污染环境中萘的修复技术研究进展

钱 翌，谢晓梅

(青岛科技大学环境与安全工程学院，山东青岛 266042)

污染环境中萘的修复技术研究进展

钱 翌，谢晓梅

(青岛科技大学环境与安全工程学院，山东青岛 266042)

综述了污染环境中萘的物理修复、化学修复、植物修复和微生物修复技术，并阐述了各修复技术的原理、效能、影响因素及优缺点，重点论述了微生物修复技术的降解机理和影响因素，并展望了萘修复技术的发展方向。

萘;污染环境;物理修复;化学修复;植物修复;微生物修复

萘［1］是简单多环芳烃的代表物，具有“三致”效应，广泛存在于环境中，主要分布在大气、土壤、水体和动植物中。萘对人体危害很大，被列入美国EPA优先监测污染物，同时也被列入中国《重点环境管理危险化学品目录》［2］。天然水体中的萘主要来自城市生活污水、工业废水、大气沉降及土壤浸析等;表层土壤中的萘主要来自石油燃料的使用和生产;地下水中的萘主要来自石油及石油产品的泄漏。环境中的萘可被植物吸收富集，通过食物链被人体吸收，也能经呼吸、皮肤吸收等途径进入人体系统，损害生殖发育，引发肺癌、皮肤癌、动脉硬化、上消化道肿瘤和不孕不育症等，严重危害人体健康［3］。

近年来，水体、土壤及地下水中的萘污染日益严重，国内外学者已开展了大量污染环境中萘修复技术的研究工作，并取得了一定成效。萘修复技术主要包括物理修复、化学修复、植物修复和微生物修复。作者在此对国内外近年来各种萘修复技术进行归纳和总结，如物理修复中的空气扰动技术(AS)、不同吸附剂的吸附技术、地下水循环井技术(GCW);化学修复中的化学氧化修复和化学淋洗修复;植物修复;微生物修复的降解途径、影响因素和协同修复，拟为污染环境中萘的修复和防治提供参考。

1 物理修复

1.1 空气扰动技术

在石油生产、储存、运输过程中，会存在不同程度的“跑、冒、滴、漏”，造成相当严重的土壤和地下水有机污染，其中萘污染的土壤和地下水区域占比较大。空气扰动(air sparging，AS)技术被认为是目前去除饱和土壤地区和地下水中有机污染物最有效的原位修复技术之一［4］。该技术主要基于有机污染物的挥发性，将洁净空气注入土壤或地下含水层，通过气水间传质，有机污染物挥发进入气相并随气相向上迁移进入包气带，再通过包气带中的抽提井抽取气体，进而达到修复目的，该法具有成本低、效率高和原位操作等优势［5］。

传统的空气扰动技术存在很多弊端，尤其在非均匀介质中针对弱挥发性的有机污染物的修复效果一般，并且有一定的拖尾现象［6］，对萘的去除效果不佳。因此，王天野等［7］通过表面活性剂强化空气扰动(surfactant-enhanced air sparging，SEAS)技术来解决该问题，表面活性剂由于其特殊结构和性质，对有机污染物有着良好的增溶作用和洗脱能力，研究中比较了4种不同性质的表面活性剂 Tween80(T80)、Tween20 (T20)、十二烷基苯磺酸钠(SDBS)和十二烷基硫酸钠(SDS)对萘的增溶和洗脱能力，确定了Tween80为SEAS萘修复技术中最佳的表面活性剂，并将其应用到一维多项非均匀介质修复萘的SEAS技术模拟实验中，萘去除率可达到40%以上，优于传统空气扰动技术对萘的去除率(28%)。

1.2 吸附技术

在现有的水体和土壤污染物控制及修复技术中，吸附技术被认为是一种去除低浓度有机污染物的最可行的技术之一，然而传统的吸附剂在实际修复过程中普遍存在吸附速率慢、吸附效率低、吸附选择性低等缺点，因此，选择吸附技术的关键就是要选择经济、高效的吸附剂。

1.2.1 载银离子交换树脂

研究发现，当吸附剂与吸附质之间发生络合等化学作用，可提高吸附剂的吸附效率，其中π络合作用吸附剂就是很重要的一种吸附剂，它能与带有特殊结构官能团的有机化合物发生π络合作用，常用的有金属盐负载的多孔基质材料、金属离子修饰沸石和载银离子交换树脂等［8-11］。

