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目前有关PAHs环境行为和毒理学的研究大多数针对P-PAHs而开展，A-PAHs作为PAHs中重要的一类，受到的关注较少。实际上，A-PAHs也分布于环境中，尤其是溢油中含量较高，已有研究结果表明如果忽略A-PAHs的存在而对PAHs进行风险评价将会显著低估其值。因此，深刻认识A-PAHs的环境行为并研究其在环境中的去除方法及其毒性效应，对于评价和治理PAHs污染是十分必要的。目前，生物降解被认为是去除环境中PAHs的最有效方法之一。 多年来，人们围绕P-PAHs的生物降解开展了大量研究，而从生物降解角度关注A-PAHs的研究少见报道。本文选取Phe和Pyr作为P-PAHs、A-Phe系列化合物3-MP和9-EP作为A-PAHs，运用一株新鞘氨醇杆菌属PAHs降解菌Novosphingobium pentaromativorans US6-1研究溶解态A-PAHs的生物降解动力学并与P-PAHs进行比较，在此基础上运用发光细菌毒性测试技术对上述生物降解过程毒性变化进行评价并通过添加CDs研究其影响PAHs生物降解的过程，为水环境中PAHs污染的治理及评价提供技术参考，并为有关法律法规的制定提供有价值的科学依据。主要研究内容如下: 1.运用同步荧光法建立了MSM溶液中单组分Phe、Pyr、3-MP、9-EP及双组分Phe-Pyr、3-MP-Pyr、9-EP-Pyr的分析方法。其中单组分Phe、Pyr、3-MP、9-EP的线性范围分别为2.00×10-8-6.80×10-6 mol·L-1、1.00×10-8-7.20×10-7 mol·L-1、1.50×10-8-1.50×10-6 mol·L1、1.50×10-8-6.00×10-7 mol·L-1,检出限分别为5.23×10-9 mol·L-1、7.67×10-9 mol·L1、8.43×10-9 mol·L-1、5.12×10-9 mol·L1，双组分条件下Phe、Pyr、3-MP、9-EP的线性范围分别为2.00×10s-6.30×10-6 mol·L-1、2.00×10-8-6.50×10-7 mol·L-1、1.50×108-1.30×10-6 mol·L-1、1.50×10-8-5.50×10-7 mol·L-1，检出限分别为5.65×10-9mol·L-1、6.26×10-9 mol·L-1、8.15×10-9 mol·L-1、8.36×10-9 mol·L-1。单组分Phe、Pyr、3-MP、9-EP的空白加标回收率在95.2％-103.3％之间，双组分中Phe、 Pyr、3-MP、9-EP的空白加标回收率在94.0％-103.7％之间。所建方法的灵敏度、线性范围和检出限等均可以满足进一步测定所选PAHs生物降解I过程的要求。在上述所建方法基础上建立了HPCD增敏同时测定水中9-EP、Pyr和1-OH-Pyr的同步荧光分析方法，9-EP、Pyr和1-OH-Pyr在混合条件下的线性范围分别为5.00×10-8-1.60×10-6 mol·L-1、2.00×10-8-1.80×10-6mol·L-1和2.00×10-8-1.20×10-5 mol·L-1，检出限分别为3.97×10-9 mol·L-1、5.25×10-9 mol·L-1和4.20×10-9 mol·L-1。运用所建方法对自来水和湖水中的9-EP、Pyr和1-OH-Pyr进行了加标回收实验，回收率在92.9-110.0％之间，结果满意。 2.运用上述所建方法在溶解态条件下原位非破坏性地研究了菌株US6-1对Phe、Pyr、3-MP和9-EP的生物降解。结果表明菌株US6-1可以利用Phe、Pyr、3-MP和9-EP作为单独碳源对其进行降解。Phe和3-MP的生物降解过程符合零级反应动力学，9-EP和Pyr的降解过程符合一级反应动力学。在溶解态条件下，对于Phe，随着初始降解浓度由2.00×10-6 mol·L-1升高至6.00×10-6mol·L-1，降解速率由0.370±0.011μmol·L-1·h-1升高至0.947±0.015μmol·L-1·h-1;对于3-MP，随着初始降解浓度由4.00×10-7 mol·L-1升高至1.20×10-6 mol·L-1，降解速率由0.176±0.004μmol·L-1·h-1升高至0.333±0.009μmol·L-1·h-1。因此，Phe和3-MP降解初始浓度越高，降解速率越快。