污水中溶解性有机质对土壤吸附四溴双酚A的影响
Fenton试剂处理废水中各影响因子的作用机制
Fenton试剂处理废水中各影响因子的作用机制引言随着工业化和城市化的快速进步,废水处理成为一个重要的环境保卫议题。
废水中存在着各种有害物质,包括有机物、重金属离子和微生物等。
这些物质对环境和人类健康造成了严峻的恐吓。
因此,开发高效可行的废水处理技术显得尤为重要。
Fenton试剂即Fe2+和H2O2的混合物,被广泛用于废水处理中,因其高效、经济、环境友好等特点备受瞩目。
本文将探讨。
一、pH值的影响pH值是影响Fenton试剂处理废水效果的重要因素。
一般来说,较低的pH值对于Fenton试剂的活性更有利。
这是因为在较低的pH值下,铁离子(Fe2+)更容易释放,并形成高活性的Fe3+以及OH自由基。
这些自由基具有强氧化能力,能够迅速氧化有机物,增进废水的降解。
然而,过低的pH值可能导致H2O2分解不完全,反应效果下降。
因此,选择合适的pH值对于Fenton试剂的应用至关重要。
二、废水中的有机物性质废水中的有机物性质是影响Fenton试剂处理效果的关键因素之一。
有机物分子结构中的特殊官能团或基团对Fenton试剂的反应活性有重要影响。
一般来说,含有酚羟基(-OH)、芳香环和烯丙基等结构的有机物在Fenton试剂作用下往往容易被氧化降解。
然而,含有卤素、硝基等结构的有机物对Fenton试剂的反应活性较低。
此外,废水中的有机物浓度也会影响Fenton试剂的应用效果。
当有机物浓度过高时,需加大Fenton试剂的投加量以确保废水的充分降解。
三、过量Fenton试剂的投加在Fenton试剂废水处理过程中,高剂量的Fe2+和H2O2投加可增加OH自由基的产生,进一步提高氧化反应速率。
过量Fenton试剂的投加可以通过以下机制提高有毒有机物的降解效果:(1)产生更多的HO•自由基,增进有机物的氧化降解;(2)缩减有机物与铁离子之间的络合反应,提高有机物的暴露程度;(3)产生更多的还原剂,缩减氧化物质的堆积,防止反应中间产物的积累。
四溴双酚A在污水处理厂中的迁移转化的研究进展
四溴双酚A在污水处理厂中的迁移转化的研究进展【摘要】文章介绍了四溴双酚A的相关知识,分析了其在污水处理厂中的迁移转化过程,结果表明,四溴双酚A在污水处理厂的迁移主要是分配到活性污泥中,而转化主要有生物降解与光解作用,最后对今后的主要研究方向以及溴代阻燃剂的环境命运进行了展望。
【关键词】四溴双酚A;污水处理厂;迁移;转化Research Progress on the Transport and Transformation of Tetrabromobisphenol A in Sewage Treatment PlantZHU Jing-wen DIAO Shuo LIU Cheng-bin(College of Chemical and Environmental engineering, Qingdao University, Qingdao Shandong, 266071)【Abstract】Tetrabromobisphenol A was briefly introduced in this article. And then, the migration and transformation of tetrabromobisphenol A in wastewater treatment plants was analyzed in detail. The results showed that Tetrabromobisphenol A in sewage treatment plant mainly migrated to the activated sludge; while their conversion mainly included biodegradation and photolysis. At last, the direction of future research was pointed out and the environmental fate of brominated flame retardants was also forecasted.【Key words】Tetrabromobisphenol A; Sewage treatment plant; Migration; Transformation0前言当前,全球具有一定生产规模的溴代阻燃剂大约有70多种,但是主要生产和使用的只有以下五种,分别是四溴双酚A(TBBPA)、六溴环十二烷、十溴联苯醚、八溴联苯醚和五溴联苯醚。
溴代阻燃剂在土壤中的迁移转化研究进展
第34卷㊀第2期2021年2月环㊀境㊀科㊀学㊀研㊀究ResearchofEnvironmentalSciencesVol.34ꎬNo.2Feb.ꎬ2021收稿日期:2019 ̄10 ̄12㊀㊀㊀修订日期:2020 ̄07 ̄02作者简介:高玉娟(1996 ̄)ꎬ女ꎬ山西晋中人ꎬgaoyj96@163.com.∗责任作者:①贾建丽(1977 ̄)ꎬ女ꎬ河北行唐人ꎬ教授ꎬ博士ꎬ博导ꎬ主要从事污染场地风险评价与环境管理等研究ꎬjjl@cumtb.edu.cnꎻ②崔东宇(1990 ̄)ꎬ男ꎬ助理研究员ꎬ博士ꎬ主要从事固体废弃物处理处置等研究ꎬcuidy@craes.org.cn基金项目:国家自然科学基金项目(No.41977030)SupportedbyNationalNaturalScienceFoundationofChina(No.41977030)溴代阻燃剂在土壤中的迁移转化研究进展高玉娟1ꎬ3ꎬ谢承劼2ꎬ余㊀红3ꎬ张㊀颖3ꎬ吕宁磬3ꎬ檀文炳3ꎬ贾建丽1∗ꎬ崔东宇3ꎬ4∗1.中国矿业大学(北京)化学与环境工程学院ꎬ北京㊀1000832.福建农林大学资源与环境学院ꎬ福建福州㊀3500003.中国环境科学研究院ꎬ国家环境保护地下水污染模拟与控制重点实验室ꎬ北京㊀1000124.清华大学环境学院ꎬ北京㊀100084摘要:BFRs(溴代阻燃剂)是一种重要的持久性有机污染物ꎬ各种传统和新型的BFRs(PBDEs㊁TBBPA㊁DBDPE㊁BTBPE等)在全球环境中被广泛检出ꎬ其持久性㊁生物蓄积性以及对环境和人类健康的潜在毒性引起了人们的极大关注.在归纳和总结国内外关于BFRs在土壤中的迁移转化行为规律研究动态的基础上ꎬ重点讨论了吸附∕解吸㊁光降解的机理和影响因素以及厌氧㊁好氧微生物降解和植物代谢的特点和降解途径.结果表明:吸附∕解吸是BFRs在土壤中迁移转化的关键过程ꎬ土壤有机质含量和pH是影响其在土壤中迁移的主要影响因素.光解㊁微生物降解是BFRs在土壤中的主要转化途径ꎬ光解是表层土壤中BFRs的主要转化过程ꎬ逐步脱溴产生低溴化产物ꎬ溴化程度㊁土壤有机质和矿物质会直接影响其光解速率ꎻ厌氧脱溴和好氧微生物降解是BFRs在深层土壤中的主要降解过程ꎬ溴化程度与微生物降解密切相关.土壤中BFRs被植物吸收的过程中可能被代谢为低溴化产物ꎬ在食物链中积累ꎬ危害人体健康.尽管多年来在BFRs方面的研究取得了进展ꎬ但对这类污染物的环境行为和归趋的全面了解仍然很难ꎬ随着越来越多的新型BFRs被作为传统BFRs的替代品推向市场ꎬ建议对这些新兴替代化学品在土壤介质中的迁移转化过程ꎬ特别是生物降解进行更多的调查.关键词:溴代阻燃剂ꎻ土壤ꎻ迁移ꎻ转化中图分类号:X53㊀㊀㊀㊀㊀文章编号:1001 ̄6929(2021)02 ̄0479 ̄12文献标志码:ADOI:10 13198∕j issn 1001 ̄6929 2020 07 12ResearchProgressonMigrationandTransformationofBrominatedFlameRetardantsinSoilGAOYujuan1ꎬ3ꎬXIEChengjie2ꎬYUHong3ꎬZHANGYing3ꎬLÜNingqing3ꎬTANWenbing3ꎬJIAJianli1∗ꎬCUIDongyu3ꎬ4∗1.SchoolofChemical&EnvironmentalEngineeringꎬChinaUniversityofMining&Technology(Beijing)ꎬBeijing100083ꎬChina2.SchoolofResourcesandEnvironmentꎬFujianAgricultureandForestryUniversityꎬFuzhou350000ꎬChina3.StateEnvironmentalProtectionKeyLaboratoryofSimulationandControlofGroundwaterPollutionꎬChineseResearchAcademyofEnvironmentalSciencesꎬBeijing100012ꎬChina4.SchoolofEnvironmentꎬTsinghuaUniversityꎬBeijing100084ꎬChinaAbstract:BFRs(BrominatedFlameRetardants)areimportantandpersistentorganicpollutants.TraditionalandnewBFRssuchasPBDEsꎬTBBPAꎬDBDPEandBTBPEarewidelydetectedintheglobalenvironmentandtheirpersistenceꎬbioaccumulationꎬandpotentialtoxicityareofgreatconcern.InthispaperꎬwesummarizetheresearchonthemigrationandtransformationbehaviorofBFRsinsoilinChinaandtheworld.Wediscussthemechanismsandfactorsinfluencingtheadsorption∕desorptionandphotodegradationofBEFsꎬtheirmicrobialdegradationpathwaysandtheireffectonplantmetabolism.Theresultsshowthatadsorption∕desorptionarethekeyBFRmigrationandtransformationprocessesinsoilandtheorganicmattercontentandpHofthesoilarethemainfactorsinfluencingtheirmigrationinsoil.PhotolysisandmicrobialdegradationarethemaintransformationpathwaysofBFRsinsoil.InsurfacesoilꎬphotolysisisthemainBFRconversionprocessꎬwhereinBFRsgraduallydebrominatetoformlowerbrominatedproducts.Thedegreeofbrominationꎬcontentofsoil㊀㊀㊀环㊀境㊀科㊀学㊀研㊀究第34卷organicmatterꎬandtypeofmineralsinthesoildirectlyaffectthephotolysisrate.IndeepsoilꎬanaerobicreductiondebrominationandaerobicmicrobialdegradationarethemainBFRdegradationprocessesꎬandthedegreeofbrominationiscloselyrelatedtothemicrobialdegradation.BFRsinthesoilcanbeabsorbedbyplantsꎬduringwhichtheymaybemetabolizedintolowerbrominatedproductsꎬwhichcanaccumulateinthefoodchainandendangerhumanhealth.AlthoughtheresearchonBFRshasmadeprogressovertheyearsꎬtheenvironmentalbehaviorandfateofthesepollutantsarestillnotfullyunderstood.AsanincreasingnumberofnewBFRsarebeingmarketedasalternativestotraditionalBFRsꎬfurtherinvestigationisnecessaryonthemigrationandtransformationprocessesoftheseemergingalternativechemicalsinsoilꎬespeciallybiodegradationprocesses.Keywords:brominatedflameretardantsꎻsoilꎻmigrationꎻtransformation㊀㊀溴代阻燃剂(BrominatedFlameRetardantsꎬBFRs)是指分子中包含溴元素的一类有机化合物ꎬ广泛用于降低塑料㊁电子设备㊁纺织品等的可燃性.在世界范围内ꎬBFRs正在作为有机污染物在环境中不断积累ꎬ在空气㊁水㊁土壤㊁沉积物和生物群中都发现了BFRs的污染[1 ̄3].泰晤士河[4]㊁加拿大海域[5]甚至北极[6 ̄7]都出现了BFRs污染的相关报道.BFRs污染问题在我国尤其严重ꎬ20世纪80年代ꎬ全世界有70%的电子垃圾被运往我国处理ꎬ土壤是电子垃圾的主要处置场ꎬ电子垃圾拆解区的BFRs浓度显著高于其他地区ꎬ成为土壤中BFRs的主要来源[8].由于较高的毒性和生物蓄积性[9]ꎬ部分传统BFRs已被限制使用ꎬ包括PBDEs(多溴联苯醚)中的十溴联苯醚㊁八溴联苯醚和五溴联苯醚以及HBCDs(六溴环十二烷)㊁TBBPA(四溴双酚A)[10 ̄11].尽管已经开发了几种NBFRs(新型溴代阻燃剂) 如DBDPE(十溴二苯乙烷)和BTBPE(1ꎬ2 ̄二(2ꎬ4ꎬ6 ̄三溴苯氧基)乙烷) 来代替传统BFRsꎬ但环境中仍存在大量的传统BFRs及其转化产物.由于PBDEs㊁HBCDs㊁NBFRs等是添加剂型阻燃剂ꎬ不与塑料或纺织品化学结合ꎬ很可能从产品中释放到环境中ꎻ其他诸如TBBPA则具有反应性ꎬ并且会通过化学反应键合到产品表面.但是ꎬ某些反应性阻燃剂可能尚未聚合ꎬ会释放到环境中ꎬ进而污染土壤㊁沉积物㊁大气㊁水和生物体[12]ꎬ对生态系统和人类健康产生不利影响ꎬ如破坏人体正常荷尔蒙功能㊁抑制免疫系统[13].由于BFRs具有低水溶性和高吸附系数的特性ꎬ很容易通过大气的干沉降和湿沉降㊁地表径流吸附在土壤有机质中ꎬ此外ꎬ电子垃圾的不合理处置是土壤中BFRs污染的主要来源.在土壤环境中的BFRs会经历许多过程和反应ꎬ包括在土壤颗粒物中的吸附∕解吸ꎬ通过光照㊁微生物的降解ꎬ生成迁移性和毒性更强的低溴化㊁羟基化㊁甲氧基化同类物还会被植物吸收代谢ꎬ并可能在食物链中积累ꎬ危害人体健康.同时ꎬ还有可能随着土壤颗粒物的移动向更深的土壤层运输ꎬ从而危害地下水质量.目前对BFRs在环境中的毒性和浓度研究较多ꎬ但对土壤中BFRs迁移转化行为的研究较少ꎬ并且主要集中于对PBDEs的研究ꎬ仍然难以完全了解BFRs在土壤环境中的行为和归宿.土壤作为BFRs的主要受体和环境储集层ꎬ应关注其在土壤中的归趋ꎬ为控制和评估其环境风险提供依据[14].1㊀溴代阻燃剂的性质BFRs半衰期长ꎬ在环境中存在稳定ꎬ不易被降解ꎻ具有亲脂性和生物累积性ꎬ可沿食物链逐级放大并经过生物富集和浓缩ꎬ对生物体以及人类健康产生潜在的威胁ꎻ能够通过 蚱蜢跳效应 在环境中长距离迁移ꎬ导致全球污染ꎻ同时BFRs还具有较高的辛醇 ̄水分配系数ꎬ在水中的溶解度小ꎬ容易与土壤中的有机质结合ꎬ积累在土壤中不易发生迁移ꎻ蒸汽压随着溴化程度的增加而降低[15]ꎻ低溴化化合物的半衰期较长ꎬ进入人体或生物体内将很难被降解ꎬ会在体内越积越多ꎬ危害人体健康.部分BFRs的理化性质见表1所示.PBDEs是一类溴代芳香族化合物ꎬ依据溴原子在苯环上的取代位置和取代数目的不同ꎬ分为10个同系组ꎬ共209种同系物.PBDEs在环境中稳定㊁难降解ꎬ具有高亲脂性ꎬ可在环境中长期滞留并可长距离迁移ꎬ污染大气㊁水体㊁土壤及生物圈ꎬ可以通过食物链富集和放大作用在物体内积累ꎬ最终对生物体和人体产生不利影响ꎬ具有持久性有机污染物的特性.NBFRs与PBDEs的理化性质相似ꎬ大部分NBFRs的挥发性较弱ꎬ在水中的溶解度较低ꎬ具有亲脂性ꎬ在环境中具有持久性.HBCDs属于脂环烃类溴代阻燃剂ꎬ溶于甲醇㊁丙酮㊁酯等有机溶剂.商业HBCDs主要有三种同分异构体ꎬ分别为α ̄HBCD㊁β ̄HBCD以及γ ̄HBCDꎬ三种异构体在高温下可以相互转化.TBBPA的溴含量为58 5%ꎬ亲脂性高ꎬ水溶性低ꎬ易溶于甲醇㊁丙酮㊁甲苯等有机溶剂ꎬ半衰期随温度和光照等变化较大ꎬ具有长距离迁移性㊁持久性㊁生物积累性和毒性.土壤环境是一种流动性较差的环境介质ꎬ土壤是084第2期高玉娟等:溴代阻燃剂在土壤中的迁移转化研究进展㊀㊀㊀㊀㊀表1㊀部分BFRs的理化性质Table1PhysicochemicalpropertiesforsomeBFRs化合物名称缩写名称CAS号结构式分子量蒸汽压∕Pa(25ħ)熔点∕ħ2ꎬ2ᶄꎬ4ꎬ4ᶄ ̄TetrabromodiphenyletherBDE ̄475436 ̄43 ̄1485 83 21ˑ10583~84[16]TetrabromobisphenolATBBPA79 ̄94 ̄7543 91 83ˑ10-8178~181[16]1ꎬ2 ̄Bis(pentabromophenyl)ethaneDBDPE84852 ̄53 ̄9971 26 0ˑ10-15345[17]1ꎬ2 ̄Bis(2ꎬ4ꎬ6 ̄tribromophenoxy)ethaneBTBPE37853 ̄59 ̄1687 63 88ˑ1010222~223[17]DecabromodiphenyloxideBDE ̄2091163 ̄19 ̄5959 26 23ˑ10-10>300[16]HexabromobenzeneHBB87 ̄82 ̄1511 51 14ˑ10-4320~326[17]1ꎬ2ꎬ5ꎬ6ꎬ9ꎬ10 ̄HexabromocyclododecaneHBCD3194 ̄55 ̄6641 71 04ˑ10-7188~191[16]BFRs的主要储层和 汇 ꎬ对其在环境中的分布和生物地球化学循环起着重要作用[18].随着溴取代数量的增加ꎬBFRs越难挥发ꎬ水溶性越来越低ꎬ脂溶性不断增加ꎬ而土壤和沉积物是亲脂性有机污染物的蓄积场所ꎬ所以在土壤和沉积物中的BFRs绝大多数都是高溴化化合物(BDE209含量>97%)ꎬ在大气㊁水体㊁生物体内存在的主要是低溴化化合物[19].2㊀溴代阻燃剂在土壤中的迁移受限于BFRs自身的理化性质ꎬ吸附∕解吸作用是其在土壤中的重要迁移转化行为之一[20].2 1㊀溴代阻燃剂在土壤中的吸附∕解吸行为及机理土壤中BFRs的迁移能力受控于其与不同土壤颗粒物之间的相互作用(特别是吸附∕解吸作用).有机污染物进入土壤环境后ꎬ会在土壤的各组分间发生一系列的物理或化学行为ꎬ大部分有机污染物最终会被固定到土壤中.有机污染物在土壤中的吸附∕解吸行为是其在环境中迁移转化的第一步ꎬ也是关键的环境行为ꎬ这在很大程度上会影响其下一步的环境行为ꎬ因此正确认识有机污染物在土壤中的吸附∕解吸行为对于准确预测其在环境中的归趋具有重要意义[21].