表面活性剂强化微生物修复DDTs-PAHs复合污染农田土壤影响研究

王晓旭，孙丽娜∗，郑学昊，吴昊，王辉，陈苏，李化超

1. 沈阳大学区域污染环境生态修复教育部重点实验室，辽宁 沈阳110044；2. 辽沈工业集团有限公司，辽宁 沈阳110045

表面活性剂强化微生物修复DDTs-PAHs复合污染农田土壤影响研究

王晓旭1，孙丽娜1∗，郑学昊1，吴昊1，王辉1，陈苏1，李化超2

1. 沈阳大学区域污染环境生态修复教育部重点实验室，辽宁 沈阳110044；2. 辽沈工业集团有限公司，辽宁 沈阳110045

滴滴涕（DDTs）和多环芳烃（PAHs）是土壤中典型的持久性有机污染物，环境毒性强，可对生物体产生不利影响。采用田间试验，研究阴-非离子混合表面活性剂[十二烷基苯磺酸钠(SDBS)和失水山梨醇单油酸酯聚氧乙烯醚(Tween80)，混合质量比为2∶3]和生物表面活性剂鼠李糖脂（RL）对混合菌[球形节杆菌(Arthrobacter globiformis)和甲基营养型芽孢杆菌(Bacillus methylotrophicus)，混合体积比为2∶1]在农田土壤滴滴涕-多环芳烃（DDTs-PAHs）复合污染修复过程中的强化作用。结果表明，SDBS-Tween80和RL均能不同程度地促进混合菌对农田土壤中DDTs-PAHs的降解。在SDBS-Tween80强化混合菌处理中，当SDBS-Tween80处理量为100 mg·kg-1时，土壤中DDTs和PAHs的150 d降解率最高，分别达到57.8%和35.6%，比单独混合菌处理分别提高了14.9%和11.9%。在RL强化混合菌处理中，当RL处理量为5 mg·kg-1时，土壤中DDTs和PAHs的150 d降解率最高，分别达到50.3%和28.6%，比单独混合菌处理分别提高了7.4%和4.9%。因此，SDBS-Tween80的最佳用量比RL更有利于提高DDTs-PAHs复合污染土壤的生物修复效果，DDTs和PAHs降解率提高8%左右，且SDBS-Tween80的修复成本更低。当100 mg·kg-1SDBS-Tween80能显著提高p,p'-DDE和高环数PAHs的降解率，分别为63.0%和30.6%，比单独混合菌处理分别提高了18.8%和12.7%，该方法在复合污染土壤修复中具有良好的应用前景。

DDTs；PAHs；表面活性剂；混合菌；复合污染

滴滴涕（DDTs）和多环芳烃（PAHs）是环境中备受关注的持久性有机污染物（persistent organic pollutants，POPs），具有长期残留性、生物蓄积性和“三致”效应，因而被列为优先控制的有毒有机污染物（Yang et al.，2012；Marta et al.，2014；Hernández-Vega et al.，2017）。中国土地资源短缺，而农田土壤有机污染问题较为突出（环境保护部，2014）。既有因DDTs等有机氯农药大量施用造成农田土壤污染的历史旧帐（Hu et al.，2014），又有煤和石油等能源大量消耗造成的PAHs等的污染（Li et al.，2013）。POPs通过干湿沉降作用进入农田土壤中后通过生物富集和食物链，威胁环境安全和人类健康（Chen et al.，2005）。POPs复合污染在土壤中普遍存在，其中DDTs和PAHs是具有代表性的有机污染物。

微生物降解是去除土壤中DDTs和PAHs的主要途径（Wang et al.，2014a）。DDTs和PAHs因具有较强的疏水性，极易被土壤固相吸附，导致其生物可利用性差，成为限制其微生物降解效率的关键因素。已有研究表明：表面活性剂可通过解吸和增溶等作用，强化PAHs等疏水性有机污染物（hydrophobic organic compounds，HOCs）的生物降解（陈静等，2006；Roy et al.，2011；Wang et al.，2014b）。近年来，阴-非离子混合表面活性剂和生物表面活性剂在生物修复领域得到越来越广泛的应用。阴-非离子混合表面活性剂对HOCs具有协同增溶作用，并能减少各自的吸附损失，降低相应的生态风险（Zhu et al.，2003；Guo et al.，2009）。生物表面活性剂可生物降解，不会造成二次污染，而且低毒、一般对生物的刺激性较小（时进钢等，2003）。尽管这些表面活性剂提高了微生物对HOCs修复的效率，但鲜见其应用于强化DDTs-PAHs复合污染土壤的微生物修复研究，而且相关研究多在实验室进行，与实际场地的修复可能存在一定的差异，故直接针对DDTs-PAHs长期污染农田土壤进行修复可能更具有实用价值（王洪等，2010；Kuppusamy et al.，2017）。