萘为双苯环结构，是典型的π供体有机物，含有丰富的π电子，用π络合吸附剂可有效吸附去除水体或土壤中的萘等芳香有机化合物。王方等［11］以离子交换树脂 Amberlyst 15负载银离子作为π络合吸附剂，分析了载银Amberlyst15吸附水溶液中萘的行为，研究表明，载银Amberlyst15能够促进对萘的吸附，吸附机制主要是:一方面Amberlyst 15负载的银离子与萘分子产生阳离子-π键络合作用;另一方面，银离子作为软酸与作为软碱的π电子供体萘产生路易斯酸碱对作用，促进萘的吸附。Chen等［12］研究发现负载银离子的炭黑对芳香有机化合物也有很强的吸附能力。因此，载银 Amberlyst 15可为修复治理环境中π供体的有机污染物提供重要技术参考，在实际修复应用中可进一步降低成本，优化吸附性能。

1.2.2 生物炭

为缓解温室效应，生物炭(biochar)作为碳固定吸附载体而被首次提出。生物炭是在限氧以及一定温度(通常＜700℃)条件下，生物质原料热解产生的一种富碳、细颗粒多孔的吸附材料［13］。生物炭表面积大，具有特殊表面组成和多孔的结构，能够有效吸附固定重金属和有机污染物。利用生物质废弃物制备的生物炭吸附性能高、经济成本低、机械强度大、灰分低［14-15］。黄华等［16］在不同烧制温度下用玉米秸秆制备生物炭并用于萘的吸附实验。结果表明，玉米秸秆生物炭对萘的吸附符合Freundlich模型，吸附能力随烧制温度的升高而增强。陈再明等［17］和Chen等［18］分别研究了用水稻秸秆和橘子皮制备的生物炭对萘的吸附性能。

1.2.3 仿生吸附剂

研究表明，生物体内的脂类物质对疏水性有机物具有较强的吸收富集能力。萘水溶性很低，因此，与生物体脂类物质具有相似结构的吸附剂可以以“仿生吸附”的形式吸附去除萘。杨清玉等［19］研究发现，仿生吸附剂聚羟基丁酸酯(PHB)对水中微量萘具有较高的吸附效率，且吸附效率与温度呈负相关、受pH值影响不大。该方法对水中萘等芳香化合物的修复具有很好的前景。

1.3 地下水循环井技术

地下水循环井(groundwater circulation well，GCW)技术是一种原位修复技术，该技术主要是通过在井内曝气，使地下水形成循环并携带水中的挥发及半挥发性有机污染物进入内井，然后再曝气吹脱去除;地下水循环可加大含水层介质的扰动，更利于有机污染物的解吸。该技术可全部在地下环境进行，不用抽至地表，无需辅助处理设施，节约了修复成本。白静［20］运用GCW技术修复地下水中的萘，分析了地下水初始水位、曝气量、地下水流速及循环井上下管距等对修复效果的影响，模拟实验表明GCW技术可以修复地下水中的萘，但是存在一定的拖尾现象。

2 化学修复

2.1 化学氧化修复

化学氧化修复技术是一种常用的原位化学修复技术，主要是利用氧化剂的强氧化性氧化分解污染物，使有害污染物转化成无毒或低毒的物质，从而达到修复的目的。常用的化学氧化剂有高锰酸钾、过氧化氢、臭氧和Fenton试剂等。

吉芳英等［21］用高铁酸钾氧化去除水中的萘，在原水pH值为7.1、高铁酸钾浓度为10 mg·L-1时，萘去除率达到61%。

化学氧化修复经常与生物修复或物理修复联用。Tolga等［22］利用电化学氧化、膜技术和活性污泥法连续组合去除印染废水中的萘等有机污染物，经过电化学氧化后，萘可以转化成中间小分子产物，更易被微生物降解，提高了生物修复效率。

2.2 化学淋洗修复

化学淋洗修复是借助促使环境介质中污染物溶解或迁移的化学或生物化学淋洗液，通过重力作用或水力压头推动淋洗液注入待修复的土层中，然后再抽提出含有污染物的液体，从而进行分离和处理的技术。

