土壤中邻苯二甲酸酯类物质的降解及其对土壤酶活性的影响_张建
邻苯二甲酸酯 土壤标准
邻苯二甲酸酯土壤标准
邻苯二甲酸醋的土壤标准因具体地区和污染物种类而异。
例如，《水质6种邻苯二甲酸酯类化合物的测定液相色谱-三重四极杆质谱法》(HU 1242- -2022) 规定了测定地表水、地下水生活污水、工业废水和海水中6种邻苯:二甲酿醋关(PAEs) 化合物的方法。
又比如，《士壤和沉积物20种多澳联苯的测定气相色诺高分辨质谱法》(HU 1243- -2022) 规定了测定士壤和沉积物中20种多澳联苯(PBBs) 的方法。
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邻苯二甲酸二丁酯高效降解菌的分离、鉴定及降解特性
邻苯二甲酸二丁酯高效降解菌的分离、鉴定及降解特性杨统一;高俊贤;刘琦;连梓竹【摘要】从土壤中分离出1株能够以邻苯二甲酸二丁酯为碳源和能源生长的细菌XHYG.经形态观察、生理生化鉴定、16S rDNA序列及系统发育分析,鉴定该菌株为无色杆菌(Achromobacter insolitus).对该菌株的降解条件进行优化,确定最佳降解条件为:温度30℃,pH =6.5 ～8.0.在最佳降解条件下,其在48 h内对400 mg/L DBP降解率达到90.67％,为邻苯二甲酸二丁酯的高效降解菌.底物降解广谱性试验表明,该菌株对邻苯二甲酸二辛脂(DOP)、邻苯二甲酸(2-乙基已基)酯(DEHP)都具有良好的降解能力,表明具备良好的底物降解广谱性,说明该菌株在处理邻苯二甲酸酯类化合物的污染治理中有独特的应用潜力.【期刊名称】《江苏科技大学学报（自然科学版）》【年(卷),期】2015(029)006【总页数】5页(P607-611)【关键词】邻苯二甲酸二丁酯;降解特性;生物降解;降解条件;16S rDNA【作者】杨统一;高俊贤;刘琦;连梓竹【作者单位】江苏科技大学环境与化学工程学院,江苏镇江212018;江苏科技大学环境与化学工程学院,江苏镇江212018;江苏科技大学环境与化学工程学院,江苏镇江212018;江苏科技大学环境与化学工程学院,江苏镇江212018【正文语种】中文【中图分类】X172邻苯二甲酸酯类(phthalic acid esters，PAEs)是一类重要的有机化合物，被广泛用作塑料助剂、油漆溶剂、合成橡胶增塑剂及化妆品、香味品、润滑剂等生产原料中［1］.然而，由于邻苯二甲酸酯增塑剂并非与树脂共价连接，因此极易扩散到环境中.目前，PAEs在环境中已到了普遍检出程度，包括在陆地生态系统及水域生态系统等都能检测到PAEs的存在［2］.近期研究表明，PAEs具有致畸性、致突变性、致癌性及生殖毒性，可在极低浓度下干扰人和动物的内分泌系统，导致其发育紊乱［3］.且在环境研究领域，邻苯二甲酸酯类被中国环境监测总站、美国国家环保局(EPA)和欧盟列为优先控制污染物［4］.PAEs在自然界中的降解分为生物降解和非生物降解两种，而微生物降解是其降解的主要途径［5］.目前国内外有关PAEs微生物降解的研究有很多［6-7］，如Delfia sp.［8］，Sphingomonsa sp.［9］，Arthrobacter sp.［10］，Paenibacillus sp.［11］等.但已报道的菌株能降解DBP且能降解多种邻苯二甲酸酯类化合物的还较少，因此有必要筛选高效广谱的DBP降解菌，丰富降解菌种类.本研究从镇江市江苏科技大学西校区垃圾处理站土样中分离到了1株能够高效降解邻苯二甲酸二丁酯的细菌，采用生理生化及16S rDNA序列分析等手段对该菌进行了鉴定，并研究其生长和降解特性，以期为PAEs污染物的治理及土壤修复提供一定的科学依据.1.1 实验材料实验土样取自镇江市江苏科技大学西校区垃圾处理站附近土壤.基础无机盐(MSM)培养基(g/L):K2HPO45.8，KH2PO44.5，(NH4)2SO42.0，MgCl20.16，CaCl20.02，Na2MoO4·2H2O 0.002 4，FeCl30.001 8，MnCl2·2H2O 0.001 5，pH=7.0，于121℃湿热灭菌20 min.固体培养基为含DBP的液体培养基加琼脂20 g/L.富集培养基(g/L):牛肉膏5.0，蛋白胨10.0，NaCl 5.0，pH=7.0，于121℃湿热灭菌20 min.主要试剂:邻苯二甲酸二丁酯(DBP，分析纯);邻苯二甲酸(2-乙基已基)酯(DEHP，分析纯);邻苯二甲酸二辛脂(DOP，分析纯);环己烷(色谱级)，甲醇(色谱级).1.2 实验方法1.2.1 DBP降解菌的筛选与纯化称取10 g土壤样品，加入20 ml无菌水，剧烈振荡混合均匀后于4 000 r/min离心机中离心5 min，取上清液;接着重复此步骤2次，最后取上清液获得土壤溶液.取分别稀释100倍、1 000倍、10 000倍的土壤溶液，涂布在固体MSM培养基(含DBP 100 mg/L)于30℃培养箱内培养7 d.然后挑取筛选的菌落接种于含DBP 200 mg/L的液体MSM培养基，150 r/min、30℃ 的摇床培养7 d，再用划线法划线于固体MSM培养基(含DBP 200 mg/L)于30℃培养箱内培养7 d，进一步分离单菌落.重复上述两步并逐步提高培养基中DBP含量依次为200，250，300，350，400 mg/L.最后将分离出的单菌用富集培养基富集.1.2.2 菌株的生理生化鉴定降解菌株形态及生理生化特性鉴定参照常见细菌系统鉴定手册［12］等文献.1.2.3 菌株DNA的鉴定降解菌株分子生物学鉴定采用16S rDNA序列分析.首先提取分离的降解菌DNA作为模板，利用16S rDNA基因通用引物F27和R1492进行PCR扩增.其中，引物F27为5’-AGA GTT TGA TCC TGG CTC AG-3’，引物R1492为5’-GGC TAC CTT GTT ACG ACT T-3’.PCR扩增条件为:94℃预变性5 min;94℃变性40 s;55℃退火40 s;72℃延伸90 s，30个循环; 72℃最终延伸7 min，4℃保存.PCR产物经1%琼脂糖凝胶电泳检测后，送上海生工生物工程技术服务有限公司完成测序工作.将测序结果提交GenBank，获得序列号KM598778，并同GenBank数据库中的基因序列进行BLAST比对，以获得相似性较高的相关菌株，采用MEGA6.0软件进行多序列比对，并构建系统进化树.1.2.4 溶液中PAEs的含量测定采用高效液相色谱法检测溶液中PAEs，具体处理方法如下:待测溶液于超声波振荡器中振荡10 min后取10 ml加入20 ml环己烷，剧烈振荡后放入超声波振荡器中振荡5 min，后倒入离心管在高速离心机(5 000 r/min)中离心分离取上层有机相，再用孔径为0.22 μm的有机相过滤器过滤后上机测定.高效液相色谱条件:色谱柱为5μm Eclipse XDB-C18柱;流动相为甲醇∶水=90∶10;检测器波长为228 nm;柱温为35℃;柱压为15 bar;流速0.5 mL/min;进样量为10 μL;保留时间为11 min.1.2.5 生物量测定方法测定菌株的生物量，采用721型可见分光光度计在600 nm处测量培养基的光密度OD600.1.3 降解菌底物广谱性测试在基础无机盐培养基中分别加入邻苯二甲酸二辛脂(400 mg/L);邻苯二甲酸(2-乙基已基)酯(400 mg/L)于121℃湿热灭菌20 min.以2%的接种量将降解菌种子液接种到100 mLMSM中，160 r/min、30℃摇床培养.培养5 d后取样，用高效液相色谱法测定不同邻苯二甲酸酯的残留量.1.4 菌株的降解特性研究1.4.1 降解菌对DBP的降解曲线及生长曲线将菌液离心分离获取菌体，再用MSM培养基重悬，调整菌液浓度OD600=1.0.然后将上述菌液1 ml接种到液体MSM培养基(DBP含量为400 mg/L) 25 ml中，在150 r/min、30℃ 的摇床培养，并设置一组液体MSM培养基(DBP含量为400 mg/L)不加入菌液作为对照.每24 h定时取样用高效液相色谱法测定其中DBP的含量，并测定其OD600值.1.4.2 DBP高效降解菌的降解条件优化1)温度将菌株的菌液离心分离获取菌体，再用MSM培养基重悬，调整菌液浓度OD600=1.0.然后取上述菌液5份，每份1 ml分别接种到液体MSM培养基(DBP含量为400 mg/L)25 ml中，在150 r/min、温度分别为25，30，35，40，45℃ 的摇床培养5 d，并设置一组液体MSM培养基(DBP含量为400 mg/L)不加入菌液作为对照.用高效液相色谱法测定其中DBP的含量.2)pH将菌株的菌液离心分离获取菌体，再用MSM培养基重悬，调整菌液浓度OD600=1.0.然后取上述菌液5份，每份1 ml分别接种到液体MSM培养基(DBP含量为400 mg/L)25 ml中，将5份培养基pH分别调整为6.0，7.0，8.0，9.0，10.0在150 r/min、30℃ 的摇床培养5 d，并设置一组液体MSM培养基(DBP含量为400 mg/L)不加入菌液作为对照.用高效液相色谱法测定其中DBP的含量. 2.1 菌株XHYG的分离及部分生理生化特征经过富集培养，分离得到1株能够在DBP含量为400 mg/L的MSM培养基中很好生长的降解菌，此菌株能以DBP为唯一碳源很好地生长，将其命名为XHYG.XHYG菌株在MSM平板上于30℃恒温培养箱中培养5 d后，菌落呈圆形，不透明，黄色，中央部分突起，边缘部分光滑，质地致密且有光泽，不含水溶性色素，在显微镜下观察为球状.生理生化测试发现，菌株XHYG为革兰氏阴性菌，接触酶呈阳性反应，淀粉水解酶呈阴性反应，不产硫化氢气体，明胶液化反应、甲基红反应均呈阴性反应，能够发酵葡萄糖(详见表1).2.2 降解菌底物广谱性测试接种5 d后观察菌株XHYG都能很好地利用DOP和DEHP，根据图1所示，菌株XHYG对DOP的降解较DEHP要好.这与文献［13］中邻苯二甲酸脂类的生物降解效果与碳链长度和复杂程度呈反比相一致.2.3 菌株XHYG的16S rDNA分子鉴定与系统发育分析测序结果提交 GenBank的登录号为KM598778.在GenBank中进行BLAST比对分析，结果发现与菌株XHYG的16S rDNA序列相似性最高的是Achromobacter insolitus，其相似性达到99%.结合其形态学和生理生化特征，可以初步确定XHYG为无色杆菌(Achromobacter insolitus).选取部分文献报道的PAEs降解菌，用MEGA 6.0软件包构建系统发育树(图2)，对比降解菌的系统进化关系.由图2可以看出，文中筛选的XHYG菌株与无色杆菌(Achromobacter insolitus)处于同一分支，具有相同的进化距离，因而更进一步说明菌株XHYG为无色杆菌属.从图2还可看出，部分PAEs降解菌与XHYG菌株进化距离较远，说明PAEs降解基因广泛分布在不同种属.2.4 菌株XHYG的生长曲线和降解曲线菌株XHYG的生长和降解曲线如图3.由图3可以看出，在0～1 d时，菌株XHYG生长缓慢，DBP的降解率较低，培养基呈现淡淡的乳白色;菌株在1～3 d为迟滞期;3～5 d为对数生长期;5 d后进入平衡期;从降解曲线上来看，菌株在48 h时对400 mg/L DBP降解率达到90.67%，在3～6 d，菌株XHYG以DBP为唯一碳源和能源迅速繁殖生长，在培养基底部逐渐产生灰白色悬浮颗粒物即菌体，而DBP也被大量降解，培养基颜色逐渐澄清;在5～6 d时期，菌株的生长进入平衡期，其OD600稳定在1.2左右，菌株的生长量逐渐达到最大值，DBP的残留量仅为4.09 mg/L，降解率达到98.99%.