有机污染物主要通过分配[22]㊁孔隙填充和表面184㊀㊀㊀环㊀境㊀科㊀学㊀研㊀究第34卷吸附作用被吸附到土壤中.土壤对BFRs的吸附∕解吸是一个双向过程ꎬ在吸附初期ꎬ吸附速率远大于解吸速率ꎬ随着吸附过程的进行ꎬ两个速率逐渐趋于一致ꎬ直到某一时刻二者相等ꎬ吸附达到平衡.BFRs在土壤中的吸附分为快吸附阶段和慢吸附阶段ꎬ快吸附阶段主要是溶质被吸附到矿物表面或分配到有机质中ꎬ慢吸附则归因于溶质在土壤有机质基质和土壤微孔中的逐渐扩散[23].快速吸附在整个吸附过程中占主要贡献ꎬ促进了早期吸附阶段总吸附量的增加ꎬ在后期吸附阶段ꎬ慢吸附的吸附量增加逐渐变得显著[24].BFRs等疏水性有机物在土壤中的吸附和解吸均表现为非线性吸附ꎬ归因于土壤有机质的非均质性[25].由于土壤孔隙结构的异质性ꎬ导致吸附质在中孔∕微孔矿物结构或土壤有机质中被捕获ꎬ或吸附质与特定吸附点位的不可逆结合导致疏水性有机污染物在土壤中的解吸滞后[26 ̄27].2 2㊀溴代阻燃剂在土壤中吸附∕解吸的主要影响因素在土壤环境中ꎬ有很多因素会影响BFRs的吸附∕解吸ꎬ如土壤本身的理化性质(有机质含量㊁粒度㊁pH)㊁污染物自身的性质㊁自然条件(降水量㊁温度)等ꎬ其中土壤理化性质可能对其迁移过程的影响较大.2 2 1㊀土壤中不同类别的有机组分上述对吸附∕解吸机理的研究说明土壤有机质是吸附BFRs的主要成分ꎬ早期有研究者将土壤有机质分为 橡胶态 和 玻璃态 [28]ꎬ橡胶态包含富里酸㊁胡敏酸ꎬ吸附等温线呈线性ꎬ吸附∕解吸速率相对较快ꎬ很少或几乎没有吸附∕解吸滞后ꎻ玻璃态包含干酪根㊁BC(黑碳)㊁处于玻璃态的胡敏酸ꎬ吸附等温线呈非线性ꎬ吸附∕解吸速率慢ꎬ存在吸附∕解吸滞后现象.土壤有机质各组分(如胡敏酸㊁干酪根㊁黑碳)对疏水性有机物PBDEs的吸附等温线表现为非线性ꎬ并且土壤有机质各组分对整体吸附做出了不同的贡献.相较于胡敏酸在总体吸附中的低贡献率而言ꎬ干酪根和黑碳颗粒对PBDEs表现出了更高的亲和力ꎬ在总体吸附中起主导作用ꎬ决定着PBDEs的生物有效性和最终归趋[29].除此以外ꎬ这些有机颗粒对吸附的贡献在很大程度上可能还取决于与矿物基质的结合ꎬ以及矿物沉积物和天然有机质的表面覆盖度.2 2 2㊀土壤有机质含量土壤有机质含量对HOCs(疏水性有机物)在土壤中的吸附∕解吸起着关键性的作用.BFRs在不同有机质含量土壤中的吸附特征不同.TOC含量为7 9%的土样对BDE ̄28的吸附量明显高于TOC含量为0 72%的土样[30].加拿大北部地区表层沉积物中BDE ̄209㊁BDE ̄47㊁BDE ̄99及总PBDEs的浓度均与TOC㊁BC的含量呈正相关[31].上述研究都证明了BFRs在土壤中的吸附量与TOC含量密切相关ꎬTOC含量控制了BFRs在土壤中的分布㊁生物有效性㊁迁移㊁转化.值得注意的是ꎬ也有研究结果显示BDE ̄209与TOC含量的相关性较差[32]ꎬ原因可能是BDE疏水性较强ꎬ容易吸附到大气颗粒上ꎬ并通过干∕湿沉降进入土壤ꎬ使土壤中BDE含量较高ꎬ有污染物持续进入土壤ꎬ打破了土壤有机质的吸附平衡ꎬ吸附饱和后增加的BDE含量与TOC无关ꎬ因此BDE ̄209与TOC含量相关性较差.2 2 3㊀pH除了土壤有机质以外ꎬ土壤pH是影响BFRs吸附∕解吸的另一个重要因素.pH和离子强度能显著影响TBBPA的吸附ꎬ而吸附量与pH呈负相关㊁与离子强度呈正相关.离子强度对TBBPA吸附的影响主要是由于pH的变化引起的.随着pH的升高ꎬTBBPA的负离子化程度加剧ꎬ与土壤表面负电荷斥力增强ꎬTBBPA吸附量下降ꎬ同时ꎬpH的升高还会促进土壤有机质的溶解ꎬ这一过程也会减少TBBPA的吸附量[33].总之ꎬ土壤本身各种理化性质对BFRs吸附∕解吸的影响机制各不相同.土壤有机质和pH是影响BFRs吸附∕解吸过程的主要因素ꎬ同时ꎬBFRs的吸附∕解吸还受自身性质的影响ꎬ相比溴化程度低的阻燃剂ꎬ溴化程度高的阻燃剂水溶性较低ꎬ与土壤的吸附作用较强ꎬ不易迁移ꎬ极易在土壤中累积并长期存在[34].土壤有机质释放的DOM(溶解性有机质)也是影响这一过程的关键因素ꎬ其来源㊁分子量大小㊁浓度等因素都会直接影响BFRs的吸附∕解吸[35].3㊀溴代阻燃剂在土壤中的转化土壤既是有机污染物的载体ꎬ又是污染物的天然净化场所.BFRs在土壤中可以通过物理㊁化学㊁生物过程发生代谢转化生成低溴化BFRs㊁羟基化BFRs和甲氧基化BFRsꎬ这些降解产物会对环境和人类健康产生额外的不利影响.因此ꎬ研究BFRs在土壤中的转化过程非常重要.光解㊁微生物降解是BFRs在土壤中的主要转化途径.3 1㊀土壤中溴代阻燃剂的光降解与均相或非均相的水系统相比ꎬ表层土壤中有机污染物的光降解速率很慢ꎬ这主要与土壤对光的阻碍效应有关.但是ꎬ相比土壤中有机污染物的其他转化284第2期高玉娟等:溴代阻燃剂在土壤中的迁移转化研究进展㊀㊀㊀过程而言ꎬ光降解过程很快ꎬ是有机污染物在土壤表面降解的一个重要途径[36].BFRs可以吸收紫外线的A波段UV ̄A(315~400nm)ꎬ紫外光的照射会导致溴原子的损失ꎬ可能产生重排[37].由于太阳光中含有紫外光ꎬ因此在自然环境中BFRs也可以在太阳光的照射下发生降解.BFRs的光解方式有两种:①脱溴.依次脱去溴原子产生低溴化产物ꎬ这是主要的光解方式ꎬ其特点是ꎬ反应速率与溴取代位点数量成正比ꎻBFRs同系物溴原子数量不同ꎬ分子组成和性质不同ꎬ对光解反应的影响也不同ꎻ一般情况下ꎬ脱溴反应优先发生在更高溴化的苯环中ꎬ特别是当两个环的溴取代数量相差较多时ꎻ对于溴化程度较低的BFRsꎬ邻位溴的光反应性比对位溴更强ꎻ而对于溴化程度较高的BFRsꎬ差异并不显着[38 ̄39].②环化.分子内环化后脱HBrꎬ产生毒性更强的溴化的二英和呋喃ꎬ这些光解产物的释放增加了人类的健康风险[40 ̄41].大量研究证明ꎬBFRs的主要光降解机制是逐步还原脱溴ꎬ将高溴化化合物转化为低溴化产物[42 ̄44].目前对NBFRs进行了一些初步研究ꎬ但尚未完全了解NBFRs的光降解作用.DBDPE㊁TBPH(四溴邻苯二甲酸双(2 ̄乙基己基)酯)和HBB(六溴苯)[45]的降解途径均为逐步还原脱溴ꎬ但无法鉴定其降解产物.与十溴二苯醚或九溴二苯醚相比ꎬTBPH的光解速率较慢ꎬ主要原因是其芳香性较低ꎬ但光解途径与PBDEs相似ꎬ为逐步还原脱溴[46].对于BTBPEꎬ醚键的裂解和脱溴是主要的光降解途径.另外ꎬ与对位相比ꎬ邻位的溴原子更容易脱除[47 ̄48].3 2㊀土壤中溴代阻燃剂光降解的影响因素溴化程度是影响BFRs光解的关键因素.溴化程度较高的BFRs会吸收更长和更宽波长范围的紫外光ꎬ如BDE ̄209的光降解速度非常快ꎬ反应速率随着溴化程度的降低而降低ꎬBDE ̄77和BDE ̄209之间的光解速率差异高达700倍[49]ꎬ这些差异可以通过它们的吸光度行为来解释.同样ꎬBTBPE[50]㊁DBDPE和TBPH的光化学行为证明了光化学反应符合一级动力学特征ꎬ光解速率与溴化程度成正比[51].此外ꎬ溴取代基的数量只影响光解速率ꎬ不影响光解途径和产物.同时ꎬ最高占据分子轨道的能量(EHOMO)也是影响BFRs光解的重要因素之一ꎬEHOMO越高ꎬ光解性能越强ꎬ除BDE ̄100以外ꎬEHOMO随溴取代基数量的增加而增加ꎬ光解速率也随之加快[52].BDE ̄100的光降解与其他溴化物不同的原因可能是其有一个2ꎬ4ꎬ6 ̄取代模式的特定溴化苯环ꎬ使得其结构更稳定ꎬ难以光解.土壤中粘土矿物会对BFRs的光解起到催化作用.粘土矿物在BDE ̄209的光解过程中可充当电子供体ꎬ加速了BDE ̄209的光解速率.粘土矿物种类不同ꎬ对BDE ̄209的光解速率影响也不同ꎬ相较其他粘土矿物而言ꎬ蒙脱石对BDE ̄209的光解有更强的催化作用[53].这种差异可能是由于BFRs和不同粘土矿物相互作用力的差异引起的.土壤有机质可以与BFRs竞争吸收光子ꎬ通过光屏蔽作用抑制其光解反应ꎬ或者通过在BFRs反应之前淬灭其激发态来抑制光解[54].有机质对光降解具有两个矛盾的影响ꎬ即光屏蔽和光敏化ꎬ所以光降解的总体效果取决于这两种相反作用的竞争ꎬ而BDE ̄209[55]和TBBPA[56]在土壤中的光解受到土壤有机质的抑制ꎬ表明其光屏蔽作用更强.总之ꎬ土壤中的BFRs在光照条件下会逐步还原脱溴ꎬ这一过程主要受自身溴化程度以及土壤组分的影响.光降解是BFRs在表层土壤中的重要转化途径之一ꎬ但是其反应速率较慢ꎬ目前ꎬBFRs在土壤中光降解的研究尚主要集中于实验室模拟阶段ꎬ真实光照条件和土壤环境中ꎬBFRs的降解过程㊁各土壤组分的影响以及BFRs自身性质的影响机理研究尚需要深入开展.3 3㊀土壤中溴代阻燃剂的微生物降解与光化学转化相比ꎬ微生物转化可能是影响厌氧环境(例如沉积物)中卤代污染物归趋的主要过程.居于土壤中的微生物数量极为庞大ꎬ是土壤微生态系统中的重要组成部分ꎬ进入土壤的BFRs能否直接被土壤微生物降解或是否具有潜在的生物可降解性ꎬ对其在土壤环境中的生物转化具有重要意义.土壤中BFRs的生物降解主要通过厌氧脱溴和好氧生物降解这两种途径.3 3 1㊀溴代阻燃剂的厌氧微生物降解土壤中光照和氧气有限ꎬ故BFRs在此环境中的降解方式主要是厌氧微生物降解.在厌氧条件下有利于脱溴过程的进行ꎬ因此针对厌氧条件下典型BFRs的生物降解报道很多ꎬ但是目前对土壤中土著微生物对BFRs脱溴作用的研究有限ꎬ并且没有直接研究特定细菌或真菌对NBFRs的微生物降解作用[57]ꎬ现有研究主要集中在传统BFRs(特别是PBDEs)上.厌氧微生物降解主要通过还原脱溴ꎬ使高溴化阻燃剂得到电子的同时释放出溴离子ꎬ转化为低溴384㊀㊀㊀环㊀境㊀科㊀学㊀研㊀究第34卷化产物后再进一步降解.TBBPA厌氧条件下的主要降解途径是逐步还原脱溴ꎬ最终降解产物为BPA(双酚A)[58 ̄59]ꎬHBCDs的厌氧降解途径相似ꎬ在厌氧条件下ꎬ土壤中HBCDs依次脱溴ꎬ首先分解为TBCD(四溴环十二碳烯)ꎬ然后再分解为DBCD(溴环十二碳烯)ꎬ最后分解为CDT(1ꎬ5ꎬ9 ̄环十二碳三烯)[60].与TBBPA和HBCDs的厌氧降解途径相似ꎬPBDEs也是逐步还原脱溴ꎬ并且其同系物显示出相似的脱溴顺序ꎬ一般是先脱间位溴和对位溴ꎬ然后是邻位[61 ̄62].BDE ̄47经常在多种环境介质和生物体内被检出ꎬ因此以BDE ̄47为例 见图1(a) ꎬ探讨在其厌氧条件下的微生物降解途径.BDE ̄47厌氧脱溴的第一步是转化为三溴联苯醚(BDE ̄17或BDE ̄28)ꎬ之后是BDE ̄17对位㊁邻位脱溴生成BDE ̄1ꎬBDE ̄28邻位㊁对位脱溴生成BDE ̄3ꎬ最终都生成非溴化产物[63 ̄64].图1㊀BDE ̄47的厌氧降解途径[63 ̄64]和BDE ̄209的好氧降解途径[65 ̄67]Fig.1AnaerobicdegradationpathwayofBDE ̄47[63 ̄64]andaerobicdegradationpathwayofBDE ̄209[65 ̄67]㊀㊀BFRs的溴化程度是影响其厌氧降解的关键因素.与高溴代联苯醚相比ꎬ低溴代联苯醚的水溶性好ꎬ易于被生物利用.被污染的红树林沉积物在7个月内降解了超过90%的BDE ̄47ꎬ生成了低溴化联苯醚ꎬ约95%的BDE ̄209仍保留在沉积物中[68].但是ꎬ在某些情况下高溴化联苯醚的化学性质可能不稳定ꎬ例如ꎬ温育56d后ꎬ中国台湾二仁河沉积物中的BDE ̄209剩余96 3%ꎬ加入维生素B12和零价铁后ꎬBDE ̄209的脱溴率分别提高了36 4%和86 4%ꎬ快于BDE ̄99和BDE ̄47[69].因此ꎬ溴化程度对BFRs厌氧降解的影响在很大程度上取决于特定的培育条件.土壤∕沉积物类型同样会影响BFRs的厌氧降解过程.在厌氧条件下ꎬ八溴二苯醚可以被还原成六溴二苯醚和九溴二苯醚ꎬ但是从东亚㊁东南亚和北美不同区域收集的沉积物中八溴二苯醚的降解产物却不同[70].美国沼泽公园淡水沉积物中的微生物可以在厌氧条件下有效降解BDE ̄47和BDE ̄99ꎬ但BDE ̄209的还原脱溴却非常缓慢[71].潮间带红树林沉积物比淡水水库和海洋沉积物中的细菌群落更具多样性和特殊性ꎬ其中的厌氧脱溴速率较快[72].不同区域土壤具有不同的粒径㊁盐度㊁氧化还原电位㊁有机质和人为污染物的浓度以及微生物群落结构ꎬ并且在转化有机污染物方面具有不同的潜力.3 3 2㊀溴代阻燃剂的好氧微生物降解与厌氧降解相比ꎬ只有很少的研究集中在BFRs的好氧降解上ꎬ降解机理也尚无统一定论ꎬ对好氧条件下土壤中土著微生物对BFRs降解的认识还不足ꎬ目前研究主要集中在从土壤中分离出的某些细菌或真菌菌株对BFRs的好氧降解方面.但是ꎬBFRs的好氧降解过程确有发生ꎬ有不同于厌氧降解的特性.484第2期高玉娟等:溴代阻燃剂在土壤中的迁移转化研究进展㊀㊀㊀与厌氧微生物相比ꎬ好氧微生物可以快速矿化很多有机物.好氧微生物降解BFRs的主要方法是通过羟基化或甲氧基化对其进行代谢ꎬ或者将厌氧代谢的中间产物作为微生物生长的碳源ꎬ在好氧微生物作用下被共代谢转化[73].在好氧条件下ꎬTBBPA主要通过微生物作用产生大量的甲基化代谢产物ꎬ以及通过开环断裂㊁Ⅱ型ipso取代反应等代谢路径ꎬ生成大量的含溴的单环物质[74 ̄75].HBCDs的好氧降解反应包括脱溴㊁羟基取代和开环[76]ꎬ逐步转化为单羟基和二羟基化产物.土壤中假单胞菌能将HBCDs转化为PBCDOHs(2ꎬ5ꎬ6ꎬ9ꎬ10 ̄五溴环十二烷醇)和TBCDDOHs(四溴环十二碳烯二醇)[77 ̄78].PBDEs表现出与TBBPA㊁HBCDs相似的好氧降解途径ꎬ脱溴㊁羟基化和醚键断裂.在PBDEs的209种同源物中ꎬBDE ̄209是土壤中检测到的主要同源物ꎬ以BDE ̄209为例ꎬ探讨BFRs的好氧微生物降解途径 见图1(b) .BDE ̄209的好氧降解途径主要包括脱溴㊁羟基化和二苯醚键的裂解.脱溴更容易发生在对位和间位[66 ̄67].羟基化反应是生物降解卤代芳族化合物的重要步骤ꎬ位于BDE ̄209结构上的任一溴原子都可以被羟基取代.在铜绿假单胞菌的作用下ꎬBDE ̄209可能会通过去除1~3个溴原子而被脱溴成几种不同的同类物ꎬ如BDE ̄153㊁BDE ̄99㊁BDE ̄47和BDE ̄28ꎬ然后进行羟基化反应ꎬ生成OH ̄PBDE(2ꎬ2ᶄꎬ3ᶄ ̄三羟基 ̄4ꎬ4ᶄ ̄二溴二苯醚)ꎬ之后将中间产物降解为3 ̄溴邻苯二酚和2 ̄羟基 ̄4 ̄溴 ̄己二酸ꎬ最终可将其氧化并矿化生成CO2和H2O[65].BFRs的好氧微生物降解与溴化程度密切相关.如在河流沉积物和污水污泥中ꎬ降解速率随着BFRs溴化程度的增加而降低[79].在沉积物中ꎬ有氧条件下ꎬPBDEs的降解速率表现为BDE ̄100<BDE ̄99<BDE ̄47<BDE ̄28<BDE ̄15[80].因此ꎬ高溴化联苯醚比低溴化联苯醚更难降解ꎬ这可能是因为其分子量较大ꎬ疏水性较高ꎬ生物可利用度较低ꎬ这与厌氧条件下的降解相似.目前ꎬBFRs厌氧生物降解的研究已经较为成熟ꎬ好氧降解微生物菌种匮乏是BFRs生物降解研究的难题ꎬ主要是因为BFRs同系物众多㊁疏水性强等特性.4㊀植物对土壤中溴代阻燃剂的吸收和代谢植物是陆地生态系统的重要组成部分ꎬ土壤中BFRs可以被植物吸收和代谢ꎬ从地下部分转移至地上部分ꎬ并且在食物链中积累ꎬ威胁生态环境和人类健康.关于植物吸收和代谢土壤中BFRs的研究很少ꎬ并且大多数是短期内在实验室中进行的ꎬ这一过程仍需进一步探究.4 1㊀植物对土壤中溴代阻燃剂的吸收土壤中有机污染物被植物根系吸收首先要从土壤颗粒或有机质中解吸出来ꎬ进入土壤水溶液并与植物根系进行接触后ꎬ通过扩散到植物根系再被根部表皮所吸附ꎬ有机污染物能够通过共质体和质外体等途径ꎬ经过表皮㊁皮层㊁内皮层和维管组织进入根系内部[81 ̄82].有机污染物的根部吸收过程实质上是其在土壤固相 ̄水相㊁植物水相 ̄有机相㊁土壤水相 ̄植物水相之间的分配过程.吸附在土壤中的BFRs会被植物根部吸收.植物根部有机污染物浓度与周围沉积物中有机污染物的浓度之比(记作RCF)可用于评估植物根部的生物累积能力.TBBPA的RCF值要高于HBCDs[83]ꎻ并且ꎬ在生长有黑麦草㊁南瓜和玉米的电子废物回收点土壤中BFRs的RCF值表现为PBDEs>BTBPE>DBDPE[84].这都证明了植物根部对土壤中BFRs的吸收.影响植物吸收土壤中BFRs的因素有很多ꎬ如植物种类㊁蒸腾作用强度㊁温度㊁土壤理化性质㊁种植方式㊁颗粒物沉降速率及气态扩散速率等.其中起主要作用的因素有二:①植物对土壤中BFRs的吸收能力可能与其疏水性和分子量有关ꎬ疏水性和分子量更高的同系物通常难以转移.有证据表明ꎬ较低溴化的PBDEs更可能被植物有效吸收.例如ꎬ黑麦草㊁苜蓿㊁南瓜㊁西葫芦㊁玉米和萝卜根部的二溴二苯醚同系物的RCF值要高于五溴二苯醚[85]ꎻ并且BDE ̄47和BDE ̄28在南瓜幼苗根部的积累量结果表明ꎬ疏水性和分子量更低的BDE ̄28在南瓜幼苗中的迁移更明显[86].RCF与BFRs的辛醇水分配系数之间呈负相关.对于高辛醇水分配系数的BFRsꎬ植物中的BFRs水平达到土壤中的水平(尽管由于植物生长的影响可能永远无法达到平衡)所需时间较长.②BFRs向植物中的迁移过程受植物物种以及植物根系脂质含量的影响.PBDEs向烟草的迁移程度比茄子高.黑麦草㊁苜蓿㊁南瓜㊁西葫芦和萝卜的BDE ̄209吸收浓度明显不同[87].甘薯藤㊁风信子和马鞭草[88]倾向于吸收高溴化的BFRsꎬ而其他植物ꎬ如红树林[89]㊁虎耳草或北极铃花[90]ꎬ则更可能吸收中等溴化的BFRs.黑麦草㊁南瓜根系中BDE ̄209的浓度与脂质含量呈显著正相关[91 ̄92]ꎬ这说明BFRs被植物吸收后主要积累在脂肪中ꎬ证实了植物脂质在从土壤摄取BDE ̄209584。
焦化废水中溶解性有机物组分的特征分析
704
环
境
化
学
31 卷
图1 Fig. 1
焦化废水及各组分的 DOC
DOC of various fractions in coking wastewater
2. 2
焦化废水及各组分紫外可见光谱吸收值 紫外可见光谱常用于表征污水中有机物的特性 , 在紫外光区不饱和有机物特别是具有环状共轭体
E 吸收带是芳香族化合物的特征吸收带 , B 吸收带为精细结构吸 系的有机物存在 E 吸收带和 B 吸收带, [13 ] 常用来辨认芳香族( 包括杂环芳香族) 化合物 . 单环的芳香族化合物如苯酚和苯胺等 E 吸收带 收带, B 吸收带的最大波长在 275 nm 左右, 最大吸收波长在 200 —250 nm, 多环芳烃和杂环化合物的 E 吸收带 B 吸收带最大波长在 300 —370 nm 之间[14]. 焦化废水中含有大量芳香族化 的最大波长在 300 —370 nm, 合物, 并且具有很高的色度, 各组分紫外可见光谱的变化可以反映焦化废水中物质的组成. 如图 2 所 示, 焦化废水在 200 —250 nm 范围内出现较强的吸收峰, 在 300 —400 nm 之间出现一系列较小的吸收 说明焦化废水中含有大量单环芳香族化合物并含有少量的多环芳烃和杂环化合物 . 从各组分的紫外 峰, 光谱发现, 各组分在 200 —250 nm 范围内都具有紫外吸收, 强度顺序依次为 HIS > HOA > HON > HOB. Buffle[15]和 Korshin[16]研究发现在波长 200 —260 nm 范围内无机物具有很强的吸收峰, 说明 HIS 中含有 大量的无机物, 并具有较高的吸光度.