本研究在前期筛选出的具有高效降解DDTs-PAHs的混合菌基础上，首次将其应用于DDTs-PAHs复合污染农田土壤原位修复，探讨其在不同浓度的阴-非离子混合表面活性剂（SDBS-Tween80）和生物表面活性剂鼠李糖脂（RL）作用下，对混合菌降解复合农田土壤中DDTs-PAHs的强化效果，以期为中轻度有机复合污染农田土壤生物修复提供理论依据与技术支持。

表1 实验设计Table1 The experiment design

1 材料与方法

1.1 实验材料和仪器

实验材料：p,p’-DDE，p,p’-DDD，o,p’-DDT，p,p’-DDT标准样品（质量浓度为100 μg·mL-1）和16种PAHs混合标准样品（质量浓度为2.0 mg·mL-1，包括萘、苊、苊烯、芴、菲、蒽、荧蒽、芘、苯并[a]蒽、屈、苯并[b]荧蒽、苯并[k]荧蒽、苯并[a]芘、二苯并[a，h]蒽、苯并[g，h，i]芘、茚苯[1，2，3-cd]芘）购于百灵威科技有限公司；色谱纯正己烷和色谱纯乙腈购于山东禹王实业有限公司化工分公司；硅胶层析柱购于美国Agilent科技有限公司；混合表面活性剂，十二烷基苯磺酸钠（SDBS）和失水山梨醇单油酸酯聚氧乙烯醚（Tween80）均为化学纯，购于国药集团化学试剂有限公司，其混合质量比为2∶3；生物表面活性剂——鼠李糖脂（RL），纯度约90%，购于湖州紫金生物科技有限公司。其他试剂均为分析纯。主要实验仪器包括加速溶剂萃取仪（ASE300，中国Dionex）、气相色谱仪（CP-3800，美国Varian）、液相色谱仪（Agilent1100，美国Agilent）、全自动固相萃取仪（SPE-DEX4790，美国Horizon）。

1.2 实验菌株及混合菌的制备

实验中高效降解DDTs和PAHs的球形节杆菌（Arthrobacter globiformis）和甲基营养型芽孢杆菌（Bacillus methylotrophicus）由本课题组分离、培养。将球形节杆菌和甲基营养型芽孢杆菌菌株分别接种于LB培养基（酵母浸粉5 g·L-1，蛋白胨10 g·L-1，氯化钠10 g·L-1）斜面上，30 ℃培养72 h后，将菌体加入含无菌水的试管中，振荡30 min，待均匀后用血球计数板计数，使两只试管中菌数为108ind·mL-1，得到菌悬液。各取1%的菌悬液分别接入500 mLLB培养基中，30 ℃、160 r·min-1下培养，定期计数，使两种菌种中菌数达108ind·mL-1，然后将球形节杆菌菌液和甲基营养型芽孢杆菌菌液以体积之比为2∶1混合均匀，即可作为混合菌菌液待用。

1.3 修复场地与实验设计

实验田位于沈阳市沈北新区设施农业的大棚内，对土地耕作层（0～20 cm）进行翻土，弃去杂草、碎石、塑料等杂物，使修复区域土壤混合均匀。将经平整混匀后的修复场地划分为1 m×1 m的地块，相邻修复单元间隔约20 cm。经测定，土壤有机质含量为5.44%，阳离子交换量为13.09 cmol·kg-1，pH值为7.17，土壤容重为1220 kg·m-3，粘粒、粉粒和砂粒含量分别为26.11%、72.82%和1.07%，属于粉砂质粘土；土壤中DDTs和PAHs的本底值分别为47.94 μg·kg-1和0.69 mg·kg-1。