表面活性剂增溶淋洗修复技术，是向污染土壤中投加表面活性剂来增大萘的溶解度，加强萘的迁移性，促使萘的洗脱，是当前萘污染土壤修复技术中最有发展潜力的技术之一。常用的表面活性剂有:非离子表面活性剂、阴离子表面活性剂及生物表面活性剂。臧振远等［23］采用土柱实验研究了TritonX-100、AEO-9和Tween80对北京某焦化厂萘污染土壤的淋洗效果，结果表明，1 g·L-1的 AEO-9对萘的洗脱效率达到81.5%，2 g·L-1的TritonX-100对萘的洗脱效率达到96.5%;同时，还发现对土壤进行超声波预处理可提高萘的洗脱效率。非离子表面活性剂淋洗修复萘会受含水层孔隙介质特性［24］、有机物疏水性及辛醇/水分配系数［25］的影响。于红艳等［26］发现以黑腐酸为原料进行烷基化和磺甲基化改性后具有较好水溶性和表面活性，可增溶修复土壤中的萘污染。成卓韦等［27］发现荧光假单胞菌在代谢α-蒎烯的过程中能产生表面活性物质(紫苏酸，C10H14O2)，对萘有明显增溶，在其临界胶束浓度时水中溶解度可提高6.07%，在萘的淋洗修复中可代替化学表面活性剂。Singh等［28］发现了一种新的能产生生物表面活性剂的菌株GBS.5，可运用到淋洗修复中，也可直接用于污染场地的生物修复。

3 植物修复

近年来，植物修复技术被广泛应用于环境污染修复的研究中，主要是利用绿色植物来转移、容纳及转化环境中的污染物，通过植物吸收、挥发、根滤和降解等作用来净化污染物。植物修复具有投资成本低、操作简单、不造成二次污染、可美化环境等优势，适用于大面积低浓度的污染区域，是一种高效生物修复技术［29］。植物修复萘的机理主要有:植物根际作用、植物富集和植物转化［30］。

研究表明，对萘有生理响应的植物有红树植物秋茄(Kandelia cande)、木榄(Bruguiera gymnorrhiza)、红海榄(Rhizophora stylosa)、角果木(Ceriops tagal)、红茄冬(Rhizophora macronata)和白骨壤等，对萘有修复能力的植物有水葫芦、凤眼莲、水花生、紫萍、细叶满江红、荆三棱等。赵阳［31］研究了美人蕉、黑麦草、芦苇、香蒲、水葱、荆三棱和玉蝉花等7种植物对萘的富集及对污染水体的修复，发现萘污染对植物的影响首先是其过氧化物酶(POD)活性，其次是丙二醛(MDA)、叶绿素含量和植物形态特征，结果表明，荆三棱在任何浓度都对萘有很好的富集能力，可作为良好的水体萘污染修复植物。Nesterenko-Malkovskaya等［32］研究发现，凤眼莲能在没有根际细菌的存在下去除污水中的萘，7 d内萘的去除率达到45%;凤眼莲对萘的吸附可以分为2个阶段:首先快速完成第一阶段，耗时2.5 h，接着以相当慢的速度完成第二阶段，耗时2.5～225 h。Andreolli等［33］将一种从炼油厂分离出的细菌菌株Burkholderia fungorum DBT1接种到杂交杨(杨树×胡杨黑)上，18周后，杂交杨树叶和茎干中的萘含量减少了，并且植物对萘等多环芳烃毒性作用的耐受性提高了，表明利用微生物辅助植物修复可明显提高对萘等多环芳烃的吸附去除，为今后的植物修复萘污染提供了更好的研究方向。

4 微生物修复

微生物修复技术是目前修复环境中萘污染最常用的技术之一，具有投资管理成本低、环境影响小、去除效率高等优点，适用于其它修复技术难以应用的污染场地，并能同时修复受污染的土壤和地下水，是国内外近年来环境修复研究的热点［34］。

对萘有降解作用的微生物包括细菌和真菌等，其中在实际修复应用中发挥作用的是细菌类［35］，主要包括:单胞菌属、分枝杆菌属、球菌属、假单胞菌属、微杆菌属、芽孢杆菌属、鞘氨醇单胞菌属、节杆菌属、伯克氏菌属、黄杆菌属和诺卡氏菌属等［36］。近年来，国内外对微生物修复的研究主要集中在降解途径、影响因素、协同修复等方面。

4.1 降解途径

不同微生物对萘的降解机制和降解途径不同，普遍认为好氧微生物主要是通过直接在苯环上进行羟基化或羧基化来实现萘的开环降解;厌氧微生物则需要不同的辅酶作用实现激活反应再逐渐开环来实现萘的降解［37］。

4.1.1 好氧微生物降解［36，38］

好氧微生物对萘的降解途径为:萘首先代谢为水杨酸，再转化为邻苯二酚，最后进入三羧酸循环(TCA循环)进一步氧化开环彻底代谢成二氧化碳和水。假单胞菌属细菌降解萘［36］的途径如图1所示。

