土壤中邻苯二甲酸酯类物质的降解及其对土壤酶活性的影响_张建

邻苯二甲酸酯土壤标准
邻苯二甲酸醋的土壤标准因具体地区和污染物种类而异。

例如，《水质6种邻苯二甲酸酯类化合物的测定液相色谱-三重四极杆质谱法》(HU 1242- -2022) 规定了测定地表水、地下水生活污水、工业废水和海水中6种邻苯:二甲酿醋关(PAEs) 化合物的方法。

又比如，《士壤和沉积物20种多澳联苯的测定气相色诺高分辨质谱法》(HU 1243- -2022) 规定了测定士壤和沉积物中20种多澳联苯(PBBs) 的方法。

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邻苯二甲酸二丁酯高效降解菌的分离、鉴定及降解特性杨统一;高俊贤;刘琦;连梓竹【摘要】从土壤中分离出1株能够以邻苯二甲酸二丁酯为碳源和能源生长的细菌XHYG.经形态观察、生理生化鉴定、16S rDNA序列及系统发育分析,鉴定该菌株为无色杆菌(Achromobacter insolitus).对该菌株的降解条件进行优化,确定最佳降解条件为:温度30℃,pH =6.5 ～8.0.在最佳降解条件下,其在48 h内对400 mg/L DBP降解率达到90.67％,为邻苯二甲酸二丁酯的高效降解菌.底物降解广谱性试验表明,该菌株对邻苯二甲酸二辛脂(DOP)、邻苯二甲酸(2-乙基已基)酯(DEHP)都具有良好的降解能力,表明具备良好的底物降解广谱性,说明该菌株在处理邻苯二甲酸酯类化合物的污染治理中有独特的应用潜力.【期刊名称】《江苏科技大学学报（自然科学版）》【年(卷),期】2015(029)006【总页数】5页(P607-611)【关键词】邻苯二甲酸二丁酯;降解特性;生物降解;降解条件;16S rDNA【作者】杨统一;高俊贤;刘琦;连梓竹【作者单位】江苏科技大学环境与化学工程学院,江苏镇江212018;江苏科技大学环境与化学工程学院,江苏镇江212018;江苏科技大学环境与化学工程学院,江苏镇江212018;江苏科技大学环境与化学工程学院,江苏镇江212018【正文语种】中文【中图分类】X172邻苯二甲酸酯类(phthalic acid esters，PAEs)是一类重要的有机化合物，被广泛用作塑料助剂、油漆溶剂、合成橡胶增塑剂及化妆品、香味品、润滑剂等生产原料中［1］.然而，由于邻苯二甲酸酯增塑剂并非与树脂共价连接，因此极易扩散到环境中.目前，PAEs在环境中已到了普遍检出程度，包括在陆地生态系统及水域生态系统等都能检测到PAEs的存在［2］.近期研究表明，PAEs具有致畸性、致突变性、致癌性及生殖毒性，可在极低浓度下干扰人和动物的内分泌系统，导致其发育紊乱［3］.且在环境研究领域，邻苯二甲酸酯类被中国环境监测总站、美国国家环保局(EPA)和欧盟列为优先控制污染物［4］.PAEs在自然界中的降解分为生物降解和非生物降解两种，而微生物降解是其降解的主要途径［5］.目前国内外有关PAEs微生物降解的研究有很多［6-7］，如Delfia sp.［8］，Sphingomonsa sp.［9］，Arthrobacter sp.［10］，Paenibacillus sp.［11］等.但已报道的菌株能降解DBP且能降解多种邻苯二甲酸酯类化合物的还较少，因此有必要筛选高效广谱的DBP降解菌，丰富降解菌种类.本研究从镇江市江苏科技大学西校区垃圾处理站土样中分离到了1株能够高效降解邻苯二甲酸二丁酯的细菌，采用生理生化及16S rDNA序列分析等手段对该菌进行了鉴定，并研究其生长和降解特性，以期为PAEs污染物的治理及土壤修复提供一定的科学依据.1.1 实验材料实验土样取自镇江市江苏科技大学西校区垃圾处理站附近土壤.基础无机盐(MSM)培养基(g/L):K2HPO45.8，KH2PO44.5，(NH4)2SO42.0，MgCl20.16，CaCl20.02，Na2MoO4·2H2O 0.002 4，FeCl30.001 8，MnCl2·2H2O 0.001 5，pH=7.0，于121℃湿热灭菌20 min.固体培养基为含DBP的液体培养基加琼脂20 g/L.