共设置10种田间试验处理，每个处理3次重复，试验设计见表1。其中混合菌菌液接种量为500mL·m-2，菌落形成单位为1×108mL-1。根据前期实验，设置生物表面活性剂鼠李糖脂（RL）施用量为5～20 mg·kg-1，阴-非离子混合表面活性剂（SDBS-Tween80）质量比为2∶3，施用量为40～300 mg·kg-1。根据试验设计，将混合菌菌液和系列添加量的表面活性剂溶液均匀喷洒于田间各修复单元中，在0～20 cm深度范围内混合均匀，使土壤含水率保持最大田间持水量的60%，空白对照处理（CK）仅施加相同体积的水。分别在实验开始后的第30天、第90天、第150天后采用梅花取样法采集耕作层（0～20 cm）处土壤样品。待土样风干后，过60目筛，供DDTs和PAHs测试分析用。

1.4 样品处理与测定

土壤中DDTs和PAHs使用加速溶剂萃取仪进行萃取，萃取液为正己烷和丙酮的混合液，体积比为1∶1（Tao et al.，2011）。DDTs净化和测定：萃取后的溶液参照《土壤中六六六和滴滴涕测定的气相色谱法（GB/T 14550—2003）》采用浓硫酸磺化法对萃取液进行净化，净化后采用氮吹法使样品近干后，用色谱纯正己烷定容到1.0 mL，然后过0.45 μm有机滤膜，转移到气相进样瓶中，利用气相色谱仪进行测定。气相色谱分析条件：色谱柱为CP-sill 8CB型石英毛细管柱（30 m×0.32 mm×0.25 μm）；色谱柱升温程序：初始温度120 ℃并保持1 min，以25 ℃·min-1升至230 ℃保持0 min，再以3 ℃·min-1升至255 ℃保持0 min，最后以20 ℃·min-1升至280 ℃保持5 min；进样口温度为250 ℃；检测器温度为300 ℃。载气、辅助气均为高纯氮气，载气流速为0.6 mL·min-1（恒流）。进样方式：脉冲不分流进样，脉冲压力为276 kPa、保持0.75 min，进样量1 μL；尾吹30 mL·min-1。以色谱峰保留时间定性，外标法定量，方法回收率为89.2%～107.1%。

PAHs的净化和测定：萃取后的溶液参照范福强等（2011）利用硅胶层析柱对萃取液进行净化，洗脱液用氮气吹至近干后，用色谱纯乙腈定容到1.0 mL，然后过0.45 μm有机滤膜，转移到液相进样瓶中，利用高效液相色谱仪测定。液相色谱分析条件：色谱柱为多环芳烃分析专用柱ZORBAX EclipsePAH（4.6 m×250 mm×5 μm）；柱温为25 ℃；流速为1 mL·min-1；流动相为色谱纯乙腈和水；进样量为10 μL；以色谱峰保留时间定性，外标法定量，方法回收率为80.3%～96.5%。

采用Origin 8.0和SPSS 18.0对数据进行处理分析和作图。

图1 不同处理下复合污染农田土壤中DDTs的降解效果Fig. 1 Effects of different treatments on the degradation of DDTs in co-contaminated farmland soil

2 结果与讨论

2.1 表面活性剂对混合菌修复复合污染农田土壤中DDTs的影响

在150 d的田间试验中，不同处理表面活性剂强化混合菌对农田土壤中DDTs的降解情况如图1所示。在对照处理中，土壤中土著微生物对DDTs降解作用非常缓慢，由初始残留量47.9 μg·kg-1降低到46.2 μg·kg-1，降解率仅为3.6 %。自然降解150 d后，土壤中DDTs质量分数仍然超过相应的风险评估中值ERM（effects range median，46.1 μg·kg-1）（Long et al.，1995）。这表明该农田土壤中DDTs对生物造成潜在危害的可能性大，存在较高的生态风险。

