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3.2
淋滤和迁移作用
在降水过程中,大气中的HMs 和PAHs 随水相沉降到地表,到达地表后,部分降水以地面径流的形式不断汇集,最后汇入地表水体。在这一汇流过程中,地表及地表固体废弃物中的HMs 和PAHs 将随之运移,汇入地表水体。因此,雨洪水的汇水区也经常能检测出HMs 和PAHs。降水中的大部分会向地下入渗,流经含HMs 和PAHs 的土壤或固体废物,使部分HMs 和PAHs 从土壤表面解吸进入水中,随着水流向下运移。在入渗水的作用下,二者的迁移能力明显加强,原本停留在地表或包气带土壤中的HMs和PAHs 将向下迁移,污染晕向下扩散,最终到达地下含水层,进入地下水系统,污染区域地下水。地下水作为重要的饮用水水源,一旦被污染将难以更新、修复,对人类的生命安全产生威胁。
3.3
生物降解和转化
3.3.1 PAHs 的降解
微生物对PAHs 的降解有两种形式,一种是生长代谢,即微生物把PAHs 当作唯一碳源,在降解过程中提供自身生长所需能量;另一种是共代谢,PAHs 不作为唯一碳源和能源,微生物依靠其它物质获取能源来降解PAHs。许多研究表明微生物对四环以下低分子量PAHs 的降解,多为生长代谢形式,而对四环及以上高分子量的PAHs 主要是以共代谢的形式。在微生物的作用下,PAHs 能够被降解为分子量较小的代谢产物,并通过矿化作用最终转化为无机的H2O、CO2(有氧)或CH4(无氧),这一过程中,微生物合成的加氧酶、脱氢酶、木素降解酶等各种生物酶是必不可少的催化剂。
根据PAHs 种类和分子量大小的不同,其降解途径也存在一定差异。但一般都是先将苯环氧化成顺式二氢二醇的结构,再氧化为儿茶酚类芳香族二羟基化合物,再逐步裂解。有研究发现在无氧条件下,低分子量PAHs 也能通过微生物发酵或呼吸作用而降解。
3.3.2 HMs 的转化
由于微生物比表面积较大,而且细胞膜表面及其胞外聚合物含有各种官能团,能够吸附土壤或地下水中的HMs,部分HMs 还能通过细胞膜上的离子通道进入微生物细胞内,在胞内累积。而且微生物产生的各种生物酶中,大部分是氧化还原相关的催化酶,在这些酶的作用下,HMs 离子将发生氧化还原反应。被氧化或还原的HMs 离子物化性质也随之改变,部分HMs 能够向无毒或低毒的形态转化,或转化为难溶的金属化合物,固定于土壤中。HMs 与PAHs 复合污染的主要来源及在环境中的迁移转化归趋如图1 所示。
4 复合污染物之间的相互作用
共存于环境中的HMs 和PAHs 之间,以及二者与环境中的其他物质之间常发生复杂的相互作用,主要有阳离子-π 相互作用、吸附位点的竞争、氧化还原作用等(表3)。对于复合污染之间相互作用机理和条件的掌握,有利于复合污染修复的研究,合理的利用这些作用能够提高污染修复效率,减轻其不利影响的同时提高修复效率。
4.1
阳离子-π 相互作用
苯环是由六个碳原子以一个大π 键结合在一起形成的,这个π 键能使苯环偶极化,在π 键周围形成一个负电势区,这样一个区域对周围的阳离子有一定的吸引力,吸引力的大小随着离子半径的增大而减小。因此在复合污染中,PAHs 中的苯环能够与HMs 离子产生阳离子-π 相互作用。Yorita 等的研究证实了Cu 离子与色氨酸中的苯环之间阳离子-π 相互作用的存在。Tao 等研究了Cu、Cd 离子对蓝藻吸附菲的影响,发现在低浓度(<0.04mmol˙L-1)HMs 存在时,蓝藻对菲的吸附受到明显抑制,单位质量的蓝藻对菲的吸附量均降至25%左右。但随着Cu 浓度的继续升高,吸附量又开始逐渐上升,结合傅立叶红外光谱数据分析发现与蓝藻菌细胞表面羧基、羟基等络合的Cu 离子能通过阳离子-π 相互作用吸引菲,使其间接附着于蓝藻表面。此后,Tao 等还发现Cu、Ag 离子的存在能使菲的辛醇-水分配系数分别下降至59.0%、20.8%,增强PAHs 在水中的溶解,增加溶液中的游离PAHs,从而增加其与微囊藻的有效碰撞而提高吸附量。
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