表面活性劑Tween 80對(duì)植物修復(fù)土壤芘污染的影響

潘聲旺， 何茂萍， 陳珂銘,2， 劉 琴,3

(1.成都大學(xué) 建筑與土木工程學(xué)院， 四川 成都 610106；2.西南石油大學(xué) 化學(xué)化工學(xué)院， 四川 成都 610500；3.四川農(nóng)業(yè)大學(xué) 建筑與土木工程學(xué)院， 四川 成都 611830)

表面活性劑Tween 80對(duì)植物修復(fù)土壤芘污染的影響

潘聲旺1， 何茂萍1， 陳珂銘1,2， 劉 琴1,3

(1.成都大學(xué) 建筑與土木工程學(xué)院， 四川 成都 610106；2.西南石油大學(xué) 化學(xué)化工學(xué)院， 四川 成都 610500；3.四川農(nóng)業(yè)大學(xué) 建筑與土木工程學(xué)院， 四川 成都 611830)

為了評(píng)估表面活性劑對(duì)植物修復(fù)持久性有機(jī)污染物(POPs)的強(qiáng)化作用，研究了Tween 80對(duì)高羊茅修復(fù)土壤芘污染的影響效應(yīng)，探討了Tween 80對(duì)植物修復(fù)的強(qiáng)化機(jī)理.結(jié)果表明，實(shí)驗(yàn)濃度(20.24～321.42 mg/kg)范圍內(nèi)，Tween 80的存在促進(jìn)了土壤中芘的去除，在70 d表面活性劑強(qiáng)化植物修復(fù)(SEPR)實(shí)驗(yàn)間，種植高羊茅的土壤中芘的去除率為66.52%(53.99%～80.18%)，無(wú)植物土壤中芘的去除率為14.32%(11.28%～20.23%)；添加4%Tween 80時(shí)，種植植物的土壤中的芘去除率為75.73%(60.96%～86.39%)，無(wú)植物土壤中僅為18.43%(14.24%～25.79%).所有的芘去除途徑中，植物—微生物相互作用的貢獻(xiàn)最為顯著，無(wú)論有(45.67%)、無(wú)(51.56%)Tween 80存在，都是污染物芘去除的主要手段.可見(jiàn)，表面活性劑Tween 80的存在強(qiáng)化了高羊茅對(duì)芘污染土壤的修復(fù)效果，SEPR技術(shù)是改善植物修復(fù)POPs修復(fù)效果的有效途徑.

植物修復(fù)；表面活性劑；SEPR；芘；Tween 80；土壤

0 引 言

植物修復(fù)過(guò)程中，根系分泌物介導(dǎo)下的根際效應(yīng)在改善根際生態(tài)屬性、緩解環(huán)境脅迫及促進(jìn)持久性有機(jī)污染物(persistent organic pollutants,POPs)快速消解等方面具有重要作用[1].一方面，根系活動(dòng)所釋放的某些胞外酶能夠直接參與部分有機(jī)污染物的降解過(guò)程；另一方面，根系分泌物中的某些可溶性糖、低分子量有機(jī)酸以及氨基酸等物質(zhì)，可為根際微生物的生長(zhǎng)提供充足的碳源、氮源，改善其營(yíng)養(yǎng)結(jié)構(gòu)，激發(fā)其生長(zhǎng)活性[2]，進(jìn)而促進(jìn)根際環(huán)境中POPs等的遷移轉(zhuǎn)化或生物降解.因土壤中多環(huán)芳烴(PAHs)、有機(jī)氯農(nóng)藥(OCPs)、多氯聯(lián)苯(PCB)等污染物大多具有很強(qiáng)的疏水性，性質(zhì)穩(wěn)定、水溶性差，極易吸附在土壤中，生物可利用性低，嚴(yán)重制約了植物修復(fù)POPs的效率，影響了該技術(shù)的推廣與應(yīng)用[3].如何有效改善土壤中POPs的生物可利用性，提高修復(fù)效率，一直是環(huán)境領(lǐng)域急需解決的問(wèn)題.