因此，确认菌株XHYG为DBP的高效降解菌.2.5 温度对菌株XHYG降解DBP的影响由图4看出，菌株XHYG对DBP的降解效果先随温度的升高而升高，达到最大值后，随着温度的升高而降低，菌株XHYG的最适生长温度为30℃，在温度超过35℃后降解活性大大降低.由此表明，温度过高或过低都会使菌株XHYG的生长受到抑制，降解活性降低.这与文献［11］的研究结果一致.这可能由于当温度过低时，菌体内酶的活性在低温下大大降低，导致菌株对DBP的降解效率降低;当温度过高时酶活性失活导致降解效率降低.2.6 pH对菌株XHYG降解DBP的影响由图5可以看出菌株XHYG的最适生长pH值在6.5～8.0左右，菌株的降解率能达到85%以上，而当pH值过低或者过高时菌株的生长均受到抑制，降解活性降低.由此表明，中性环境更利于这株菌株对DBP的降解.这与文献［16］分离出的HS-B1菌株相似，该菌株被鉴定为不动杆菌(Acinetobacter sp.)，当pH＞8.0，菌株的降解效率大大降低.1)从土壤中分离得到了一株能够以DBP为碳源和能源生长的细菌XHYG，经过形态学特征、生理生化特征和16S rDNA序列系统学分析，初步鉴定该菌株为无色杆菌(Achromobacter insolitus).2)XHYG生长和降解DBP的最佳培养条件为:温度30℃，pH 7.0;在此条件下，菌株迅速利用DBP作为碳源和能源进行生长，能够在DBP浓度为400 mg·L-1的无机盐培养基中生长良好，有较高的耐受性和降解效率.【相关文献】［1］Blount B C，Milgram K E，Silva M J，et al.Quantitative detection of eight phthalate metabolites in human urine usingHPLC-APCI-MS/MS［J］.Analytical Chemistry，2000，72(17):4127-4134.［2］Zolfaghari M，Drogui P，Seyhi B，et al.Occurrence，fate and effects of Di(2-ethylhexyl)phthalate in wastewater treatment plants:a review［J］.Environmental Pollution，2014，194:281-293.［3］Gu J D，Li J，Wang Y.Biochemical pathway and degradation of phthalate esterisomers by bacteria［J］.Water Science Technology，2005，52(8):241-248.［4］骆祝华，黄翔玲，叶德赞.环境内分泌干扰物:邻苯二甲酸酯的生物降解研究进展［J］.应用与环境生物学报，2008，14(6):890-897.Luo Zhuhua，Huang 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环境化学第二版课后题详解(第4、5章)
(辛硫磷）
(C2H 5O)2P ON C
（2）有机磷农药的生物降解 有机磷农药在土壤中被微生物降解是它们转化的另一条重要途径。化学农药对土壤微 生物有抑制作用。 同时， 土壤微生物也会利用有机农药为能源， 在体内酶或分泌酶的作用下， 使农药发生降解作用，彻底分解为 CO2 和 H2O。如马拉硫磷可能被两种土壤微生物——绿 色木霉和假单胞菌——以不同方式降解，其反应如下：
阳离子交换吸附作用原理：以离子价为为依据，受质量作用定律支配，土壤胶体吸附的阳离 子与土壤溶液中的阳离子进行等价交换。 阳离子交换吸附作用特点：1 离子电荷数越高，阳离子交换能力越强。 2 同价离子中，离子半径越大，水化离子半径就越小，因而具有 较强的交换能力。 3 土 壤 中 一 些 常 见 阳 离 子 的 交 换 能 力 顺 序 ： Fe3+＞Al3+＞H+＞Ba2+＞Sr2+＞Ca2+＞Mg2+＞Cs+＞Rb+＞NH
3.土壤的缓冲作用有哪几种？举例说明其作用原理。
土壤溶液的缓冲作用，土壤溶液中含有碳酸、硅酸、磷酸、腐植酸和其他有机酸等弱酸及其 盐类，构成了一个良好的缓冲体系，对酸碱具有缓冲作用。 举例：当向土壤加入盐酸时，土壤溶液中的碳酸钠与其作用生成氯化钠和碳酸，抑制了酸度 的提高。 NaCO3+2HCl=2NaCl+H2CO3 土壤的缓冲作用， 土壤胶体吸附有各种阳离子， 其中盐基离子和氢离子分别对酸和碱起缓冲 作用。
②光降解：有机磷农药可发生光降解反应，如辛硫磷在 253.7nm 的紫外光照射 30h 下，光解 产物如下：
O (C2H5O)2P SN O S (C2H5O)2P CN (C2H5O)2P O
CN C （辛硫磷感光异构体）
污染土壤修复技术对土壤酶活性的影响评价
污染土壤修复技术对土壤酶活性的影响评价污染土壤修复技术是指采用一系列环境科学和工程技术手段，以减轻或消除土壤中的污染物，使土壤恢复到一定的生态环境基准水平。
在进行土壤修复过程中，土壤酶活性是一个重要的评价指标之一。
一、土壤酶活性的作用和意义土壤酶是一种催化生物化学反应的生物催化剂，直接参与土壤中的有机物的分解、转化和形态转变等过程。
土壤酶活性反映了土壤中微生物和土壤植物系统的状态，也是土壤生态功能的重要组成部分。
因此，评价土壤酶活性对于了解土壤生态系统的恢复情况和土壤修复技术的效果具有十分重要的意义。
二、污染土壤修复技术对土壤酶活性的影响1. 生物修复技术生物修复技术是一种利用微生物或植物通过吸收、分解或转化污染物的方法来修复土壤的技术。
研究表明，生物修复技术可以提高土壤中的微生物种群和活性，从而增强土壤酶的产生和活性。
例如，通过引入具有降解能力的微生物，对有机污染土壤进行修复，可以促进土壤中酶的活性增加，提高土壤的有机物降解能力。
2. 物理修复技术物理修复技术主要通过物理方法将有机污染物从土壤中分离出来，或者改变土壤结构来修复土壤。
这些物理修复技术往往对土壤酶活性影响较小，但是影响土壤中微生物的生存环境，从而间接影响土壤酶活性。
例如，热风蒸汽解吸技术在修复含有挥发性有机物的土壤时，虽然可以有效去除挥发性有机物，但同时也会对土壤中的微生物群落和酶活性造成一定的影响。
3. 化学修复技术化学修复技术主要通过添加化学剂改变土壤环境或者与污染物发生化学反应来修复土壤。
一些研究表明，某些化学修复技术对土壤酶活性有一定的抑制作用，可能会导致土壤酶活性的下降。
但同时，也有研究表明，适量的化学修复剂可以改善土壤pH值和养分状况，从而促进土壤酶的产生和活性。
三、土壤酶活性评价指标评价土壤酶活性的常用指标主要包括脯氨酸酒石酸酯酶(FDA酶)、过氧化氢酶(POD酶)、蔗糖酶(SUC酶)、脱氢酶(DHA酶)等。
这些指标可以从不同的侧面评价土壤中酶的类型和活性水平。
邻苯二甲酸酯生物降解研究进展
邻苯二甲酸酯的降解菌 农杆菌、 产碱菌、属链胞菌、酵母、不动杆菌、黄单胞菌、固氮单胞 产碱菌、属链胞菌、酵母、不动杆菌、黄单胞菌、 菌、紫红色球菌。 好氧生物降解途径 在PAEs的微生物降解过程中，首先由微生物分泌的水解酶将双酯转化 PAEs的微生物降解过程中，首先由微生物分泌的水解酶将双酯转化 为单酯与相应的醇，再进一步将单酯转化为邻苯二甲酸与相应的醇。在 好氧条件下，醇可通过β 氧化途径和三羧酸循环，彻底分解成CO2和水； 好氧条件下，醇可通过β-氧化途径和三羧酸循环，彻底分解成CO2和水； 邻苯二甲酸则可由微生物合成的单加氧酶或双加氧酶作用继续降解。一 般情况下，多数细菌合成双加氧酶，而多数真菌合成单加氧酶。从能量 上看，双加氧酶可使微生物获得更多的能量。在进一步的降解过程中， 邻苯二甲酸形成3 邻苯二甲酸形成3，4-2羟基邻苯二甲酸和4，5-2羟基邻苯二甲酸，再形 羟基邻苯二甲酸和4 成3，4-2羟基苯甲酸（原儿茶酸），并通过邻位途径和间位途径使芳香 羟基苯甲酸（原儿茶酸），并通过邻位途径和间位途径使芳香 环裂解，前者形成丙酮酸和草酰乙酸，后者形成β 环裂解，前者形成丙酮酸和草酰乙酸，后者形成β-酮己二酸，进一步降 解为乙酰CoA和琥珀酸。最后通过三羧酸循环，彻底氧化成CO2和水。 解为乙酰CoA和琥珀酸。最后通过三羧酸循环，彻底氧化成CO2和水。
• 活性污泥法降解处理
活性污泥法是目前使用频度最高的废水生物处理方法。研究活性污泥 对PAEs的好氧生物降解性状，可为含PAEs的废水的生物处理提供依据。 研究方法主要是从活性污泥中分离细菌,并研究细菌降解的动力学过 程。筛选高效专性或兼性的邻苯二甲酸酯类增塑剂有机污染物降解菌 及各种特定酶在好氧生物降解过程中的作用均已成为了研究热点。
邻苯二甲酸酯的厌氧生物降解
化肥对土壤酶活性的影响及调节措施
化肥对土壤酶活性的影响及调节措施化肥作为农业生产中的重要输入因子，对土壤中的酶活性具有一定的影响。
本文将就化肥对土壤酶活性的影响进行探讨，并提出相应的调节措施。
一、化肥对土壤酶活性的影响化肥对土壤酶活性的影响主要包括以下几个方面：1. 抑制酶活性：过量使用化肥会使土壤中的盐分浓度增加，从而对土壤中的酶活性产生抑制作用。
高盐环境下，土壤酶的活性会降低，对土壤中的有机物质分解、养分转化等过程产生不利影响。
2. 改变土壤环境：化肥的使用会导致土壤pH值的变化。
例如，过量施用氮肥会使土壤酸化，而过量施用磷肥则会导致土壤碱化。
这些酸碱性的改变不仅直接影响到土壤中的酶活性，还会改变土壤中的微生物群落结构和功能。
3. 影响土壤有机质含量：化肥的施用会促进植物生长，进而影响土壤中的有机质积累。
有机质是土壤酶的重要底物，而化肥的使用可能导致土壤有机质的降解过程加速，从而影响酶活性的维持与调控。
二、调节措施为了减轻化肥对土壤酶活性的不利影响，可以采取以下调节措施：1. 合理施肥：合理利用化肥类型和用量，避免过量施用。
在施肥计划中，应根据不同作物的需求和土壤状况，科学地确定化肥的种类和用量，以减少对土壤酶活性的抑制作用。
2. 有机肥与化肥结合：将有机肥和化肥进行有机结合，既能提供养分，又能改善土壤环境。
有机肥中含有大量的有机质，能提高土壤的保水性和团粒结构，有利于土壤酶活性的保持。
3. 微生物剂的应用：适当使用生物有机肥和微生物肥料，能够增强土壤中的微生物数量和多样性，提高酶的产生和活性。
微生物剂的使用可以补充土壤中缺失的微生物菌种，促进土壤酶活性的恢复。
4. 轮作休闲：合理进行农作物轮作休闲，有助于改善土壤质地和结构，减少化肥对酶活性的干扰。
通过合理的轮作休闲，可以降低土壤盐分和酸碱度，有利于酶的正常活性。
总结起来，化肥的使用对土壤酶活性产生着一定的影响。
为了减轻这种负面影响，我们应当合理施肥，结合有机肥与化肥的使用，适当引入微生物剂，以及进行轮作休闲，以维持土壤酶活性的稳定和正常功能。
邻苯二甲酸酯降解酶的筛选及其在土壤修复中的应用
硕士学位论文论文题目：邻苯二甲酸酯降解酶的筛选及其在土壤修复中的应用作者姓名郑严指导教师孙建强教授第二导师张安平教授学科专业环境科学与工程学位类型工学硕士培养类别全日制学术型硕士所在学院环境学院提交日期：2020年07月Screening of Phthalate esters Degrading Enzymes and its Application in SoilRemediationDissertation Submitted toZhejiang University of Technologyin partial fulfillment of the requirementfor the degree ofMaster of EngineeringbyYan ZhengDissertation Supervisor:Prof. Jian-qiang SunAssociate Supervisor:Prof. An-ping ZhangJuly., 2020中图分类号X835学校代码10337 UDC502密级公开研究生类别全日制学术型硕士研究生工学硕士学位论文邻苯二甲酸酯降解酶的筛选及其在土壤修复中的应用Screening of Phthalate esters Degrading Enzymes and itsApplication in Soil Remediation作者郑严第一导师孙建强教授申请学位工学硕士第二导师张安平教授学科专业环境科学与工程培养单位环境学院研究方向环境化学与污染控制答辩委员会主席潘响亮答辩日期：2020 年 6 月30 日邻苯二甲酸酯降解酶的筛选及在土壤修复中的应用邻苯二甲酸酯降解酶的筛选及其在土壤修复中的应用摘要邻苯二甲酸酯类化合物(Phthalate esters，PAEs)是一类典型的优控污染物，具有内分泌干扰、神经毒性、免疫毒性等多种危害，可通过食物链进入人体进而对人体健康造成严重威胁。