1)萘转化为水杨酸的上游代谢途径。萘先在萘双加氧酶催化下转化为顺-萘双氢二醇，随后被顺-萘双氢二醇脱氢酶催化降解成1，2-双羟萘，再被1，2-双羟萘双加氧酶转化为2-羟-2H-苯并吡喃-2-羧酸，接着在2-羟-2H-苯并吡喃-2-羧基异构酶作用下再转化成顺-o-羟基-苯亚甲基-丙酮酸，之后被顺-o-羟基苯脱萘丙酮酸水合醛缩酶转化为水杨醛，水杨醛在水杨醛脱氢酶催化作用下最终生成水杨酸。

2)水杨酸彻底代谢途径。上游代谢产物水杨酸被水杨酸羟化酶转化为邻苯二酚，接着在间位裂解酶邻苯二酚-2，3-双加氧酶的催化下开环形成己二烯半醛酸，最终转化成乙醛和丙酮酸，邻苯二酚还可在邻位裂解酶邻苯二酚-1，2-双加氧酶的催化下开环生成己二烯二酸，最终形成琥珀酸和乙酰辅酶A，这些中间代谢产物最终进入TCA循环形成二氧化碳和水。

4.1.2 厌氧微生物降解

图1 假单胞菌属细菌降解萘的途径Fig.1 Degradation pathway of naphthalene by Pseudomonas ssp.

萘等多环芳烃在环境中具有持久性和稳定性，因此相比于好氧微生物的降解，厌氧微生物的降解过程更艰难。在厌氧条件下，只有特定功能的厌氧微生物才能将萘作为唯一碳源，并将其降解或矿化。Musat等［39］在近海岸带表层底泥中分离出2株能够厌氧降解萘的硫酸盐还原细菌NaphS2和NaphS3，16S rDNA测序表明，它们属于 δ-变形菌纲(Deltaproteobacteria)脱硫杆菌科(Desulfobacteriaceae)。Lu等［40］从海洋沉积物中培养获得了能够厌氧降解萘的混合菌群——19株γ-变形菌纲和4株放线杆菌纲，该混合菌群对萘的最大降解率达到96.3%。

厌氧微生物对萘的降解途径［41］(图2)可以分为2种:一种是萘双环结构位置2的羧基化，位置2的碳原子具有最强的负电性，可以发生亲电取代反应或由一个假定的萘碳负离子引发亲核攻击［42］;另一种是引入富马酸进行萘的甲基化。

4.2 影响因素

由于萘的性质稳定，且微生物修复受限因素广泛，因此，有必要了解微生物修复的影响因素，并通过人为手段提高微生物降解能力，改良降解菌的生存条件，促进萘的生物修复。

图2 萘的厌氧微生物降解途径Fig.2 Degradation pathway of naphthalene by anaerobic bacteria

4.2.1 微生物活性

不同细菌对萘的生物降解存在很大差异，微生物降解效率直接取决于微生物群落的数量、生长繁殖速率和携带降解基因。

降解萘的微生物主要有2种:一种是通过人工培养得到的;一种是从受污染的环境中分离出来的。因此要提高微生物的活性，首先要筛选出优势的降解菌株。

从污染场地筛选出的土著菌，对萘有很好的耐受性。李玫等［43］从珠海市淇澳岛被石油污染的红树林湿地土壤中分离和筛选出26个能以萘为唯一碳源生长的土著菌株，其中N4菌株经16S rDNA测序鉴定为赤红球菌，具有最强的萘降解能力，在初始萘浓度为100 mg·L-1的无机培养基中 5 d的萘降解率达54.2%。

投加表面活性剂可以促进微生物的生理活性、提高微生物对萘的降解能力。复合酶生物促进剂是一种结合非离子表面活性剂、多种酶、蛋白质和无机营养物的复合促进剂，可以提高萘的水溶性，强化微生物对萘的修复，可以避免二次污染，是一种环境友好的污染修复添加剂［44］。除了外部添加，有些微生物能够自身产生表面活性剂，促进萘的降解修复。Pacwa-Plociniczak等［45］在石油污染场地成功分离到假单胞菌P-1，该菌株含有降解萘的基因组和酶，并且能够分泌一种生物表面活性剂(鼠李糖脂)，对萘有很好的降解能力。

除了能产生生物表面活性剂的细菌，有些真菌还能分泌天然的酶来催化降解萘。李烜桢等［46］发现2种能产漆酶的真菌Pleurotusostreatus和Coprinus comatus对多环芳烃有较高的降解率，但对萘的降解率不高，可能与萘的电离势有关。