表面活性劑強(qiáng)化植物修復(fù)技術(shù)(surfactant-enhanced phytoremediation，SEPR)是基于表面活性劑對(duì)難降解有機(jī)物的增溶作用，使吸附在土壤介質(zhì)上的有機(jī)物被降解吸附后進(jìn)入水相，同時(shí)改善難降解有機(jī)物的生物可利用性，進(jìn)而改善植物修復(fù)效率的一種有效手段[4].目前，國(guó)內(nèi)外在該領(lǐng)域的研究主要集中在增溶機(jī)理及增溶動(dòng)力學(xué)、增溶效果定量表達(dá)和影響因素等方面.而在具體場(chǎng)地應(yīng)用過(guò)程中，如何調(diào)控SEPR的強(qiáng)化過(guò)程，實(shí)現(xiàn)增溶效果的最大化對(duì)提高修復(fù)效率至關(guān)重要.據(jù)此，本研究在評(píng)估表面活性劑Tween 80對(duì)植物修復(fù)芘污染土壤強(qiáng)化作用的基礎(chǔ)上，探討表面活性劑對(duì)植物修復(fù)POPs污染物強(qiáng)化修復(fù)過(guò)程及其機(jī)理,擬為SEPR技術(shù)在修復(fù)場(chǎng)地的實(shí)際應(yīng)用提供一定參考.

1 材料和方法

1.1 材 料

1.1.1 化學(xué)制品.

實(shí)驗(yàn)選取芘作為POPs污染物的代表物，購(gòu)自德國(guó)Fluka公司，純度>98.5%，分子量為202.26 g/mol，logKow(Kow，辛醇—水分配系數(shù))為4.88.

1.1.2 表面活性劑.

以聚氧乙烯山梨醇酐單油酸酯(polyoxyethylene sorbitan monooleate，Tween 80)為非離子表面活性劑的代表物，購(gòu)自Tokyo Kasei Kogyo Co.，Ltd.，純度≥98%，分子量為1 310 g/mol，親水親油平衡值(HLB)為15，臨界膠束濃度(CMC)為15.72 mg/L.本研究選擇4%(體積比)，因?yàn)樗鼘?duì)疏水性有機(jī)化合物顯示出良好的溶解性，并且在先前的研究中表現(xiàn)出去除效率最佳.

1.1.3 污染土壤.

中性紫色土(Typic Purpli-Udic Cambosols)，采自成都市郊旱地表層(5～15 cm)，無(wú)污染史，檢出限下無(wú)芘檢出[5].該土壤理化屬性在文獻(xiàn)[6]中已有詳細(xì)報(bào)道.土壤風(fēng)干過(guò)2 mm篩后，加入芘的丙酮溶液；待丙酮揮發(fā)后，用未污染土壤不斷稀釋、攪拌，過(guò)2 mm篩、混勻，結(jié)合農(nóng)田土壤PAHs背景值，制得5個(gè)污染水平.在田間持水量(water holding capacity,WHC)為50%、室溫20 ℃狀態(tài)下平衡7 d后，測(cè)得土樣中芘的初始濃度分別為：C0(無(wú)芘污染)、C1(20.24±0.94 mg/kg)、C2(39.58±1.51 mg/kg)、C3(79.86±2.37 mg/kg)、C4(160.64±3.05 mg/kg)和C5(321.42±4.93 mg/kg).將處理后的土樣(2 kg)裝入20 cm×15 cm的塑料盆缽中，在45% WHC室內(nèi)平衡7 d.

1.1.4 植 物.

以高羊茅為實(shí)驗(yàn)植物，其種子經(jīng)10% H2O2溶液消毒10 min、蒸餾水沖洗干凈、燒杯中浸泡吸脹24 h后，將高羊茅種子發(fā)芽并生長(zhǎng)在潮濕珍珠巖中.待出苗7 d后，選擇大小均勻的幼苗移植到指定的溫室盆缽中.

1.2 實(shí)驗(yàn)方法

實(shí)驗(yàn)分為2組.