土壤酶的多样性与功能分析及其对生态系统健康的影响
土壤酶的多样性与功能分析及其对生态系统健康的影响土壤酶是一类广泛存在于土壤中的生物碳循环关键酶，它对土壤有着重要的生化作用。
这些酶能够促进植物生长并帮助众多微生物在土壤中生长和繁殖。
近年来，由于人类活动的不断加剧和全球气候变化的影响，土壤酶的多样性和功能受到了越来越多的关注。
本文将重点探讨土壤酶的多样性与功能及其对生态系统健康的影响。
一、土壤酶的多样性与功能土壤酶的种类繁多，可以分为氧化还原酶、水解酶、脱羧酶、酯酶等多种类型。
其中，氧化还原酶如过氧化氢酶、过氧化物酶等可促进土壤中的有机质分解和氮循环；水解酶如葡萄糖酶、纤维素酶等则可促进几乎所有有机物的分解；脱羧酶如脲酶和麦角酸酶能够降解各类氮、硫、磷等元素的有机化合物。
不同的土壤酶类型在不同的生态系统中扮演着重要的角色。
土壤酶的多样性是指土壤中不同酶类型的存在数量和分布。
研究表明，不同的环境条件和微生物群落的差异会影响土壤酶的多样性和活性。
比如，土壤酸碱度、温度、湿度以及土壤有机质的含量等都会对土壤酶的多样性产生影响。
二、土壤酶对生态系统健康的影响土壤酶的存在和活性对于维护生态系统的健康非常重要。
首先，土壤酶的作用可以促进有机物的分解和循环，增加生态系统的整体生产力和稳定性。
例如，酯酶通过分解有机物质，为作物的生长提供所需的营养元素。
其次，土壤酶的微生物是许多土地生态系统的重要生物学驱动因素。
氧化还原酶例如亚硝酸还原酶和亚硝化酶，可以释放出一氧化氮和二氧化氮等有益气体，从而帮助提高土壤的健康状况，促进生态系统的氮循环。
另一方面，许多人类活动和环境变化对土壤酶的多样性和功能产生了不利的影响。
例如，过度施肥和农药使用会破坏土壤微生物群落，从而影响土壤酶的活性和多样性。
生物多样性严重受损的生态系统很难维持地上和地下生命，土壤酶的多样性和功能缺乏将给土地生态系统带来负面的影响，限制土地生产力和服务生态系统的能力。
三、结论总之，土壤酶是维护土壤健康和生态系统稳定性的重要生物因素。
微塑料对小麦农艺性状及氮素利用效率的影响
微塑料对小麦农艺性状及氮素利用效率的影响摘要：微塑料会覆盖在海洋微藻表面抑制其光合作用和生长，也会被斑马鱼、乌龟、海豚等许多生物摄入或吸附到体内，还可以通过食物链的富集效应，使得高级捕食者和人类受影响的概率增大。
目前，国内外关于微塑料危害的研究主要集中于海洋生态系统等水体环境，并已取得较多成果.对所谓的可降解地膜降解形成的微塑料在农田土壤耕作层积累对作物生长发育影响的研究还鲜有报道。
关键词：微塑料；小麦农艺性状；氮素前言塑料制品地膜为农作物增产作出了巨大贡献，被誉为“白色工程”。
但地膜难以降解，大量残膜碎片堆积在耕作层，导致土壤含水量和孔隙度降低，对土壤肥力、作物根系发育等产生了不同程度的影响，导致了“白色污染”。
光降解、生物降解等多种可降解地膜被认为是解决“白色污染”问题的最有效途径之一。
然而，可降解地膜被迅速降解为在土壤中肉眼难以识别的小颗粒，其中直径小于5mm的颗粒被认为是微塑料，这些微塑料在土壤中仍然难以降解，其安全性有待进一步评价。
1土壤中塑料残留主要来源陆地生态系统作为塑料污染的源和汇，对环境中塑料污染的分布、传播以及积累起到至关重要的作用。
土壤中的塑料残留主要由人类活动产生，可通过污泥淤地、有机肥施用、污水及地表水灌溉、塑料薄膜覆盖以及大气沉降等方式进入土壤。
通过污水处理厂处理或者地表水灌溉等途径，部分塑料残留会进入污泥中，这些污泥被用作肥料或者修复材料时，会导致大量塑料进入陆地环境中。
2土壤中塑料残留对植物的影响残留于土壤中的塑料，一方面在耕作机械力的作用下，其破碎程度增加，并可与土壤颗粒聚合，从而可能在土体内传输；另一方面，受光照、水分以及土壤微生物的作用，进一步老化、降解，从而对植物生长及土壤环境产生影响。
大量的塑料残留可能会影响土壤渗透性、土壤水含量，影响种子对水分和营养物质的吸收，从而破坏作物种子萌发和作物生长。
土壤中因农膜的存在导致马铃薯减产显著，当塑料残留量为720kg∙hm-2时，减产幅度最大，与对照相比减产9.7%-14.5%。
多环芳烃污染土壤的微生物修复
微生物修复多环芳烃污染土壤的研究进展摘要：多环芳烃是一类具有致癌、致畸、致突变性质的持久性有机污染物，主要来源于煤、石油等燃料的不完全燃烧，易吸附于固体颗粒表面和有机腐殖质，化学结构稳定，能长期存在于自然环境，给人类健康和生态环境带来很大的危害。
微生物对多环芳烃的降解是去除土壤中多环芳烃的主要途径，其降解机理为：土壤微生物在代谢活动过程中能够产生酶来实现对土壤中多环芳烃的降解，细菌主要通过产生双加氧酶来催化多环芳烃的加氧反应，而真菌可以通过分泌木质素降解酶系或单加氧酶来氧化多环芳烃，两种途径均是首先通过降低多环芳烃的稳定性，使之容易被进一步降解。
文章简要介绍了降解多环芳烃的微生物，对多环芳烃的微生物降解机制进行了综述，讨论了影响微生物修复过程的因素，列举了常见的微生物修复技术，展望了今后的研究趋势。
关键词：多环芳烃；土壤污染；微生物降解；降解机理；微生物修复1引言多环芳烃( Polycyclic aromatic hydrocarbons，PAHs) 是指由2 个或2 个以上的苯环按一定顺序排列组成的碳氢化合物，具有强烈致癌、致畸和致突变特性。
土壤中的PAHs以4 ～6 环的PAHs 为主[1]。
化石燃料的燃烧是PAHs 的主要来源。
由于人类对化石产品的不断开发利用，PAHs 持续向环境中排放，高温过程形成的PAHs 大都排放到大气中，随着大气环流、大洋环流等循环而不断扩散，空气、土壤及水体甚至南极、高山冰川等都受到PAHs 的污染。
PAHs 和其他固体颗粒物等结合在一起，通过干、湿沉降转入湖泊、海洋，最终主要在沉积物、有机物质和生物体中累积，对人类健康和整个生态系统构成威胁[2]。
我国是一个PAHs 污染特别严重的国家，也是PAHs 排放量大的国家。
据估算，中国PAHs 的年排放总量超过25 000 t，城市平均排放密度为158 kg·km-2，局部乡村地区排放密度高达479 kg·km-2[3]。
微生物对土壤农药残留的降解与解机制分析
微生物对土壤农药残留的降解与解机制分析农药的使用在现代农业中起着至关重要的作用，但与此同时，农药残留问题也引发了广泛关注。
土壤是农药的重要储存和转化介质，微生物对土壤农药残留的降解起着关键作用。
本文将分析微生物对土壤农药残留的降解机制，以期为农业生态环境的保护与农药残留的治理提供科学依据。
一、微生物降解农药的机制微生物降解农药是通过微生物菌群中一系列特定的酶的活性参与完成的。
微生物降解农药主要包括以下几个方面的机制：1. 非特异性酶降解：一些广谱酶在降解农药中发挥着重要作用。
例如，脱氯酶和氧化酶可以降解多种有机氯农药，抗性酶可以降解多种有机磷农药。
2. 特异性酶降解：有些微生物通过产生特异性酶来降解特定的农药分子。
这些酶通常与农药分子的结构特征高度吻合，从而具有高效降解的能力。
3. 协同作用：微生物之间通过协同作用来降解农药。
例如，一些微生物可以分泌酶来降解农药的酯基，而其他微生物则可以利用这些酯基作为能源，形成共生关系，提高农药降解效率。
二、影响微生物降解农药的因素微生物降解农药的效率受到多种因素的影响，主要包括以下几个方面：1. 菌群多样性：土壤中的微生物菌群多样性对降解农药起着重要作用。
菌群的多样性越高，就意味着对不同种类农药的降解能力也更广泛。
2. 温度和湿度：适宜的温度和湿度条件有利于微生物的生长和酶的活性，从而促进农药的降解。
过高或过低的温度和湿度都会对微生物降解农药产生不利影响。
3. pH值：不同微生物对pH值的适应能力不同，因此土壤的酸碱度对微生物降解农药也有一定影响。
适宜的pH值能够提供有利于降解酶的活性的环境。
4. 表面活性剂：土壤中的表面活性剂可以促进农药与微生物的接触，提高降解效率。
适量添加表面活性剂有助于提高农药残留的降解速度。
三、微生物降解对土壤农药残留的治理意义微生物降解农药对于土壤农药残留的治理具有重要意义：1. 降解能力：微生物降解农药是一种天然的解决方法，能够将农药降解为无害的物质，减少农药对环境和人体的危害。
土壤中酞酸酯分析方法
土壤中的邻苯二甲酸酯测定方法综述1前言1 邻苯二甲酸酯概述邻苯二甲酸酯又称酞酸酯（phthalate, Phthalic Acid Esters, 简称PAEs）。
邻苯二甲酸酯多为无色油状粘稠液体、难溶于水、不易挥发、其比重与水相近，凝固点比较低，易溶于有机溶剂和类酯[i]。
邻苯二甲酸酯作为添加剂，是一类在日常生产和生活中广泛使用的酯类化合物，世界年产量达亿吨，这也是商业和社会对其关注的主要原因[ii]，被广泛应用于皮革、造纸、石油化工、农业等各行业中，可以说，只要有塑料存在的地方就有酞酸酯存在。
皮革工业中大量使用的加脂剂、染料、表面活性剂、合成鞣剂、粘合剂中均存在大量的邻苯二甲酸酯，因此监测和评价皮革生产厂周围环境中的邻苯二甲酸酯就显得非常重要。
最常使用邻苯二甲酸酯为邻苯二甲酸二甲酯(DMP)、邻苯二甲酸二乙酯(DEP)、邻苯二甲酸二丁酯(DBP)、邻苯二甲酸二异丁酯(DiBP)、邻苯二甲酸二辛酯(DnOP)和邻苯二甲酸二乙基己基酯（DEHP）、邻苯二甲酸丁基苄基酯(BBP)、邻苯二甲酸二环己基酯(DCHP)、邻苯二甲酸二正己基酯(DNHP)[iii]。
邻苯二甲酸酯是一种环境激素（或环境内分泌干扰物），它是能干扰生物体内维持自稳及调节发育过程中激素的产生、释放、代谢、结合、排泄以及交互作用的外源性物质。
目前已报道的环境激素对人类的生殖影响主要表现在生育力下降，生殖器官改变，人体器官突变、致畸和癌细胞增殖，对动物界的影响是雌性化严重，可通过呼吸、饮食和皮肤接触进入人体和动物体内[iv,v]。
针对邻苯二甲酸酯类污染，美国、欧盟(EU)、世界卫生组织(WHO)、日本与中国都先后将其纳入“优先控制污染物名单”。
其中，美国环保局(EPA)[vi]将6种邻苯二甲酸酯类化合物列入129种重点控制的污染物名单中，分别是邻苯二甲酸二甲酯(DMP)、邻苯二甲酸二乙酯(DEP)、邻苯二甲酸二丁酯(DBP)、邻苯二甲酸二辛酯(DnOP)、邻苯二甲酸丁基苄基酯(BBP)和邻苯二甲酸(2-乙基己基)酯(DEHP)。
微生物降解对苯二甲酸
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摘 要&介 绍 了 降 解 对 苯 二 甲 酸 的 微 生 物Q对 苯 二 甲 酸 的 降 解 机 制Q降 解 动 力 学 特 征Q抑 制 降 解 的 因 素 和 结 构 R 降 解 性 的 关 系 )对 采 用 生 物 法 处 理 含 对 苯 二 甲 酸 的 工 业 废 水 具 有 重 要 的 参 考 意 义 S
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物分解等!
