本文针对多环芳烃水溶性低、吸附性强和生物可利用性低的特点,以及常用增溶剂-化学表面活性剂难以微生物降解,可引起环境二次污染的现状,系统研究了生物表面活性物质皂角苷和腐殖酸对疏水性难溶有机污染物多环芳烃的增溶作用及机理;重点比较了皂角苷和腐殖酸与化学表面活性剂的增溶能力;研究了皂角苷-非离子混合表面活性剂对多环芳烃的协同增溶作用;首次提出以皂角苷和腐殖酸为增溶剂,研究了它们对多环芳烃-蒽微生物降解过程的影响,并与非离子化学表面活性剂Tween80作了相应的比较。试图找出新型、高效的增溶试剂和增溶体系,降低修复成本,提高修复效率,为高效、快速、安全、实用的表面活性剂增效修复技术提供理论依据。第一章表面活性物质增效修复多环芳烃污染土壤及地下水的研究进展多环芳烃由于其致癌性、致突变性而受到广泛关注。本文介绍了多环芳烃的来源、种类、分布及性质,阐明了多环芳烃对人体的危害,并介绍了多环芳烃污染的化学修复、生物修复、化学与生物相结合的修复机制。概述了近年来在多环芳烃污染土壤及地下水修复中关于表面活性剂的研究进展,探讨了提高多环芳烃修复速率的途径及其存在的一些问题,同时展望了今后的发展趋势。第二章生物表面活性剂-皂角苷对多环芳烃的增溶作用比较了生物表面活性剂-皂角苷（Saponin）与两种化学表面活性剂-聚氧乙烯月桂醚（Brij35）和曲拉通100（TX100）对多环芳烃（PAHs）蒽和菲在水溶液体系中的增溶作用及皂角苷与三种化学表面活性剂-聚氧乙烯月桂醚（Brij35）、曲拉通100（TX100）和十二烷基硫酸钠（SDS）对土壤中多环芳烃蒽和菲的解吸行为的影响。结果表明,在水溶液体系中,当表面活性剂的浓度在其临界胶束浓度（CMC）以下时,对蒽和菲的增溶程度较弱,增溶顺序为:Saponin＞Brij35＞TX100;在CMC以上时,表面活性剂对蒽和菲产生显著的增溶作用,增溶顺序为:Brij35＞Saponin-＞TX100。当皂角苷与化学表面活性剂溶液混合时,混合溶液的胶束/水中溶质的分配系Kmc增大,对蒽和菲产生协同增溶作用,其顺序为:Saponin-Brij35＞Saponin-TX100,协同增溶程度在19.97-87.19%之间。同样,在水-土体系中发现,当表面活性剂的浓度低于或接近于CMC时,对PAHs的解吸没有明显的促进作用,当表面活性剂的浓度高于CMC后,表面活性剂对土壤中PAHs的解吸过程有显著的促进作用。第三章腐殖酸对多环芳烃的增溶作用及其影响因素对比研究了腐殖酸（HA）及3种非离子表面活性剂（Tween20、Tween80、TX100）对典型的多环芳烃蒽的增溶性,并探讨了离子强度、共存有机物对腐殖酸增溶多环芳烃行为的影响。实验发现,当表面活性物质浓度大于临界胶束浓度（CMC）时,腐殖酸及3种非离子表面活性剂对多环芳烃均有较好的增溶效果,而且溶解度与表面活性物质浓度成正比线性相关,其增溶效果为HA＞Tween20＞Tween80＞TX100。由于腐殖酸与化学合成表面活性剂相比易于生物降解,因此腐殖酸可以作为一种理想的化学表面活性剂的替代品来处理多环芳烃污染比较严重的土壤。第四章蒽在腐殖酸溶液中的增溶热力学及动力学本文研究了疏水性污染物蒽在腐殖酸溶液中的溶解热力学及动力学特征。研究结果表明,腐殖酸对蒽有一定的增溶性,而且随着温度的升高,增溶程度增强。蒽在腐殖酸溶液中增溶行为为自发、吸热的熵增过程,△G^θ=-13.63 KJ·mol^-1,△H^θ=11.96 J·mol^-1,△S^θ=45.78 J·K^-1·mol^-1;在35℃、45℃下△G^θ分别为-14.09 KJ·mol^-1和-14.55 KJ·mol^-1。同时,用几种溶解动力学曲线对腐殖酸增溶蒽的溶解动力学曲线进行了拟合,结果表明腐殖酸增溶蒽的溶解动力学曲线更符合Elovich方程。第五章皂角苷及腐殖酸对微生物降解蒽的影响研究了皂角苷（生物表面活性剂）和腐殖酸（类表面活性物质）对微生物降解蒽的影响,并与Tween80（化学表面活性剂）对蒽的增溶及促进微生物降解的作用进行对比。结果表明,在不加任何表面活性物质时,微生物需要7d产生足够的糖脂使蒽溶解,并发生微生物降解。皂角苷、腐殖酸和、Tween80均能较大程度的加速蒽的降解,而且在相同条件下皂角苷及腐殖酸的效果明显优于Tween80。腐殖酸及皂角苷大大缩短了微生物降解蒽的时间,在2～4d内蒽的降解率可分别达到98.2%和98.4%。同时发现腐殖酸的浓度、蒽的初始浓度均影响着蒽的微生物降解速率。