1)第1組.設(shè)計(jì)了4個(gè)處理、5次重復(fù)，具體為：處理1(CK1)，未移栽高羊茅幼苗、且添加0.1% NaN3(抑菌劑，抑制微生物活性[7])的污染土壤；處理2(CK2)，既未移栽高羊茅幼苗又未添加NaN3的污染土壤；處理3(TR3)，既移栽高羊茅幼苗又添加0.1% NaN3的污染土壤；處理4(TR4)，移栽高羊茅幼苗但未添加NaN3的污染土壤.同時(shí)，移植5 d后間苗，每盆保存8株.在20 ℃、50% WHC(稱(chēng)重補(bǔ)水法)、80%的相對(duì)濕度(RH)下恒溫培養(yǎng)20 d，光照強(qiáng)度為3 000 lx.

2)第2組.除了添加4% Tween 80外，所有處理和培養(yǎng)條件與第1組實(shí)驗(yàn)相同.根據(jù)缽中土壤重量，將300 mL 4%(vol/vol)的Tween 80加入盆缽?fù)寥乐校?5% WHC下平衡4 d后，移入溫室備用.

此外，SEPR實(shí)驗(yàn)70 d后，分別對(duì)供試植物與土樣破壞性取樣，具體步驟為：分離幼苗莖葉與根系組織后，蒸餾水洗滌并用濾紙干燥、稱(chēng)重，檢測(cè)植物組織中芘積累量；充分混勻根內(nèi)土壤后，四分法取樣并分析芘殘留量.

1.3 分析方法

1.3.1 PAHs檢測(cè).

PAHs的檢測(cè)參照文獻(xiàn)[8]的相關(guān)方法，并略作改進(jìn)：取2.0 g土樣于離心管內(nèi)，加入2.0 g無(wú)水硫酸鈉，混勻；加入10 mL二氯甲烷，40 ℃下超聲萃取1 h；4 000 r/min下離心.取3 mL上清液過(guò)Fisher Pasteur玻璃管硅膠柱，1∶1二氯甲烷和正己烷洗脫，40 ℃下濃縮至干，用甲醇定容到2 mL，過(guò)0.22 μm孔徑濾膜后HPLC(Waters 600)分析.檢測(cè)條件為：DAD檢測(cè)器，Φ4.6×250 mm C18反相色譜柱，甲醇加水(83∶17)為流動(dòng)相，檢測(cè)波長(zhǎng)λ為235 nm.在此條件下，芘的檢測(cè)限為44.62 pg/L，土樣與植物組織中芘的加標(biāo)回收率分別為93.52%(n=10，RSD<6.37%)和93.23%(n=9，RSD<5.49%).

1.3.2 數(shù)據(jù)分析.

實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)處理采用Microsoft Excel 2003，不同處理間的差異顯著性借助SPSS 11.5軟件的LSD法分析.其中，土壤中芘的去除率(D)計(jì)算公式為，

D=(C0-Ct)×100%/C0

式中，C0為土壤中芘的初始濃度，Ct為實(shí)驗(yàn)結(jié)束時(shí)土壤中芘的殘留濃度.

在SEPR過(guò)程中，給定因子i對(duì)芘去除的貢獻(xiàn)率(Ti)計(jì)算公式為，

Ti=Di×100%/W·C0

式中，Di是給定因子i在SEPR過(guò)程中對(duì)芘的去除量，W為缽中土壤質(zhì)量，C0為芘的初始濃度.很顯然，D值在理論上應(yīng)等于所有因子i的貢獻(xiàn)率Ti之和[7-8].

2 結(jié)果與討論

2.1 植物生物量

實(shí)驗(yàn)期間，高羊茅的生物量及其根冠比的變化差異如圖1所示.圖1中，不同小寫(xiě)字母表示相同脅迫條件下差異顯著，PT代表添加4% Tween 80，AT代表沒(méi)有添加Tween 80.