富集培养基(g/L):牛肉膏5.0，蛋白胨10.0，NaCl 5.0，pH=7.0，于121℃湿热灭菌20 min.主要试剂:邻苯二甲酸二丁酯(DBP，分析纯);邻苯二甲酸(2-乙基已基)酯(DEHP，分析纯);邻苯二甲酸二辛脂(DOP，分析纯);环己烷(色谱级)，甲醇(色谱级).1.2 实验方法1.2.1 DBP降解菌的筛选与纯化称取10 g土壤样品，加入20 ml无菌水，剧烈振荡混合均匀后于4 000 r/min离心机中离心5 min，取上清液;接着重复此步骤2次，最后取上清液获得土壤溶液.取分别稀释100倍、1 000倍、10 000倍的土壤溶液，涂布在固体MSM培养基(含DBP 100 mg/L)于30℃培养箱内培养7 d.然后挑取筛选的菌落接种于含DBP 200 mg/L的液体MSM培养基，150 r/min、30℃ 的摇床培养7 d，再用划线法划线于固体MSM培养基(含DBP 200 mg/L)于30℃培养箱内培养7 d，进一步分离单菌落.重复上述两步并逐步提高培养基中DBP含量依次为200，250，300，350，400 mg/L.最后将分离出的单菌用富集培养基富集.1.2.2 菌株的生理生化鉴定降解菌株形态及生理生化特性鉴定参照常见细菌系统鉴定手册［12］等文献.1.2.3 菌株DNA的鉴定降解菌株分子生物学鉴定采用16S rDNA序列分析.首先提取分离的降解菌DNA作为模板，利用16S rDNA基因通用引物F27和R1492进行PCR扩增.其中，引物F27为5’-AGA GTT TGA TCC TGG CTC AG-3’，引物R1492为5’-GGC TAC CTT GTT ACG ACT T-3’.PCR扩增条件为:94℃预变性5 min;94℃变性40 s;55℃退火40 s;72℃延伸90 s，30个循环; 72℃最终延伸7 min，4℃保存.PCR产物经1%琼脂糖凝胶电泳检测后，送上海生工生物工程技术服务有限公司完成测序工作.将测序结果提交GenBank，获得序列号KM598778，并同GenBank数据库中的基因序列进行BLAST比对，以获得相似性较高的相关菌株，采用MEGA6.0软件进行多序列比对，并构建系统进化树.1.2.4 溶液中PAEs的含量测定采用高效液相色谱法检测溶液中PAEs，具体处理方法如下:待测溶液于超声波振荡器中振荡10 min后取10 ml加入20 ml环己烷，剧烈振荡后放入超声波振荡器中振荡5 min，后倒入离心管在高速离心机(5 000 r/min)中离心分离取上层有机相，再用孔径为0.22 μm的有机相过滤器过滤后上机测定.高效液相色谱条件:色谱柱为5μm Eclipse XDB-C18柱;流动相为甲醇∶水=90∶10;检测器波长为228 nm;柱温为35℃;柱压为15 bar;流速0.5 mL/min;进样量为10 μL;保留时间为11 min.1.2.5 生物量测定方法测定菌株的生物量，采用721型可见分光光度计在600 nm处测量培养基的光密度OD600.1.3 降解菌底物广谱性测试在基础无机盐培养基中分别加入邻苯二甲酸二辛脂(400 mg/L);邻苯二甲酸(2-乙基已基)酯(400 mg/L)于121℃湿热灭菌20 min.以2%的接种量将降解菌种子液接种到100 mLMSM中，160 r/min、30℃摇床培养.培养5 d后取样，用高效液相色谱法测定不同邻苯二甲酸酯的残留量.1.4 菌株的降解特性研究1.4.1 降解菌对DBP的降解曲线及生长曲线将菌液离心分离获取菌体，再用MSM培养基重悬，调整菌液浓度OD600=1.0.然后将上述菌液1 ml接种到液体MSM培养基(DBP含量为400 mg/L) 25 ml中，在150 r/min、30℃ 的摇床培养，并设置一组液体MSM培养基(DBP含量为400 mg/L)不加入菌液作为对照.每24 h定时取样用高效液相色谱法测定其中DBP的含量，并测定其OD600值.1.4.2 DBP高效降解菌的降解条件优化1)温度将菌株的菌液离心分离获取菌体，再用MSM培养基重悬，调整菌液浓度OD600=1.0.