在接种混合菌后，土壤中DDTs的残留量从初始浓度47.9 μg·kg-1降低到27.3 μg·kg-1，降解率高达43%。这说明混合菌能有效降解土壤中的DDTs。接种降解菌的前30 d，土壤中DDTs残留量下降很快，但随着时间的延长，DDTs的降解速度明显降低。这与谢慧（2013）的研究结果类似，即DDTs前期降解迅速，随后降解速率变慢，其可能原因是刚开始接种降解菌的30 d内，降解菌大量繁殖，生物活性非常高，对DDTs的降解较快，随后降解菌数量可能会因营养物质的不足而逐渐下降，导致对DDTs的降解效率降低。

当在土壤中添加不同浓度的表面活性剂SDBS-Tween80或RL对混合菌进行强化后，各处理均较单独接种混合菌处理具有更好的修复效果。这说明RL或SDBS-Tween80增溶作用提高了土壤溶液中DDTs生物可利用性，促进了混合菌对DDTs的降解。在SDBS-Tween80处理体系中，低浓度的SDBS-Tween80（40 mg·kg-1土和70 mg·kg-1土）对混合菌降解DDTs的促进作用不明显；当SDBS-Tween80处理量升至100 mg·kg-1时，DDTs在土壤中的残留量才显著降低；但当SDBS-Tween80处理量继续升高时（200 mg·kg-1和300 mg·kg-1），DDTs的残留量不但没有进一步降低，反而出现略有升高的现象。其原因可能是高水平的SDBS-Tween80对混合菌生长繁殖产生抑制作用所致。肖鹏飞等（2015）在研究Tween60和SDS强化白腐真菌修复DDTs污染土壤中也出现了类似的现象。在RL处理体系中，DDTs残留量随着RL浓度的增加而呈现出不断降低的趋势，未发现其对降解菌的抑制现象，这与马满英等（2008）报道的生物表面活性剂对降解菌的毒性较小是一致的。

比较SDBS-Tween80与RL对混合菌修复复合污染农田土壤中DDTs的强化效果可知，相同时间内应用阴-非离子混合表面活性剂（SDBS-Tween80）对混合菌降解DDTs效果优于生物表面活性剂鼠李糖脂（RL）。从图1可知，当SDBS-Tween80处理量为100 mg·kg-1土时，对混合菌降解DDTs效果最好，150 d后降解率高达57.8%，比单独混合菌处理时的降解率提高了14.9%，较RL最佳降解效果（20 mg·kg-1）提高了7.5%。虽然SDBS-Tween80处理量是RL的5倍，但是其成本非常低廉，且具有增溶效果强、土壤中吸附损失少、环境适应范围更广等优点。因此，适量的SDBS-Tween80（100 mg·kg-1）既可提高土壤中DDTs的修复效率，也降低了污染土壤修复成本和后续可能产生的生态风险。

2.2 表面活性剂对混合菌降解土壤中DDT同分异构体、初级代谢产物的影响

p,p'-DDE是p,p'-DDT在好氧土壤（耕作层）中主要的降解产物，在环境中比其母体化合物具有更强的持久性、生物蓄积性和生物毒性（Wang et al., 2003）。经过150 d田间试验后，土壤中DDT同分异构体、初级代谢产物（p,p'-DDE、p,p'-DDD、o,p'-DDT、p,p'-DDT）的降解情况见图2。接种混合菌，添加不同用量的SDBS-Tween80或RL均可不同程度促进土壤中DDT同分异构体、初级代谢产物的降解，其降解率大小变化顺序为p,p'-DDT＞p,p'-DDE＞o,p'-DDT＞p,p'-DDD。DDT同分异构体、/初级代谢产物的生物降解率存在一定差异，其中p,p'-DDT和p,p'-DDE的降解率相对较高，但o,p'-DDT和p,p'-DDD的生物降解率也达到32.4%左右。

如图2所示，当SDBS-Tween80处理量为100 mg·kg-1时，其对混合菌降解DDT同分异构体、初级代谢产物的促进作用最明显，p,p'-DDE、p,p'-DDD、o,p'-DDT和p,p'-DDT降解率分别达到63.0%、37.1%、39.3%和65.9%，显著高于单独混合菌处理时对应的降解率（P＜0.05）。其中，p,p'-DDE降解促进作用最明显，比单独混合菌处理高出18.8%。其原因可能是p,p'-DDE在土壤中残留量最高，添加100 mg·kg-1SDBS-Tween80后，促使p,p'-DDE从土壤颗粒中解吸而出的量最大，其生物利用性也随之大幅增加，通过混合菌降解的去除量的提高最显著。本试验结果与章瑞英等（2009）研究Tween60对DDT同分异构体、初级代谢产物的洗脱浓度大小与原土壤中DDT同分异构体、初级代谢产物污染相关的结果是一致的。