圖1顯示，實(shí)驗(yàn)濃度(20.24～321.42 mg/kg)范圍內(nèi)，芘污染對(duì)高羊茅的生長(zhǎng)并沒(méi)有產(chǎn)生明顯的抑制作用.在70 d的SEPR過(guò)程中，高羊茅的總生物量、根冠比與未污染的參比組(C0∶1.43 g、0.284)間沒(méi)有明顯差異(n=30，p>0.05).雖然重污染(C5)條件下高羊茅的生物量略有下降，但與其他污染水平(C0～C4)間差異不顯著明顯(n=30，p>0.05)，此表明高羊茅對(duì)芘脅迫具有較強(qiáng)的適應(yīng)性，適宜于作為修復(fù)芘污染的備選植物.在添加4% Tween 80(PT)后，高羊茅的地下、地上生物量分別比未污染的參比組(C0)高出27.23%和16.61%，但與相同污染水平下未添加Tween 80(AT)的土樣間差異不顯著(n=30，p>0.05).所有污染水平(C0～C5)土樣中，植物的根冠比均明顯大于未添加Tween 80(AT)的污染土樣(n=30，p<0.05)，此表明表面活性劑(Tween 80)的存在促進(jìn)了高羊茅根系的生長(zhǎng).

圖1 Tween 80對(duì)芘污染土壤中高羊茅生物量、根冠比的影響

2.2 PAHs去除率

不同處理?xiàng)l件下，土壤中芘的去除率如圖2所示.圖2中，CK,PT和AT分別代表未種植植物的污染土樣、添加及未添加Tween 80且種植高羊茅的污染土樣.

圖2顯示，在4% Tween 80(PT)存在下，土壤中芘的去除率(D)總是高于相同污染水平下的其他處理(CK、AT)，呈現(xiàn)PT>AT>CK趨勢(shì).SEPR實(shí)驗(yàn)期間，種植高羊茅的土壤(PT)中芘的去除率為75.73%(60.96%～86.39%)，無(wú)植物土壤為18.43%(14.24%～25.79%)；相同處理?xiàng)l件下未添加表面活性劑的土壤(AT)中芘的去除率為66.52%(53.99%～80.18%)，而既未種植高羊茅又未添加表面活性劑的對(duì)照組(CK)中芘的去除率僅為14.32%(11.28%～20.23%)，差異明顯(n=30，p<0.05).此表明添加Tween 80能顯著促進(jìn)污染土壤中芘的去除，借助SEPR技術(shù)強(qiáng)化芘污染土壤的修復(fù)效果理論上可行.

圖2不同處理?xiàng)l件下土壤中芘的去除率

本研究在進(jìn)一步分析不同污染水平下表面活性劑對(duì)高羊茅修復(fù)芘污染土壤的影響差異(見(jiàn)圖3)時(shí)發(fā)現(xiàn)，實(shí)驗(yàn)濃度(20.24～321.42 mg/kg)范圍內(nèi)，中等污染水平(C3)的芘污染土壤中添加4% Tween 80對(duì)植物修復(fù)的強(qiáng)化效率(14.02%)最高，且遠(yuǎn)高于表面活性劑的平均強(qiáng)化去除率(11.42%)；低(C1)或高(C5)污染水平的土壤中芘的強(qiáng)化去除率相對(duì)較低，分別為9.21%和8.96%.其原因可能與土壤顆粒對(duì)PAHs的吸附特性有關(guān)，即在低污染水平(C1～C2)下，土壤顆粒對(duì)PAHs的吸附主要借助表面吸附作用為主導(dǎo)的線性分配過(guò)程而吸附于土壤無(wú)機(jī)礦物質(zhì)、無(wú)定形有機(jī)質(zhì)(軟碳)中，快速可逆，其吸附容量隨污染水平的升高而遞增[9]；較高污染水平(C4～C5)下，用于表面吸附的吸附點(diǎn)位趨于飽和，部分PAHs借助孔隙填充作用為主導(dǎo)的非線性分配過(guò)程進(jìn)入土壤凝聚態(tài)有機(jī)質(zhì)(硬碳)中，其吸附行為表現(xiàn)為線性分配和非線性孔隙填充的共同作用[10]，吸附容量增速漸緩；相對(duì)于污染水平的持續(xù)遞增，PAHs去除率逐漸降低，進(jìn)而呈現(xiàn)“先升后降"趨勢(shì).