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邻苯二甲酸酯的光降解研究
邻苯二甲酸酯的光降解研究邻苯二甲酸酯（Phthalates）是一类广泛应用于工业生产中的有机化合物，主要用作塑料增塑剂、涂料、胶粘剂和化妆品等材料的添加剂。
然而，由于其广泛的应用和可能的环境污染问题，近年来越来越多的研究关注邻苯二甲酸酯的光降解机理和方法。
邻苯二甲酸酯的光降解是利用光照条件下通过光生活性氧的存在产生自由基，使邻苯二甲酸酯发生氧化分解的过程。
这主要是通过紫外光线照射邻苯二甲酸酯溶液或固体晶体，使其分子发生光激发，从而打破一些键和产生自由基。
在此过程中，自由基通过一系列反应逐渐降解邻苯二甲酸酯分子结构，最终分解为水和二氧化碳等无毒的物质。
目前，研究者们已经开展了很多关于邻苯二甲酸酯的光降解方面的研究工作，并且取得了许多重要的成果。
其中，主要包括对光降解条件的探索和优化，光降解机理的解析以及光降解产物的分析。
在光降解条件的探索和优化方面，研究者们主要考虑了光照强度、光照时间、溶液浓度等因素对邻苯二甲酸酯光降解效果的影响。
研究结果表明，适当增加光照强度和光照时间可以明显提高邻苯二甲酸酯的光降解效果，但过高的光照强度和时间可能会导致反应产物的进一步降解和环境分子的紫外照射。
在光降解机理的解析方面，研究者们采用了多种技术手段，包括光谱分析、动力学模型和计算化学等方法。
光谱分析结果表明，在光照条件下，邻苯二甲酸酯分子中的一些键会发生断裂和重组，从而形成自由基。
通过动力学模型的研究，可以定量分析光降解过程中产生自由基的速率和反应的速率常数，并进一步探索反应的动力学机制。
计算化学方法则可以从微观层面解析光降解的分子机理和反应途径。
在光降解产物的分析方面，研究者们主要采用质谱分析和高效液相色谱进行定性和定量分析。
结果显示，邻苯二甲酸酯的光降解反应主要产生苯酸、丁醇、苯甲醇等简单有机物和二氧化碳、水等无机物。
这些产物的生成量和比例与光照条件、邻苯二甲酸酯结构以及溶液环境因素有关。
在进一步的研究中，研究者们可以考虑邻苯二甲酸酯光降解的环境效应、降解产物的生物学效应以及光降解工艺的实际应用等问题。
微生物对有机物的降解作用.
微生物对有机物的降解作用.高致癌的物质可以很容易在重工业区周围的土壤中被检测到，而且超过国家标准多倍。
处理有机物的一般方法可分为三大类[1]：物理方法：主要有吸收法、洗脱法、萃取法、蒸馏法和汽提法等；化学方法：如光催化氧化法、超临界水氧化法、湿式氧化法、以及声化学氧化法等，这一方法应用较多；生物方法：包括植物修复，动物修复和微生物降解三类技术。
与其他处理方法相比，微生物降解有机物具有无可比拟优势：（1）微生物可将有机物彻底分解成CO2和H2O，永久的消除污染物，无二次污染；（2）降解过程迅速，费用低，为传统物理、化学方法费用的30%～50%；（3）降解过程低碳节能，符合现在节能减排的环保理念。
2 微生物降解有机物的机理及影响因素2.1 微生物降解有机物的机理用于降解有机物的微生物主要有细菌和真菌，降解的方式主要包括堆肥法、生物反应处理和厌氧处理等，但每一过程都是利用微生物的代谢活动把有机污染物转化为易降解的物质甚至矿化[2]。
以多环芳烃（PAHs）[3~4]和农药[5]的降解为例来说明。
2.1.1 微生物对多环芳烃（PAHs）的降解微生物之所以能降解多环芳烃依赖于它们对多环芳烃的代谢。
微生物通过两种方式对PAHs进行代谢：1 ) 以PAHs作为唯一的碳源和能源：2 ) 把PAHs与其它有机质进行共代谢降解。
研究表明许多微生物能以低分子量的PAHs (双环或三环) 作为唯一的碳源和能源，并将其完全矿化。
而四环或多环的PAHs的可溶性差，比较稳定，难以降解，一般要通过共代谢方式降解。
研究又表明，微生物在有氧和无氧条件下都能对多环芳烃进行降解。
（1）共代谢降解高分子量的多环芳烃的生物降解一般均以共代谢方式开始。
共代谢作用可以提高微生物降解多环芳烃的效率，改变微生物碳源和能源的底物结构，增大微生物对碳源和能源的选择范围，从而达到难降解的多环芳烃最终被微生物利用并降解的目的。
在有其他碳源和能源存在的条件下，微生物酶活性增强，降解非生长基质的效率提高，也称为共代谢作用。
邻苯二甲酸二甲酯的光催化降解机理
中图分类号 X703 文献标识码 A 文章编号 1673-9108（ 2011） 06-1273-05
Mechanisms of photocatalytic degradation of dimethyl phthalate
Zhao Ling1 Liu Min2 Yin Pinghe2 Wu Chuping2 Jin Bo3
（ 1. Department of Environmental Engineering，Jinan University，Guangzhou 510632，China； 2． Chemistry Department，Jinan University，Guangzhou 510632，China；
摘 要 研究了邻苯二甲酸二甲酯（ DMP） 的光催化降解过程，探讨邻苯二甲酸酯类物质的光催化降解行为和降解机 理。分别用高效液相（ HPLC） 和 TOC 测定仪检测不同降解时间段水样的邻苯二甲酸二甲酯浓度和矿化率。结果表明： 当 DMP 初始浓度为 20 mg / L，催 化 剂 用 量 为 70 mg / L，光 催 化 反 应 140 min 时 DMP 降 解 率 和 矿 化 率 分 别 达 到 95. 1% 和 62. 5% ，反应 60 min 内体系 pH 值不断减小，之后基本维持不变，同时通过液相色谱串联电喷雾质谱（ LC / MS） 检测到 DMP 光催化反应中产生了 1，2-二甲氧羰基苯酚（ 1，2-dimetoxycarbonyl phenol） 、7-甲酰基-2，4-庚二烯酸甲酯（ 7-formoxyl-2，4-heptadien acid methyl ester） 和 7-羟基-2，4-庚二烯酸甲酯（ 7-hydroxy-2，4-heptadien acid methyl ester） 等中间产物，由此推测 DMP 的降解可能从苯环上的碳链断裂开始，中间生成酯类化合物，最后矿化成水和二氧化碳。
土壤中邻苯二甲酸二丁酯研究进展
有研究 发现北京 市丁业 污灌 区土 壤 中 Ｄ Ｐ的含量 为 Ｂ
表现 出较优 的 降解 能 力 ； 时 发现 小 球 藻 等 绿 藻对 Ｄ Ｐ 同 Ｂ
也表 现出较好 的生物 富积作用 。
２ ３ 影响土壤 中 Ｄ Ｐ降解的主 要环境 因素 ． Ｂ ２ ３ １ 氧 化还 原条 件 ．． 在 土壤 中 ， Ｂ Ｄ Ｐ主要通 过微 生 物
Ｃ ｎ ｔｅ ｓ ｒ ｅ ｉ ｇｏ ｉｈ ｅ ｃｅ ｃ ｅ ｒ ｄ ｔ ｎ ｍｉｒ ｏｇ ｎ ｓ ｏ ＵＳｏ ｈ ｃ ｅ ｎ ｎ ｆｈｇ ｆ ｉｎ ｙ ｄ ｇ ａ ａｉ ｃ ｏ ｒ ａ ｉｍ ｆＤＢＰ ｎ ｏｌｍｉ ｒｏ ｇ ｎｓ ｏ ｉ ｏ ａ ｄｓ ｉ ｃ ｏ ｒ ａ ｉｍ ｆＤＢＰ，ｐｌｎｓ ａ ｈ ｍｉ ａ ｔ ｎｄ ｃ ｅ — ｃ ｌｃ ｍｂｉ ｔ ｎ ｒ ｐ ｉ ｎ ｓ ｉ． ａ ｏ ｎａｉ ｅ ａ ｒｉ ｏｌ ｏ
环裂 解生成 儿茶酸 等双酚 中间产物 ， 芳香 环再 开裂 形成相 应 的有机酸 ， 而转化成 丙酮酸 、 珀酸 、 进 琥 延胡 羧酸 等进入
三羧 酸循环 ， 最后 转化 为 Ｃ 和 Ｈ： －］ Ｏ Ｏ ｓ。 ２ ２ 降解 Ｄ Ｐ的微 生物 目前 发 现 降解 Ｄ Ｐ的微 生物 ． Ｂ Ｂ
气中均有 检出 。相对 而言 ， 已有 的研 究主要 针对水 环境
中ＰＥ Ａ ｓ的调查和评 价 ， 土壤 中 Ｄ Ｐ的研 究却相 对 匮 对 Ｂ 乏 ， 土壤 中 Ｄ Ｐ污染 已 日趋严重 ， 而 Ｂ 需要 对土壤 中 Ｄ Ｐ的 Ｂ 研 究进展进行 总结 和分析 。
包括 节杆菌 属 ］不 动杆菌 属 ｝假 单胞 菌属 ¨ 红球 、 。、 “ 、 菌属 ｌ鞘 氨醇 单 孢 菌¨ 、 等 菌株 ， 中红 球 菌属 菌株 其
新疆五家渠地区不同覆膜年限棉田土壤中邻苯二甲酸酯残留特征
新疆农业大学学报2020,43(3):221~227J o u r n a l o f X i n j i a n g A g r i c u l t u r a l U n i v e r s i t y文章编号:1007-8614(2020)03-0221-07新疆五家渠地区不同覆膜年限棉田土壤中邻苯二甲酸酯残留特征易鸳鸯1,2,3,谢芳1,2,3,胡潇涵1,2,3,吴智慧1,2,3,邢瀚晨1,2,3,祖力克尔江1,2,3,特日格勒1,2,3,秦璐1,2,3,顾美英4,荆晨1,2,3(1.新疆环境保护科学研究院,乌鲁木齐 830011;2.新疆环境污染监控与风险预警重点实验室,乌鲁木齐830011;3.新疆清洁生产工程技术研究中心,乌鲁木齐830011;4.新疆农业科学院微生物应用研究所/新疆特殊环境微生物实验室,乌鲁木齐830091)摘要:为探究新疆五家渠地区不同地膜使用年限棉田土壤中邻苯二甲酸酯(P A E s)残留特征,采集五家渠蔡家湖垦区9块不同覆膜年限棉田土壤样品,采用G C-M S对土壤P A E s含量及理化性质进行分析,并对其污染分布和污染程度进行评价㊂结果显示,不同覆膜年限棉田土壤中6种优先控制的P A E s总量(ðP A E s)范围为1.360~4.490m g/k g,均值ʃ标准差为(2.770ʃ0.919)m g/k g㊂不同覆膜年限棉田土壤中P A E s以邻苯二甲酸二(2-乙基己基)酯(D E H P)㊁邻苯二甲酸二正辛酯(D n O P)为主,其中D E H P占P A E s总量的26.47%~34.97%,D n O P占17.82%~36.49%㊂参照美国优先控制P A E s化合物的控制标准,100%土壤样品邻苯二甲酸二正丁酯(D B P)含量均超过控制标准,66.67%的土壤样品邻苯二甲酸二乙酯(D E P)含量超过控制标准,表明调查区域土壤存在一定程度P A E s污染风险㊂随着覆膜年限的增加,P A E s总量并非呈现线性增长趋势,覆膜5年地块土壤P A E s总量最高,显著高于其他各覆膜年限棉田㊂土壤中P A E s总量与D E P㊁D B P㊁D E H P含量存在显著的正相关关系,D n O P含量与土壤含水率存在显著正相关关系,与p H值存在负相关性㊂关键词:棉田;覆膜年限;邻苯二甲酸酯;残留特征中图分类号:X53文献标识码:AR e s i d u a l C h a r a c t e r i s t i c s o f P h t h a l a t e A c i dE s t e r s(P A E s)i n C o t t o nF i e l d s w i t h D i f f e r e n tM u l c h i n g F i l m Y e a r s i n W u j i a q u A r e a,X i n j i a n gY I Y u a n-y a n g1,2,3,X I E F a n g1,2,3,H U X i a o-h a n1,2,3,WU Z h i-h u i1,2,3,X I N G H a n-c h e n1,2,3, Z u l i k e e r j i a n g1,2,3,T e r i g e l e1,2,3,Q I N L u1,2,3,G U M e i-y i n g4,J I N G C h e n1,2,3(1.X i n j i a n g A c a d e m y o f E n v i r o n m e n t a l P r o t e c t i o n S c i e n c e s,U r u m q i830011,C h i n a;2.X