摘
要
焦化废水是典型的具有复杂有机质的工业废水, 其复杂的有机构成制约了水处理的水质达标, 且可
多孔炭纳米球水相吸附四溴双酚A的性能
文章编号: 1007⁃8827(2019)03⁃0267⁃08多孔炭纳米球水相吸附四溴双酚A 的性能段菲菲1,2,3, 秦 蕾1,2, 陈朝秋3, 杨永珍1, 覃 勇3, 刘旭光1,2(1.太原理工大学新材料界面科学与工程教育部重点实验室,山西太原030024;2.太原理工大学化学化工学院,山西太原030024;3.中国科学院山西煤炭化学研究所煤转化国家重点实验室,山西太原030001)摘 要: 以葡萄糖为原料,采用水热法制备了多孔炭纳米球(PCNs )㊂以该多孔炭纳米球为吸附剂,研究其对水中四溴双酚A (TBBPA )的吸附性能㊂通过扫描电子显微镜㊁傅里叶红外光谱仪和热重分析仪考察了PCNs 的结构及形貌特征㊂水分散性实验表明,PCNs 能在水中均匀分散,且经12h 静置后可以自然沉降,有利于吸附后从溶液中分离㊂考察了吸附时间㊁温度㊁TBBPA 浓度㊁溶液pH 值以及盐度对吸附的影响㊂结果表明,PCNs 对TBBPA 具有良好的吸附能力,吸附量达到10.91mg /g ;吸附动力学过程可以用准二级速率方程描述,吸附等温线可用Langmuir 方程拟合㊂溶液pH 和盐度对吸附均有影响,中性环境有利于吸附的进行,PCNs 是一种潜在的水处理材料㊂关键词: 多孔炭纳米球;四溴双酚A ;吸附中图分类号: TQ 127.1+1文献标识码: A收稿日期:2019⁃02⁃25; 修回日期:2019⁃05⁃30基金项目:长江学者与创新团队发展计划基金资助项目(IRT 0972);国家自然科学基金助项目(20971094,21176169,51152001);高等学校博士学科点专项科研基金资助项目(20101402l 10007);山西省国际科技合作项目(010081017);山西省回国留学人员科研资助项目(2012⁃038);中科院百人计划;山西省百人计划.通讯作者:刘旭光,教授.E⁃mail :liuxuguang @ 作者简介:段菲菲.E⁃mail :dffbluebell @Adsorption of tetrabromobisphenol A in aqueoussolutions by porous carbon nanospheresDUAN Fei⁃fei 1,2,3, QIN Lei 1,2, CHEN Chao⁃qiu 3, YANG Yong⁃zhen 1, QIN Yong 3, LIU Xu⁃guang 1,2(1.Key Laboratory of Interface Science and Engineering in Advanced Materials,Taiyuan University ofTechnology,Ministry of Education,Taiyuan 030024,China;2.College of Chemistry and Chemical Engineering,Taiyuan University of Technology,Taiyuan 030024,China;3.State Key Laboratory of Coal Conversion,Institute of Coal Chemistry,Chinese Academy of Sciences,Taiyuan 030001,China)Abstract : Porous carbon nanospheres (PCNs )were prepared by a hydrothermal method using glucose as the precursor.The structure and morphology of the PCNs were characterized by FT⁃IR ,TGA and SEM.The PCNSs can be well dispersed in water and settle within 12h ,which is beneficial for separation from solutions.The adsorption of tetrabromobisphenol A (TBBPA )in aqueous solutions by PCNs was investigated.Results indicate that the maximum adsorption capacity of PCMSs for TBBPA is 10.91mg /g at 293K.The adsorption kinetics and isotherm are well described by a pseudo⁃second⁃order kinetic model and the Langmuir model ,re⁃spectively.The adsorption is favorable under neutral conditions.PCNs is a promising adsorbent for water treatment.Key words : Porous carbon nanospheres ;Tetrabromobisphenol A ;AdsorptionFoundation item :Program for Changjiang Scholar and Innovative Research Team in University (IRT 0972);National Natural ScienceFoundation of China (20971094,21176169,51152001);Ph.D.Programs Foundation of Ministry of Education of China (20101402110007);International S&T Co⁃operation Program of Shanxi Province (2010081017);Research Project Supported by Shanxi Scholarship Council of China (2012⁃038);Hundred Talent Program of the Chinese A⁃cademy of Sciences ;Hundred Talent Program of Shanxi Province.Corresponding introduction :LIU Xu⁃guang ,Professor.E⁃mail :liuxuguang @ Author introduction :DUAN Fei⁃fei.E⁃mail :dffbluebell @第34卷 第3期2019年6月新 型 炭 材 料NEW CARBON MATERIALSVol.34 No.3Jun.20191 前言四溴双酚A(Tetrabromobisphenol A,TBBPA),作为全球用量最大的溴代阻燃剂(60%),在建筑材料㊁塑料㊁油漆等产品中均有广泛的应用[1,2],但TBBPA在生产和使用过程中可能造成环境危害㊂目前TBBPA对人类健康的影响和环境风险的评价受到了较大的关注㊂研究表明,TBBPA在水体㊁土壤㊁生物体中均有发现,且在自然环境中难以降解,易于在生物体内富集[3,4]㊂TBBPA作为一种潜在的内分泌干扰物,具有细胞毒性㊁免疫毒性㊁肝脏毒性和神经毒性,对生态环境和人体健康产生严重的危害[5⁃7]㊂由于TBBPA分布广泛,在环境中含量极低,如何对其进行有效的去除是一项亟待解决的问题㊂目前去除TBBPA的方法主要包括吸附法[8]㊁生物降解法[9]㊁臭氧分解法[10]和催化氧化法[11]等㊂吸附法具有操作简单㊁造价低㊁处理效果好等优点,被广泛用于去除污染物㊂吸附剂的设计是影响吸附效率的关键因素㊂近年来,研究者们设计了一系列材料对TBBPA进行去除和吸附㊂如Ji等[12]制备了磁性的碳纳米管材料,并对其吸附TBBPA性能进行了考察,所得材料对TBBPA吸附量为6.22mg/g㊂Zhang等[13]使用氧化石墨烯(GO)作为吸附剂,详尽考察了各个因素对吸附过程的影响(吸附量高达115.77mg/g,298K),并探讨了GO 吸附TBBPA的机理㊂尽管GO对TBBPA表现了良好的吸附性能,但GO从溶液分离困难,且制备过程需大量强酸和氧化剂,影响了GO在实际吸附过程中的应用㊂本文希望通过简单易行的方法,制备一种廉价㊁吸附量高且易于分离的吸附材料,吸附水相中的TBBPA㊂因此㊂选择简单易行的葡萄糖经水热法,制备多孔纳米球形碳质材料,用于吸附水相中的TBBPA,讨论了吸附时间㊁温度㊁浓度㊁溶液pH 以及盐度的影响,旨在开发一种造价低廉且吸附性能优良的吸附剂㊂2 实验2.1 多孔炭纳米球的制备以葡萄糖为碳源,采用水热的方法制备多孔炭纳米球[14]㊂配制40mL0.4mol/L的葡萄糖溶液,置于100mL的聚四氟乙烯内胆中,密封于不锈钢反应釜中,180℃处理16h㊂待反应釜冷却后,得到的产物经过离心分离后,依次用丙酮㊁乙醇㊁去离子水离心洗涤,然后60℃烘干㊂将上述产物在氩气中处理:氩气流量为50mL/min,5℃/min升温至700℃,700℃保温1h㊂待反应结束后,收集产物,记为PCNs㊂2.2 吸附性能测试配制2000mg/L的TBBPA乙醇溶液待用㊂实验前将溶液用去离子水稀释至所需浓度㊂称取40mg PCNs,分散于40mL稀释的TBBPA溶液中(根据考察目的不同,稀释至2~50mg/L,pH值在1.0~9.0,NaCl浓度在0.0001~0.2mol/L之间的系列溶液)㊂将装有吸附剂和吸附质的烧瓶置于不同温度的水浴锅中搅拌3h,达到吸附平衡的时间通过吸附浓度⁃吸附时间关系曲线确定㊂实验完毕,溶液经0.22μm滤膜过滤,滤液中TBBPA的浓度由紫外 可见分光光度计测定㊂TBBPA的吸附量由吸附前后的浓度差计算得到,计算公式如下:q=V(C0⁃C e)m(1)其中,q为材料对TBBPA的吸附量(mg/g),V 为溶液体积(L),C0为溶质TBBPA的初始浓度(mg/L),C e为溶液的平衡浓度(mg/L),m为吸附剂质量(g)㊂2.3 多孔炭纳米球的表征采用扫描电子显微镜(JSM⁃6700F)观察多孔炭纳米球的形貌㊂采用傅里叶变换红外光谱仪(FT⁃IR;BRUKER TENSOR27,Germany)测定PCNs吸附前后表面官能团的变化㊂采用热重分析(NETZSCH TG209F3)测定PCNs的热稳定性:氩气气氛,10℃/min升温至800℃㊂将浓度为1mg/mL 的PCNs在水中搅拌分散30min后,静置,观察材料在水中的分散情况㊂用美国Micromeritics Instru⁃ment Corp的ASAP2010型自动吸附仪,在液氮温度77.35K下测定相对压力(p/p0)10⁃6~0.0995范围内N2的吸附体积㊂样品测试前经180℃充分脱气处理㊂根据测定的低温氮吸附等温线进行比表面积㊁孔体积与孔径分布的数据分析㊂用PHI 5000versaProbe型X射线光电子能谱仪(XPS)定性和定量地表征材料表面官能团㊂3 结果与讨论3.1 形貌与结构表征对制备PCNs的形貌进行观察㊂从图1(a)中可以看出,PCNs表面光滑,颗粒均匀,粒径为300nm左右㊂选择课题组前期通过CVD法制备的㊃862㊃ 新 型 炭 材 料第34卷粒径为300nm左右的炭微球(CMSs)[15]作为参比,比较两种球形纳米碳质材料吸附TBBPA的性能㊂CVD法制备的CMSs表现出极强的疏水性,不适于直接作为吸附材料,故经混酸氧化后,CMSs表面引入含氧官能团,可以均匀分散在水相中,是一种潜在的可用于水相吸附的吸附材料,其形貌如图1(b)所示㊂经氧化后,CMSs仍保持球形,表面光滑,粒径为300nm左右,粒径与PCNs相当㊂尽管两种球形材料尺寸相当,但BET测试结果表明(图2),两种材料的比表面积相差很大㊂PCNs的比表面积为424m2/g,含有丰富的孔结构,孔径主要分布在1.7 nm左右(TBBPA中相距最远的两个原子之间的距离约为1.06nm,PCNs的孔径大于TBBPA的尺寸);而CMSs的比表面积则仅有8.0m2/g[16]㊂图1 (a)PCNs和(b)氧化CMSs的SEM照片Fig.1 SEM images of(a)PCNs and(b)oxidized CMSs.图2 (a)PCNs的N2吸脱附等温线和(b)PCNs的孔径分布曲线Fig.2 (a)N2adsorption⁃desorption isotherm and(b)pore size distribution of PCNs. 对两种材料进行XPS分析(图3)㊂PCNs和氧化CMSs的氧碳比分别为0.16和0.40㊂结合课题组前期的工作[14⁃15],通过Boehm滴定测得炭材料表面含氧官能团含量:PCNs表面含氧官能团总量为2.278mmol/g,氧化CMSs表面含氧官能团总量为3.569mmol/g㊂由此可见,PCNs和氧化CMSs表面都具有丰富的含氧官能团,其中PCNs所含含氧官能团数量略少于氧化CMSs ㊂图3 PCNs和氧化CMSs的XPS曲线Fig.3 XPS curves of PCNs and oxidized CMSs.㊃962㊃第3期段菲菲等:多孔炭纳米球水相吸附四溴双酚A的性能 采用热重分析(TG)对两种材料的热稳定性进行研究,结果如图4所示㊂可以看出,PCNs表现了良好的热稳定性,在800℃时仅有5%左右的失重㊂氧化CMSs在800℃时有15%左右的失重,这是由于表面含氧官能团分解所致㊂图4 PCNs和CMSs的热重曲线Fig.4 TG curves of PCNs and CMSs. 图5是两种材料的FT⁃IR谱图㊂可以看出,两种材料在3413cm⁃1处出现了羟基的吸收峰,在1729cm⁃1处出现了=C O的吸收峰[14],这说明两种材料表面都有含氧官能团㊂同时,PCNs在1143cm⁃1处还出现了C O C的特征吸收峰[14]㊂PCNs吸附TBBPA之后,在1556cm⁃1处出现了TT⁃BBPA的特征吸收峰;同时羟基的吸收峰位置移动到了3295cm⁃1,说明PCNs与TBBPA之间的相互作用主要为氢键[13]㊂图5 PCNs和CMSs的傅立叶变换红外谱图Fig.5 FT⁃IR spectra of PCNs and CMSs. 材料在水中的分散性直接影响了材料在水相中的吸附性能㊂如果材料可以均匀分散在水相中,吸附质很容易接近材料表面,在材料表面发生吸附㊂从图6可以看出,PCNs经搅拌之后,可以均匀分散在水相中(图6a),这为四溴双酚A接近PCNs表面并发生吸附提供了可能㊂经12h的静置,PCNs沉降在溶液底部(图6b),这为材料从溶液中的分离奠定了基础㊂图6 PCNs在水中的分散性:(a)搅拌后10min和(b)静置12hFig.6 The dispersion of PCNs in water:(a)after stirring for10min and(b)after settling for12h.3.2 吸附性能多孔炭纳米球和氧化CMSs对TBBPA的平衡吸附量与吸附时间的关系如图7所示㊂可以看出,尽管PCNs含氧官能团数量略少于氧化CMSs,但PCNs对TBBPA的吸附量明显高于氧化CMSs㊂氧化CMSs对TBBPA的吸附量仅为3.42mg/g,吸附平衡时间为90min㊂PCNs在开始吸附的前30min,吸附量迅速增加,随后吸附速率变慢,在150min达到吸附平衡,吸附量达到10.91mg/g,是氧化CMSs 的3倍㊂这可能是因为PCNs具有高的比表面积及较大的孔尺寸,有利于TBBPA分子扩散到吸附剂表面并被吸附,从而表现出良好的吸附性能㊂图7 PCNs和CMSs的吸附TBBPA的动力学曲线(虚线为准一级动力学拟合曲线;实线为准二级动力学拟合曲线)Fig.7 Adsorption kinetics of TBBPA on PCNs and CMSs(the dotted line is pseudo⁃first⁃order model simulation,thesolid line is pseudo⁃second⁃order model simulation). 对这两个吸附过程分别进行准一级和准二级动力学拟合㊂准一级动力学方程[17,18](式2)和准二级动力学方程(式3)如下[19,20]:ln(q e⁃q t)=ln q e⁃k1t(2)㊃072㊃ 新 型 炭 材 料第34卷t q t =1k 2q 2e +tq e(3)其中,q e 和q t 分别是平衡时和时间为t 时的吸附量(mg /g ),k 1(L /min )和k 2(mg /mg ㊃min )分别是准一级速率方程和准二级速率方程的吸附速率常数㊂准一级速率方程和准二级速率方程的拟合结果如表1所示㊂从表1可以看出,准二级速率方程的相关系数R 2比准一级速率方程的相关系数更接近于1,因此TBBPA 在PCNs 和CMSs 上的吸附过程更符合准二级速率方程㊂等温吸附曲线描述了在一定温度下,吸附达到平衡时,溶液中的平衡浓度与吸附剂表面上吸附量的关系㊂常用来描述等温吸附曲线的常用方程包括Langmuir 方程和Freundlich 方程㊂Langmuir 方程[21](4)和Freundlich 方程[22](5)表达式如下:C e q e =1q m C e +1q m K L(4)ln q e =1nln C e +ln K F (5)其中,C e 为溶液中吸附质在吸附平衡状态下的浓度(mg /L ),q e 为平衡状态下吸附剂的吸附量(mg /g ),q m 为吸附剂对吸附质的饱和吸附量(mg /g ),K L 为Langmuir 吸附常数(L /mg ),K F 和n 为Freundlich 吸附常数㊂表1 PCNs 和CMSs 吸附TBBPA 的动力学拟合参数Table 1 Kinetic parameters for the adsorption of TBBPA by PCNs and CMSs.Sample Temperature (K)q e,exp(mg /g)Pseudo⁃first⁃orderK 1(L /min)q e,cal (mg /g)R 2Pseudo⁃second⁃orderK 2(mg /mg ㊃min)q e,cal (mg /g)R 229310.910.0747210.410.92620.0109110.910.9961PCNs 2989.050.085668.830.96990.01499.120.99193037.730.084837.490.96030.017037.760.9994CMSs2933.420.069723.340.97730.02841 3.470.9908 从图8可以看出,PCNs 的吸附量随着TBBPA平衡浓度的升高而增大,说明TBBPA 溶液浓度的增加可以加速溶液中的TBBPA 分子扩散到PCNs 表面㊂图8 PCNs 的吸附等温曲线(实线为Langmuir 拟合曲线;虚线为Freundlich 拟合曲线)Fig.8 Adsorption isotherms of PCNs (the solid line isLangmuir model simulation ,the dotted line isFreundlich nodel simulation ). 表2列出了Langmuir 和Freundlich 两种模型拟合计算得到的PCNs 吸附TBBPA 的等温线结果㊂从表2可以看出,Langmuir 模型可以更好地描述TBBPA 在PCNs 表面的吸附,在不同温度下的相关系数都大于0.99㊂因此,TBBPA 以单分子层方式吸附于PCNs 表面活性位㊂溶液的pH 值是影响吸附材料在水相中吸附能力的重要因素之一㊂这是因为pH 值决定了吸附剂和吸附质分子的电荷状态,从而影响吸附剂分子与吸附质分子间的相互作用㊂图9为不同pH 值下对PCNs 吸附TBBPA 的平衡值㊂从图9可以看出,随着溶液pH 的升高,PCNs 对TBBPA 的吸附量先增大后减小,在溶液为中性时吸附量达到最大㊂当溶液pH 在酸性范围内时,溶液中的H +会和TBBPA 争夺PCNs 表面有限的吸附位点㊂当溶液pH 从1.0上升到6.0的过程中,H +浓度在不断减小,留给TBBPA 的吸附位在不断增加,因此PCNs 的吸附量不断增加㊂TBBPA 的一级和二级解离常数分别为7.5和8.5[8]㊂当溶液的pH 值大于TBBPA 的pK a 时,即溶液pH 在碱性范围时,TBBPA 主要以阴离子的形式存在,从而降低了PCNs 对TBBPA 的吸附量㊂㊃172㊃第3期段菲菲等:多孔炭纳米球水相吸附四溴双酚A 的性能表2 PCNs 吸附TBBPA 的Langmuir 和Freundlich 方程拟合参数Table 2 Isotherm parameters for the adsorption of TBBPA by PCNs.Temperature (K)q e ,ex p (mg /g)Langmuirq m (mg /g)K L (L /mg)R 2Freundlich K FnR 229310.9110.920.080560.99100.94193 1.95310.95952989.059.120.034560.99370.79606 1.50510.96223037.737.850.020680.99190.489971.34030.9771图9 溶液pH 对TBBPA 在PCNs 上吸附的影响Fig.9 Effect of pH on the adsorption of TBBPA by PCNs. 此外,工业废水中除了含有各类有机污染物外,还有大量的盐类物质存在,而溶液的离子强度也是影响吸附剂吸附性能的重要因素之一㊂因此,以NaCl 为模型分子,考察了NaCl 浓度PCNs 吸附TBBPA 的性能的影响,结果如图10所示㊂从图10可以看出,随着溶液NaCl 浓度的增加,PCNs 对TBBPA 的吸附量表现出先下降后增加的趋势㊂当NaCl 浓度低于0.001mol /L 时,溶液中少量的Na +会和TBBPA 分子争夺PCNs 表面的吸附位点,原先PCNs 表面用于吸附TBBPA 的位点被Na +占据,从而造成PCMS S 吸附量的下降[18]㊂当NaCl 浓度高于0.001mol /L 时,NaCl 会产生电荷屏蔽效应,屏蔽掉溶液中的TBBPA 分子与PCNs 表面之间以及已被吸附的TBBPA 分子和未被吸附的TBBPA 分子之间的静电排斥作用,致使TBBPA 与PCNs 表面的吸附作用得以增强,PCNs 对TBBPA 的吸附能力又有所增加;另外,溶液中大量NaCl 的存在会产生盐析效应,降低TBBPA 分子在溶液中的溶解度,促使其向PCNs 表面转移,从而增加PCNs 对TBBPA 的吸附能力[23]㊂图10 溶液盐度对TBBPA 在PCNs 上吸附的影响Fig.10 Effect of ionic strength on the adsorptionof TBBPA by PCNs. 