因此，在土壤中添加100 mg·kg-1SDBSTween80可显著强化混合菌对DDTs的降解效果。

图2 不同处理下土壤中DDT同分异构体、初级代谢产物的降解率Fig. 2 Degradation rate of DDT isomers and primary metabolites in soil with different treatments

2.3 表面活性剂对混合菌修复复合污染农田土壤中PAHs的影响

表面活性剂对混合菌降解农田土壤中PAHs的促进作用如图3所示。空白对照处理中，PAHs在土壤环境中降解速度十分缓慢，试验结束后土壤中PAHs残留量仍有0.65 mg·kg-1，PAHs的降解率只有6.3%。根据Maliszewska（1996）制定的标准，土壤仍达到中度污染（0.6 ～1 mg·kg-1）的水平，说明PAHs在土壤中稳定，难以降解。而在混合菌处理后，土壤中PAHs残留量明显降低，150 d后残留量为0.53 mg·kg-1，PAHs的降解率为23.7%。这说明混合菌可有效降解土壤中的PAHs。但是，混合菌对土壤中PAHs的降解显著低于其对DDTs的降解效果（P＜0.05），其原因可能是土壤中以高环PAHs为主，更难降解（高野萌等，2016）。

在土壤中添加表面活性剂SDBS-Tween80或RL强化混合菌后，在一定程度上均可以促进混合菌对PAHs的降解。在SDBS-Tween80（40～200 mg·kg-1）处理体系中，PAHs残留量随着SDBS-Tween80处理量的提高而不断降低，150 d后， 200 mg·kg-1SDBS-Tween80处理PAHs的降解率比单独混合菌处理提高了14.4%。当SDBS-Tween80处理量继续增加时（300 mg·kg-1），土壤中PAHs残留量又相对增加。综合以上混合菌降解DDTs-PAHs的结果可知，SDBS-Tween80对混合菌降解DDTs-PAHs的影响是对DDTs-PAHs增溶作用和对混合菌生长的毒性作用的综合体现。在RL处理体系中，混合菌对土壤中PAHs的降解变化情况与DDTs类似，也是随着RL处理量的增加，PAHs残留量逐渐降低。当RL处理量为20 mg·kg-1时，PAHs降解率最高达28.6%，其降解效果与单独混合菌处理相比虽有所提高，但并不显著，其原因可能是所添加的RL处理量对PAHs增溶能力有限。该结果与刘魏魏等（2010）研究结果相似。

比较SDBS-Tween80与RL对混合菌修复复合污染农田土壤中PAHs的强化效果发现，较高用量的SDBS-Tween80（100 mg·kg-1和200 mg·kg-1）对PAHs的降解效果显著高于RL。当SDBS-Tween80处理量为100 mg·kg-1时，不仅对DDTs降解效果最好，而且对PAHs也具有较高的降解效果（高达35.6%），比单独混合菌处理提高了11.9%。继续增加SDBS-Tween80用量（200 mg·kg-1），对PAHs的降解率最高达38.1%，降解率增幅并不显著。考虑修复效率与成本，100 mg·kg-1SDBS-Tween80强化混合菌修复PAHs污染土壤是比较理想的。

图3 不同处理下复合污染农田土壤中PAHs的降解效果Fig. 3 Effect of different treatments on the degradation of PAHs in co-contaminated farmland soil

图4 不同处理下农田土壤中不同PAHs的降解率Fig. 4 Degradation rate of different PAHs in farmland soil with different treatments