对于9-EP和Pyr，随着其降解初始浓度的增加，其降解速率呈现降低的趋势，高浓度的9-EP(5.00×10-7 mol·L-1)和Pyr(6.00×10-7 mol·L-1)不利于其降解。对于Phe、Pyr、3-MP和9-EP，较高的生物量(OD600=0.0020)均有益于降解过程。在固定生物量且4种目标PAHs初始降解浓度均刚好低于各自水溶解度的条件下，Phe、3-MP、9-EP和Pyr的降解速率分别为0.947±0.015、0.333±0.009、0.106±0.016、0.034±0.003μmol·L-1·h-1，即生物降解速率的大小为kPhe＞k3-MP＞ k9-EP＞ kPyr，表明对于Phe、3-MP和9-EP随着烷基化程度增大，PAHs的生物降解速率呈现降低的趋势;对于Phe和Pyr随着环数增加，PAHs的生物降解速率也降低。将4种PAHs的最高生物降解速率对最高跨膜通量作图并进行线性回归，线性回归方程具有较高的相关系数(R=0.9394)，表明目标物跨膜的过程是决定所述PAHs生物降解速率的关键因素之一。对于Phe-Pyr、3-MP-Pyr、9-EP-Pyr混合降解体系，Phe、3-MP和9-EP的降解优先于Pyr进行。Pyr的存在对Phe和3-MP的降解过程无显著影响，但可以使9-EP的降解速率降低。Pyr的降解可以分为两个阶段，即第一个阶段Phe/3-MP/9-EP移除前的阶段和第二阶段Phe/3-MP/9-EP移除后的阶段。在第一阶段，混合体系中Pyr的降解速率低于其单独存在时的降解速率。在第二阶段，待共存组分PAHs移除后，混合体系中Pyr的降解相比于第一阶段明显速率加快。第二阶段Pyr的降解过程同样遵循一级反应动力学。在各自不同浓度条件下，随着共存PAHs浓度的降低，在第一阶段Pyr速率降低的程度也降低，而同时对第二阶段的促进程度也降低。总体而言，Phe、3-MP和9-EP的存在可以促进Pyr的生物降解，促进的程度与PAHs的种类和浓度均有关。 3.选取明亮发光杆菌测定了Phe、Pyr、3-MP、9-EP对其的毒性，结果表明Phe、3-MP和Pyr在一定浓度范围内可以抑制发光细菌发光，Phe、3-MP和Pyr的10min-EC50值分别为2.870±0.165 mg/L，0.786±0.041 mg/L，0.467±0.083mg/L。运用该方法对Phe、3-MP和Pyr单组分及Phe-Pyr、3-MP-Pyr混合组分生物降解体系在降解过程中的毒性变化进行了研究。结果表明，Phe、3-MP和Pyr单组分和混合组分的生物降解过程中，降解后整个降解体系的毒性均低于降解前的毒性。混合组分PAHs生物降解体系的毒性变化相比于单组分PAHs更为复杂。降解各阶段中，混合组分降解体系的毒性明显大于单组分Phe、3-MP或Pyr降解体系的毒性，且在降解完全的后期，培养液的毒性有增加的趋势。 4.通过添加α-CD、β-CD和γ-CD，对Phe、Pyr、3-MP和9-EP生物降解过程的影响进行了研究。结果表明α-CD、β-CD和γ-CD均可以不同程度促进Pyr而抑制Phe、3-MP和9-EP的生物降解。运用荧光光谱法、紫外吸收光谱法、圆二色光谱法和分子对接法研究了其对Phe、3-MP、9-EP和Pyr的包络特性。α-CD由于其空腔尺寸较小，Phe、3-MP和9-EP分子仅可以部分进入α-CD的空腔中，尺寸较大的Pyr分子只能以边缘结合的方式与其作用。α-CD与四种客体PAHs分子形成包络物的稳定性的顺序为3-MP＞9-EP＞Phe＞Pyr。对于β-CD，Phe、3-MP和9-EP可以以赤道方式完整地进入其空腔，而尺寸较大的Pyr分子也以赤道方式但部分进入其空腔中，β-CD与四种客体PAHs分子形成包络物的稳定性的顺序为Pyr＞Phe＞3-MP＞9-EP。对于γ-CD，其较大的空腔可以分别使四种客体分子均进入其空腔内部，其中Phe、3-MP和9-EP为赤道方式进入γ-CD空腔中，而Pyr则为轴向方式进入，γ-CD与四种客体PAHs分子形成包络物的稳定性的顺序为Pyr＞9-EP＞3-MP＞Phe。从CDs对目标PAHs包络作用方式及CDs对PAHs存在下诱导微生物细胞表面疏水性的改变探讨了CDs影响PAHs生物降解过程的原因。结果表明:对于本研究体系，CDs主要通过改变PAHs诱导降解菌细胞表面疏水性而影响PAHs的生物降解过程。所得研究结果有望为运用CDs实现水环境中PAHs的生物修复及进一步有关溶解态PAHs的生物有效性研究提供有价值的科学证据。