近年来,研究者们对水相中吸附TBBPA 分子表现了极大的兴趣㊂表3将PCNs 的吸附量和文献报道其他材料的吸附量进行了比较㊂从表3可以看出,PCNs 的吸附量虽然低于石墨烯类材料在水中的吸附量,但略高于碳纳米管类材料的吸附量㊂且PCNs 是一种更为低廉易得的材料,易于分离,因此PCNs 有望用于实际中水相的吸附㊂表3 文献中各种材料吸附TBBPA 吸附量的比较Table 3 Adsorption capacity of TBBPA on different materials in comparison to other literature values.MaterialConcentration (mg /L)Temperature (K)Equilibrium time(min)Adsorption capacity(mg /g)Ref.Graphene oxide ⁃288120115.77[13]Hydrophobic⁃polymer⁃Grafted graphene oxide 4031310022.13[24]MWCNTs /Fe 3O 44030350 6.22[15]Fly ash⁃supported γ⁃MnO 2502834039.15[25]GX soil 1.529828800.27[26]PCNs5029312010.91This work ㊃272㊃ 新 型 炭 材 料第34卷4 结论葡萄糖经水热炭化制备的PCNs粒径规整,比表面积高,孔隙集中在1.7nm,在水中分散性良好,并能自然沉降,有利于吸附后分离㊂由于具有大的比表面积,较大的孔尺寸和丰富的表面吸附位点, PCNs在水相中表现了对TBBPA良好的吸附能力(293K,吸附量为10.91mg/g)㊂TBBPA在PCNs 上的动力学吸附过程可以用准二级动力学方程描述,等温吸附过程可以用Langmuir方程描述㊂溶液pH和盐度对吸附都有影响:中性环境有利于吸附的进行;由于竞争吸附和屏蔽效应双重作用的影响,在盐浓度为0.001mol/L时,PCNs的吸附量最低㊂PCNs作为一种廉价易得且易于分离的材料,有望作为新型吸附剂用于水处理中㊂参考文献[1] Covaci A,Voorspoels S,Abdallah M A,et al,Analytical 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Aims and ScopeNew Carbon Materials publishes research devoted to the physics,chemistry and technology of those organic substances that are precursors for pro⁃ducing aromatically or tetrahedrally bonded carbonaceous solids,and of the materials that may be produced from those organic precursors.These mate⁃rials range from diamond and graphite through chars,semicokes,mesophase substances,carbons,carbon fibers,carbynes,fullerenes and carbon nanotubes,etc.Papers on the secondary production of new carbon and composites materials(for instance,carbon⁃carbon composites)from the above mentioned various carbons are also within the scope of the journal.Papers on organic substances will be considered if research has some relation to the resulting carbon materials.Manuscript Requirements1.New Carbon Materials accepts Research Paper,Short Communication and Review.The number of words in each Research Paper should be less than6000words.Short Communication<3500words.There is no maxium of words for Review.2.Manuscript including an abstract,graphical abstract,highlight,keywords,reference list,original figures and captions,tables.Manuscripts can be written both in Chinese and English.3.Manuscript should be accompanied with key words placed after Abstract and a short resume of first author(name,academic degree,profes⁃sional position)placed in the end of1st page of text as foot⁃note.Corresponding author and his(her)E⁃mail address should also be mentioned.4.All illustrations,photographs,figures and tables should be on separate sheets,figure captions should be typed separately,not included on the diagram.Authors are requested to submit original photographs,which should have good contrast and intensity.5.References should be individually numbered in the order in which they are cited in the text,and listed in numerical sequence on separate sheets at the end of the paper,typed in double spacing.Remember that"unpublished works"are not references!In the reference list,periodicals[1],books [2],multi⁃author books with editors[3],proceedings[4],patents[5],and thesis[6]should be cited in accordance with the following examples: [1] Kandalkar S G,Dhawale D S,Kim C K,et al.Chemical synthesis of cobalt oxide thin film electrode for supercapacitor application[J].Synthetic Metals,2010,160(11):1299⁃1302.[2] Inagaki M,Kang F Y.Carbon Materials Science and Engineering⁃From Fundamentals to Applications[M].Beijing:Tsinghua UniversityPress,2011:3⁃6.[3] Toropov V V,Jones R,Willment T,et al.Weight and manufacturability optimization of composite aircraft components based on a geneticalgorithm[P].6th World Congresses of Structural and Multidisciplinary Optimization,Rio de Janeiro,Brazil,2005,30.[4] Yang H.Deposit,doping and photocatalytic activity of fibrous TiO2[D].Dalian University of Technology,2007.[5] Hemmert D,Shiraki K,Yokoyama T,et al.Optical diagnostics of shock waves generated by a pulsed streamer discharge in water[C].Pulsed Power Conference,2003.Digest of Technical Papers.PPC⁃2003.14th IEEE International.IEEE,2003,1:232⁃235.Note:For the references with more than three authors,please give the first three and mark"et al".6.Publication of papers in the journal is free of charge.7.Manuscript Submission:Online submission:/EN/volumn/home.shtml㊃472㊃ 新 型 炭 材 料第34卷。
溶解性有机质对铁铝土吸附2,4-D的影响
中国环境科学 2018,38(3):1090~1098 China Environmental Science 溶解性有机质对铁铝土吸附2,4-D的影响吴东明1,2,任常琦3,李勤奋1,2,武春媛1,2*,李玮1,2(1.中国热带农业科学院环境与植物保护研究所,海南海口 571101;2.农业部儋州农业环境科学观测实验站,海南儋州 571737;3.海南大学热带农林学院,海南海口570228)摘要:以动力学吸附和等温吸附实验研究了2,4-D在铁铝土中的吸附特征,并比较了不同亲/疏水性溶解性有机质(DOM)对此的影响.结果表明:2,4-D在铁铝土中的动力学吸附符合伪一级动力学方程,等温吸附符合Henry, Freundlich方程,是一个物理作用主导的,自发的,放热的非均质吸附过程.吸附系数K d为0.61~2.02L/kg,是一种难吸附有机污染物,对地下水存在环境风险.吸附量受土壤pH值影响显著,与土壤中矿物含量,粘粒组成等也密切相关.DOM共存条件下,高疏水性DOM,中疏水性DOM抑制了2,4-D在铁铝土的吸附,使K d值下降10.7%~58.8%.低疏水性DOM对铁铝土吸附2,4-D作用不明显.DOM对铁铝土吸附2,4-D的作用效应与土壤理化性质和DOM性质密切相关.土壤矿物组分越多,粘粒含量越高,堵孔效应越大.DOM疏水性越大,对2,4-D吸附作用的增溶作用,堵孔作用也越大,其中HOA,HON是关键组分.关键词:2,4-二氯苯氧乙酸;铁铝土;溶解性有机质;吸附中图分类号:X502 文献标识码:A 文章编号:1000-6923(2018)03-1090-09Influence of dissolved organic matter on sorption of 2,4-dichlorophenoxyacetic acid in ferralsol. WU Dong-ming1,2, R EN Chang-qi3, LI Qin-fen1,2, WU Chun-yuan1,2*, LI Wei1,2(1.Institute of Environment and Plant Protection, Chinese Academy of Tropical Agricultural Sciences, Haikou 571101, China;2.Danzhou Scientific Observing and Experimental Station of Agro- Environment, Ministry of Agriculture, Danzhou 571737, China;3.Academy of Tropical agriculture and forestry, Hainan University, Haikou 570228, China). China environmental science, 2018,38(3):1090~1098Abstract:In this study, the sorption kinetics and isotherms of 2, 4-dichlorophenoxyacetic acid (2, 4-D) in three ferralsols were investigated, and the effect of dissolved organic matters (DOMs) was compared. The results showed that the sorption kinetics of 2, 4-D in ferralsols followed Pseudo first-order equation, and the isotherm data were fitted well by Henry and Freundlich model, indicated that 2,4-D sorption on the ferralsols was an spontaneous, exothermic and anisotropic process dominated by physical forces. The value of K d for 2, 4-D ranged from 0.61 to 2.02 L/kg, implying that 2, 4-D was difficult to be sorbed by the soils, which could result environmental risk to the groundwater. The sorption of 2, 4-D in the ferralsol was significantly affected by the soil pH values, and was also closely related to the content of mineral and clay. Moreover, in the presence of dissolved organic matter, DOM with high hydrophobicity (CC) and DOM with medium hydrophobicity (SPd) inhibited 2, 4-D sorption on the three ferralsols, causing the K d values decreased by 10.7%~58.8%. Conversely, there was no significant effect by DOM with low hydrophobicity (RS). The influence of DOM on the sorption of 2, 4-D in ferralsols were closely associated with both characteristics of DOM and soil. The effect of soil pore blocking increased with the increase of the soil mineral components and the clay contents. Meanwhile, with the increase of the hydrophobicity of DOM, the effect of solubility enhancement and pore blocking increased, which decreased the 2, 4-D sorption in the ferralsols. The hydrophobiv acid fraction (HOA) and hydrophobic neutral fraction (HON) were the key fractions for this process.Key words:2, 4-dichlorophenoxyacetic acid;ferralsol;dissolved organic matter;sorption收稿日期:2017-08-25基金项目:公益性行业(农业)科研专项(有机化学品污染农田和农产品质量安全综合防治技术方案)子课题(201503107-14);国家自然科学基金资助项目(41371465);海南省重大科技计划(ZDKJ2017002);中国热带农业科学院创新团队项目(1630022017009)* 责任作者, 研究员, cywu@3期吴东明等:溶解性有机质对铁铝土吸附2,4-D的影响 10912,4-二氯苯氧乙酸(2,4-D)是一种苯氧羧酸类农药,用于阔叶杂草的控制,在全球范围内被广泛使用[1-4].然而,2,4-D的土壤吸附能力较弱,大量的使用导致其在地下水,地表水中常被检出[2-3,5].这对生态环境和人类健康造成了巨大威胁.吸附是控制污染物由土壤进入水体的关键过程.国内外学者已对2,4-D在土壤中的吸附特性进行了一定的研究[6-10],但大多关注于温带,亚热带土壤,而缺少对热带土壤的研究.相对而言,热带土壤中农药使用量更大,土种更特殊,如铁铝土,有机质,盐基含量低,pH值偏酸性,铁/铝氧化物等矿物组分含量高[11].因此2,4-D在热带土壤中可能有更独特的吸附行为.溶解性有机质(DOM)也是影响有机污染物吸附行为的重要因素之一[12-18,35].一些学者发现,不同DOM对土壤吸附2,4-D的作用差异较大,或抑制[16],或作用不明显[19].这可能与DOM的性质有关.不同来源DOM,组分特性不同,对有机污染物的作用效应不同[10,14,24,26],如按亲疏水性-极性将DOM分成亲水性组分(HIM),酸不溶组分(AIM),疏水碱性组分(HOB),疏水酸性组分(HOA),疏水中性组分(HON),研究发现HON,AIM显著抑制了土壤对芘吸附,而HIM作用不明显[35],然而,不同DOM到底如何作用土壤吸附2,4-D尚不清楚.因此本文以热带典型土种——铁铝土为研究对象,探讨2,4-D在铁铝土中的吸附特征及3种亲/疏水性不同的DOM对此的影响,以期为热带农业生产管理过程中苯氧羧酸类农药的环境风险评判和管控提供基础数据.1 材料与方法1.1试剂2,4-D购自百灵威公司,纯度>98%;甲醇,乙酸为色谱纯,其他试剂为分析纯.1.2供试土壤暗红湿润铁铝土采自海口市美兰村,简育湿润铁铝土采自海口市牛夏坡村,水稻土采自海口市南河村,所采土样均为玄武岩发育的表层铁铝土(0~20cm).采集后于4℃保存.取一部分土壤风干,磨碎,过60目筛,作吸附实验.土壤理化性质的测定参考《土壤农业化学分析方法》[20].1.3供试DOM高疏水性DOM(CC)提取自木薯杆堆肥;中等疏水性DOM(SPd)提取自上述采集的水稻土;低疏水性DOM(RS)采自海口市三江镇收集的水稻秸秆(采集后,曝晒风干,粉粹过20目);DOM提取,极性分组表征方法及具体的木薯杆堆肥方法见文献[21].DOM含量以DOC(溶解性有机碳)衡量,总有机碳/氮测定仪(multi N/C 3100, analytikjena)测定.1.4铁铝土吸附2,4-D实验等温吸附:称取2g土壤于50mL离心管中,分别加入10mL浓度为1, 2.5, 5, 10, 20mg/L 2,4-D的工作液(含0.01mol/L CaCl2和1.5mmol/L NaN3,pH值调至 6.5),之后于25℃,200rpm振荡.24h后,取混合液于6000r/min离心5min.取上清液,过0.22µm滤膜,测定溶液中剩余的2,4-D浓度.每个处理设置3个平行,下同动力学吸附实验则以5mg/L的2,4-D进行,取样时间分别为0.5, 1, 2, 4, 6, 8, 12, 18, 24h.1.5 DOM对铁铝土吸附2,4-D的影响DOM—2,4-D共存体系:分别将20mg C/L DOM(CC, SPd, RS)加入系列2,4-D工作液中(1, 2.5, 5, 10, 20mg/L),按照上述等温吸附方法进行2,4-D吸附实验.铁铝土预荷载DOM体系:采用高疏水性DOM(CC)进行铁铝土预荷载DOM吸附2,4-D 的实验.称取2g土壤,加入10mL 20mg C/L DOM(CC)工作液(含0.01mol/L CaCl2和1.5mmol/L NaN3),置于25℃,200r/min避光振荡24h.然后离心去除上清液,剩下的土壤即为预荷载DOM铁铝土.将预荷载DOM铁铝土冷冻干燥,研磨过60目,之后按照上述等温吸附方法进行2,4-D吸附能力验证.对照组不加DOM,其他一致.同时选取预荷载DOM的暗红湿润铁铝土和对照组的暗红湿润铁铝土进行镀金(SC7620, Quorum),扫描电镜观察其形貌(SIGMA, Zeiss).此外,预荷载DOM及对照组暗红湿润铁铝土的BET表面积和孔体积参数由孔径分析仪1092 中 国 环 境 科 学 38卷(ASAP 2460, Micromeritics)测定.其中,N 2为吸附气体,分析浴温为25℃. 1.6 农药2,4-D 的检测采用高效液相色谱(e2695,Waters)测定溶液中的2,4-D.色谱柱为Athena C18 (4.6×250mm, 5µm).检测器为PDA 检测器(2998,Waters),检测波长为280nm.流动相为甲醇/水(乙酸调pH 值至2.5)=80/20,等度洗脱,流速为1mL/min,进样量为10µL.1.7 DOM 的元素含量测定将上述提取的DOM 真空冷冻干燥成固体后,称取约2mg DOM 于元素分析仪(PE2400series II, Perkin Elmer)上进行碳,氢,氮,硫4种元素含量的测定.燃烧管温度设置为975℃,还原管温度设置为500℃. 1.8 数据分析 采用Excel 2010, Origin 8.1进行数据分析. 1.8.1 动力学模型 伪一级动力学模型:1e e log()=log 2.303t K t Q Q Q -- (1) Elovic 模型:=A BLn t Q t - (2) Parabolic diffusion 模型:1/2=A B t Q t - (3)式中:t 为反应时间h; Q t 为t 时刻铁铝土对2,4-D的吸附量mg/kg; K 1为伪一级动力学吸附常数; Q e 为2,4-D 最大吸附量,mg/kg;A, B 均为常数. 1.8.2 等温吸附模型 Henry 方程: s d e C K C =⋅ (4) Freundlich 方程: s f e lg lg lg C K N C =+(5) Langmuir 方程: s m L m e 1/1/1/()C Q K Q C =+(6) 式中:C s 为单位质量铁铝土对2,4-D 的吸附量mg/kg; C e 为平衡溶液中2,4-D 的浓度mg/L; K d , K f , K L 分别为Henry,Freundlich, Langmuir 方程的吸附常数.N 表示吸附等温线的非线性程度. Langmuir 方程中,Q m 为2,4-D 的最大理论吸附量mg/kg. 1.8.3 吸附自由能计算 根据Henry 模型的吸附常数K d ,计算吸附自由能(ΔG ),|ΔG |>40kJ/mol 时,为化学吸附,相反则为物理吸附.OM d oc 100/K K f = (6) ΔG =-RT ln K OM (7) 式中:f oc 为土壤有机质含量%.R 为气体摩尔常数,8.314J/(K·mol);T 为绝对温度.2 结果与讨论2.1 铁铝土对2,4-D 的吸附特征 分别比较了3种铁铝土对2,4-D 的动力学吸附特征及等温吸附特征.3种铁铝土理化性质见表1.简育湿润铁铝土的pH 值和TOC 含量最高.暗红湿润铁铝土的CEC 值和粘粒,粉粒含量最大,铁铝氧化物(Fe d ,Al d )含量最高. 表1 3种铁铝土的基本理化性质Table 1 Physical and chemical characteristics of ferralsols 指标 暗红湿润铁铝土简育湿润铁铝土 水稻土TOC(%) 0.68 1.63 1.01pH 值 5.83 7.45 5.76 CEC(cmol/kg)9.66 7.58 7.14Fe d (g/kg) 4.04 1.62 1.56Al d (g/kg) 1.430.92 0.73砂粒(%) 19.77 30.05 81.85 粉粒(%) 31.78 42.46 5.54 粘粒(%) 49.5936.75 16.23注:TOC 为有机碳;CEC 为阳离子交换量;Fe d 为游离氧化铁;Al d 为游离氧化铝.