2.4 表面活性剂对混合菌降解土壤中不同PAHs的影响

根据环数将PAHs分为2-3环、4环、5环和6环PAHs。试验农田土壤不同PAHs的含量顺序为：4环＞5环＞2-3环＞6环，分别占总量的37.3%、27.4%、27.1%和8.2%，其中高环PAHs（4环以上的PAHs）占总量的72.9%。由图4可知，随着PAHs分子量的增加，各处理的降解率逐渐降低，这与Haritash et al.（2009）报道PAHs降解率与其苯环数呈反比是一致的。其原因主要是低环PAHs生物有效性比高环PAHs强，在环境中低环PAHs更易被土壤微生物降解；而高环PAHs具有更高的稳定性、亲脂性和生物毒性，很难被微生物降解（邢维芹等，2007），因此强化高环PAHs降解作用尤为重要。

从图4可知，接种混合菌显著提高了土壤中不同PAHs的降解率，其中高环PAHs在150 d的降解率比对照处理平均提高了13.3%。添加表面活性剂后，进一步促进了PAHs的降解。低用量的SDBS-Tween80和RL处理对高环PAHs降解的促进作用不太明显（P＞0.05），但当SDBS-Tween80处理量为100 mg·kg-1时，高环PAHs的降解率达30.6%，比单独混合菌处理提高了12.7%。当进一步增加SDBS-Tween80处理量（200 mg·kg-1）时，其对土壤中高环PAHs的降解促进作用并不明显，甚至反而有所降低（300 mg·kg-1）。

综上所述，添加适量SDBS-Tween80，利用其增溶能力强化微生物修复DDTs-PAHs复合污染土壤是有效可行的，在污染土壤的生物修复中具有进一步的研究价值和应用潜力。

3 结论

（1）SDBS-Tween80和RL均能不同程度地促进混合菌对复合污染农田土壤DDTs-PAHs的降解。SDBS-Tween80的最佳处理量比RL更有利于提高DDTs-PAHs复合污染土壤的生物修复效果，降解率提高8%左右，且SDBS-Tween80的修复成本更低。

（2）添加100 mg·kg-1SDBS-Tween80对DDTs和PAHs降解效果最好，最高降解率分别为57.8%和35.6%，比单独混合菌处理分别提高了14.9%和11.9%。

（3）100 mg·kg-1SDBS-Tween80能显著提高p,p'-DDE和高环数PAHs的降解率，分别为63.0%和30.6%，比单独混合菌处理分别提高了18.8%和12.7%。该方法在农田土壤有机污染的修复中有很大的应用前景。

CHEN L G, RAN Y, XING B S, et al. 2005. Contents and sources of polycyclic aromatic hydrocarbons and organochlorine pesticides in vegetable soils of Guangzhou, China [J]. Chemosphere, 60(7): 879-890.

GUO H Q, LIU Z Y, YANG S G, et al. 2009. The feasibility of enhanced soil washing of p-nitrochlorobenzene (pNCB) with SDBS-Tween 80 mixed surfactants [J]. Journal of Hazardous Material, 170(2-3): 1236-1241.

HARITASH A K, KAUSHIK C P. 2009. Biodegradation aspects of policyclic aromatic hydrocarbons (PAHs): a review [J]. Journal of Hazardous Materials, 169(1-3): 1-15.

HERNÁNDEZ-VEGA J C, CADY B, KAYANJA G, et al. 2017. Detoxification of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in Arabidopsis thaliana, involves a putative flavonol synthase [J]. Journal of Hazardous Materials, 321: 268-280.

HU W Y, HUANG B, ZHAO Y C, et al. 2014. Distribution, sources and potential risk of HCH and DDT in soils from a typical alluvial plain of the Yangtze River Delta region, China [J]. Environmental Geochemistry and Health, 36(3): 345-358.

KUPPUSAMY S, THAVAMANI P, VENKATESWARLU K, et al. 2017. Remediation approaches for polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) contaminated soils: Technological constraints, emerging trends and future directions [J]. Chemosphere, 168: 944-968.

LI X R, ZHAOT K, ZHANG C J, et al. 2013. Source apportionment of polycyclic aromatic hydrocarbons in agricultural soils of Yanqing county in Beijing, China [J]. Environmental Forensics, 14(4): 324-330.

LONG E R, MACDONALD D D, SMITH S L, et al. 1995. Incidence of adverse biological effects within ranges of chemical concentrations inmarine estuarine sediment [J]. Environmental Management, 19(1): 81-97.