对微生物进行固定化可以提高微生物修复效率，采用天然高分子多糖和合成高分子化合物对微生物进行包埋固定化是在萘的微生物修复中最常用的方法。王新等［47］用海藻酸盐作包埋材料将降解萘的黄杆菌ND3固定化后，40 h能降解98%的萘，并且在海藻酸钠中混入3%的碳酸钙可明显提高其固化强度，有益于降解菌的重复利用，但对萘的降解效果无影响。

4.2.2 环境因子

(1)氧:在萘的降解过程中，氧是优先电子受体，因此，环境中的氧是微生物修复中重要的环境影响因子。虽然萘既可以被好氧微生物降解又可被厌氧微生物降解，但萘的厌氧微生物降解是很艰难的过程，因此在实际应用中尽量选择萘的好氧微生物降解。新型的释氧复合剂［48］能够提高水体中沉积物-水界面间的氧化还原电位，使沉积物表层由缺氧转变为好氧，为微生物提供有效电子受体，进而强化沉积物中萘的微生物降解。

(2)营养盐:营养盐的含量对微生物的生长和繁殖具有重要影响，适当添加营养盐可以促进污染物的完全降解，明显提高微生物修复效率［49］。Simarro等［50］研究表明，在土壤中C、N、P的物质的量比为100∶21∶16时，菌株C2PL05对萘的降解效率最高，适当加入葡萄糖可促进萘的降解。营养盐对不同菌株的生长代谢的影响是不同的，菌株Psedomonas fluorescens 6和菌株P.aeruginosa 32可在不添加N、P营养盐时高效率降解萘［51］，在海洋石油污染的生物修复中具有很好的应用前景。

(3)温度:温度对萘的微生物修复的影响主要体现在其对萘的物理性质、化学组成及微生物代谢活性等的影响。酶是微生物降解过程中很重要的参与者，低温下酶活性较低从而使萘的微生物降解受到抑制。30～40℃是酶作用最适温度，超过该温度范围，萘的膜毒性会增大，其降解效率会降低［52］。

(4)pH值:pH值对微生物修复也有一定影响，除极端环境外，环境中的pH值对大多微生物都是适合的，不同环境下微生物生长的最适pH值也不同。Farjadfard等［53］从德黑兰炼油厂分离的土著菌FBHYA2的最适修复条件是pH=6.0、T=30℃、1.0%的NaCl， 48 h内萘去除率达96%。

4.2.3 土壤性质

土壤的结构、有机质含量、含水率、通气状态及其与污染物的结合状态都会影响微生物对萘的修复。通过生物刺激和生物强化可优化土壤的理化性质和生态环境。菇渣作为农业生产的废弃物，含有大量蛋白质、氨基酸、维生素和矿物质，具有疏松多孔的结构，不仅可以为微生物修复过程提供营养物，还可改良土壤环境［54］。展漫军等［55］发现添加2%菇渣到生物反应堆中，可显著改善土壤通气，增加土壤保水能力，提高萘的降解率。

4.3 协同修复

研究表明，污染场地不只存在一种污染物，大多是重金属和有机污染物并存。特别是土壤环境中，用单纯的物理、化学和生物的方法进行修复很难达到预期效果，因此，对各种修复技术进行合理结合、协同修复是现阶段以及未来研究的热点之一［56］。

表面活性剂的化学增溶可以强化微生物修复，提高降解菌对有机污染物的降解能力。于红艳等［57］以腐殖酸为表面活性剂强化活性污泥修复土壤中的重金属和多环芳烃，在接种2.0%活性污泥、腐殖酸加入量为5 mg·g-1的最佳条件下，萘的降解率可达80.5%，明显高于单独修复。渗透反应墙是修复地下水的常用方法之一，根据反应介质的不同，有各种不同的吸附和生物反应墙，将吸附和生物修复结合应用于渗透反应墙可以大大提高修复效率。马会强等［58］构建了“低温石油烃降解菌-泥炭-粗砂”生物反应墙，考察了其对萘、α-甲基萘、β-甲基萘的修复效率，修复效率高达98%左右。

5 结语

由于近年来以萘为代表的多环芳烃对土壤和地下水的污染日趋严重，严重危害生态环境和人类健康，国内外学者从不同角度采用不同方法对萘进行了修复研究。今后对污染环境中萘的修复应从以下几方面出发:

(1)传统的物理修复虽然操作简单、成本低、见效快，但对污染物的去除不完全，会造成不同程度的拖尾和遗留，而且还容易导致二次污染。因此，在今后的物理修复中，应着重开发吸附效率高、经济成本低的吸附剂，深入研究物理修复与其它方法的协同效应。

(2)萘的化学修复效率高、成本低、简单快速，但化学淋洗液会产生二次污染，对环境不友好。因此，在今后的研究中，应注重生物表面活性剂的研发，对萘进行增溶淋洗修复的研究。

(3)萘的植物修复成本低、修复效果好、对环境很友好，因此缩短植物修复周期、提高植物对萘的耐受性是今后的研究重点。同时，运用微生物辅助植物联合修复是今后研究的大方向。

(4)萘的微生物修复仍是今后极为重要也是最有前景的研究课题。强化土著微生物的降解能力、筛选培养有效的降解菌株、改善微生物生存条件、运用基因工程寻找有效的降解基因并将其转移到其它细菌中是今后的研究重点。同时，深入研究多种方法联合修复技术也是今后需要重点关注的方向。

［1］ 许胜.有机化学［M］.上海:华东理工大学出版社，2012:93-95.

［2］ 环境保护部办公厅发布《重点环境管理危险化学品目录》［J］.中国农药，2014，10(4):21.

［3］ WIOLETTA R K，BARBARA K，KRZYSZTOF K.Concentration，origin and health hazard from fine particle-bound PAH at three characteristic sites in Southern Poland［J］.Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology，2013，91(3):349-355.

［4］ 白静，张凤君，王天野，等.空气曝气法去除地下水中石油类污染物的室内模拟［J］.土木建筑与环境工程，2012，34(1):91-95.

［5］ YANG X M，BECKMANN D，FIORENZA S，et al.Field study of pulsed air sparging for remediation of petroleum hydrocarbon contaminated soil and groundwater［J］.Environ Sci Technol，2005，39(18): 7279-7286.

［6］ 孟庆玲，马桂科，张力文，等.地下水石油污染的原位空气曝气修复技术［J］.中南大学学报(自然科学版)，2012，43(5):2010-2015.

［7］ 王天野，钟爽，吕聪，等.表面活性剂强化空气扰动技术修复萘污染含水层［J］.中南大学学报(自然科学版)，2013，44(11):4768-4773.

［8］ 范俊刚，张华，张志刚，等.改性炭化树脂吸附汽油中噻吩及苯并噻吩［J］.化学工程，2014，42(2):13-17.

［9］ 周玉梅，刘晓勤，姚虎卿.π络合吸附分离技术的研究进展［J］.石油化工，2005，34(10):1004-1009.

［10］ YANGR T，HERNANDEZ-MALDONADOA J，YANG FH.Desulfurization of transportation fuels with zeolites under ambient conditions［J］.Science，2003，301(5629):79-81.

［11］ 王方，段林.载银离子交换树脂π络合吸附萘的研究［J］.环境化学，2013，32(11):2115-2120.

［12］ CHEN J，ZHU D Q，SUN C.Effect of heavymetals on the sorption of hydrophobic organic compounds to wood charcoal［J］.Environmental Science and Technology，2007，41(7):2536-2541.

［13］ 姜志翔，郑浩，李锋民，等.生物炭碳封存技术研究进展［J］.环境科学，2013，34(8):3327-3333.

［14］ CHAIY Z，CURRIE R J，DAVIS JW，et al.Effectiveness of activated carbon and biochar in reducing the availability of polychlorinated dibenzo-p-dioxins/dibenzofurans in solis［J］.Environmental Science＆Technology，2012，46(2):1035-1043.

［15］ AHMAD M，LEE S S，RAJAPAKSHA A U，et al.Trichloroethylene adsorption by pine needle biochars produced at various pyrolysis temperatures［J］.Bioresour Technology，2013，143:615-622.

［16］ 黄华，王雅雄，唐景春，等.不同烧制温度下玉米秸秆生物炭的性质及对萘的吸附性能［J］.环境科学，2014，(5):1884-1890.

［17］ 陈再明，陈宝梁，周丹丹.水稻秸秆生物碳的结构特征及其对有机污染物的吸附性能［J］.环境科学学报，2013，33(1):9-19.

［18］ CHEN B L，CHEN Z M.Sorption of naphthalene and 1-naphthol by biochars of orange peels with different pyrolytic temperatures［J］. Chemosphere，2009，76(1):127-133.