下同. 2.1.1 动力学吸附 由图1(a)可知,2,4-D 在铁铝土中的吸附量随时间增加而逐渐增大.按照吸附速率可分为快速吸附,慢速吸附,吸附平衡3个阶段.0~2h 为快速吸附阶段.这时,2,4-D 分子从溶液中快速转移到铁铝土高活性位点而被吸附[2]. 2h 时,2,4-D 在土壤中的吸附率可达平衡吸附量的80%以上;2~4h 为慢速吸附阶段,由于溶液中的2,4-D 分子和土壤吸附位点已经较少,吸附主要依靠孔隙填充进行,即2,4-D 分子在土壤颗粒内部扩散填充而被吸附[2].4h 后为吸附平衡阶段,这时吸附位点已经达到饱和,吸附量不再增加. 采用伪一级动力学,Elovich, Parabolic diffusion 等3种方程对2,4-D 的动力学吸附过程3期 吴东明等:溶解性有机质对铁铝土吸附2,4-D 的影响 1093进行拟合(表2),发现伪一级动力学方程拟合度最好(R 2>0.9),最适合描述2,4-D 的动力学吸附过程,表明铁铝土吸附2,4-D 是一个物理吸附过程[35]. Elovich, Parabolic diffusion 两种方程的拟合度较差,又表明孔隙填充作用在2,4-D 吸附过程中不起占主导作用[35].0 5 10 1520 252 4 6 8C s (m g /k g )时间(h)0 5 1015 20C s (m g /k g )C e(mg/L)图1 铁铝土对2,4-Ds 的动力学吸附特征(a)及等温吸附特征(b)Fig.1 Kinetic sorption (a) and isotherm sorption (b) of2,4-D in ferralsol伪一级动力学中,K 1值:水稻土>简育湿润铁铝土>暗红湿润铁铝土,又表明水稻土对2,4-D 的吸附更快达到平衡,吸附持续时间更短[5]. 2.1.2 等温吸附 由图1(b)可知,随着2,4-D 初始浓度的增加,铁铝土对2,4-D 的吸附量增加,表明铁铝土吸附2,4-D 是一个与吸附质浓度呈正相关的过程[2].采用Freundlich, Langmuir, Henry等3种方程对2,4-D 的等温吸附过程进行拟合(表2).Henry, Freundlich, Langmuir 的拟合系数均较高(R 2>0.9).但Langmuir 中Q m 值存在负值,Freundlich, Henry 方程更适合描述2,4-D 在铁铝土中的吸附特征,这说明2,4-D 在铁铝土的吸附过程不是简单的单分子层吸附,而是一个非均质多层吸附过程,同时受有机质对吸附质的分配作用影响[3,5,7-8,19,22].吸附自由能ΔG <0,| ΔG |< 40kJ/mol,又表明吸附过程是物理作用主导的,自发的放热过程[4].这与动力学的结果是一致. Plazinski 等[35]认为符合线性等温吸附模型和符合伪一级动力学模型的吸附过程是一致的,而伪二级动力学过程几乎等同于“generalized - Elovich”方程.吴星卫等[7]也发现2,4-D 在土壤中的吸附更符合线性吸附模型,是一个物理吸附过程.因Henry 方程的拟合系数最大,本文采用Henry 方程的拟合结果进行吸附能力比较.表2 2,4-D 在铁铝土中的动力学吸附及等温吸附模型拟合参数Table 2 Parameters of kinetic and isotherm models for thesorption of 2, 4-D in ferralsol拟合模型暗红湿润铁铝土 简育湿润铁铝土 水稻土 K 1 1.04 3.85 5.73 伪一级动力学R 2(%)97.03 94.32 95.74 B1.23 0.45 0.99 A 5.342.783.36 ElovichR 2(%)80.99 63.60 88.02 B 0.95 0.33 0.79 A 4.78 2.63 2.84 Parabolic diffusionR 2(%)58.82 41.56 68.76 K d 2.02 0.61 1.42 △G -25.08-20.06-23.27HenryR 2(%)98.66 95.55 99.33 K f2.11 0.64 1.26 N1.02 1.02 1.09Freundlich R 2(%)97.57 90.37 97.33 K L -0.01 -0.01 -0.09Q m -17.92 -42.50 -10.64 Langmuir R 2(%)95.52 91.70 95.89吸附系数K d :暗红湿润铁铝土(2.02)>水稻土(1.42)>简育湿润铁铝土(0.61),表明暗红湿润铁1094 中国环境科学 38卷铝土对2,4-D的吸附能力更大.根据农药土壤吸附特性等级分类,2,4-D在铁铝土中的吸附系数K d<5,属难吸附有机污染物[23],这意味着2,4-D在铁铝土中迁移性大,对水体具有潜在污染风险[3-4,7].与国内外其他土壤相比,铁铝土对2,4-D的吸附系数(除土壤pH值呈中性的简育铁铝土外),整体上大于我国的太湖水稻土(1.04),东北黑土(0.95)[7],也大于国外的大部分农业土壤(0.24~1.45)[3].这可能与铁铝土显著的土壤特征有关.大多研究指出,2,4-D在土壤中的吸附受土壤pH值主导,也与土壤中的有机质含量,矿物含量,粘粒成分等因素密切相关[3,7].铁铝土尽管有机质含量较低,但pH值更多偏酸性[7].这抑制了2,4-D离子化,使2,4-D可被吸附的分子形态增加[3,7,16].此外铁铝土中丰富的铁/铝氧化物,也可为2,4-D吸附提供更多的吸附位点[3].3种铁铝土对2,4-D吸附能力的差异也与此相关.简育湿润铁铝土有机质含量最高,但土壤pH值偏碱性,使得溶液中可被吸附的分子态2,4-D减少.暗红湿润铁铝土与水稻土pH值相当,在溶液中分子态2,4-D充足的时候,暗红湿润铁铝土粘粒,粉粒,铁铝氧化物组分更多,则可为2,4-D提供更多的吸附位点.2.2 DOM对铁铝土吸附2,4-D的影响DOM也是影响土壤吸附有机污染物的重要因素之一.选取3种高,中,低疏水性DOM进行试验,其组分特征见表3.DOM(CC)疏水性最大,含有更多疏水酸性组分(HOA)和疏水中性组分(HON).DOM(RS)的亲水性最大,亲水性组分(HIM)含量高达52.16%.DOM(SPd)疏水性中等.酸不溶组分(AIM),疏水碱性组分(HOB)在3种DOM中的含量均较低.元素分析表明(表3),碳,氢在DOM(CC)的含量最低, 而在DOM(RS)中最高.DOM(SPd)的氮,硫含量最高.此外,DOM(CC)的碳氢比最高,又表明其芳香性高.表33种DOM的极性组分和元素含量Table 3 Percent of polar-fraction and elements in threeDOMDOM极性组分,元素 RS SPd CC HOB (%) 2.46 2.99 1.70AIM (%) 4.42 13.27 2.97HIM (%) 52.16 44.26 29.46HOA (%) 28.44 31.11 49.61HON (%) 12.55 11.2 22.17HO (%) 47.87 58.56 76.45碳 (%) 21.69 17.12 13.03氢 (%) 3.80 2.67 1.54氮 (%) 1.34 2.31 8.05硫 (%) 0.72 1.88 1.1碳/氢 5.7086.4128.464注:HOB为疏水碱性组分;AIM为酸不溶组分;HIM为亲水性组分;HOA为疏水酸性组分;HON为疏水中性组分.HO(疏水性物质)=HOB +AIM+HOA+HON.表4 DOM-2,4-D共存条件下,铁铝土等温吸附2,4-D的拟合结果Table 4 Parameters of isotherm model for 2, 4-D sorption in ferralsols in the presence of DOMHenry Freundlich 土壤类型K d△G R2(%)K f N R2(%)RS 2.19 -25.28 98.04 2.09 1.03 99.57SPd 1.42 -24.23 97.11 0.01 1.48 90.72 暗红湿润铁铝土CC 0.83 -22.92 86.03 1.06 0.96 93.56RS 0.61 -20.06 83.45 1.65 0.63 99.27SPd 0.49 -19.52 93.24 1.16 0.66 97.69 简育湿润铁铝土CC 0.40 -19.03 91.97 0.25 1.29 85.81RS 1.63 -23.60 97.12 2.21 0.89 99.03SPd 1.27 -23.00 94.45 2.56 0.73 98.98 水稻土CC 0.90 -22.16 94.80 1.73 0.74 99.232.2.1 DOM与2,4-D共存体系由图2可知,DOM共存条件下,高疏水性的DOM(CC)显著3期 吴东明等:溶解性有机质对铁铝土吸附2,4-D 的影响 1095降低了暗红湿润铁铝土,简育湿润铁铝土,水稻土对2,4-D 的吸附,K d 分别由2.02,0.61,1.42降低至0.83,0.40,0.90,分别降低了58.8%, 34.9%, 36.7%(表4);中等疏水性的DOM(SPd)也降低铁铝土对2,4-D 的吸附量,使暗红湿润铁铝土,简育湿润铁铝土,水稻土的K d 的降低了29.5%, 19.1%, 10.7%;低疏水性的DOM(RS)轻微促进了水稻土对2,4-D 的吸附,而对暗红湿润铁铝土,简育湿润铁铝土作用不明显.这与前人的研究结果相似:DOM 可抑制一些有机污染物在土壤中的吸附,如芘[24]、百草枯[25]、二甲四氯[18]等.其中,竞争吸附(增溶效应,堵孔效应)可能是关键机制之一[9,14,26].与之前的研究结果对比[21],3种DOM 在铁铝土上的吸附系数远大于2,4-D,猜测DOM 与2,4-D 可能存在竞争吸附,即DOM 优先吸附于土壤颗粒而抢占吸附位点.C s (m g /k g )C e(mg/L)0 5 1015C s (m g /k g )C e(mg/L)0510 156121824C s (m g /k g )C e(mg/L)图2 DOM -2, 4-D 共存条件下,对铁铝土吸附2, 4-D 的影响Fig.2 2,4-D sorption in the ferralsols in the presence ofthree DOM图3 铁铝土预荷载DOM 前,后的扫描电镜表征 Fig.3 Scanning electron micrographs of ferralsol,untreated (a) DOM -coated (b)(a)为对照组,(b)为预荷载DOM 组2.2.2 铁铝土预荷载DOM 体系 为进一步揭示DOM 抑制铁铝土吸附2,4-D 的作用过程,构建了“预荷载DOM 铁铝土吸附2,4-D”体系.结果显示(图3),在放大倍数为400,2000倍的扫描电镜下,可明显观察到铁铝土预荷载DOM 后,土壤颗粒表面1096 中 国 环 境 科 学 38卷更光滑,孔隙更少,表明铁铝土吸附DOM 后,土壤孔隙发生了堵塞. BET 表征结果也发现(表5),铁铝土预荷载DOM 后,BET 表面积,总孔体积,微孔体积明显下降,这与其他学者研究结果一致[26,28].一些研究发现,吸附于土壤的DOM 会形成一层吸附活性较低的有机薄膜,从而不利于有机污染物的吸附[3,26].因此,铁铝土吸附DOM 后,土壤孔隙结构堵塞,也将可能减少2,4-D 的吸附位点.进一步试验预荷载DOM 铁铝土对2,4-D 的吸附能力(图4,表6),发现:预荷载DOM 后,暗红湿润铁铝土,简育湿润铁铝土,水稻土对2,4-D 的吸附系数K d 分别下降22.8%, 19.6%, 8.0%,初步证实了DOM 可通过对土壤颗粒的堵孔效应而抑制2,4-D 的吸附.Barriuso 等[29]也认为DOM 对土壤吸附双酰草胺的抑制作用也可能是堵孔作用引起的.表5 对照组,预荷载DOM 组铁铝土的BET 表面积和孔体积 Table 5 BET surface area and pore volume in DOM - coated ferralsol and untreated ferralsol 实验组 BET 表面积 (m 2/g) 总孔体积 (cm 3/g) 微孔体积 (cm 3/g)对照组 57.650 0.152 0.021预荷载DOM 组 42.8520.1260.0150 5 1015 205C s (m g /k g )C e(mg/L)图4 预荷载DOM(CC)铁铝土对2,4-D 的等温吸附特征 Fig.4 2,4-D sorption in the DOM -coated ferralsol 但与DOM—2,4-D 共存体系下对2,4-D 吸附的抑制作用(K d 值下降率)相比,预荷载DOM 后的铁铝土对2,4-D 的吸附系数K d 下降率相对较低,表明DOM 抑制铁铝土吸附2,4-D 还存在其他机制.通常,DOM 对土壤吸附有机污染物存在着4个作用:累积吸附,共吸附会导致有机污染物吸附量增加,而竞争吸附(包括增溶效应,堵孔效应)则使有机污染物吸附量减少[9-10,12-14].因此,猜测DOM 抑制铁铝土吸附2,4-D 过程中还存在着增溶效应.DOM 是一类含有羧基,羟基,氨基等多种活性功能团的有机化合物,含有开放式结构的疏水区和带极性功能团的亲水区[12-13,30].有机污染物能通过疏水作用力,氢键作用,配体交换,离子桥架作用而与DOM 结合,增加表观溶解度[13-14,17,31].而2,4-D 是一种含有苯环结构,羧基的苯氧羧酸类化合物.因此,2,4-D 也可通过疏水作用力结合入DOM 的疏水微区,或通过氢键作用,配体交换作用与亲水区结合而增加2,4-D 在水中的溶解度.Cox 等[9]也认为DOM 对2,4-D 的增溶作用是影响土壤吸附2,4-D 减少的因素之一. Baskaran 等[16]用红外光谱技术初步证实了DOM 能通过氢键结合,配体交换与2,4-D 结合,从而减少2,4-D 在矿渣上的的吸附.表6 铁铝土预荷载DOM(CC)后吸附2,4-D 的拟合结果 Table 6 Parameters of isotherm model for 2,4-D sorptionin DOM -coated ferralsol拟合模型暗红湿润铁铝土 简育湿润铁铝土 水稻土K d1.56 0.49 1.31△G -23.26-21.22-22.18HenryR 2(%)95.55 98.26 90.68 K f3.07 0.44 2.14 N 0.72 1.08 0.81 FreundlichR 2(%)98.38 96.90 93.53 K L-0.0882 -0.0105 -0.0889 Q m -17.9211-42.4989-10.6383LangmuirR 2(%)99.24 97.06 93.522.2.3 DOM 作用效应的差异性分析 不同DOM 对铁铝土吸附2,4-D 的作用差异较大.同种DOM, DOM (CC,SPd)对暗红湿润铁铝土吸附3期吴东明等:溶解性有机质对铁铝土吸附2,4-D的影响 10972,4-D抑制作用最强(图2,表4).这与铁铝土的理化性质有关.暗红湿润铁铝土粘粒,粉粒组分多,矿物含量大,有机质含量低,对DOM的吸附作用更强[21,28,32-33],从而导致了DOM的堵孔效应更大, 2,4-D的吸附量更少(图3,图4).DOM(RS)对暗红湿润铁铝土,简育湿润铁铝土吸附2,4-D作用不明显,而轻微促进水稻土吸附2,4-D则是DOM对土壤吸附2,4-D竞争吸附,累积吸附,共吸附共同作用的结果[10,12,14].DOM 共存条件下,DOM将2,4-D络合/结合到自身的微聚体上,在增加2,4-D在溶液中的溶解度同时,也将结合于DOM上的2,4-D分子携带到土壤颗粒表面而增加2,4-D吸附量(共吸附).同时,优先吸附于土壤颗粒表面的DOM,对2,4-D也有一定的吸附作用(累积吸附)[26-28].如表1所示,水稻土本身土壤粘粒,矿物含量少,对2,4-D的吸附可能主要依靠有机质进行.因此,DOM(RS)微促进水稻土吸附2,4-D的现象则可能是因为DOM(RS)对水稻土吸附2,4-D的堵孔作用较弱,而共吸附效应,累积吸附效应相对较强,从而导致了2,4-D 吸附量的增加.DOM(RS)对暗红湿润铁铝土,简育湿润铁铝土作用不明显,则可能是因为这两种铁铝土矿物组分,粘粒组分相对较多,堵孔作用与促进吸附作用持平所致.对于同一种铁铝土,高疏水性DOM(CC)比中疏水性DOM(SPd)对铁铝土吸附2,4-D抑制作用更强,这则与DOM的性质有关.通常,DOM疏水性越强,DOM对土壤孔隙的堵孔作用就越强,对污染物的增溶作用就越强.对疏水性DOM的吸附更强[21,28,31,37].疏水性组分中HOA, HON与DOM对2,4-D的抑制作用呈正相关关系,又表明HOA, HON可能是DOM抑制铁铝土吸附2,4-D的关键组分.而之前的研究发现,HOA,HON对DOM在铁铝土的吸附量贡献最大[21],这表明HOA, HON在DOM堵孔效应中发挥着关键的作用.相较于DOM(CC, SPd)对铁铝土吸附2,4-D 的抑制作用,低疏水性DOM(RS)则对暗红湿润铁铝土,简育湿润铁铝土作用不明显,而微促进了水稻土对2,4-D的吸附.这也与DOM的性质有关.原因可能是DOM(RS)疏水性较小,对2,4-D吸附的竞争作用(堵孔作用,增溶作用)较小,而促进吸附作用占优势.杨宁伟等[14]也曾发现类似的现象: DOM的亲水中性组分对苯并三唑的促进吸附作用大于竞争吸附作用,而促进土壤对苯并三唑的吸附;疏水性组分因竞争吸附作用更大,而抑制土壤吸附苯并三唑.综上所述,农业环境风险管控过程中,以堆肥增强铁铝土对苯氧羧酸农药进入地下水的阻控可能是不可行的.因为堆肥pH值呈碱性,且含有较多的高疏水性DOM,堆肥进入土壤后可能抑制铁铝土吸附2,4-D而增加环境风险.3 结论3.12,4-D在铁铝土中的动力学吸附符合伪一级动力学方程,等温吸附符合Henry,Freundlich方程,是一个物理作用主导的,自发的,放热的非均质吸附过程.吸附量受pH影响显著.3.22,4-D在铁铝土中吸附系数K d为0.61~2.02L/kg,属于难吸附有机污染物.3.3高疏水性DOM(CC),中疏水性DOM(SPd)抑制了2,4-D在铁铝土的吸附,使吸附系数K d值下降10.7%~58.8%.低疏水性DOM对铁铝土吸附2,4-D作用不明显.3.4 DOM对铁铝土吸附2,4-D的作用,是竞争吸附作用和促进吸附作用的共同效应,与土壤理化性质,DOM性质密切相关.土壤矿物组分越多,粘粒含量越高,堵孔效应越大.DOM疏水性越大,对2,4-D吸附作用的增溶作用,堵孔作用也越大,其中HOA,HON组分此过程的是关键组分.参考文献:[1] USEPA. 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难降解有机物质的生物降解技术分析
技术应用与研究2018·0149Chenmical Intermediate当代化工研究难降解有机物质的生物降解技术分析*丁智晖 董子萱 于水利(同济大学 上海 200092)摘要:广泛存在于人们生产生活中的难降解化学物质,一方面为人们的物质生活提供方便,另一方面因难降解的特性长期滞留于人们的生活空间,因致癌、致畸、致突变的特性给人类健康带来了潜在危险。
为了减轻难降解有机物质对生态环境的影响与危害,国内外对难降解有机物的处理方法进行了大量研究,目前,主要方法包括生物法、物化法、化学氧化法等。
本文将根据国内外生物处理难降解有机物的进展作一简要介绍。
关键词:生物降解;难降解有机物;技术进展中图分类号:Q 文献标识码:AThe analysis of Biodegradation Technology in the field of Refractory organic mattersDing Zhihui, Dong Zixuan, Yu Shuili(Tongji University, Shanghai, 200092)Abstract:The refractory chemicals Widely existing in people's production life not only provide convenience for people,but also pose a potential danger to human health due to their carcinogenic, teratogenic, mutagenic properties and long-retention. In order to reduce the influence and harm by refractory organic matters to the environment, a large number of studies have been done on the treatment of refractory organic matters both at home and abroad, mainly including biological method, physicochemical method, chemical oxidation method and so on. In this paper, the research progress of biodegradation methods at home and abroad will be introduced briefly.Key words:biodegradation;refractory organic matters;technical progress1.前言进入工业时代以来,每年都有新型化学物质问世。
废水中有机物生物降解性的影响因素详解
废水中有机物生物降解性的影响因素详解一、有机物结构与生物可降解性生物降解有机物的难易程度与有机物的结构特征有很大的关系。
首先,有机物生物降解的机理是:1、水中溶解的有机物能否扩散穿过细胞壁,是由分子的大小和溶解度决定的。
目前认为低于12个碳原子的分子一般可以进入细胞。
至于有机物分子的溶解度则由亲水基和疏水基决定的,当亲水基比疏水基占优势时,其溶解度就大。
2、不溶于水的有机质,其疏水基比亲水基占优势,代谢反应只限于生物能接触的水和烃的界面处。
尾端的疏水基溶进细胞的脂肪部分并进行β-氧化。
有机物以这种形式从水和烃的界面处被逐步拉入细胞中并被代谢。
微生物和不溶的有机物之间的有限接触面,妨碍了不溶解化合物的代谢速度。
3、有机物分子中碳支链对代谢作用有一定影响。
一般情况下,碳支链能够阻碍微生物代谢的速度,如正碳化合物比仲碳化合物容易被微生物代谢,叔碳化合物则不易被微生物代谢。
这是因为微生物自身的酶须适应链的结构,在其分子支链处裂解,其中最简单的分子先被代谢。
叔碳化合物有一对支链,这就要把分子作多次的裂解。
具体来说,结构简单的有机物一般先降解,结构复杂的一般后降解。
二、共代谢作用共代谢的概念:有一类物质称为外生物质或异生物质,是指一些天然条件下并不存在的由人工合成的化学物质,例如杀虫剂,杀菌剂和除草剂等,其中许多有易被各种细菌或真菌降解,有些则需添加一些有机物作为初级能源后才能降解,这一现象称为共代谢。
共代谢过程不但提出了一种新的代谢现象,而且已被作为一种生化技术在芳香族化合物生物解研究中得到应用。
Gihon等以共代谢为手段,分离和确定了卤代苯和对氯甲苯的假单胞菌的氧化产物,这有助于研究氧进入芳香环的机制。
Focht和Alexander等应用共代谢技术建立了DDT的环断裂机制。
Horvath利用共代谢反应步骤少的优点,分别确定了2,3 ,6—三氯苯甲酸降解过程中所含的氧化、脱氢和脱卤反应,从而发现了无色杆菌代谢2,3,6—三氯苯甲酸的途径。
蚯蚓对土壤中四溴双酚A_的富集特征及影响因素