MALISZEWSKA K. 1996. Polycyclic aromatic hydrocarbons in agricultural soils in Poland: preliminary proposals for criteria to evaluate the level of soil contamination [J]. Applied Geochemistry, 11(1): 121-127.

MARTA V, RONALD A H. 2014. DDT and HCH, two discontinued organochlorine insecticides in the Great Lakes region: Isomer trends and sources [J]. Environment International, 69: 159-165.

ROY E, NARESH S, and SIMON S. 2011. Surfactants and bacterial bioremediation of polycyclic aromatic hydrocarbon contaminated soil-unlocking the targets [J]. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 41(1): 78-124.

TAO S, WANG W T, LIU W X, et al. 2011. Polycyclic aromatic hydrocarbons and organochlorine pesticides in surface soils from the Qinghai-Tibetan plateau [J]. Journal of Environmental Monitoring, 13(1): 175-181.

WANG C P, LIU H B, LI J, et al. 2014b. Degradation of PAHs in soil by Lasiodiplodia theobromae and enhanced benzo [a] pyrene degradation by the addition of Tween-80 [J]. Environment Science and Pollution Research, 21(18): 10614-10625.

WANG C P, YU L, ZHANG Z Y, et al. 2014a. Tourmaline combined with Phanerochaete chrysosporium to remediate agricultural soil contaminated with PAHs and OCPs [J]. Journal of Hazardous Materials, 264(2): 439-448.

WANG X T, CHU S G, XU X B. 2003. Organochlorine pesticide residues in water from Guanting reservoir and Yongding River, China [J]. Bulletin of environmental contamination and toxicology, 70(9): 351-358.

YANG B, XUE N D, ZHOU L L, et al. 2012. Risk assessment and sources of polycyclic aromatic hydrocarbon in agricultural soils of Huanghuaiplain, China [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 84(10): 304-310.

ZHU L Z, FENG S L. 2003. Synergistic solubilization of polycyclic aromatic hydrocarbons by mixed anionic-nonionic surfactants [J]. Chemosphere, 53(5): 459-467.

陈静, 王学军, 胡俊栋, 等. 2006. 表面活性剂对白腐真菌降解多环芳烃的影响[J]. 环境科学, 27(1): 154-159.

范福强, 豆俊峰, 丁爱中, 等. 2011. 超声萃取-高效液相色谱法测定土壤中高环多环芳烃的研究[J]. 北京师范大学学报: 自然科学版, 47(3): 296-299.

高野萌, 杨雪莲, 李凤梅, 等. 2016. 高环多环芳烃降解菌的筛选及其降解特性[J]. 生态学杂志, 35(6): 1539-1546.

刘魏魏, 尹睿, 林先贵, 等. 2010. 生物表面活性剂强化微生物修复多环芳烃污染土壤的初探[J]. 土壤学报, 47(6): 1118-1125.

马满英, 施周, 刘有势. 2008. 生物表面活性剂修复HOCs污染土壤的研究进展[J]. 生态学杂志, 27(5): 835-840.

时进钢, 袁兴中, 曾光明, 等. 2003. 生物表面活性剂的合成与提取研究进展[J]. 微生物学通报, 30(1): 68-72.

GB/T 14550—2003, 土壤中六六六和滴滴涕测定的气相色谱法[S]. 北京: 国家质量监督检验检疫总局中国标准出版社.

王洪, 孙铁珩, 李海波, 等. 2010. PAHs污染农田土壤联合生物修复技术研究[J]. 安全与环境学报, 10(6): 25-29.

肖鹏飞, 李玉文, Kondo Ryuichiro. 2015. Tween60和SDS强化白腐真菌修复DDT污染土壤[J]. 中国环境科学, 35(12): 3737-3743.

谢慧. 2013. 土壤中DDT和DDE的生物强化降解及对土壤微生物群落结构的影响[D]. 泰安: 山东农业大学: 91-92.

邢维芹, 骆永明, 李立平. 2007. 影响土壤中PAHs降解的环境因素及促进降解的措施[J]. 土壤通报, 38(1): 173-178.

章瑞英, 王国庆, 陈伟伟, 等. 2009. 三种表面活性剂对高浓度DDTs污染土壤的洗脱作用[J]. 生态环境学报, 18(6): 2166-2171.