i n j i a n g K e y L a-b o r a t o r y f o r E n v i r o n m e n t a l P o l l u t i o n M o n i t o r i n g a n d R i s k W a r n i n g,U r u m q i830011,C h i n a;3.X i n j i a n g E n g i n e e r i n g T ec h n o l o g y R e s e a r c h C e n t e r f o r C l e a n e r P r od u c t i o n,U r u m q i830011,C h i n a;4.I n s t i t u te o fM i c r o b i o l o g y,X i n j i a n g A c a d e m y o f A g r i c u l t u r a l S c i e n c e s/X i n j i a n g L a b o r a t o r y o f S p e c i a l E n v i r o n m e n t a l M i c r o b i o l o g y,U r u m q i830091,C h i n a)A b s t r a c t: T o e x p l o r e t h e r e s i d u a l c h a r a c t e r i s t i c s o f p h t h a l a t e e s t e r s(P A E s)i n c o t t o n f i e l d s w i t h d i f f e r e n t p l a s t i c f i l m s e r v i c e l i f e i n W u j i a q u,X i n j i a n g b y c o l l e c t i n g9s o i l s a m p l e s o f c o t t o n f i e l d s w i t h d i f f e r e n t f i l m m u l c h i n g y e a r s i n C a i j i a h u R e c l a m a t i o n a r e a o f W u j i a q u.T h e s o i l P A E s c o n t e n t a n d p h y s i c o c h e m i c a l p r o p-e r t i e s w e r e a n a l y z e d b y G C-M S,a n d t h e p o l l u t i o n d i s t r i b u t i o n a n d p o l l u t i o n d e g r e e w e r e e v a l u a t e d.T h e收稿日期:2020-05-09基金项目:新疆环境保护科学研究院创新基金项目(201904);新疆维吾尔自治区重点研发专项(2017B03014-4);国家自然科学基金项目(31660120)通讯作者:荆晨,E-m a i l:80958918@q q.c o m新疆农业大学学报2020年r e s u l t s s h o w e d t h a t P A E s c o n t e n t(ðP A E s)i n s o i l o f d i f f e r e n t f i l m m u l c h i n g y e a r s r a n g e d f r o m1.360t o4.490m g/k g a n d t h e m e a nʃs t a n d a r d d e v i a t i o n w a s(2.770ʃ0.919)m g/k g.D i e t h y l h e x y l p h t h a l a t e(D E H P)a n d D i-n-o c t y l p h t h a l a t e(D n O P)w e r e t h e m a i n c o m p o n e n t s o f P A E s i n t h e s o i l s,a c c o u n t i n g f o r26.47%-34.97%,a n d17.82%-36.49%o f t h e t o t a l c o n t e n t o f P A E s.B a s e d o n t h e c o n t r o l s t a n d a r d s o f p r i o r i t y p o l l u t a n t s o f P A E s(U.S.E P A),d i n b u t y l p h t h a l a t e(D B P)c o n t e n t i n a l l s o i l s a m p l e s a n d d i e t h y l p h t h a l a t e e s t e r(D E P)i n66.67%s o i l s a m p l e s e x c e e d e d t h e c o n t r o l s t a n d a r d,i m p l y i n g t h a t t h e s e s o i l s h a dc e r t a i n p o l l u t i o n r i s k s.T h e t o t a l c o n t e n t o f P A E s c o n t e n t i n s o i l sd i d n o t s h o w s i g n i f i c a n t c o r re l a t i o n w i t hd i f fe r e n t m u l c h i n gf i l m y e a r s o f s o i l.T h e t o t a l c o n t e n t o f P A E s c o n t e n t w a s t h e h igh e s ti n5y e a r o f f i l m m u l c h i n g c o t t o n s o i l.T h e t o t a l c o n t e n t o f P A E s h a d a s i g n i f i c a n t p o s i t i v e c o r r e l a t i o n w i t h D E P,D B P a n d D E H P;D n O P h a d a s i g n i f i c a n t p o s i t i v e c o r r e l a t i o n w i t h s o i l m o i s t u r e c o n t e n t,b u t s i g n i f i c a n t l y n e g a t i v e l y c o r r e l a t e d w i t h p H.K e y w o r d s:c o t t o n f i e l d;y e a r s o f f i l m m u l c h i n g;P A E s;r e s i d u a l c h a r a c t e r i s t i c s邻苯二甲酸酯(P A E s)作为一种增塑剂,被广泛应用于P V C塑料制品中㊂由于P A E s与产品仅依靠氢键和范德华力进行物理结合,并未通过化学作用键合到产品的高分子碳链上,随着时间的推移容易游离出来,造成环境污染,影响人类与动物生殖系统发育,增加致癌㊁致畸㊁致突变的几率[1]㊂2019年,新疆棉田地膜残留率达到24%,是全国平均水平的4~5倍[2,3]㊂由于地膜㊁棚膜的广泛使用,多地设施菜地土壤中已检测出P A E s类化合物[4,5]㊂彭祎[6]等在南疆对农产品-土壤样品㊁农田地膜残留样品进行17种P A E s含量水平分析和来源解析,发现南疆地区的地膜残留率高于国内其他地区,南疆棉花转产区P A E s污染关键控制点是降低农田残膜量㊂郭冬梅等[7]对南疆棉田0~ 20c m表层土壤P A E s进行了测定㊂结果表明,棉田土壤中6种P A E s检出率达到100%,土壤中P A E s的总含量为1532.987m g/k g,棉田受到了一定程度的污染㊂目前,关于新疆棉田P A E s污染特征研究多集中于南疆,而北疆不同覆膜年限棉田土壤中P A E s 污染特征未见报道㊂本研究区位于准噶尔盆地南缘荒漠-绿洲交错带,生物链简单,生态环境脆弱[8]㊂开展本区域不同连作年限土壤P A E s污染调查,不仅有利于了解北疆P A E s污染特征,制定北疆P A E s污染土壤修复治理措施,而且对保障干旱区土地资源的可持续发展与人类健康具有重要意义㊂本研究以五家渠蔡家湖垦区为靶区,分析不同覆膜年限棉田土壤中P A E s残留含量特征及其与土壤理化性质的关系,旨在探讨该地区覆膜年限对棉田土壤中P A E s污染水平的影响,及土壤理化性质与P A E s含量的相关性,为该地区棉田土壤环境质量评价提供科学依据㊂1材料与方法1.1仪器与试剂仪器:A g i l e n t7893-5975气相色谱-质谱联用仪(美国A g i l e n t公司);A S E-350加速溶剂萃取仪(美国D I O N E X公司);I K A R V10旋转蒸发仪(上海坤权生物科技有限公司);睿科A u t o E V A-20P l u s全自动氮吹浓缩仪(睿科集团股份有限公司)㊂试剂:正己烷㊁二氯甲烷㊁丙酮等试剂(色谱纯, T h e r m o F i s h e r S c i e n t i f i c公司);6种P A E s标准品溶液(A g i l e n t公司),浓度为2000μg/m L㊂1.2研究区概况研究区位于新疆准噶尔盆地南缘荒漠-绿洲交错带(87ʎ30'50ᵡ~87ʎ32'40ᵡ,44ʎ28'30ᵡ~44ʎ30'33ᵡ)㊂属暖温带内陆荒漠气候,年均气温约5ħ,年均积雪深度为17.5c m,稳定积雪103d;夏季雨量少,蒸发强;全年日照时数2700~3100h,无霜期150~ 190d㊂土地总面积达4.3万h m2,土壤母质以棕漠土为主,主要作物为棉花㊁甜瓜等[9,10]㊂1.3野外样品采集2019年12月进行土样采集,采样点位于农六师五家渠蔡家湖一〇三团,采样前研究区20d内无降水,农田60d内无灌溉,灌溉(滴灌)㊁施肥由当地兵团统筹管理,样区的耕作方式为传统耕作,在样区内选择海拔高度相同㊁地理位置相近㊁土壤性质一致的9块不同覆膜年限棉田土壤样品,覆膜5年(C1, E87ʎ30'56.41ᵡ,N44ʎ29'24.27ᵡ)㊁覆膜10年(C2, E87ʎ30'43.60ᵡ,N44ʎ29'13.42ᵡ)㊁覆膜15年(C3, E87ʎ30'50.86ᵡ,N44ʎ29'18.02ᵡ)㊁覆膜20年(C4, E87ʎ30'59.75ᵡ,N44ʎ28'22.05ᵡ)㊁覆膜25年(C5, E87ʎ29'5.59ᵡ,N44ʎ27'53.04ᵡ)㊁覆膜30年(C6, E87ʎ30'16.77ᵡ,N44ʎ27'44.68ᵡ)㊁覆膜35年(C7,222第3期易鸳鸯,等:新疆五家渠地区不同覆膜年限棉田土壤中邻苯二甲酸酯残留特征E 87ʎ29'30.68ᵡ,N 44ʎ27'44.76ᵡ)㊁覆膜40年(C 8,E 87ʎ30'18.63ᵡ,N 44ʎ27'41.39ᵡ),同时采集荒草地0年(C K ,E 87ʎ31'24.43ᵡ,N 44ʎ29'25.19ᵡ)作为对照组㊂不同种覆膜年限棉田分别选取5个典型样方,各样方按S 