圖3 Tween 80對(duì)不同污染水平下植物修復(fù)芘污染土壤的強(qiáng)化效果

2.3 植物組織對(duì)PAHs的富集作用

植物組織對(duì)PAHs的富集作用實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖4所示.圖4中，RCFs-PT、RCFs-AT分別代表添加或未添加Tween 80時(shí)芘在高羊茅根系的生物富集系數(shù).

圖4顯示，實(shí)驗(yàn)期間，芘在植物組織中的積累濃度與所在土壤的芘污染水平呈正相關(guān)；相同污染水平下，添加4%Tween 80的污染土壤(PT)中植物組織所富集的芘含量總低于沒(méi)有添加表面活性劑時(shí)(AT)的富集量.70 d SEPR實(shí)驗(yàn)中，隨著芘污染水平的遞增，污染土壤(AT)中高羊茅根系、莖葉中芘含量分別從14.17、2.08 mg/kg增加到72.26、13.79 mg/kg；添加4%Tween 80的土壤(PT)中，它們分別從9.69、1.32 mg/kg增加到58.59、10.36 mg/kg，遞增趨勢(shì)明顯.

圖4植物組織對(duì)芘的富集作用

基于芘在土壤中殘留濃度、植物組織中積累濃度，可推算芘在植物組織中根系富集系數(shù)、莖葉濃縮系數(shù)(root or shoot concentration factors，RCFs or SCFs)，即一定時(shí)間內(nèi)根際土壤中的芘濃度與植物組織所富集的芘濃度之比[7].總體上看，隨著初始污染水平遞增，芘在植物組織中的積累濃度逐漸增大，而生物富集系數(shù)RCFs(SCFs)、卻逐漸減??；相同污染水平下，添加4%Tween 80時(shí)植物組織對(duì)芘的富集量普遍低于未添加時(shí)，其生物富集系數(shù)RCFs(SCFs)卻高于未添加Tween 80時(shí)(見(jiàn)圖4).如T1～T5水平下，無(wú)Tween 80時(shí)RCFs(SCFs)為1.52(0.30～3.14)、0.41(0.19～1.39)，有Tween 80時(shí)分別上升至2.32(0.53～4.95)、0.76(0.27～2.81).此表明，在植物—土壤系統(tǒng)中，表面活性劑的存在能改善PAHs等疏水性污染物的輸導(dǎo)能力、減少在植物組織的積累，可在一定程度上降低PAHs等污染物在植物組織中的生物集聚風(fēng)險(xiǎn).

2.4 PAHs污染物的去除途徑

土壤中芘的去除主要源于各種非生物因素的共同作用，如滲濾、吸附、光解與揮發(fā)等，以及生物因素，如植物代謝、富集、微生物降解及植物—微生物交互作用等[8].如果用Ta、Td、Tc、Tm、Tpm代表非生物損失、植物代謝、富集、微生物降解、植物—微生物交互作用在芘去除過(guò)程中的貢獻(xiàn)率，用D1、D2、D3、D4代表未添加Tween 80時(shí)CK1、CK2、TR3及TR4處理中芘的表觀去除率，在不考慮因子間交互作用的情況下，土壤中芘的去除可以表示為，

D1=Ta

(1)

D2=Ta+Tm

(2)

D3=Ta+Tc+Td

(3)

D4=Ta+Tc+Td+Tm+Tpm

(4)

(5)

(6)

(7)

(8)

表1 各種生物、非生物因子在SEPR修復(fù)芘過(guò)程中的貢獻(xiàn)率(單位:%)

注：括號(hào)中數(shù)據(jù)表示添加4% Tween 80后給定因子i在SEPR修復(fù)芘過(guò)程中貢獻(xiàn)率的增加值.