中华人民共和国环境保护部. 2014. 全国土壤污染状况调查报告[EB/OL].http://www.zhb.gov.cn/gkml/hbb/qt/201404/t20140417_2706 70.htm.

Enhanced Effects of Surfactants on the Bioremediation of DDTs-PAHs in Co-contaminated Farmland Soil

WANG Xiaoxu1, ZHENG Xuehao1, SUN Lina1*, WU Hao1, WANG Hui1, CHEN Su1, LI Huachao2
1. Key Laboratory of Regional Environment and Eco-remediation, MOE of China, Shenyang University, Shenyang 110044, China; 2.Liao Shen Industrial Group Co., LTD., Shenyang 110045, China

Dichlorodiphenyltrichloroethanes (DDTs) and polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) are typical persistent organic pollutants (POPs) in soils, which has environmental toxicity and caused negative impacts on organisms. The enhanced effects of anionic-nonionic mixed surfactant [sodium dodecyl benzene sulfonate (SDBS) and polyoxyethylene (80) sorbitan monolaurate (Tween 80), the mixture mass ratio of 2∶3] and biosurfactant rhamnolipids (RL) on the bioremediation of DDTs-PAHs with mixed bacteria [Arthrobacter globiformis and Bacillus methylotrophicus, the mixture volume ratio of 2∶1] in co-contaminated farmland soil were investigated based on a field survey. The results showed that SDBS-Tween80 and RL could enhance the degradation rates of DDTs and PAHs when bioremediated with mixed bacteria. In the SDBS-Tween80-enhanced mixed bacteria treatments, when the applied concentration of SDBS-Tween80 was 100 mg·kg-1, the highest degradation rates of DDTs and PAHs were up to 57.8% and 35.6% within 150 d, and which were 14.9% and 11.9% higher than that of the mixed bacteria treatment alone. In the RL-enhanced mixed bacteria treatments, when the addition concentration of RL was 5 mg·kg-1, the highest degradation rates of DDTs and PAHs were up to 50.3% and 28.6% within 150 d, and which were 7.4% and 4.9% higher than that of the mixed bacteria treatment alone. Therefore, the optimum concentration of SDBS-Tween80 for biodegradation of DDTs-PAHs in co-contaminated farmland soil was approximately 8% higher than that of RL, and the bioremediation was more cost-effective for SDBS-Tween80. Meanwhile, at the best optimum concentration of SDBS-Tween80 was 100 mg·kg-1, the corresponding degradation rates of p,p'-DDE and high-rings PAHs were significantly increased, and up to 63.0% and 30.6% respectively, which were 18.8% and 12.7% higher than that of the mixed bacteria treatment alone. This method has prospective application in the field of remediation of co-contaminated soils.

DDTs; PAHs; surfactants; mixed bacteria; co-contaminated

10.16258/j.cnki.1674-5906.2017.03.018

X53

A

1674-5906（2017）03-0486-07

王晓旭, 郑学昊, 孙丽娜, 吴昊, 王辉, 陈苏, 李化超. 2017. 表面活性剂强化微生物修复DDTs-PAHs复合污染农田土壤影响研究[J]. 生态环境学报, 26(3): 486-492.

WANG Xiaoxu, ZHENG Xuehao, SUN Lina, WU Hao, WANG Hui, CHEN Su, LI Huachao. 2017. Enhanced effects of surfactants on the bioremediation of DDTs-PAHs in Co-contaminated farmland soil [J]. Ecology and Environmental Sciences, 26(3): 486-492.

国家重点基础研究发展计划项目（973计划）（2014CB441106）；中华环境保护基金会格平绿色行动辽宁环境科研教育“123”工程项目（CEPF2013-123-1-7）；沈阳市科学事业费竞争性选择项目（城市生态环境风险管理及其修复技术研究）；沈阳市科技计划项目（F14-133-9-00）；中国1꞉5万土壤图籍编撰及高精度数字土壤构建（二期工程）项目（2012FY112100）

王晓旭（1987年生），女，博士研究生，主要从事土壤有机污染修复研究工作。E-mail: 766680803@qq.com *通信作者。E-mail: sln629@163.com

2016-12-19