型布设5个样点后采集表土层(0~20c m )土样,剔除石头㊁植物根系㊁枯枝落叶等杂质后,将土样充分混匀并用四分法留取2k g 带回实验室,至阴凉处进行风干,待土样完全干燥后将土壤过孔径2mm 筛,储存于棕色广口瓶中,4ħ保存㊂1.4 土壤理化性质监测参照‘土壤农业化学分析方法“[11]分析样地土壤理化性质㊂土壤理化性质测定主要包括土壤含水率㊁p H 值㊁电导率㊁土壤有机质等4个指标㊂土壤含水率采用烘干法;p H 值采用电位法;电导率采用电导法;土壤有机质采用重铬酸钾-硫酸氧化滴定法(N Y /T 1121.6-2006);土壤情况见表1㊂表1 不同覆膜年限棉田土壤基本理化性质T a b l e 1 P h y s i c a l -c h e m i c a l p r o p e r t i e s i n c o t t o n s o i l o f d i f f e r e n t p l a n t i n g ye a r s 处理编号覆膜年限(年)土壤含水率(%)p H 值电导率(m S /c m )土壤有机质(g /k g )C K 08.318.002.106.61C 1516.727.251.1516.98C 21020.527.272.2019.78C 31517.546.871.1218.86C 42017.966.852.617.91C 52516.917.461.328.86C 63018.987.262.637.29C 73516.807.391.1012.25C 84017.937.221.0711.031.5 土壤样品G C -M S 分析与质量控制分别称取干燥的土壤样品和空白样品20g 置于萃取池中,同时加入5g 无水硫酸钠,选择丙酮-二氯甲烷混合溶液作为溶剂,在加压流体萃取仪上进行萃取㊂空白样品用石英砂替代并在400ħ烘干4h (参照H J 783-2016执行)㊂萃取完成后将萃取液转移至旋蒸瓶中,浓缩至约3m L ,并将提取液溶剂转换为正己烷,氮吹浓缩至2m L ,过硅酸镁小柱净化后,氮吹浓缩至1m L 左右,定容至1m L 待用(参照H J 834-2017执行)㊂过0.22μm 滤膜并转移至进样瓶,进行气相色谱-质谱分析㊂检测分析条件,色谱条件:D B -5M S 色谱柱(30mˑ250μmˑ0.25μm );载气为氦气,流量1m L /m i n ;进样口温度290ħ;采用分流进样模式,分流比为5ʒ1,进样量1μL ;传输线温度280ħ;柱升温程序为,初始温度80ħ保持2m i n,以20ħ/m i n 升温到180ħ,保持5m i n,再以10ħ/m i n 升温到300ħ保持8m i n,总运行时间为42m i n ㊂质谱条件:电子轰击(E I)离子源,离子源温度230ħ,四级杆温度150ħ,碰撞气为氩气㊂采用S I M 模式进行检测㊂1.6 数据处理利用S P S S 19.0㊁E x c e l 和S A S 等软件对数据进行统计处理及相关性分析,探究土壤理化性质与土壤P A E s 总量进行相关性分析,运用O r i gi n 8.5和P r i s m 等软件作图㊂2 结果与分析2.1 邻苯二甲酸酯标准曲线的绘制根据上述气质联用仪检测条件,6种P A E s 混合标准液中各单体能够完全分离(图1)㊂将6种P A E s 标准样品配制成7个浓度,分别为0.5㊁1.0㊁5.0㊁10.0㊁20.0㊁50.0m g/m L ,以P A E s 标样浓度为横坐标,以峰面积为纵坐标,绘制标准曲线,其结果见表2㊂50004000300020001000（min ）5 10 15 20 25DMPDEPDBPBBPDEHP DOP 图1 6种P A E s 标准溶液的色谱图F i g .1 C h r o m a t o gr a m o f 6P A E s m i x e d s t a n d a r d s o l u t i o n 322新疆农业大学学报2020年表26种邻苯二甲酸酯混合标准液中各单体保留时间㊁标准曲线和线性相关系数T a b l e2R e t e n t i o n t i m e s a n d s t a n d a r d c u r v e a n d l i n e a r c o e f f i c i e n t o f m i x e d s t a n d a r d s o l u t i o n o f P A E s 序号化合物名称保留时间(m i n)线性方程相关系数1邻苯二甲酸二甲酯(D M P)8.000Y=40600X+5.81300.9995 2邻苯二甲酸二乙酯(D E P)9.435Y=38700X-0.00180.9996 3邻苯二甲酸二正丁酯(D B P)15.655Y=65300X-0.00960.9996 4邻苯二甲酸丁基苄基酯(B B P)20.124Y=34000X-181000.9994 5邻苯二甲酸二(2-乙基己基)酯(D E H P)21.743Y=46800X-276000.9992 6邻苯二甲酸二正辛酯(D n O P)23.292Y=79700X-639000.99892.2邻苯二甲酸酯准确度㊁精密度和检出限将采自农六师五家渠蔡家湖一〇三团不受污染的空白土样添加P A E s标样,添加标样浓度为0.5m g/L,平行测定7次㊂将各测定结果换算为样品中的浓度,计算平行测定的检出限,方法检出限为0.03~0.07μg/k g㊂6种P A E s的准确度以加标回收率表示,精密度以相对标准偏差表示㊂6种P A E s的添加回收率为77.40%~101.50%,相对标准偏差为1.50%~7.50%,测定方法具有较好的重现性和可靠性(表3)㊂表3土壤中6种邻苯二甲酸酯准确度㊁精密度和检出限T a b l e3 6k i n d s o f P A E s a c c u r a c y,p r e c i s i o n a n d d e t e c t i o nl i m i t i n s o i l化合物平均加标回收率(%)R S D(%)检出限(μg/k g)D M P85.521.930.07D E P77.403.340.03D B P98.361.500.03B B P93.553.550.06 D E H P101.507.500.07D n O P80.233.560.032.3不同覆膜年限棉田土壤P A E s污染特征2.3.1土壤中P A E s化合物的总量特征不同覆膜年限棉田土壤中邻苯二甲酸酯总量存在明显差异,各覆膜年限棉田土壤邻苯二甲酸酯总量显著高于空白对照组(图2)㊂土壤中邻苯二甲酸酯总量范围为1.360~4.490m g/k g,均值ʃ标准差为2.770ʃ0.919m g/k g㊂6种P A E s中各单体的检出率和均值见表4㊂不同覆膜年限棉田土壤中P A E s以D E H P和D n O P为主,其中D E H P占邻苯二甲酸酯总量的26.47%~34.97%,D n O P占17.82%~36.49%(表5)㊂不同覆膜年限邻苯二甲酸酯总量在1~2m g/k g的占11.11%;邻苯二甲酸酯总量在2~3m g/k g的占66.60%,邻苯二甲酸酯总量3~5m g/k g的占22.22%㊂表4不同覆膜年限棉田土壤中各邻苯二甲酸酯单体的检出率和均值T a b l e4D e t e c t i o n r a t e s a n d m e a n v a l u e s o f P A E s i n c o t t o n s o i l o f d i f f e r e n t y e a r s o f f i l m m u l c h i n g化合物名称检出率(%)范围(m g/k g)均值ʃ标准差(m g/k g) D M P7.700~0.0400.004ʃ0.013 D E P1000.030~0.1300.081ʃ0.030 D B P1000.150~1.5600.597ʃ0.490 B B P1000.350~0.5500.516ʃ0.059 D E H P1000.360~1.5700.804ʃ0.332 D n O P1000.470~0.8100.767ʃ0.105（ ）（mg/kg）图2不同覆膜年限棉田土壤中邻苯二甲酸酯总含量特征F i g.2C o n c e n t r a t i o n o f t h e t o t a l c o n t e n t o f P A E s i n c o t t o nf i e l d s o f d i f f e r e n t y e a r s o f f i l m m u l c h i n g2.3.2土壤中各单体P A E s的含量特征由表4可知,不同覆膜年限土壤中6种P A E s 单体检出率和含量有明显差异㊂其中,D M P仅覆膜5年地块检出,检出率仅为7.70%,D E P㊁D B P㊁B B P㊁D E H P㊁D n O P的检出率均为100%㊂P A E s单体的含量由高到低分别为D E H P㊁D n O P㊁D B P㊁B B P㊁D E P㊁D M P(表5),各覆膜年限棉田土壤中D E P含量最高为5年地块,覆膜5年后含量有明显下降,降幅比较平稳,含量最低为覆膜25年和40年地块;D B P含量最高为覆膜35年地块,含量最低为覆膜25年地块;B B P各覆膜年限棉田土壤含量相422第3期易鸳鸯,等:新疆五家渠地区不同覆膜年限棉田土壤中邻苯二甲酸酯残留特征表5不同覆膜年限棉田土壤中各单体邻苯二甲酸酯占邻苯二甲酸酯总量的比例T a b l e5T h e p r o p o r t i o n o f i n d i v i d u a l P A E s i n t h e t o t a l c o n t e n t P A E s o f c o t t o n f i e l d o f d i f f e r e n t m u l c h i n g y e a r s%处理编号D M P D E P D B P B B P D E H P D n O PC K0.002.2111.0325.7426.4734.56C10.892.9031.1812.2534.9717.82 C20.003.0017.2320.2229.2130.34 C30.003.6218.4819.5728.9929.35 C40.003.5210.5723.3527.3135.24 C50.002.709.0123.8727.9336.49 C60.002.6419.6220.0027.1730.57 C70.002.8937.5913.0127.2319.28 C80.002.5413.9822.4627.1233.90似,在0.530~0.550m g/k g,无显著差异;D E H P含量最高为5年地块,覆膜20年和25年地块含量相对较低;D n O P含量在覆膜年限5年至40年土壤含量相似在0.800~0.810m g/k g,无显著差异,而显著高于对照组0.471m g/k g㊂2.4土壤中P A E s的超标情况与美国土壤P A E s化合物控制标准与治理标准相比[12],本次调查的9块不同覆膜年限土壤中,均超过D B P控制标准的0.080m g/k g,超标率达到100%;6块样地土壤D E P含量超过控制标准的0.070m g/k g,超标率达66.67%;1块样地土壤样品D M P含量超过控制标准的0.020m g/k g,超标率达到11.11%,剩余B B P㊁D E H P㊁D n O P组分样品均未超过控制标准㊂2.5土壤中P A E s含量与理化性质的相关性相关性分析表明,不同覆膜年限棉田土壤中各单体P A E