表1數(shù)據(jù)顯示，實(shí)驗(yàn)期間，盆缽滲濾液中沒(méi)檢測(cè)出芘，滲濾損失量甚微；CK1中芘的去除率為1.82%～3.21%(平均值M=2.56%)，說(shuō)明非生物性損失不是芘去除的主要途徑.植物積累、植物代謝對(duì)芘去除的貢獻(xiàn)率分別為0.03%～0.11‰(M=0.06%)、0.51%～4.92%(M=2.51%)，二者也不是芘去除的主要途徑.相比之下，微生物降解與植物—微生物交互作用對(duì)植物修復(fù)芘污染的貢獻(xiàn)較大，其貢獻(xiàn)率分別為10.46%～21.02%(M=15.88%)、45.67%(41.18%～50.92%)，說(shuō)明二者是植物修復(fù)芘污染的主要途徑.

同時(shí)，70 d SEPR過(guò)程中，Tween 80對(duì)各種芘去除因子的強(qiáng)化作用也不一樣.總體上看，Tween 80對(duì)植物—微生物交互作用與微生物降解的強(qiáng)化程度(5.94%、2.68%)明顯超過(guò)非生物損失、植物代謝(0.16%、0.44%)；植物積累對(duì)芘去除的貢獻(xiàn)率較未添加Tween 80時(shí)降低了0.01%，這與相同污染水平下添加Tween 80后植物組織富集的芘濃度總低于未添加Tween 80時(shí)的富集濃度相一致.

3 討 論

根際環(huán)境中，根系分泌物和根際微生物間的相互作用是一個(gè)復(fù)雜的生態(tài)過(guò)程，根系通過(guò)分泌各種次生性代謝物質(zhì)和土壤微生物自身的趨化感應(yīng)影響根際微生物的生長(zhǎng)代謝及環(huán)境分布，對(duì)根際微生物的群落結(jié)構(gòu)與功能產(chǎn)生選擇塑造作用.同時(shí)，根際微生物群落結(jié)構(gòu)變化又對(duì)根系分泌物釋放、土壤物質(zhì)循環(huán)、能量流動(dòng)及信息傳遞產(chǎn)生影響，進(jìn)而影響根際的環(huán)境屬性與生態(tài)性能，呈現(xiàn)獨(dú)特的根際效應(yīng)，并在有機(jī)污染物的原位修復(fù)過(guò)程中發(fā)揮著決定性作用[11-12].本研究表明，實(shí)驗(yàn)濃度(20.24～321.42 mg/kg)范圍內(nèi)，高羊茅的存在顯著的促進(jìn)了根際土壤中芘的去除，70 d模擬修復(fù)實(shí)驗(yàn)中，植物—土壤系統(tǒng)中芘的去除率高達(dá)66.52%(53.99%～80.18%)，而未種植高羊茅的對(duì)照組僅為14.32%(11.28%～20.23%).可見(jiàn)，植物的存在明顯促進(jìn)了土壤中芘的去除.

目前，表面活性劑增效修復(fù)技術(shù)(SEPR)是強(qiáng)化修復(fù)土壤和地下水有機(jī)污染的有效原位修復(fù)技術(shù)之一，現(xiàn)已有較多的實(shí)際應(yīng)用案例.SEAR的修復(fù)機(jī)理主要基于：一是利用表面活性劑的增溶與增流作用，提高有機(jī)物的水相溶解度，同時(shí)降低界面張力，提高有機(jī)物的遷移能力；二是改善難降解有機(jī)物的生物可利用性[13].本研究在添加4%Tween 80后，植物—土壤系統(tǒng)中芘的去除率為75.73%(60.96%～86.39%)，而未種植高羊茅的對(duì)照組為18.43%(14.24%～25.79%)，分別比未添加表明活性劑時(shí)高出9.21%(7.73%～12.91%)、4.12%(3.45%～5.99%)，說(shuō)明使用表面活性劑能夠有效地增強(qiáng)植物修復(fù)效率.