生态毒理学报Asian Journal of Ecotoxicology第18卷第3期2023年6月V ol.18,No.3Jun.2023㊀㊀基金项目:国家重点研发计划项目(2019YFC1806001,2018YFC1800202)㊀㊀第一作者:韩伟(1984 ),男,博士,高级工程师,研究方向为环境风险评估,E -mail:************㊀㊀*通信作者(Corresponding author ),E -mail:*********************DOI:10.7524/AJE.1673-5897.20230118001韩伟,王硕,吕继涛,等.蚯蚓对土壤中四溴双酚A 的富集特征及影响因素[J].生态毒理学报,2023,18(3):47-54Han W,Wang S,Lv J T,et al.Accumulation characteristics and influencing factors of tetrabromobisphenol A in soil by earthworms [J].Asian Journal of Ecotoxicology,2023,18(3):47-54(in Chinese)蚯蚓对土壤中四溴双酚A 的富集特征及影响因素韩伟1,王硕1,吕继涛2,刘婉蓉1,王玉晶1,赵瑞锋1,*1.生态环境部固体废物与化学品管理技术中心,北京1000292.中国科学院生态环境研究中心,北京100085收稿日期:2023-01-18㊀㊀录用日期:2023-02-25摘要:四溴双酚A(TBBPA)是一种使用量最大的溴代阻燃剂,为深入了解其进入土壤环境后的生态风险,本研究以蚯蚓为受试生物开展了暴露实验㊂首先,建立了蚯蚓样品中TBBPA 母体的LC -MS/MS 检测方法,同时优化了提取与净化预处理环节㊂其次,通过测定不同暴露期的生物富集量,研究了蚯蚓对污染土壤中TBBPA 母体的富集与排出特征㊂最后,通过相关性分析阐明了土壤理化性质与老化过程对蚯蚓富集TBBPA 的影响㊂研究结果表明,暴露3周后蚯蚓对TBBPA 的富集即可达到平衡,生物富集系数(BCF)为117.1,排出处理1个月后,31.5%的TBBPA 仍残留于蚯蚓体内㊂蚯蚓富集量与土壤pH 呈正相关,而与土壤有机质含量呈负相关关系㊂土壤有机质对TBBPA 较强的吸附作用抑制了其生物可利用性,pH 可通过改变TBBPA 赋存形态及其理化特性影响其生物有效性㊂污染土壤老化处理90d 后,蚯蚓对TBBPA 的吸收量下降79.7%~95.3%,老化可明显降低TBBPA 的生物有效性㊂本文为评估TBBPA 污染土壤生态风险提供了参考依据㊂关键词:四溴双酚A ;蚯蚓;富集;老化;土壤性质;土壤;生物有效性文章编号:1673-5897(2023)3-047-08㊀㊀中图分类号:X171.5㊀㊀文献标识码:AAccumulation Characteristics and Influencing Factors of Tetrabromobis-phenol A in Soil by EarthwormsHan Wei 1,Wang Shuo 1,Lv Jitao 2,Liu Wanrong 1,Wang Yujing 1,Zhao Ruifeng 1,*1.Solid Waste and Chemicals Management Center,Ministry of Ecology and Environment,Beijing 100029,China2.Research Center for Eco -Environmental Sciences,Chinese Academy of Sciences,Beijing 100085,ChinaReceived 18January 2023㊀㊀accepted 25February 2023Abstract :Tetrabromobisphenol A (TBBPA)is one of the most widely used brominated flame retardants.In this study,exposure experiment was carried out using earthworm as the test organism to gain insight into its ecological risk after entering the soil environment.Firstly,an UPLC -MS/MS analytical method of TBBPA in earthworm sam -ples including extraction,purification and detection was established and optimized,Then,the accumulation and elimination characteristics of TBBPA in earthworms were studied by measuring the bioaccumulation in different ex -posure periods.Finally,the influences of soil physicochemical properties and the aging process on the bioavailabili -ty of TBBPA in earthworms was elucidated by correlation analysis.The results showed that the accumulation of48㊀生态毒理学报第18卷TBBPA in earthworms reached equilibrium on the21st day with the bio-concentration factor(BCF)as high as117.1. After30d of elimination,31.5%of the TBBPA still remained in earthworms.The accumulation of TBBPA in earthworms was negatively correlated with soil organic matter content and positively correlated with soil pH.The strong adsorption of TBBPA by soil organic matter inhibited its bioavailability,while pH could affect its bioavail-ability by changing the forms and physicochemical properties of TBBPA.After three months of aging treatment,the accumulation of TBBPA by earthworms decreased by79.7%~95.3%,which showed that aging could significantly reduce the bioavailability of TBBPA.The results are helpful to evaluate the ecological risk of TBBPA in soil. Keywords:tetrabromobisphenol A;earthworm;accumulation;aging;soil properties;soil;bioavailability㊀㊀四溴双酚A(tetrabromobisphenol A,TBBPA)是目前生产与使用量最大的溴代阻燃剂,广泛应用于电子产品和塑料等高分子材料的生产中[1-2]㊂随着其他溴代阻燃剂如六溴环十二烷(HBCD)和多溴联苯醚(PBDEs)等被列入‘关于持久性有机污染物的斯德哥尔摩公约“禁用名单之后,TBBPA被大量使用,近年来其造成的污染也呈急速加剧态势[3]㊂目前,在世界范围内各种环境介质中都有TBBPA的检出,包括空气㊁废水㊁地表水㊁底泥和土壤等[4-6]㊂TBBPA在环境中累积并通过生物链进入生物体后产生神经毒性与免疫毒性,并会造成干扰内分泌效应[7-9]㊂土壤是有机污染物的主要汇,TBBPA在土壤环境中的半衰期为44~179d,具有相对较高的环境稳定性,因此其在土壤中易于累积且持久稳定存在[1,4,6]㊂鉴于TBBPA对环境和生物的潜在风险,研究其在土壤中的生物富集过程对TBBPA的环境风险评估有重要作用㊂作为土壤动物生物量的最大组成部分,蚯蚓能够改善土壤结构,影响污染物的生物有效性[10]㊂作为土壤环境污染状况评价的指示生物之一,蚯蚓常被用作生物标志物进行土壤生态风险评价[11-12]㊂蚯蚓还是许多动物的食物来源,在食物链中传递污染物过程中有非常重要的作用[13-14]㊂因此,探析蚯蚓对TBBPA的吸收特征及影响因素对土壤生态系统保护㊁修复和健康评估工作具有重要意义㊂土壤性质与环境条件的差异会显著影响蚯蚓对污染物的吸收[15-16]㊂土壤不同组分对污染物表现出不同的吸附特性影响了污染物的生物有效性,黑炭组分含量高的土壤中六氯苯的生物有效性较低[17],有机质含量㊁pH及黏土占比的不同都会影响苯敌草的生物有效性[18]㊂多项研究证实老化对土壤中有机污染物的生物可利用性的降低有重要影响[15,19-20]㊂但也有研究表明,尽管老化能够减少蚯蚓对低溴PBDEs的吸收,但对BDE-183和BDE-209的吸收没有影响[13]㊂老化处理后蚯蚓对土壤中六氯苯的生物富集系数仍达到3.74~6.35,威胁土壤生态健康[21]㊂严重污染的土壤老化了几十年后,其中的滴滴伊(DDE)和滴滴涕(DDT)仍具有较高的生物有效性[22]㊂因此,在不同环境条件下自然老化过程对不同有机污染物生物有效性的影响(是否降低以及降低的程度)表现出较大差异㊂作为一种典型的离子型有机污染物,TBBPA脂溶性强,易滞留在土壤中,其进入环境后的行为更为复杂,影响因素较多㊂本研究以蚯蚓为模型生物开展了暴露实验,在优化检测方法的基础上,分析蚯蚓对污土中TBBPA的吸收与排出特征,探明了土壤性质和老化对蚯蚓吸收TBBPA的影响㊂鉴于TBB-PA的环境稳定性,重点关注了TBBPA母体的生物有效性㊂研究结果有助于深入了解TBBPA环境行为,为评估其生态风险提供依据㊂1㊀材料与方法(Materials and methods)1.1㊀试剂与标品TBBPA(>97%)由Sigma-Aldrich公司提供㊂13C-TBBPA由Cambridge同位素实验室提供㊂纯水利用Milli-Q系统(Millipore公司,美国)制备㊂乙酸乙酯㊁丙酮㊁正己烷㊁乙腈以及甲醇为色谱纯,由Fisher公司提供㊂浓硫酸和醋酸铵(分析纯)购自于北京化工厂㊂1.2㊀暴露实验实验所用6种不同来源不同类型土壤的理化性质见表1,其中BAJIA土壤用于研究蚯蚓富集与排出㊂对采集的土壤进行风干处理后研磨过2mm筛孔并混匀㊂将含有TBBPA的乙酸乙酯溶液与待试土壤充分混匀,制备浓度为1mg㊃kg-1(干质量)的TBBPA污染土,在通风橱内放置3d将有机溶剂挥发完毕㊂为维持蚯蚓正常生长需求,土壤中添加1%的牛粪㊂土壤含水率为最大持水量的60%,定期加水维持湿度㊂蚯蚓为赤子爱胜蚓,在土第3期韩伟等:蚯蚓对土壤中四溴双酚A的富集特征及影响因素49㊀表1㊀土壤理化性质Table1㊀Physiochemical properties of tested soils编号Code pH阳离子交换量(CEC)/(cmol㊃kg-1)Cation exchange capacity(CEC)/(cmol㊃kg-1)土壤有机碳含量(SOC)/%Soil organiccarbon(SOC)/%Zeta电位/mVZeta potential/mV比表面积/(m2㊃g-1)Specific surfacearea/(m2㊃g-1)黏土/%Clay/%HLJ7.0238.59 5.63-11.8022.7116.59 SY 6.6723.65 2.10-13.08.3423.05 LN7.3051.630.68-12.3033.2639.09 BAJIA7.3576.10 2.10-8.6011.0818.44 BJ7.6774.29 1.06-10.4012.7927.36 SD7.62123.040.78-12.6013.2319.67壤中驯化7d后再进行暴露实验㊂将20条大小均一的蚯蚓置于1000mL装有污染土的烧杯中并做避光处理㊂参考已有研究[13,15],针对富集与排出实验,蚯蚓吸收周期设定为30d,排出时间设定为30d㊂土壤老化时间设定为90d㊂针对老化和土壤性质对TBBPA生物有效性的影响实验,蚯蚓暴露时间设为10d㊂在蚯蚓富集实验中,暴露后的第0㊁1㊁3㊁7㊁10㊁14㊁18㊁21和28天将蚯蚓取出,设置3个平行样㊂将暴露28d后的蚯蚓置换于干净土壤进行排出实验,取样时间为第35㊁39㊁46和60天,设置3个平行样㊂对采集的蚯蚓进行清洗,清肠处理24h后冷冻保存待测㊂1.3㊀样品预处理将冷干后的蚯蚓样品剪碎后混匀,称取0.1g蚯蚓样与1g无水Na2SO4混合进行索氏提取,提取剂为100mL丙酮ʒ正己烷(VʒV,1ʒ1)混合液,提取时间为24h㊂添加回收率替代物后将上述提取液旋蒸浓缩至约2mL,然后氮吹浓缩至近干㊂为去除蚯蚓中脂类杂质,上述提取物复溶于5mL正己烷,并与5mL浓硫酸混合[23],超声混匀10min后离心10 min(3000r㊃min-1),分离有机相上清液,再加入5mL正己烷超声离心重复上述操作,合并上清液,氮吹后复溶于0.5mL甲醇中,过0.45μm尼龙滤膜后上机待测㊂为优化去脂净化环节[24],除了上述硫酸去脂法,本研究对比验证了冷冻去脂方法,即上述索提与浓缩后的提取物复溶于10mL乙腈,分别在-24ħ温度下冷冻1h和4h,然后迅速过滤,以上过程重复2次,将2次乙腈上清液收集合并,后续操作类似浓硫酸去脂后的流程,即氮吹浓缩置换溶剂上机待测㊂土壤样品预处理流程与蚯蚓样品处理方法类似,但区别是土壤样品称取量为1g,索氏提取后进行浓缩处理,无去脂净化环节㊂1.4㊀样品检测检测仪器为美国Waters公司提供的UPLC-MS/ MS(UPLC仪器型号:Waters Alliance2695;MS/MS 仪器型号:Waters Micromass ZQ4000)㊂流动相为甲醇和醋酸铵(10mmol㊃L-1)混合液(80ʒ20,VʒV),流速0.25mL㊃min-1;色谱柱为UPLC-C18柱,柱温为40ħ;TBBPA出峰时间为3.49min㊂质谱参数如下(表2)㊂1.5㊀质量控制针对建立的全流程处理和检测方法,蚯蚓样品和土壤样品TBBPA加标回收率分别为72%~81%和93%,相对标准偏差<9.6%,蚯蚓样品和土壤样品的方法检测限分别为2.70ng㊃g-1和0.27ng㊃g-1,标准曲线线性相关系数r2>0.999㊂1.6㊀数据统计与分析TBBPA在蚯蚓体内的生物富集系数(bio-con-centration factors,BCF)计算公式如下[25]:BCF=Ce/Cm(1)式中:Ce为蚯蚓中TBBPA富集浓度(μg㊃g-1);C s为暴露土壤中TBBPA浓度(μg㊃g-1)㊂所有的实验组均设置3个平行,结果用平均值ʃ标准偏差表示,数据作图用Origin2021软件处理㊂实验数据统计分析使用SPSS20.0统计软件执行㊂2㊀结果与讨论(Results and discussion)2.1㊀方法优化蚯蚓样品基质复杂,去脂净化是分析有机污染物含量的关键环节[26-27]㊂本研究比较了冷冻去脂和硫酸去脂2种净化方法,结果显示在-24ħ温度下50㊀生态毒理学报第18卷表2㊀质谱参数Table 2㊀Mass spectrometry parameters化合物Compounds母离子(m /z )Parent ion (m /z )子离子(m /z )Daughter ion (m /z )碰撞电压/eV Collision voltage/eV锥孔电压/V Cone voltage/V13C -TBBPA 554.880.64530TBBPA542.680.64530注:TBBPA 表示四溴双酚A ㊂Note:TBBPA represents tetrabromobisphenol A.冷冻1h 和4h 这2种条件下,脂类杂质去除不彻底,乙腈中的脂类物质不能被完全冻住,相比较硫酸去脂分离效果更佳,因此本研究选用硫酸法进行去脂净化㊂针对蚯蚓样品检测,对比了UV 检测器㊂结果显示尽管经过多次优化流动相,利用C 18色谱柱和HPLC -UV ,仪器仍达不到分离和定量样品中TBBPA 的目的和要求,这可能主要是由于处理后的样品残余物中具有与TBBPA 相同波长的杂质,因此后续改选UPLC -MS/MS 进行检测工作㊂2.2㊀蚯蚓对TBBPA 的富集与排出蚯蚓对TBBPA 的富集和排出动力学曲线如图1所示,结果表明在富集阶段蚯蚓体中TBBPA 含量随暴露时间的延长而逐渐增高,暴露21d 后蚯蚓富集量可达到平衡㊂蚯蚓对土壤中其他有机污染物的吸收也表现出类似的平衡周期,例如DDT ㊁多氯联苯(PCB)[28]㊁多环芳烃(PAHs)[29]和多溴联苯醚(PB -DEs)等[13]㊂蚯蚓体中TBBPA 最高浓度与对应土壤中TBBPA 浓度的比例确定的BCF 为117.1㊂经过28d 吸收暴露后开始排出实验,结果显示(图1)蚯蚓体中的TBBPA含量随着蚯蚓转入干净土壤中时间图1㊀蚯蚓对TBBPA 的富集和排出Fig.1㊀Uptake and elimination of TBBPA in earthworms的延长而逐渐降低㊂在实验设置的最长排出时间30d 时,与最大富集量相比,蚯蚓体中仍残有31.5%的TBBPA ㊂鉴于TBBPA 的持久稳定性,蚯蚓体中吸收的TBBPA 的彻底排出需要更长的周期㊂TBB -PA 在蚯蚓体内一定程度的残留增强了其生物有效性和生态风险㊂2.3㊀土壤性质对蚯蚓富集TBBPA 的影响如图2所示,在相同污染水平条件下,针对不同性质土壤,暴露其中的蚯蚓体内的TBBPA 富集量范围为(3543.40ʃ706.3)~(14375.84ʃ809.27)ng ㊃g -1,相应的土壤中残余TBBPA 浓度为(70.11ʃ33.43)~(344.62ʃ61.66)ng ㊃g -1㊂不同性质土壤中蚯蚓富集量和生物富集因子有很大差异,富集量与土壤性质参数的相关性分析见表3,结果表明对于不同类型土壤,富集系数与土壤对TBBPA 的Freundlich 吸附分配系数(K f )等吸附量参数呈负相关关系(表3),对于吸附能力强的土壤,蚯蚓对TBBPA 的吸收相对就弱,这主要是由TBBPA 在土壤和蚯蚓体中的分配差异造成㊂根据表3,富集量参数与土壤pH 呈现正相关关系㊂pH 的变化可改变TBBPA 的赋存形态,低pH 条件下,TBBPA 更多以分子形态存在,更容易被土壤颗粒吸附[30]从而降低其生物有效性㊂同时说明离子态的TBBPA 更容易进入蚯蚓体内,这可能与离子态的TBBPA 其更容易溶解于土壤水溶液中有关㊂因此,对于受试动物蚯蚓,在碱性土壤环境中更多以离子态形式存在的TBBPA 的生态风险更大㊂污染物进入蚯蚓体内的途径主要有2种,其一是直接摄入,污染物进入蚯蚓消化道并蓄积于组织中;另一种方式为表皮扩散作用,污染物的脂溶性有利于这种被动的表皮富集[31],污染物的被动扩散意味着只有在孔隙水或被弱吸附在土壤固体表面的那部分污染物才能被蚯蚓富集[31]㊂因此,在高pH 土壤环境中,弱吸附于土壤中的离子态TBBPA 更容易通过表皮扩散作用被蚯蚓富集㊂第3期韩伟等:蚯蚓对土壤中四溴双酚A 的富集特征及影响因素51㊀图2㊀蚯蚓体中TBBPA 浓度和土壤中残余TBBPA 浓度Fig.2㊀Relationships between the TBBPA concentrations in soils and earthworms表3㊀蚯蚓富集与土壤理化性质的Pearson 相关性分析Table 3㊀Pearson correlation coefficients between soil properties and uptake of TBBPA by earthwormsQ *eK *dK *fpH TOC Sand Silt Clay CEC Zeta K oc富集系数-0.56-0.57-0.580.48-0.65-0.340.490.080.79-0.36-0.44BCF-0.74-0.70-0.700.69-0.62-0.260.360.070.960.05-0.71注:*Q e (mg ㊃kg -1)分别为TBBPA 所试土壤吸附浓度,K d (L ㊃kg -1)为吸附常数,K f (L ㊃kg -1)为Freundlich 吸附分配系数,TOC 为总有机碳,K oc (L ㊃kg -1)是标准有机碳分配常数;数据来源于文献[30]㊂Note:*Q e is the concentration (mg ㊃kg -1)of TBBPA adsorbed on the soils between the solid -liquid balances experiments,K d is the adsorption coeffi -cients (L ㊃kg -1),K f is Freundlich adsorption partition coefficient (L ㊃kg -1);TOC is the total organic carbon content,and K oc is the standard organic car -bon partition coefficient (L ㊃kg -1);data is from reference [30].㊀㊀根据表3,蚯蚓对TBBPA 的富集量与土壤有机碳含量呈负相关关系,这主要是由于土壤有机质较强的吸附能力而抑制了蚯蚓对TBBPA 的吸收,减少了其生物可利用性[16]㊂蚯蚓对TBBPA 的富集量与土壤中的CEC 呈正相关关系,对于高CEC 含量的土壤,更多的阳离子释放于溶液体系中,土壤胶体带有更多的负电荷,溶液体系氢离子的减少致使pH 升高,抑制了土壤对TBBPA 的吸附[30],间接增强了土壤中TBBPA 的生物有效性㊂此外,其他土壤理化参数与蚯蚓富集量的相关性不显著,因此其对土壤中TBBPA 的生物有效性影响较小㊂2.4㊀土壤老化对蚯蚓富集TBBPA 的影响经过老化处理90d 后,3种不同来源的土壤中与暴露其中的蚯蚓体中TBBPA 含量都明显降低(图3)㊂与对照组相比,HLJ ㊁BAJIA 和SD 土壤中TBB -PA 浓度分别降低了69.2%㊁61.2%和64.6%,相应地蚯蚓体中TBBPA 含量分别降低了79.7%㊁95.3%和94.09%,生物富集因子分别降低了34.0%㊁87.9%和83.2%㊂根据图3,除了老化导致土壤中TBBPA 生物有效性普遍降低外,针对不同土壤,蚯蚓对TBBPA 的富集量以及老化过程导致的生物有效性降低程度也有很大差异,其中土壤有机质含量最高的HLJ 土壤中TBBPA 含量下降幅度最大㊂根据以上结果,老化过程能够显著降低土壤中TBBPA 的生物有效性㊂蚯蚓对TBBPA 的富集量随着污染土壤老化时间增加而呈现下降趋势,这主要是因为TBBPA 与土壤颗粒接触时间越长,被结合得更加紧密㊂有研究证实在老化过程中土壤对有机污染物的锁定等作用会造成其生物有效性的降低[14,32],例如老化处理显著降低蚯蚓对土壤中的农药㊁PAHs ㊁PCBs 及PB -DEs 的富集量[15,31],其中蚯蚓对DDT 和PCBs 的吸收量降低了29.3%~62.8%和18.3%~34.4%[32]㊂根据以上,针对实际污染场地,可通过调整土壤的pH52㊀生态毒理学报第18卷图3㊀老化过程对蚯蚓富集TBBPA的影响Fig.3㊀Influences of aging on TBBPA accumulation in earthworms与有机质含量来减少TBBPA的生物有效性及生态风险,为TBBPA污染土壤修复和改良提供参考㊂通信作者简介:赵瑞锋(1990 ),男,硕士,主要研究方向为环境风险评估㊂参考文献(References):[1]㊀蔡蕊,王文姬,许航,等.四溴双酚A在土壤中的降解转化及残留研究进展[J].环境化学,2021,40(1):102-110Cai R,Wang W J,Xu H,et al.Degradation,transforma-tion,and residue formation of tetrabromobisphenol A(TBBPA)in soil:A review[J].Environmental Chemistry, 2021,40(1):102-110(in Chinese)[2]㊀Han W,Wang S,Huang H L,et al.Simultaneous determi-nation of brominated phenols in soils[J].Journal of Envi-ronmental Sciences(China),2013,25(11):2306-2312 [3]㊀张梦迪.四溴双酚A(TBBPA)及其转化产物在沉积物-螺-鱼体中富集㊁分布及转化规律研究[D].广州:广东工业大学,2022:1-2Zhang M D.Distribution,migration and transformation oftetrabromobisphenol A and its transformation products inwater environment and organisms from typical pollutedareas[D].Guangzhou:Guangdong University of Technol-ogy,2022:1-2(in Chinese)[4]㊀Sunday O E,Huang B,Mao G H,et 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四溴双酚A对土壤无机氮转化的影响及其微生物学机理初探
