烃是强致癌物质，可通过接触导致人体致癌。英文简称PAHs。现在已知的500多种致癌物里面，有200多种和多环芳烃有关，现在成为了癌症的代名词。环境大气，室内，包括汽车内饰它无时无刻不存在。 DL-100S型多环芳烃(SVOCs)采样罐配套于DL-6100智能中流量颗粒物采样器，采集环境空气中多环芳烃和半挥发气体（SVOCs） 符合标准： HJ647-2013环境空气和废气气相和颗粒物中多环芳烃的测定高效液相色谱法HJ646-2013环境空气和废气气相和颗粒物中多环芳烃的测定气相色谱-质谱法 PAHS主要来源于自然源和人为源。自然源燃烧(森林大火和火山喷发)和生物合成(沉积物成岩过程、生物转化过程和焦油矿坑内气体)，未开采的煤、石油中也含有大量的多环芳烃。人为源其数量随着工业生产的发展大大增加，占环境中多环芳烃总量的绝大部分;溢油事件也成为PAHs人为源。 青岛动力伟业环保设备DL-100S多环芳烃(SVOCs)采样罐使用说明： 采样装置由采样头、采样泵和流量计组成， 采样泵：具有自动累计流量，自动定时，断电再启功能。正常采样情况下，大流量采样器负载可以达到 225L/min 以上，中流量采样器负载可以达到 100L/min 以上。能够将环境空气抽吸到玻璃纤维滤膜及其后面的吸附材料（包括聚氨酯泡沫+XAD-2 树脂+聚氨酯泡沫）上，在连续采样 24h 期间至少能够采集到 144 m 3 的空气样品。 如果经常接触到多环芳烃会怎么样呢？ 一旦多远方亭进入人体，迅速溶于肾脏、肝脏、脾脏、肾上腺等脂肪组织。虽然会排泄出一些，但是部分残留在体内多环芳烃，组建积累，引发疾病。 采样泵：具有自动累计流量，自动定时，断电再启功能。正常采样情况下，大流量采样器负载可以达到 225L/min 以上，中流量采样器负载可以达到 100L/min 以上。能够将环境空气抽吸到玻璃纤维滤膜及其后面的吸附材料（包括聚氨酯泡沫+XAD-2 树脂+聚氨酯泡沫）上，在连续采样 24h 期间至少能够采集到 144 m 3 的空气样品。 采样头：由滤膜夹和吸附剂套筒两部分组成配备不同的切割器可采集 TSP、PM 10 或 PM 2.5 颗粒物。 滤膜夹包括滤膜固定架、滤膜和不锈钢筛网。滤膜固定架由金属材料制成，并能够通过一个不锈钢筛网支撑架固定玻璃（或石英）纤维滤膜。 吸附剂套筒外筒由聚四氟乙烯或不锈钢材料制成，内部装有玻璃采样筒。 流量计：可设定流量不低于100 L/min，采样前用标准流量计对采样流量进行校准。
多环芳烃降解菌的研究进展
收稿日期:2019-04-04 作者简介:陈铮(1994-),男,浙江台州人,浙江万里学院生物工程专业2016级硕士研究生,研究方向:生物工程。多环芳烃降解菌的研究进展 陈铮袁陈勇 (浙江万里学院,浙江宁波315100) 摘要:多环芳烃(Polycyclic aromatic hydrocarbons ,PAHs )是环境中普遍存在的有机污染物,由于具毒性、突变性、诱变性、致癌性和难降解等特性,造成环境潜在的危害。多环芳烃可通过吸附、挥发、光降解和化学氧化等进行降解。微生物降解多环芳烃污染物是一种温和、高效和经济的方法,但受制于环境因素,如微生物群落种类和PAHs 化学特性等。目前有关多环芳烃降解代谢路径、降解基因调控及酶等已取得重大研究成果,尤其是近年来随着遗传学、基因组、蛋白质组学和代谢组学技术的快速发展,促进PAHs 环境修复技术的进步。本文旨在总结细菌、嗜盐古生菌、真菌对多环芳烃转化和降解的最新研究进展,展望环境生物修复技术的发展。 关键词:生物降解;多环芳烃(PAHs );细菌;真菌 中图分类号:F427文献标识码:A 文章编号:1671-2250(2019)03-0066-05 0引言 多环芳烃(PAHs )是指具有两个或两个以上苯环的一类有机化合物。因具有毒性、遗传毒性、突变性和致癌性,使其成为人们高度关注的一类有机污染物。随着其环数增加、化学结构的变化和疏水性的增强,其电化学稳定性、持久性、抗生物降解能力和致癌性会增大,挥发性也会随着其分子量的增加而降低 [1]。多环芳烃在自然界许多生物链都存在生物积累效应,其在自然界中的含量相当惊人[2],因此也被认定为影响人类健康的主要有机污染物[3]。化石燃料中含有大量的多环芳烃,在不完全燃烧情况下,在石油运输、使用或储存过程之中意外泄露事故等造成大量PAHs 释放到环境中[4,5]。在空气、土壤、海洋、沉积物、地表水以及地下水等环境中都有PAHs 的分布[6]。自然界和人为产生的多环芳烃会随着全球大气的流动分散到各地,多环芳烃从大气中进入植被,最终导致在食物链中富集[2]。将多环芳烃(PAHs )从环境中去除被认为是恢复污染环境最重要的方法。许多物理处理和化学处理 方法已经尝试过,其中包括焚烧法、碱催化脱氯、紫外线氧化、固定、溶剂萃取等[7],但这类方法存在成本高、较复杂、难以进行调控等弊端。此外,这些传统环境修复技术在许多情况下难以将这些污染物完全去除,而只是把它们从一个环境中转移到另一种环境中或者形成另一种污染物。为了解决这个严峻问题,研究人员提出一种高效环保的清洁技术,即生物修复技术。目前该技术正在逐步完善以便解决环境污染问题。微生物修复技术是利用生物体的解毒能力,将有害有机废物转化为无害的二氧化碳和水[8]。目前微生物修复已经成为修复环境和去除包括多环芳烃在内许多污染物的重要技术。与高分子量多环芳烃相比,低分子量的多环芳烃相对稳定性较差,更易溶于水,因此也更易被微生物降解。低分子量的多环芳烃如萘、蒽和菲广泛存在于环境中,其作为典型的多环芳烃化合物通常是多环芳烃化合污染物检测的主要目标对象。萘是多环芳烃化合物中结构最简单的,而蒽和菲的化学结构在许多致癌多环芳烃中存在。66··