s与土壤理化性质相关性不同(表6)㊂其中,土壤中邻苯二甲酸酯总量与D E P㊁D B P㊁D E H P 含量存在极显著正相关性(P<0.01);D n O P含量与土壤含水率存在极显著正相关性(P<0.01),与p H值存在极显著负相关性(P<0.01);B B P含量与D n O P含量㊁土壤含水率存在极显著相关(P< 0.01);各单体P A E s含量与土壤有机质含量无显著相关性㊂表6土壤理化性质与邻苯二甲酸酯含量之间的相关性分析T a b l e6S i m p l e c o r r e l a t i o n b e t w e e n s o i l p h y s i c-c h e m i c a l p r o p e r t i e s a n d P A E s因素D M P D E P D B P B B P D E H P D n O P ðP A E s 含水率p H值电导率有机质D M P1D E P0.5841D B P0.5800.868**1B B P0.2070.685*0.4001D E H P0.815**0.918**0.902**0.5581D n O P0.1080.5960.3020.992**0.4561ðP A E s0.6620.947**0.955**0.618*0.971**0.5251含水率-0.0140.4510.1570.922**0.3120.942**0.3781p H值0.039-0.511-0.073-0.782*-0.259-0.786*-0.290-0.758*1电导率-0.306-0.426-0.461-0.266-0.461-0.211-0.4720.0220.0171有机质0.3510.6150.3900.4840.5500.4130.5100.447-0.400-0.4121注:ðP A E s表示邻苯二甲酸酯总含量;**表示极显著相关(P<0.01),*表示显著相关(P<0.05)㊂3讨论3.1不同覆膜年限对土壤P A E s含量的影响本研究所调查不同覆膜年限棉田土壤P A E s总量,以D E H P和D n O P为主,其中D E H P>D n O P,该结果与南京城郊4个蔬菜基地设施土壤样品[13]㊁杭州设施菜地[14]㊁山东寿光设施菜地[15]相似,但与郭冬梅等[7]调查相比数值差距较大,郭冬梅调查了6种P A E s在南疆棉田土壤的分布,在6种污染物中D B P和D E H P含量较高,含量均值分别达到522新疆农业大学学报2020年351.120m g/k g和128.700m g/k g,D M P和D E P 含量较低㊂调查数值差别较大的原因除了采样地点,覆膜方式存在较大差别外,也可能与兵团㊁南北疆棉田地膜残留量存在差异有关[16,17]㊂在本研究中各P A E s单体在土壤中的分布存在明显差异,浓度含量由高到低依次为:D E H P>D n O P>D B P> B B P>D E P>D M P,该结果与沈小明等[18]结论一致㊂在P A E s单体中,长链的D E H P㊁D n O P和D B P 与短链的D M P和D E P相比,具有较大的分子量㊁较大的辛醇-水分配系数㊁较低的水溶性,较易被土壤吸附而难通过生物降解等途径去除[19],这也是土壤中这两类化合物浓度较高的主要原因之一㊂在本研究中,随着覆膜时间的增长,P A E s总量并不存在显著性线性增长趋势,覆膜5年棉田土壤P A E s总量最高,之后含量明显下降,但变化比较平稳㊂在刘文军等[20]的研究中发现,寿光市和房村镇设施农业土壤中P A E s含量并非呈线性增长,设施种植年限20年以上的设施农业土壤中P A E s含量会有所下降,并且趋于稳定㊂彭祎等[6]发现阿克苏地区土壤㊁蔬果中的P A E s总浓度与棉花种植时间没有相关性㊂不同种植年限棉田土壤中P A E s含量变化受多重因素影响,虽然P A E s在土壤中随着时间的增长会存在累积的过程,但在氧化条件下土壤中P A E s也可以通过生物作用而降解,如S h a n k e r 等[21]指出,D M P和D B P的降解速度高于D E H P㊂3.2不同覆膜年限土壤P A E s含量与理化性质的关系本研究发现,B B P㊁D n O P含量与不同覆膜棉田土壤含水率存在显著正相关性,随着土壤水分的增加,B B P㊁D n O P会显著升高,而与p H值之间存在显著的负相关性,当土壤中p H值升高时,B B P㊁D n O P含量随着p H值的升高会明显降低,该结果与M o h a n等[22]研究结果一致,M o h a n等证实随着p H值的升高,P A E s在土壤中的吸附量减少㊂p H 值对P A E s等疏水性有机化合物的吸附机理可能是化合物疏水性㊁扩散效应及腐殖酸结构变化等共同作用的结果,随着P A E s酯链长度的升高,P A E s极性越小,疏水性越强,疏水强度依次为D E H P> D n O P>D B P>D E P>D M P㊂当p H值为中性时, P A E s的吸附可能是因碳表面和P A E s的非极性烷基间的疏水性位置发生作用;在酸性条件下,表面官能团的质子化效应传递了正电荷到土壤表面,中和了土壤表面的部分负电荷,导致相对极性的P A E s 在土壤中吸附增加㊂当p H值上升至碱性时,有机质中的羟基和羧基大量离解,所形成的负电荷相互排斥,有机质构型伸展,亲水性强,因趋于溶解而不利于有机物分子在土壤表面的吸附㊂D E P与土壤有机质存在0.615的正相关性,但相关性不显著,该结果与K o n g等[23]研究结果一致㊂4结论新疆五家渠地区不同覆膜年限棉田土壤中,土壤P A E s总含量为1.360~4.490m g/k g,均值ʃ标准差为(2.770ʃ0.919)m g/k g㊂6种P A E s中以D E H P㊁D n O P为主,两者之和占P A E s总量的56.76%㊂本研究调查的6种P A E s参照美国优先控制P A E s化合物的控制标准,100%土壤D B P含量均超过控制标准,66.67%的土壤样品D E P含量超过控制标准,表明调查区域土壤已受到一定程度P A E s污染㊂随着覆膜年限的增长,土壤邻苯二甲酸酯总量并非呈现线性增长趋势,覆膜5年含量最高,显著高于其他各覆膜年限棉田㊂邻苯二甲酸酯总量与D E P㊁D B P㊁D E H P的含量存在显著正相关性㊂参考文献:[1]朱丹尼,邹胜章,周长松,等.岩溶高原区农业地膜中邻苯二甲酸二乙基己酯的释放及其对覆膜土壤的影响[J].岩矿测试,2019,38(3):297-304.[2]马瑛.新疆棉花生产性废弃物处理方式的影响因素分析[J].中国农业资源与区划,2016,37(1):23-29. [3]胡灿.新疆典型区域地膜残留污染现状与防控方案[J].农业工程技术,2019,39(36):39-45. [4]梁浩花.银川市农业土壤中邻苯二甲酸酯污染特征及其污染土壤微生物修复研究[D].银川:宁夏大学, 2019.[5]冯宇希,涂茜颖,冯乃宪,等.我国温室大棚邻苯二甲酸酯(P A E s)污染及综合控制技术研究进展[J].农业环境科学学报,2019,38(10):2239-2250.[6]彭祎,赵玉杰,王璐,等.南疆棉花转产区土壤和农产品中邻苯二甲酸酯(P A E s)污染分析和评价[J].农业环境科学学报,2018,37(12):2678-2686.[7]郭冬梅,吴瑛.南疆棉田土壤中邻苯二甲酸酯(P A E s)的测定[J].干旱环境监测,2011,25(2):76-79. [8]杨静,何静,塔勒哈尔㊃库尔曼别克,等.准噶尔盆地南缘大气降尘中重金属的季节性规律和来源分析[J].新疆环境保护,2019,41(3):22-27.[9]伍德彦,阴俊齐,秦璐,等.准噶尔荒漠 绿洲交错带短命植物和荒漠灌木的光合特征[J].新疆环境保护, 2017,39(2):7-11.[10]夏倩柔,张波.荒漠 绿洲交错带不同植被类型的土壤水盐差异性研究[J].新疆环境保护,2015,37(3):622第3期易鸳鸯,等:新疆五家渠地区不同覆膜年限棉田土壤中邻苯二甲酸酯残留特征15-20.[11]鲁如坤.土壤农业化学分析方法[M].北京:中国农业科技出版社,2000.[12]W a n g J,L u o Y,T e n g Y,e t a l.S o i l c o n t a m i n a t i o n b yp h t h a l a t e e s t e r s i n C h i n e s e i n t e n s i v e v e g e t a b l e p r o-d u c t i o n s y s te m s w i t h d if f e r e n t m o d e s o f u s e o f p l a s t i cf i l m[J].E n v i r o n m e n t a l P o l l u t i o n,2013,180(3):265-273.[13]汪军,骆永明,马文亭,等.典型设施农业土壤酞酸酯污染特征及其健康风险[J].中国环境科学,2013,33(12):2235-2242.[14]陈永山,骆永明,章海波,等.设施菜地土壤酞酸酯污染的初步研究[J].土壤学报,2011,48(3):516-523.[15]郑顺安,薛颖昊,李晓华,等.山东寿光设施菜地土壤-农产品邻苯二甲酸酯(P A E s)污染特征调查[J].农业环境科学学报,2016,35(3):492-499. [16]张江华.新疆棉田土壤中地膜残留污染现状调查分析及其发展趋势预测[D].乌鲁木齐:新疆农业大学,2010.[17]张瑶,单娜娜.新疆废旧地膜污染现状及治理[J].农业与技术,2020,40(19):107-108.[18]沈小明,吕爱娟,时磊,等.土壤中邻苯二甲酸酯分布特征㊁来源及风险评价研究进展[J].环境污染与防治,2019,41(12):1495-1503.[19] C h e n g Z,L i H H,Y u L,e t a l.P h t h a l a t e e s t e r s d i s t r i-b u t i o n i nc o a s t a l m a r i c u l t u r e o f H o n g K o n g,C h i n a[J].E n v i r o n m e n t a l S c i e n c e&P o l l u t i o n R e s e a r c h,2018,25(18):1-9.[20]刘文军.山东省典型设施栽培土壤中主要酞酸酯的污染特征分析[D].泰安:山东农业大学,2017. [21] S h a n k e r R,R a m a k r i s h m a C,S e t h P K.D e g r a d a t i o n o fs o m e p h t h a l i c a c i d e s t e r s i n s o i l[J].E n v i r o n m e n t a lP o l l u t i o n,1985,39(85):1-7.[22] M o h a n S V,S h a i l a j a S,K r i s h n a M R,e t a l.A d s o r p t i v er e m o v a l o f p h-t h a l a t e e s t e r(D i-e t h y l p h t h a l a t e)f r o ma q u e o u s p h a s eb y ac t i v a t ed c a r b o n:a k i ne t i c s t u d y[J].J o u r n a l o f H a z a r d o u s M a t e r i a l s,2007,146(1-2):278-282.[23]K o n g S F,J i Y Q,L i u L L,e t a l.D i v e r s i t i e s o fp h t h a l a t e e s t e r s i n s u b u r b a n a g r i c u l t u r a l s o i l s a n dw a s t e l a n d s o i l a p p e a r e d w i t h u r b a n i z a t i o n i n C h i n a[J].E n v i r o n m e n t a l P o l l u t i o n,2012,170(8):226-228.722。