四溴双酚A对土壤无机氮转化的影响及其微生物学机理初探张博伟;王海静;宋茂勇;谢慧君;张建【摘要】四溴双酚A(TBBPA)作为一种新型污染物,一旦进入土壤并在土壤中积聚,将会影响土壤物质循环及相关微生物活性.在实验室模拟条件下,研究了不同浓度(4~40 mg·kg-1)TBBPA对土壤中铵态氮(NH4+-N)、亚硝态氮(NO2--N)和硝态氮(NO3--N)转化的影响,利用高通量测序测定了TBBPA对无机氮转化菌群结构的变化,并推测其可能影响的代谢途径.结果表明,40 mg·kg-1的TBBPA对土壤无机氮循环有显著(P<0.05)影响,其在好氧条件下增加了硝化和反硝化菌的丰度,促进了NH4+-N和NO3--N的转化,在厌氧条件下反硝化细菌数量减少,抑制了NO3--N 的转化.40 mg·kg-1 TBBPA不论是在厌氧还是好氧条件下,都增加了土壤中变形菌门(Proteobacteria)的丰度,降低了绿弯菌门(Chloroflexi)和放线菌门(Actinobacteria)的丰度.通过预测氮转化基因功能看出,40 mg·kg-1 TBBPA处理在好氧条件下通过增强narG和nirK基因的表达有助于提高NO3--N的转化,在厌氧条件下通过限制nasB的表达会抑制NO3--N的转化.【期刊名称】《浙江农业学报》【年(卷),期】2019(031)004【总页数】7页(P639-645)【关键词】土壤微生物;无机氮转化;高通量测序;四溴双酚A【作者】张博伟;王海静;宋茂勇;谢慧君;张建【作者单位】山东大学环境研究院,山东济南250100;山东大学环境科学与工程学院,山东济南250100;中国科学院生态环境研究中心,北京100085;山东大学环境研究院,山东济南250100;山东大学环境科学与工程学院,山东济南250100【正文语种】中文【中图分类】S154.2;X172四溴双酚A(TBBPA)是一种溴系阻燃剂,广泛应用于印刷电路板、电子产品、塑料、纺织等工业产品中[1]。
双酚A废水处理对污泥急性毒性和蛋白质表达的影响
双酚A废水处理对污泥急性毒性和蛋白质表达的影响赵建国;李玉;杨德健;朱昌蔼;李刚强【摘要】采用序批式生物反应器(SBR)处理BPA模拟废水,探讨不同BPA废水处理方式对污泥急性毒性和蛋白质表达的影响,结果表明:当进水BPA质量浓度为40mg/L时,受BPA冲击的SBR中的污泥活性明显受到抑制,出水COD质量浓度显著高于经进水BPA逐步驯化的SBR,随着运行时间的延长,其水相、泥相中的BPA 质量浓度均呈现先升高后降低直至被完全降解去除的变化趋势;在整个SBR运行过程中,经BPA冲击的SBR中污泥和EPS急性毒性均高于逐步驯化的SBR,但EPS急性毒性对污泥急性毒性的影响较小;采用不同方式处理BPA废水的污泥中其蛋白质表达呈现明显的差异,表明BPA质量浓度和降解去除BPA的方式对污泥中蛋白质表达有显著影响.【期刊名称】《轻工学报》【年(卷),期】2018(033)006【总页数】8页(P19-26)【关键词】污泥急性毒性;蛋白质表达;双酚A;废水处理;序批式生物反应器【作者】赵建国;李玉;杨德健;朱昌蔼;李刚强【作者单位】[1]郑州轻工业学院环境污染治理与生态修复河南省协同创新中心,河南郑州450001;[1]郑州轻工业学院环境污染治理与生态修复河南省协同创新中心,河南郑州450001;[1]郑州轻工业学院环境污染治理与生态修复河南省协同创新中心,河南郑州450001;[1]郑州轻工业学院环境污染治理与生态修复河南省协同创新中心,河南郑州450001;[2]郑州航空港区明港水务有限公司,河南郑州450001;【正文语种】中文【中图分类】X7030 引言双酚A(bisphenol A,BPA)是生产聚碳酸树脂和环氧树脂的重要原料,被广泛应用于生产各种塑料制品.工业生产过程中排放的BPA废水具有明显的毒性和难以生物降解等特性,在水体、土壤和沉积物中均能检测到它的存在[1].同时,BPA还是一种内分泌干扰物,进入人体后会导致内分泌失调,诱发性早熟,威胁婴幼儿的健康[2].因此,国家已禁止生产含BPA的婴儿奶瓶.任文娟等[3-4]研究发现,BPA对鱼、虾、蚯蚓和小鼠等均具有明显的生态毒性,能诱发多种疾病,而且它还具有明显的发光菌急性毒性.笔者前期研究发现,尽管经BPA驯化的活性污泥系统能够充分降解去除BPA废水中的BPA,但通过明亮发光杆菌急性毒性生物实验监测发现,其污泥急性毒性仍旧比对照组要高,即用该方法处理BPA废水会导致污泥急性毒性的增加[5].赵骏等[6-7]研究发现,不同类型反应器和反应器运行参数的改变会显著影响BPA废水的处理效果,但还未见关于反应器不同运行条件下的BPA废水处理过程是否会影响污泥急性毒性和污泥胞外聚合物(EPS)对发光菌急性毒性有无贡献的报道.蛋白质是活性污泥的重要组成成分,在微生物生长和代谢过程中有非常重要的作用.同时,废水中的污染物可在蛋白质的作用下被降解去除,通过测定活性污泥中的蛋白质表达,可以推断污染物的降解过程[8].另外,受污染物诱导,活性污泥中的蛋白质含量可过量表达,以防止有毒物质对微生物的损伤,因此,借助蛋白质组学技术可以探究污泥中蛋白质的差异表达[9].基于此,本文拟采用序批式生物反应器(SBR)处理BPA模拟废水,调整反应器运行参数,探讨反应器运行参数的改变对污泥急性毒性的影响,并通过蛋白质组学技术分析BPA废水处理过程中蛋白质的表达差异,以期为工业废水处理过程中如何降低污泥急性毒性提供理论依据和数据支持.1 材料与方法1.1 主要试剂与仪器主要试剂:BPA(纯度为99%),上海阿拉丁化学试剂有限公司产;HPLC级甲醇(纯度99.9%),北京百灵威科技有限公司产;超纯水,由英国ELGA超纯水机(包含水柱)获取;冷冻的海洋明亮发光杆菌(P.phosphoreum),购自中科院南京土壤研究所.其他化学试剂均为分析纯或优级纯.主要培养基:0.5 g酵母提取物,0.5 g蛋白胨,3 g NaCl,0.5 g Na2HPO4,0.1 g KH2PO4,100 mL蒸馏水,pH值调整为7.0±0.5.主要仪器: LC-20ATVP型高效液相色谱仪,日本岛津公司产;QL-861型漩涡振荡器,海门其林贝尔仪器制造有限公司产;DXY-2型生物毒性测定仪,中科院南京土壤研究所产;mini protean 3 cell型电泳仪,Bio-Rad公司产;Ettan IPGphor 3型等电聚焦系统,Electrophoresis Power Supply-EPS 601型垂直板电泳仪,Image Scanner III型扫描仪,IPG胶条,GE Healthcare公司产.1.2 接种污泥与合成废水配置接种污泥取自当地厌氧—缺氧—好氧(A2/O)市政污水处理厂好氧池的活性污泥.在投加到SBR之前,活性污泥用自来水清洗3次,并曝气24 h,以去除其中的有机物.SBR的有效容积为10 L,由有机玻璃制成,SBR活性污泥反应器如图1所示.投加的初始污泥质量浓度(MLSS)为2500 mg/L,污泥沉降比(SV)和污泥体积指数(SVI)分别为30%和120 mL/g.实验废水采用人工配置的模拟废水,以蛋白胨为碳源,并补充活性污泥所需的氮、磷和微量元素,具体成分及其质量浓度见表1.图1 SBR活性污泥反应器的结构Fig.1 The structure of SBR activated sludgereactor1.3 实验方法1.3.1 实验方案控制SBR的初始进水COD质量浓度和pH值分别在300 mg/L和7.4左右的范围内波动.SBR运行期间,控制反应器的温度、污泥停留时间(SRT)、水力停留时间(HRT)和溶解氧(DO)质量浓度分别为(20±1) ℃,20 d,12 h和(2.5±0.5) mg/L.另外,在整个SBR运行过程中,采用定时器控制反应器为间歇曝气模式,即曝气2 h,静置2 h.曝气期间通过搅拌器使活性污泥和废水充分混合均匀,静置期间则停止搅拌.单个SBR周期内控制进水 0.15 h,运行11 h,静置 0.70 h,排水0.15 h.待出水COD质量浓度在30~60 mg/L 的范围内波动时,认定SBR运行稳定. 本实验共运行3个以蛋白胨为碳源的SBR.当这3个SBR运行稳定后,其中1个SBR继续运行,定义为对照组.通过逐步提高BPA浓度的方式对第2个SBR中的活性污泥进行驯化,投加BPA的质量浓度由初始时2.5 mg/L逐步提高至5.0 mg/L, 7.5 mg/L和20 mg/L,当SBR运行周期末水相和泥相中检测不到BPA且出水COD质量浓度低于60 mg/L时,认定此SBR稳定运行.继续提高进水BPA 质量浓度至40 mg/L,此反应器定义为驯化组.第3个SBR则通过直接投加质量浓度40 mg/L进水BPA的方式对活性污泥进行冲击驯化,此反应器定义为冲击组.3个SBR在运行过程中,对其出水COD,水相和泥相中的BPA残留、污泥急性毒性进行检测与对比分析.另外,当3个SBR均运行稳定时,通过蛋白质组学技术分析3个SBR中高表达蛋白质的差异.表1 模拟废水成分Table 1 Composition of simulated wastewater成分蛋白胨NaHCO3尿素KH2PO4CaCl2FeCl3·6H2OMgCl2·6H2OMnSO4·H2OBPA质量浓度/(mg·L-1)33036032130.730.451.330.320~401.3.2 测定项目与方法采用酸性重铬酸钾滴定法测定COD,即泥水混合液在4000 r/min下离心5 min,测定上清液中COD的质量浓度[10].采用高效液相色谱仪测定水相和泥相中BPA的残留量,反向C18柱为固定相,V(甲醇)V(超纯水)=7723的混合液为流动相,流速维持在1 mL/min,测试波长为 280 nm.在测定水相和泥相中BPA含量之前进行预处理,即将30 mL泥水混合液在4000 r/min下离心10 min以分离水相和泥相,水相经0.45 μm 滤膜过滤后直接测定其中的BPA含量,通过超声萃取的方法提取泥相中的BPA,而后经0.45 μm滤膜过滤,测定其含量.采用明亮发光杆菌(P.phosphoreum)急性毒性生物实验测定污泥急性毒性[10].在进行实验之前,明亮发光杆菌采用3%(若无特指,均指质量分数)的灭菌NaCl溶液复苏,而后接种到灭菌培养基中,并经摇床培养.待明亮发光杆菌处于指数生长期时,用生物毒性测定仪测定污泥急性毒性.每个污泥样品设3个平行样,同时对应3个对照组,以相对抑光率(式①)来表征污泥急性毒性的大小.为保证实验结果的准确性,将3个平行样的平均值作为污泥急性毒性,污泥EPS对明亮发光杆菌的急性毒性定义为EPS急性毒性.由①式可知,相对抑光率越大,污泥急性毒性越强. 相对抑光率=(1-样品发光度/对照组发光度)×100%①在进行污泥急性毒性实验之前,为防止测定的污泥急性毒性偏低,污泥絮体需进行预处理,以释放微生物体内的物质,即通过阳离子树脂搅拌和低温高速离心的方法提取污泥中的EPS,具体方法参照文献[11],通过冰水浴超声和低温高速离心的方法进行污泥絮体破碎,具体方法参照文献[12].1.3.3 污泥中蛋白质组学分析方法1.3.3.1 污泥中蛋白质的提取和纯化当对照组、驯化组和冲击组的SBR均处于稳定运行阶段时,在SBR运行周期末取活性污泥并低温高速(4 ℃,10 000 r/min)离心10 min,沉积物用低盐溶液(NaCl 8 g, KCl 2 g, Na2HPO4 1.44 g, KH2PO40.27 g和蒸馏水1 L,pH=7.4)清洗3次后再次离心.最后,沉积物重新悬浮至2 mL,裂解至20 mL的缓冲液(8 mol/L 尿素,2 mol/L 硫脲, 20 mmol/L DTT, 4% CHAPS, 2% IPG溶液和2 mol/L蛋白酶抑制剂)中.将含污泥的裂解液置于冰水中,静置20 min后作超声处理(超声时间和功率分别为5 min和200 W)使污泥破胞,采用间歇超声模式处理污泥,即超声1 s,停止2 s.超声后的悬浮液在12 000r/min和4 ℃条件下离心 60 min以去除细胞残片,得到的上清液储存在-80 ℃的冰箱中备用.上清液中的蛋白质浓度通过Lowry法蛋白质试剂盒进行定量分析,具体操作步骤按照说明书进行.1.3.3.2 蛋白质双向电泳实验自污泥中提取的蛋白质通过蛋白质双向电泳的方法进行分离,即首先进行等电点聚集,随后根据分子量大小在凝胶中分离.根据测定的上述上清液中蛋白质浓度,取80 μg污泥蛋白与水化液(成分为8 mol/L尿素, 20 mmol/L DTT, 2% CHAPS, 0.5% IPG溶液和0.002%溴酚蓝)充分混合,将上述所得的500 μL混合液和24 cm长的IPG胶条(pH=4~7)置于胶条槽中,加入矿物油覆盖整个胶条后加上胶条盖,将其置于等电聚焦系统,确保胶条槽与仪器的电极一致.水化和等电聚焦程序为:水化2 h→ 50 V等电聚焦8 h→100 V等电聚焦1h→ 200 V等电聚焦1 h→1000 V等电聚焦1 h→10 000 V等电聚焦8 h→ 500V等电聚焦10 h.取出等电聚焦完成后的胶条进行平衡处理.用电泳缓冲液清洗覆盖在胶条上的矿物油后,将胶条置于平衡液A(成分为50 mmol/L Tris-HCl, 6 mol/L尿素,30%甘油,2% SDS,0.002%溴酚蓝,1% DTT和蒸馏水,pH=8.8)中平衡15 min,随后在平衡液B(成分为在平衡液A中用2.5%碘乙酰胺取代1% DTT,其他成分不变)中平衡15 min.将平衡完成的胶条置于体积分数为13.5%的SDS凝胶上端,用质量分数为0.5%的琼脂糖封胶后,将其置于垂直板电泳仪中进行第二向电泳,按每根胶条3 W的功率电泳0.5 h后换用25 W的功率继续电泳,直至溴酚蓝到达凝胶的底线,此过程大概需要2.5 h.双向电泳结束后,用染色液(成分为1 g考马斯亮蓝G-250, 甲醇450 mL, 冰醋酸100 mL 和蒸馏水450 mL)对凝胶染色1.5~2 h,以显示凝胶中的蛋白点.凝胶染色结束后用蒸馏水清洗3次,而后用脱色液(成分为 100 mL 冰醋酸、 50 mL乙醇和850 mL蒸馏水)脱色至蛋白点清晰可见.用扫描位扫描并拍照脱色后的胶图.2 结果与讨论2.1 不同SBR中污染物的去除情况图2为不同SBR的出水COD质量浓度曲线.由图2可知,在整个SBR运行过程中,对照组处理效果良好,出水COD质量浓度相对稳定,在(36.1±9.8) mg/L 的范围内波动.当驯化组SBR运行稳定时,进水BPA质量浓度由20 mg/L提高至40mg/L,其出水COD质量浓度基本不受影响,与对照组出水COD质量浓度相当,甚至低于对照组,这表明前期经不同质量浓度进水BPA驯化的活性污泥已形成降解BPA的优势菌群,污泥活性良好.驯化组SBR运行末期,水相、泥相中检测不到BPA的存在,也证实了该反应器已富集降解BPA的优势菌群,这表明经低质量浓度BPA驯化的SBR耐受高质量浓度BPA冲击的能力较强,反应器稳定效果良好.图2 不同SBR的出水COD质量浓度曲线Fig.2 The mass concentration curves of the effluent COD in different SBR然而,当对照组活性污泥受质量浓度为40 mg/L的进水BPA直接冲击时,具有明显毒性的BPA显著抑制污泥活性,在1~15 d范围内,冲击组SBR出水COD质量浓度显著高于对照组和驯化组,第1 d的出水COD质量浓度高达190 mg/L,去除率低于40%.随着运行时间的延长,降解BPA的优势菌群逐渐富集,污泥活性缓慢恢复,出水COD质量浓度逐渐降低,20 d 后基本与对照组相当,这表明经长时间BPA冲击的活性污泥能够富集降解BPA的优势菌群,活性污泥具有耐受污染物冲击的能力.表2为冲击组SBR水相和泥相中的BPA的残留情况.由表2可知,随着运行时间的延长,降解BPA的优势菌群逐渐富集,前期积累在污泥中的BPA 逐渐被降解去除,所以水相、泥相中的BPA质量浓度均呈现先升高后降低直至被完全降解去除的变化趋势.积累在泥相中的BPA最大质量浓度为10.11 mg/L(第7 d),23 d 后水相、泥相中均监测不到BPA的存在,即进水BPA和COD被同步降解去除.2~12 d,冲击组SBR运行末期,水相中BPA残留明显高于投加的BPA 质量浓度,这是因为前一个SBR运行周期末只排放70%的废水,剩余的废水中含有部分溶解的BPA,加上部分吸附到泥相的BPA解吸,故水相中的BPA残留较高.J.G.Zhao等[13]采用SBR活性污泥工艺处理质量浓度为10 mg/L的4-氯酚(4-CP),发现在SBR运行末期,水相、泥相中4-CP的残留同样呈现先升高后降低直至被完全降解去除的变化趋势,与本研究冲击组SBR运行末期水相、泥相中BPA 的变化趋势一致.表2 冲击组SBR水相和泥相中BPA的残留情况Table 2 The residual BPA contents in both aqueous and sludge phases in shocked SBR mg/L检测项目时间/d12357101216232432水相23.2946.0741.2342.0143.6445.9642.5324.66<DL<DL<DL泥相4.917.688.499.9710.116.53.331.84<DL<DL<DL注: DL代表液相色谱仪的检测限(0.01 mg/L)2.2 不同SBR中污泥急性毒性的对比分析图3 冲击组和驯化组SBR中污泥和EPS急性毒性变化曲线Fig.3 Variations of EPS and acute toxicity sludge in both shocked and acclimated SBR在整个SBR运行过程中,驯化组和冲击组SBR中污泥急性毒性显著高于对照组,这表明经毒性有机污染物驯化和冲击的活性污泥急性毒性升高,冲击组和驯化组SBR中污泥和EPS急性毒性变化曲线如图3所示.由图3可知,当进水BPA质量浓度由 20 mg/L 提高至40 mg/L时,驯化组SBR中污泥和EPS急性毒性均在一定范围内波动,分别为38.7%±7.2%和7.3%±3.9%,这表明采用逐步提高BPA质量浓度的方式驯化活性污泥,污泥和EPS急性毒性变化不大.但是,前期的研究已经证实,污泥急性毒性会随着BPA质量浓度的升高逐渐提高,抑制明亮发光杆菌光照强度的物质主要集中在微生物体内[12],EPS毒性对污泥急性毒性影响较小. 然而,当对照组活性污泥经质量浓度为40 mg/L的进水BPA直接冲击后,污泥急性毒性显著高于驯化组,第1 d的污泥急性毒性达到61.4%,但随着冲击组SBR 运行时间的延长,污泥急性毒性呈现明显的下降趋势.虽然吸附在泥相中的最高BPA质量浓度(10.11 mg/L,表2)出现在第7 d,但其污泥急性毒性并不是最高,这表明除吸附在污泥的BPA会导致污泥急性毒性升高外,受BPA冲击诱导微生物分泌的次生代谢产物和BPA降解过程中的代谢中间产物都可能会对污泥急性毒性有明显的影响.随着BPA及其代谢中间产物和有毒次级代谢产物被降解去除,污泥急性毒性逐渐降低.虽然23 d后的冲击组SBR中污泥急性毒性仍略高于驯化组,但继续延长运行时间将会导致污泥急性毒性在一定范围内波动,最终与驯化组SBR的污泥急性毒性变化趋势基本一致.至于EPS急性毒性,冲击组SBR在14.2%±4.2%的范围内波动,略高于驯化组,但同样对污泥急性毒性的贡献较小,即微生物体内释放的抑制发光菌光照强度的物质是影响污泥急性毒性的主要原因,其组成成分需进一步研究.2.3 不同SBR中蛋白质图谱分析当3个SBR处于稳定运行阶段时,对污泥中的蛋白质进行分析,结果如图4所示.由图4可知,3个蛋白质图谱中蛋白点较少,推断与加入的污泥蛋白质含量较低有关.对照组污泥中高表达蛋白质主要集中在pH值为 5.0~5.5的范围内,分子量为20~100 kD.冲击组SBR污泥中高表达蛋白质主要集中在pH值为5.0~6.0的范围内,分子量为10~50 kD.驯化组SBR污泥中高表达蛋白质主要集中在pH值为5.0~5.5的范围内,分子量为15~70 kD.对比3个图谱中高表达蛋白质的pH值和分子量可以看出,BPA质量浓度和降解去除BPA的方式对污泥中蛋白质的表达有显著影响,而受BPA诱导的上调或者下调蛋白质对BPA降解和污泥急性毒性的影响尚需进一步探讨.在后期研究中,可考虑通过质谱方式鉴定高表达蛋白质,分析不同蛋白质在降解BPA和抵抗BPA毒性等方面所起的作用.图4 不同SBR中污泥蛋白质图谱Fig.4 The sludge protein profiling in different SBR3 结语本研究利用SBR处理BPA模拟废水,并设置不含BPA的对照组,探讨不同BPA 处理方式对污泥急性毒性和蛋白质表达的影响.结果发现,受质量浓度40 mg/L进水BPA冲击的SBR中污泥活性受到明显抑制,出水COD质量浓度显著高于经进水BPA逐步驯化的SBR,随着运行时间的延长,其水相、泥相中的BPA质量浓度均呈现先升高后降低直至被完全降解去除的变化趋势;在整个SBR运行过程中,经BPA冲击的SBR中污泥和EPS急性毒性均高于逐步驯化的SBR,但EPS急性毒性对污泥急性毒性的影响较小.活性污泥中蛋白质的表达与处理BPA废水的方式显著相关.本课题的研究有望为实际工业废水的处理提供一定的技术支持.参考文献:【相关文献】[1] KITADA Y,KAWAHATA H,SUZUKI A,et al.Distribution of pesticides and bisphenol A in sediments collected from rivers adjacent to coral reefs[J].Chemosphere,2008,71(11):2082.[2] 吴皓,孙东,蔡卓平,等.双酚A的内分泌干扰效应研究进展[J].生态科学, 2017, 36(3): 200.[3] 任文娟,汪贞,王蕾,等.双酚A及其类似物对斑马鱼胚胎及幼鱼的毒性效应[J].生态毒理学报, 2017, 12(1): 184.[4] 张辉,李娜,马梅,等.15种取代酚对淡水发光菌Q67的毒性及定量构效分析[J].生态毒理学报,2012,7(4):373.[5] CHEN X R,ZHAO J G,BAO L L,et al.The investigation of different pollutants and operation processes on sludge toxicity in sequencing batch bioreactors[J].Environmental Technology,2016,37(16):2048.[6] 赵骏,赵建国,陈秀荣,等.处理DMF废水连续流和SBR两系统污泥毒性对比研究[J].环境科学与技术,2015,38(5):125.[7] 李茂侨,陈志强,温沁雪.延长缺氧水力停留时间对A-AAO工艺氮磷去除影响的研究[J].环境科学与管理, 2018, 43(1): 102.[8] ROMA-RODRIGUES C,SANTOS P M,BENNDORF D,et al.Response of Pseudomonas putida KT2440 to phenol at the level of membrane proteome[J].Journal of Proteomics,2010,73(8):1461.[9] WEI D,WANG Y F,WANG X D,et al.Toxicity assessment of 4-chlorophenol to aerobic granular sludge and its interaction with extracellular polymeric substances[J].Journal of Hazardous Materials,2015,289:101.[10]国家环境保护总局.水和废水监测分析方法[M].4版.北京:中国环境科学出版社, 2006.[11]FRUND B,PALMGREN R,KEIDING K,et al.Extraction of extracellular polymers from activated sludge using a cation exchange resin [J].Water Research,1996,30(8):1749. [12]ZHAO J G,CHEN X R,LIN F K,et al.Mechanism of toxicity formation and spatial distribution in activated sludge treating synthetic effluent containing bisphenol A (BPA)[J].Chemical Engineering Journal,2014,250:91.[13]ZHAO J G,CHEN X R,ZHAO J,et al.Toxicity in different molecular-weight fractions of sludge treating synthetic wastewater containing 4-chlorophenol[J].International Biodeterioration & Biodegradation,2015,104:251.。