［19］ 杨清玉，易欣怡，于旭彪，等.聚羟基丁酸酯(PHB)对水中微量多环芳烃的仿生吸附［J］.环境化学，2012，30(10):1518-1526.

［20］ 白静.表面活性剂强化地下水循环井技术修复NAPL污染含水层研究［D］.长春:吉林大学，2013.

［21］ 吉芳英，王晓东，谭雪梅，等.高铁酸钾氧化系统中芳烃类物质转化特性［J］.水处理技术，2012，38(10):47-49.

［22］ TOLGA T，TOLGA K.Treatment of dyehouse effluents using sequential combinations of electrochemical oxidation，membrane separation，and activated sludge［J］.Environmental Progress＆Sustainable Energy，2014，33(2):472-481.

［23］ 臧振远，尉黎，赵毅，等.非离子表面活性剂淋洗萘污染土壤的修复研究［J］.生态毒理学报，2010，5(1):136-142.

［24］ 白静，赵勇胜，陈子方，等.利用Tween80溶液冲洗修复萘污染地下水模拟实验［J］.吉林大学学报(地球科学版)，2013，43(2): 552-557.

［25］ SUBRATA B G.Adsorption-desorption of surfactant for enhanced oil recovery［J］.Transport in Porous Media，2011，90(2):589-604.

［26］ 于红艳，徐峰，陈红云，等.黑腐酸的改性及其对土壤中多环芳烃的洗脱作用［J］.化工进展，2013，32(3):697-701.

［27］ 成卓韦，冯力，蒋轶锋，等.荧光假单胞菌代谢α-蒎烯过程中表面活性物质的定向积累及其性状分析［J］.环境科学学报，2013，33 (3):682-690.

［28］ SINGH G B，GUPTA S，GUPTA N.Carbazole degradation and biosurfactant production by newly isolated Pseudomonas sp.strain GBS. 5［J］.International Biodeterioration＆Biodegradation，2013，84:35-43.

［29］ 朱凡，洪湘琦，闫文德，等.PAHs污染土壤植物修复对酶活性的影响［J］.生态学报，2014，34(3):581-588.

［30］ 陈来国，冉勇.植物修复多环芳烃研究现状［J］.环境科学与技术，2004，27(5):99-101.

［31］ 赵阳.七种植物对水体中萘的富集特性及修复效应比较［D］.长春:东北师范大学，2009.

［32］NESTERENKO-MALKOVSKAYA A，KIRZHNER F，ZIMM-ELSY，et al.Eichhornia crassipes capability to remove naphthalene from wastewater in the absence of bacteria［J］.Chemosphere，2012，87 (10):1186-1191.

［33］ ANDREOLLIM，LAMPISS，POLIM，et al.Endophytic Burkholderia fungorum DBT1 can improve phytoremediation efficiency of polycyclic aromatic hydrocarbons［J］.Chemosphere，2013，92(6):688-694.

［34］ 刘张，周成.污染土壤微生物修复技术［J］.生物技术世界，2013，(1):18-20.

［35］ HARITASH A K，KAUSHIK C P.Biodegradation aspects of polycy-clic aromatic hydrocarbons(PAHs):A review［J］.Journal of Hazardous Mat，2009，169(1):1-15.

［36］ SEO JS，KEUM Y S，LIQ X.Bacterial degradation of aromatic compounds［J］.Int JEnviron Res Public Health，2009，6(1):278-309.

［37］ PENG R H，XIONG A S，XUE Y，et al.Microbial biodegradation of polyaromatic hydrocarbons［J］.FEMSMicrobiolog Review，2008，32 (6):927-955.

［38］ 张丹，李兆格，包新光，等.细菌降解萘、菲的代谢途径及相关基因的研究进展［J］.生物工程学报，2010，(6):726-734.

［39］ MUSAT F，GALUSHKO A，JACOB J，et al.Anaerobic degradation of naphthalene and 2-methylnaphthalene by strains ofmarine sulfate-reducing bacteria［J］.Environmental Microbiology，2008，11(1):209-219.

［40］ LU X Y，ZHANG T，FANG H H P，et al.Biodegradation of naphthalene by enrichedmarine denitrifying bacteria［J］.International Biodeterioration and Biodegradation，2010，65(1):204-211.

［41］ 孙明明，滕应，骆永明.厌氧微生物降解多环芳烃研究进展［J］.微生物学报，2012，52(8):931-939.

［42］ MECKENSTOCK RU，MOUTTAKIH.Anaerobic degradation of nonsubstituted aromatic hydrocarbons［J］.Current Opinion in Biotechnology，2011，22(3):406-414.