值得注意的是，添加Tween 80后，芘污染土壤中生長(zhǎng)的高羊茅所積累的污染物總量總低于未添加表面活性劑時(shí)的積累量，70 d SEPR模擬修復(fù)實(shí)驗(yàn)中，在植物的莖葉、根系內(nèi)所富集的芘的濃度總是略低相同污染濃度下未添加表面活性劑時(shí)的植物組織.此表明，添加表面活性劑能在一定程度上減少植物組織對(duì)有機(jī)污染物的積累，緩解了潛在的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[14].

4 結(jié) 論

在實(shí)驗(yàn)濃度(20.24～321.42 mg/kg)范圍內(nèi)，表面活性劑能有效地強(qiáng)化植物修復(fù)芘污染.70 d SEPR實(shí)驗(yàn)中，加入4%Tween 80時(shí)，植物—土壤系統(tǒng)中芘的去除率為75.73%(60.96%～86.39%)、未種植高羊茅的對(duì)照組為18.43%(14.24%～25.79%)，分別比未添加表明活性劑時(shí)高出9.21%(7.73%～12.91%)、4.12%(3.45%～5.99%)，說(shuō)明SEPR技術(shù)是一種強(qiáng)化污染地區(qū)有機(jī)污染物去除的可行方法.PAHs去除過(guò)程中，微生物降解、植物—微生物交互作用至關(guān)重要，其貢獻(xiàn)率分別為10.46%～21.02%(M=15.88%)、45.67%(41.18%～50.92%)，說(shuō)明二者是表面活性劑強(qiáng)化植物修復(fù)芘污染的主要途徑.

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Abstract:In order to evaluate the reinforcement effects of surfactants on phytoremediation with persistent organic pollutants(POPs),the paper studies the efficacy of Tween 80 on the soil photoremediation with Festucaarundinacea and discusses the strengthening mechanisms of Tween 80 on the soil photoremediation.Results show that the presence of Tween 80 enhances the dissipation of pyrene at initial contents ranging from 20.24 to 321.42 mg/kg.During the 70 d SEPR-experiments,about 66.52%(53.99%～80.18%) of pyrene is removed from soil with Festucaarundinacea,and only 14.32%(11.28%～20.23%) degradation of pyrene occurs in soil without Festucaarundinacea.With the presence of 4% Tween 80,the dissipation ratios of pyrene in soil with Festucaarundinacea,increase up to 75.73%(60.96%～86.39%) while the dissipation ratios of pyrene in soil without Festucaarundinacea are as low as 18.43%(14.24%～25.79%).Among all possible methods,plant-microbial interactions plays the most important role in the dissipation of pyrene,either with the presence(45.67%) or the absence(51.56%) of Tween 80,which are all the primary means for removing contaminants pyrene.It’s clear to see that the existence of surfactant Tween 80 reinforces the remediation effects of Festucaarundinaceaon soil polluted by pyrene and SEPR technology could serve as the most effective way to improve the remediation effects of Phytoremediation with persistent organic pollutants(POPs).

Keywords:phytoremediation；surfactants；SEPR；pyrene；Tween 80；soil

InfluenceofTween80onPyrenePollutioninSoilPhytoremediation

PANShengwang1,HEMaoping1,CHENKeming1,2,LIUQin1,3

(1.School of Architecture and Civil Engineering, Chengdu University, Chengdu 610106,China;2.School of Chemistry&Chemical Engineering, Southwest Petroleum University, Chengdu 610500, China;3.School of Architecture and Civil Engineering, Sichuan Agricultural University, Chengdu 611830, China)

X131.3；X53

A

1004-5422(2017)03-0319-06

2017-06-28.

四川省教育廳自然科學(xué)基金(17ZA0091)、 成都市科技惠民計(jì)劃(2015-HM01-00368-SF)資助項(xiàng)目.

潘聲旺(1973 — )， 男， 博士， 副教授， 從事環(huán)境生態(tài)與生態(tài)修復(fù)技術(shù)研究.