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12 期
张建等：土壤中邻苯二甲酸酯类物质的降解及其对土壤酶活性的影响
3057
为 环 境 优 先 控 制 污 染 物［6 ］. 目前有关 PAEs 的 研 究 主 要 集 中 在 生 物 富 集、
土壤样品的处理：将混匀的土壤均分置于容积 为 5 L 的玻璃瓶，每个为1 000 g. 实验采用灭菌 （ 采 用高压 蒸 汽 灭 菌 ） 和 不 灭 菌 的 土 壤 样 品，做 4 个 PAEs 梯度，其中每 个 PAEs 梯 度 做 3 组 平 行. 不 灭 菌的 样 品 PAEs 总 浓 度 为 0、 4、 40 以 及 120 mg·kg － 1 土壤（ 即 4 种 PAEs 分 别 加 0、1、10 和 30 mg·kg － 1 土 壤 ） ，记 为 Control、 PAEs1、 PAEs10 和 PAEs30. 灭菌的样品 PAEs 总浓度为 4、40 以及 120
Engineering，Shandong University，Ji'nan 250100，China； 3. Marine College，Shandong University at Weihai，Weihai 264209，
China）
Abstract：Phthalate esters （ PAEs） are a kind of widespread toxic organic compounds in the environment. We discussed the different degradation rate of four kinds of PAEs in the soil and its impact on different soil enzyme activities. We used GC-MS methods to determine the concentration of PAEs in soil. The results showed that soil microorganisms play a major role in the degradation of PAEs. The biodegradation diagram of PAEs was accord with first-order kinetics equation. And the shorter carbon chain，the better degradation efficiency. With the high concentration of PAE30，DnOP，which has long carbon chain，the degradation efficiency is lower than that of PAE1 and PAE10，only 73% was degraded after 40 days. We use standard methods to determine the matrix enzyme activities，after adding the PAEs into soil，β-glucosidase，phosphatase，urease，protease activity have changed. Phosphatase activity decreased at first and then increased，β-glucosidase activity decreased slowly，protease activity increased at first and then decreased，the activity of urease increased gradually. After 20 days，except for β-glucosidase activity continued decreasing，the activities of others enzyme recovered gradually，and higher than the control group. Key words：Phthalate esters （ PAEs） ； soil enzymes； enzyme activity； bio-degradation； degradation dynamics
第 31 卷第 12 期 2010 年 12 月
环境科学 ENVIRONMENTAL SCIENCE
Vol. 31，No. 12 D其对土壤酶活性 的影响
张建1 ，石义静2 ，崔寅3 ，谢慧君1* ，王文兴1
（1. 山东大学环境研究院，济南 250100； 2. 山东大学环境科学与工程学院，济南 250100； 3. 山 东 大 学 威 海 分 校 海 洋 学 院 ， 威海 264209） 摘要：邻苯二甲酸酯类物质（ PAEs） 是一类在环境中广泛存在的有毒有机 化 合 物，本 研 究 探 讨 了 不 同 浓 度 梯 度 的 4 种 PAEs 在 土壤中的降解，及其对不同 土 壤 酶 活 性 的 影 响 . 用 GC-MS 法 测 定 土 壤 溶 液 中 PAEs 的 浓 度，结 果 表 明，土 壤 中 的 微 生 物 对 PAEs 的降解起主要作用，对降解数据拟合发现，PAEs 降解符合一 级 动 力 学 方 程，并 且 碳 链 越 短 的 酯 降 解 效 果 越 好 ，降 解 速 率 越高. 在相对高浓度的 PAE30 环境中，碳链较 长 的 DnOP 的 降 解 效 率 要 低 于 相 对 低 浓 度 时 的 降 解 率，且 在 40 d 后 只 能 降 解 73% . 采用标准方法测定基质酶的活性，在 PAEs 加入土壤之后，β-葡萄糖苷酶、磷酸酶、脲酶、蛋白酶的活性均有变化. 磷酸 酶的活性先降低后升高，β-葡萄糖苷酶活性缓慢下降，蛋白酶活性先升高后降低，脲酶则呈逐渐升高的趋 势. 但 是 随 着 胁 迫 时 间的延长（20 d 后） ，除了 β-葡萄糖苷酶的活性继续降低，其他酶活性都逐渐恢复，并超过了对照组. 关键词：邻苯二甲酸酯；土壤酶；酶活性；生物降解；降解动力学 中图分类号：X53 文献标识码：A 文章编号：0250-3301 （2010 ）12-3056 -06
mg·kg － 1 土 壤 （ 即 4 种 PAEs 分 别 加 1、10 和 30 mg·kg － 1 土 壤 ） ，记 为 S-PAEs1、 S-PAEs10 和 S-
邻苯二甲酸酯（ Phthalate esters，PAEs，俗称酞酸 酯） 是世界上 生 产 量 大、应 用 面 广 的 人 工 合 成 有 机 化合物［1］，它们被广泛用作油漆溶 剂、塑 料 改 性 剂、 涂料 等 的 增 塑 剂，也 被 用 作 农 药 载 体、驱 虫 剂、化 妆 品 、润 滑 剂 和 去 泡 剂 等 的 生 产 原 料 ，除 此 之 外 ，在 家具、汽 车、电 线 电 缆、服 装 等 行 业 也 有 广 泛 的 应 用［2，3］. 在塑料制 品 中 邻 苯 二 甲 酸 酯 与 聚 烯 烃 类 塑 料分子之间由氢键 或 范 德 华 力 连 接，彼 此 保 持 各 自 相 对 独 立 的 化 学 性 质 ，所 以 稳 定 性 相 对 较 差 ，容 易 从 塑料中渗出，污染环境. 在大气、水体、土壤、空气 乃至生物体内都可检测到邻苯二甲酸酯. 目前， PAEs 在中国的产量约为 87 万 t / a，全世界的产量约
为 520 万 t / a［4，5］，成为全球性最普遍的污染物之一. PAEs 引起的环境污染问题已受到全球性关注，美国 国 家 环 保 局 （ EPA ） 将 邻 苯 二 甲 酸 二 异 辛 酯 （ DEHP） 、邻苯二甲酸二正辛酯（ DnOP） 、邻苯二甲 酸 丁 基 苄 基 酯 （ BBP ） 、 邻 苯 二 甲 酸 二 正 丁 酯 （ DnBP） 、邻 苯 二 甲 酸 二 乙 酯 （ DEP） 、邻 苯 二 甲 酸 甲酯（ DMP） 6 种 PAEs 列 为 优 先 控 制 的 有 毒 污 染 物，我国也将 DEP、DMP 和 DnOP 这 3 种 PAEs 确定
Degradation of Phthalate Esters in Soil and the Effects on Soil Enzyme Activities
ZHANG Jian1 ，SHI Yi-jing2 ，CUI Yin3 ，XIE Hui-jun1 ，WANG Wen-xing1
（1. Environmental Research Institute of Shandong University， Ji'nan 250100， China； 2. School of Environmental Science and
1 材料与方法
1. 1 土壤样品与材料 土壤样品 取 自 百 花 公 园 （ 山 东 省 济 南 市，北 纬
36. 52°，东经 117. 19°） 的 新 鲜 土 样，用 柱 状 采 样 器 采集，按照实验设计在每个层面对称采集 5 个点，并 把基质 进 行 等 量 混 合，经 风 干、磨 细 后 过 60 目 筛， 根据实验需要进行预处理. 土壤的各项指标如下 （ 以干土 计 ） ： 总 有 机 碳 2. 40 g·kg － 1 ，总 氮 0. 69 g· kg － 1 ，总 磷 0. 22 g·kg － 1 ，阳 离 子 交 换 容 量 （ CEC ） 21. 03 cmol·kg － 1 ，田间含水量 11% ，pH 8. 02.
食物链传递等生态评价以及特殊菌种对 PAEs 的环 境 降 解 行 为 上 ，却 很 少 涉 及 其 对 土 壤 微 生 物 的 影 响 ， 同时关于土壤中 PAEs 的降解也仅仅限制于一种或 几种 PAEs［7 ～ . 10］ 土 壤 酶 是 由 微 生 物、动 植 物 活 体 分 泌 及 由 动 植 物 残 体 、遗 骸 分 解 释 放 在 土 壤 中 的 一 类具有催化能力的 生 物 活 性 物 质，是 土 壤 重 要 组 成 部分［11 ～ . 13］ 污染 物 对 土 壤 酶 活 性 的 影 响 集 中 体 现 在酶活性与污染物 之 间 关 系 方 面，土 壤 酶 的 活 性 反 映了土壤 中 进 行 的 各 种 生 物 化 学 过 程 的 强 度 和 方 向，它的活性易 受 环 境 中 物 理、化 学 和 生 物 等 诸 因 素的 影响［14 ～ 16］. 近 年来国 内 外 学 者［17 ～ 19］对 土 壤 酶 与有机污染物的关 系 进 行 了 研 究，并 总 结 了 污 染 物 对土壤酶有激活、抑制 和 无 关 3 类 作 用. 土 壤 中 酶 活性变化对研究土壤生态系统质量状况有重要的指 示性意义［20 ～ 22］. 有关 4 种 PAEs 对土壤酶活性影 响 的报道还较少.