［43］ 李玫，廖宝文.红树林湿地土壤萘降解茵的分离与鉴定［J］.安徽农业科学，2011，39(13):7663-7664.

［44］ 杨磊，孔兰芳，胥峥，等.复合酶生物促进剂在底泥生物修复中的应用［J］.中国环保产业，2011，(11):41-44.

［45］ PACWA-PLOCINICZAK M，PLAZA G A，POLIWODA A，et al. Characterization of hydrocarbon-degrading and biosurfactant-producing Pseudomonas sp.P-1 strain as a potential tool for bioremediation ofpetroleum-contaminated soil［J］.Environmental Scienceand Pollution Research，2014，21(15):9385-9395.

［46］ 李烜桢，林先贵，尹睿，等.产漆酶食用菌的粗酶液对多环芳烃降解研究［J］.环境工程学报，2010，(12):2888-2892.

［47］ 王新，李培军，巩宗强，等.一种动胶杆菌的固定化及其降解土壤中菲、芘的研究［J］.中国环境科学，2000，20(6):515-518.

［48］ 杨洁，华丹芸，林逢凯，等.释氧复合剂强化沉积物中萘的生物降解研究［J］.安全与环境学报，2013，13(5):35-39.

［49］ RAQUEL S，NATALIA G L，FERNANDO B，et al.Evaluation of the influence ofmultiple environmental factors on the biodegradation of dibenzofuran，phenanthrene，and pyrene by a bacterial consortium using an orthogonal experimental design［J］.Water Air Soil Pollution，2012，223(6):3437-3444.

［50］ SIMARRO R，GONZALEZ N，BAUTISTA L F，et al.Optimisation of key abiotic factors of PAH(naphthalene，phenanthrene and anthracene)biodegradation process by a bacterial consortium［J］.Water Air Soil Pollution，2011，217(1-4):365-374.

［51］ 陈碧娥，王丽娜.营养盐对湄洲湾海洋细菌生长及降解石油烃的影响［J］.海洋环境科学，2005，24(4):52-54.

［52］ 谭文捷，李宗良，丁爱中，等.土壤和地下水中多环芳烃生物降解研究进展［J］.生态环境，2007，16(4):1310-1317.

［53］ FARJADFARD S，BORGHEI SM，HASSANIA H，et al.Efficient biodegradation of naphthalene by a newly characterized indigenous Achromobacter sp.FBHYA2 isolated from Tehran Oil Refinery complex［J］.Water Science＆Technology，2012，66(3):594-602.

［54］ 张晶，林先贵，李烜桢，等.菇渣和鼠李糖脂联合强化苜蓿修复多环芳烃污染土壤［J］.环境科学，2010，31(10):2431-2438.

［55］ 展漫军，李婧，徐慧，等.菇渣应用于生物堆修复有机污染土壤的研究［J］.江苏农业科学，2013，41(12):344-347.

［56］ 樊广萍，仓龙，徐慧，等.重金属-有机复合污染土壤的电动强化修复研究［J］.农业环境科学学报，2010，29(6):1098-1104.

［57］ 于红艳，张昕欣.腐殖酸与活性污泥对污染土壤联合修复研究［J］.水土保持通报，2012，32(5):248-252.

［58］ 马会强，张兰英，张洪林，等.泥炭生物反应墙构建及修复地下水中石油烃［J］.土木建筑与环境工程，2011，33(3):129-135.

Research Progress on Remediation of Naphthalene in Contam inated Environment

QIAN Yi，XIE Xiao-mei
(College of Environment and Safety Engineering，Qingdao University of Science and Technology，Qingdao 266042，China)

The remediation technologies of naphthalene in contaminated environment have been comprehensively summarized，including physical remediation，chemical remediation，phytoremediation，and microbial remediation.In allusion to various technologies，the principle，efficacy，effect factors，merits and demerits are introduced，especially the degradation mechanism and effect factors ofmicrobial remediation technologies.An outlook on developing trend of naphthalene remediation technologies is also proposed.

naphthalene;contaminated environment;physical remediation;chemical remediation;phytoremediation; microbial remediation

X 131.3

A

1672-5425(2015)02-0001-07

10.3969/j.issn.1672-5425.2015.02.001

国家自然科学基金资助项目(51372129)，山东省科技发展计划项目(2013GSF11608)

2014-10-10

钱翌(1962-)，男，浙江人，教授，主要从事污染生态化学和环境修复的研究工作，E-mail:qianyi1962@126.com。