紫外降解四溴双酚A影响因素及动力学研究
紫外降解四溴双酚A影响因素及动力学研究张洁;侯梅峰;王丽萍【摘要】采用紫外(UV)光解技术作为四溴双酚A(TBBPA)工业废水的预氧化技术,考察了光照时间、pH值、TBBPA浓度、紫外辐射强度等因素对降解TBBPA效果的影响.结果表明:紫外光解可有效改善TBBPA工业废水的可生化性,在pH=11、TBBPA初始浓度为50 mg/L,紫外辐射强度为8mW/cm2,温度控制在25℃条件下,反应210 min,B/C可提高至0.28.同时,各影响因素下TBBPA动力学降解特性的研究表明,TBBPA的光解过程符合一级反应动力学模型.%In this paper, UV degradation as a pre-treatment technology is used to improve the biodegradability of wastewater containing tetrabromobisphenol-A (TBBPA). The effect factors of irradiation time, initial pH,initial concentration of TBBPA and UV light intensity are investigated in the process. The results indicate that under the conditions ofp(TBBPA) =50 mg/L, pH = 11.0, UV light intensity is 8 mW/cm2, temperature is 25 ℃ and reaction time is 210 min, the biodegradability of the wastewater containing TBBPA could be effectively improved by UV degradation, and the ratio of BOD to COD is increased from 0 to 0. 28. Moreover, results of kinetic test show that TBBPA photodegradation in different condition tests follows the first-order.【期刊名称】《桂林理工大学学报》【年(卷),期】2011(031)001【总页数】4页(P128-131)【关键词】四溴双酚A;紫外光降解;可生化性;动力学【作者】张洁;侯梅峰;王丽萍【作者单位】中国矿业大学环境与测绘学院,江苏徐州221116;中国矿业大学环境与测绘学院,江苏徐州221116;中国矿业大学环境与测绘学院,江苏徐州221116【正文语种】中文【中图分类】X703.1四溴双酚A(TBBPA)是溴素阻燃剂之一,广泛应用于环氧树脂、聚酯树脂、酚醛树脂等产品中。
四溴双酚_A及其环境问题
1 环境介质中 TBBP-A 的含量 1.1 土壤和底泥中 TBBP-A 含量
目 前 , 不 同 国 家 的 土 壤 和 底 泥 中 TBBP-A 含 量 已 有 报 道 。
基金项目 : 国 家 自 然 科 学 基 金 资 助 项 目 ( 20507023) ; 中 央 民 族 大 学 211 工程重点科研项目和中央民族大学青年教师科研基金项目( CUN30A)
既然已经有 TBBP-A 普遍存在于环境介质、人体及生物体 内的相关研究, 因此检测环境介质、人体及生物体内 TBBP-A 含 量则刻不容缓。
富营养化污水灌溉对土壤持水能力的影响_蓝明菊
收稿日期:200904 02基金项目:国家科技支撑计划项目(2007BAC17B04)作者简介:蓝明菊(1978 ),女,实验师,硕士生,从事农业环境保护研究;e mail:lanmingju@ 。
通讯作者:李明思(1965 ),男,教授,从事灌溉理论和技术、农田生态工程研究;e mail:L eemince 709@ 。
第28卷 第4期2010年8月石河子大学学报(自然科学版)Journal of Shihezi University(Natural Science)Vol.28 No.4Aug.2010文章编号:1007 7383(2010)04 0497 04富营养化污水灌溉对土壤持水能力的影响蓝明菊,李明思,赵国军,吕锐(石河子大学水利建筑工程学院,石河子,832003)摘要:以沙土和壤土的物理性质为研究对象,通过室内污水灌溉试验,测定了污水灌溉后这2种土壤的田间持水率和孔隙度,分析了污水灌溉对土壤持水能力的影响。
结果表明:污水灌溉后污水中的有机物会影响土壤结构,继而影响土壤的持水能力,其中污水灌溉增加了土壤的黏性是使土壤持水能力增加的主要原因,污水灌溉对壤土的持水能力影响更大。
这说明在黏粒含量较小的沙土上更适合进行污水灌溉。
关键词:污水灌溉;田间持水率;土壤孔隙度中图分类号:S152.71;S155.44 文献标识码:AEffects of Eutrophic Sewage Irrigation on Soil holding CapacityLAN M ingju,LI M ingsi,ZH AO Guojun,L Rui(Colleg e of Wat er Conser vancy and A r chit ectur al Engineering ,Shihezi U niver sity,Shihezi 832003,China)Abstract:In order to discuss the impact mechanism of ag ricultural eutr ophic sew age irrig ation on physical character istics,the effect of eutrophic sew ag e irrigatio n on the so il holding capacity w as analyzed based on the sew age irrigation exper im ents in sandy and loamy so il.In this ex periment soil field capacity and porosi ty w ere deter mined,and also the impact o f sew age irrigatio n on so il w ater ho lding capacity was analyzed.The results sho w that the org anic matter in sew age w ater can affect so il structure throug h irr ig ation,and it can change the so il w ater holding capacity further.T he reaso n is that the sew age irrigation can cause soil beco me m ore stickiness,w hich is the main r easo n o f the soil ho lding capacity enhancing w ith the sew age ir r ig atio n.The impact of sew ag e is greater on the loamy soil than the sandy soil.T he analysis also show s that eutrophic Sew ag e Irrigation is more suitable for sandy soil.Key words:sew ag e irrigation;so il field capacity;soil porosity 城市生活污水用于农田灌溉不仅是水资源有效利用和节约用水的一种途径,也是城市污水处理的一种方式,因此该措施日益受到人们重视,并且在国内外大力推广应用。
富营养化污水灌溉对土壤持水能力的影响
富营养化污水灌溉对土壤持水能力的影响
蓝明菊;李明思;赵国军;吕锐
【期刊名称】《石河子大学学报(自然科学版)》
【年(卷),期】2010(028)004
【摘要】以沙土和壤土的物理性质为研究对象,通过室内污水灌溉试验,测定了污水灌溉后这2种土壤的田间持水率和孔隙度,分析了污水灌溉对土壤持水能力的影响.结果表明:污水灌溉后污水中的有机物会影响土壤结构,继而影响土壤的持水能力,其中污水灌溉增加了土壤的黏性是使土壤持水能力增加的主要原因,污水灌溉对壤土的持水能力影响更大.这说明在黏粒含量较小的沙土上更适合进行污水灌溉.
【总页数】4页(P497-500)
【作者】蓝明菊;李明思;赵国军;吕锐
【作者单位】石河子大学水利建筑工程学院,石河子,832003;石河子大学水利建筑工程学院,石河子,832003;石河子大学水利建筑工程学院,石河子,832003;石河子大学水利建筑工程学院,石河子,832003
【正文语种】中文
【中图分类】S152.71;S155.44
【相关文献】
1.长期石油污水灌溉对东北旱田土壤微生物生物量及土壤酶活性的影响 [J], 张晶;张惠文;张勤;张成刚
2.模拟酸雨对土壤修复中重金属淋溶特征及土壤持水能力的影响 [J], 何俊;谢腾蛟;
杨旅涵;程科
3.湿地植物对土壤入渗特征与持水能力影响研究 [J], 卜鹏图
4.沈抚灌区含油污水灌溉对稻田土壤微生物种群及土壤酶活性的影响 [J], 李慧;陈冠雄;杨涛;张成刚
5.青海高寒区不同土地利用方式下土壤持水能力及影响因素 [J], 王紫薇;黄来明;邵明安;裴艳武
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制浆造纸废水生化出水有机物特性及在Fenton处理中的去除行为
制浆造纸废水生化出水有机物特性及在Fenton处理中的去除行为陈永利;刘杨;王双飞;宋海农;陈楠;周永信【摘要】研究了制浆造纸废水生化出水中有机物(EfOM)的组成和特性,探讨了EfOM在Fenton深度处理中的去除行为.结果表明,EfOM主要为疏水性物质,其中疏水酸的CODCr和UV254表征含量分别为64%、53%,占比例最少的为弱疏水物质,分别为7%和10%;EfOM主要为表观分子质量大于10000的物质.采用Fenton深度处理法可有效去除EfOM,当H2 O2用量为0.5 Qth,初始pH值为3,H2O2与Fe2+物质的量比为5∶1,反应时间为20 min时,出水可达到GB3544-2008制浆造纸工业水污染物排放标准的要求.Fenton出水中疏水酸含量最高,其次为亲水物质;分子质量大的有机物被有效去除,出水中主要为分子质量小于3000的有机物,占60%左右.【期刊名称】《中国造纸》【年(卷),期】2014(033)011【总页数】5页(P27-31)【关键词】制浆造纸废水;EfOM;Fenton处理;有机物去除行为【作者】陈永利;刘杨;王双飞;宋海农;陈楠;周永信【作者单位】广西大学化学化工学院,广西南宁,530004;广西大学轻工与食品工程学院,广西南宁,530004;广西大学轻工与食品工程学院,广西南宁,530004;广西博世科环保科技股份有限公司,广西南宁,530007;广西博世科环保科技股份有限公司,广西南宁,530007;广西博世科环保科技股份有限公司,广西南宁,530007【正文语种】中文【中图分类】X793制浆造纸工业废水具有排放量大、CODCr浓度高、色度高、组分复杂、有毒有害物质多等特点,一直是我国水环境污染控制的重点和难点。
为进一步减少环境污染、加快造纸企业转型升级,2008年6月25日,国家环保部颁布了GB3544—2008制浆造纸工业水污染物排放标准,同时废除了GB3544—2001造纸工业水污染物排放标准,新标准大幅降低了CODCr、BOD5的排放限值[1]。
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1.1 供试土壤 供试土壤为潮土、草甸棕壤和灰色石灰土,分别
TBBPA 系列浓度贮备液后,盖上具有聚四氟乙烯垫 片的盖子,在恒温振荡箱中 25 ℃条件下 150 r·min-1
采自河南封丘、辽宁沈阳和广西河池农田表层土壤 (0~20 cm),其基本性质列于表 1。土壤自然风干后过
振荡 48 h(吸附动力学实验表明在 48 h 时吸附已基 本达到平衡)。振荡平衡后,4 000 r·min-1 离心 10 min,
TBBPA 在土壤中的吸附采用批量平衡实验方 法。准确称取一定量土壤于 15 mL 玻璃离心管中,加 入 10 mL 含有不同浓度 DOM 的背景电解质溶液(pH 值均调为 8.0)。背景电解质为 0.01 mol·L-1 CaCl2 和
TBBPA 在潮土、草甸棕壤和灰色石灰土中的分配系数
分别为 20.0、80.8 和 465.7 L·kg-1。TBBPA 在土壤中的
潮土 8.16 8.47 草甸棕壤 7.81 13.7 灰色石灰土 7.11 21.3
10.8 13.4 24.2 62.4 砂质壤土 22.6 26.9 21.8 51.3 壤质黏土 9.50 12.8 45.9 41.3 粉砂壤土
2 个重复。pH 对土壤吸附 TBBPA 的影响实验采用 1.0 mol·L-1 HCl 和 1.0 mol·L-1 NaOH 调节体系的 pH 值,最初加入的 TBBPA 浓度为 0.4 mg·L-1,平衡离心 后测定上清液 pH 值及 TBBPA 的浓度。TBBPA 的吸 附量采用差量法计算,即吸附前后溶液中 TBBPA 量 的差值为土壤吸附量。无土对照实验表明,实验过程 中因挥发、降解和吸附到瓶壁而造成的 TBBPA 损失
出水 DOM 溶液的 pH 值分别为 7.88 和 8.11,电导率 分别为 902 和 915 μS·cm-1,溶解性有机质(以溶解性 有机碳表示)的浓度分别为 78 和 53 mg DOC·L-1。 DOM 溶液加入 100 mg·L-1 NaN3 后放入 4 ℃冰箱保 存,用于吸附实验。 1.3.2 TBBPA 的吸附实验
四溴双酚 A(TBBPA)是一种具有较强疏水性的 离子型有机污染物,其 lgKOW 为 4.5、水溶解度为 4.16 mg·L-1、pKa1 和 pKa2 分别为 7.5 和 8.5[9],其性质与研究 较多的农药如阿特拉津等和非极性的 PAHs 存在较 大差异。作为使用量最大的溴化阻燃剂,TBBPA 已在 环境中普遍检出[10-12],但目前关于 TBBPA 的研究多集 中在毒性效应和降解行为上[13-15],在土壤中吸附行为 的研究还鲜见报道。本文以 TBBPA 为目标化合物,研 究了城市污水处理厂进水和出水中的 DOM对其在土
Effects of Dissolved Organic Matter from Wastewater on Sorption of Tetrabromobisphenol A to Soils
SUN Zhao-hai, MAO Li, FENG Zheng, YU Yi-jun, YU Hong-xia (State Key Laboratory of Pollution Control and Resource Reuse, School of the Environment, Nanjing University, Nanjing 210093, China) Abstract:Sorption of tetrabromobisphenol A(TBBPA)on soil influences the fate and transport of TBBPA in environment, and the sorption pro- cess on soil may be complicated in the presence of dissolved organic matter(DOM). Using batch equilibrium experiments, the effects of DOM isolated from the influent and effluent of a municipal wastewater treatment plant on the sorption of TBBPA to three soils were investigated. The results showed that the distribution coefficients of TBBPA in the three soils ranged from 20.0 to 465.7 L·kg-1, and that the pH and organic matter content of the soils played an important role in the sorption of TBBPA. The effects of DOM on the sorption were strongly related to the concentra - tion of the DOM and the properties of the soils. While the presence of DOM did not inhibit the sorption of TBBPA to the fluvo-aquic soil(sandy loam)and the meadow brown soi(l loamy clay), it significantly suppressed the sorption of TBBPA to the grey lime soi(l silt loam). The impacts of the DOM on the sorption of TBBPA were mainly controlled by the cumulative sorption effect and the solution pH. The results of this work would help to understand the sorption and transport behaviors of TBBPA in soils irrigated with wastewater. Keywords:tetrabromobisphenol A;dissolved organic matter;sorption;wastewater;soil
可以忽略不计。
1.2 仪器与试剂
1.4 TBBPA 的分析方法
Agilent 1100 高 效 液 相 色 谱 仪(美 国 安 捷 伦 公
溶液中 TBBPA 的浓度采用高效液相色谱(Agi-
司);Shimadzu TOC-5000A 有机碳分析仪(日本岛津 公司);恒温高速离心机(美国 Beckman 公司);气浴
收稿日期:2008-01-24 基金项目:国家自然科学基金项目(20737001,20577020) 作者简介:孙兆海(1978—),男,博士研究生,主要研究方向为有机污
染物的土壤环境化学与污染控制。 E-mail:zhsun2005@
DOM 对有机污染物吸附的影响不仅取决于土壤和 DOM 的性质,也与污染物的性质密切相关[6-8]。迄今为 止,关于这方面的研究所选用的目标化合物多集中在 农药上[6-7],对多环芳烃(PAHs)吸附的影响也有报道[8]。
碳标化分配系数 Koc 可以用式(2)计算:
Koc=Kd/foc
(2)
式 中 :foc 表 示 土 壤 中 有 机 碳 的 含 量 。 计 算 得 到 的
其拟合参数如表 2 所示。
1.3 实验方法 1.3.1 污水中 DOM 的提取
采集的污水样品为南京锁金村污水处理厂的进 水和处理后的出水,污水处理工艺为活性污泥法。采 集的样品在 4 ℃条件下 10 000 r·min-1 离心 15 min 后
q = Kdce
(1)
式中:q 表示土壤中 TBBPA 的吸附量,mg·kg-1;Kd 为
水资源短缺是全世界面临的严峻问题,为解决这 一问题,采用污水或者处理后的污水灌溉已成为较为 普遍的现象,在干旱和半干旱地区尤为明显。污水灌 溉在带来社会经济效益的同时,也会带来环境问题。 污水中不但含有有毒有害的重金属和有机污染物[1-3], 还含有相对较高浓度的溶解性有机质(DOM)[3]。土壤 中 DOM 的输入对污染物的吸附和迁移行为具有重 要的影响,已引起研究者的广泛关注[4-8]。研究表明,
2 结果与讨论
[4,4'-isopropylidenebis(2,6-dibromophenol);TBBPA], 2.1 TBBPA 在土壤的吸附
购于 Aldrich 公司(美国),纯度>97%。甲醇为色谱纯
TBBPA 的吸附等温线采用线性方程(式 1)拟合,
(美国 Tedia 公司),其余试剂为分析纯。
TBBPA 在土壤中的分配系数,BBPA 的浓度,mg·L-1。从表 2 可以看出,线性方程
可以较好地拟合 TBBPA 的吸附等温线(R2≥0.939),表
过 0.45 μm 滤膜,得到的溶液即为 DOM 溶液。进水和 明 TBBPA 在土壤中的吸附主要以分配作用为主 。
lent 1100)测定,流动相为甲醇和 0.2%乙酸溶液(体 积比,85∶15),流速为 1 mL·min-1,柱温为 30 ℃,检测波
恒 温 振 荡 器(金 坛 市 医 疗 仪 器 厂);Mettler -Toledo 长为 210 nm。
320-S 型 pH 计(上海梅特勒-托利多公司);DDSJ308-A 型电导率仪(上海雷磁仪器厂)。四溴双酚 A
第 27 卷第 6 期
农业环境科学学报
2223
壤中吸附行为的影响,以期为污灌区 TBBPA 的环境 风险预测和污染土壤的修复提供理论基础。
100 mg·L-1 NaN3 溶液。由于 TBBPA 的溶解度较小,先 将 TBBPA 配制成高浓度的甲醇贮备液,然后将甲醇