然后取上述菌液5份，每份1 ml分别接种到液体MSM培养基(DBP含量为400 mg/L)25 ml中，在150 r/min、温度分别为25，30，35，40，45℃ 的摇床培养5 d，并设置一组液体MSM培养基(DBP含量为400 mg/L)不加入菌液作为对照.用高效液相色谱法测定其中DBP的含量.2)pH将菌株的菌液离心分离获取菌体，再用MSM培养基重悬，调整菌液浓度OD600=1.0.然后取上述菌液5份，每份1 ml分别接种到液体MSM培养基(DBP含量为400 mg/L)25 ml中，将5份培养基pH分别调整为6.0，7.0，8.0，9.0，10.0在150 r/min、30℃ 的摇床培养5 d，并设置一组液体MSM培养基(DBP含量为400 mg/L)不加入菌液作为对照.用高效液相色谱法测定其中DBP的含量. 2.1 菌株XHYG的分离及部分生理生化特征经过富集培养，分离得到1株能够在DBP含量为400 mg/L的MSM培养基中很好生长的降解菌，此菌株能以DBP为唯一碳源很好地生长，将其命名为XHYG.XHYG菌株在MSM平板上于30℃恒温培养箱中培养5 d后，菌落呈圆形，不透明，黄色，中央部分突起，边缘部分光滑，质地致密且有光泽，不含水溶性色素，在显微镜下观察为球状.生理生化测试发现，菌株XHYG为革兰氏阴性菌，接触酶呈阳性反应，淀粉水解酶呈阴性反应，不产硫化氢气体，明胶液化反应、甲基红反应均呈阴性反应，能够发酵葡萄糖(详见表1).2.2 降解菌底物广谱性测试接种5 d后观察菌株XHYG都能很好地利用DOP和DEHP，根据图1所示，菌株XHYG对DOP的降解较DEHP要好.这与文献［13］中邻苯二甲酸脂类的生物降解效果与碳链长度和复杂程度呈反比相一致.2.3 菌株XHYG的16S rDNA分子鉴定与系统发育分析测序结果提交 GenBank的登录号为KM598778.在GenBank中进行BLAST比对分析，结果发现与菌株XHYG的16S rDNA序列相似性最高的是Achromobacter insolitus，其相似性达到99%.结合其形态学和生理生化特征，可以初步确定XHYG为无色杆菌(Achromobacter insolitus).选取部分文献报道的PAEs降解菌，用MEGA 6.0软件包构建系统发育树(图2)，对比降解菌的系统进化关系.由图2可以看出，文中筛选的XHYG菌株与无色杆菌(Achromobacter insolitus)处于同一分支，具有相同的进化距离，因而更进一步说明菌株XHYG为无色杆菌属.从图2还可看出，部分PAEs降解菌与XHYG菌株进化距离较远，说明PAEs降解基因广泛分布在不同种属.2.4 菌株XHYG的生长曲线和降解曲线菌株XHYG的生长和降解曲线如图3.由图3可以看出，在0～1 d时，菌株XHYG生长缓慢，DBP的降解率较低，培养基呈现淡淡的乳白色;菌株在1～3 d为迟滞期;3～5 d为对数生长期;5 d后进入平衡期;从降解曲线上来看，菌株在48 h时对400 mg/L DBP降解率达到90.67%，在3～6 d，菌株XHYG以DBP为唯一碳源和能源迅速繁殖生长，在培养基底部逐渐产生灰白色悬浮颗粒物即菌体，而DBP也被大量降解，培养基颜色逐渐澄清;在5～6 d时期，菌株的生长进入平衡期，其OD600稳定在1.2左右，菌株的生长量逐渐达到最大值，DBP的残留量仅为4.09 mg/L，降解率达到98.99%.因此，确认菌株XHYG为DBP的高效降解菌.2.5 温度对菌株XHYG降解DBP的影响由图4看出，菌株XHYG对DBP的降解效果先随温度的升高而升高，达到最大值后，随着温度的升高而降低，菌株XHYG的最适生长温度为30℃，在温度超过35℃后降解活性大大降低.由此表明，温度过高或过低都会使菌株XHYG的生长受到抑制，降解活性降低.这与文献［11］的研究结果一致.这可能由于当温度过低时，菌体内酶的活性在低温下大大降低，导致菌株对DBP的降解效率降低;当温度过高时酶活性失活导致降解效率降低.2.6 pH对菌株XHYG降解DBP的影响由图5可以看出菌株XHYG的最适生长pH值在6.5～8.0左右，菌株的降解率能达到85%以上，而当pH值过低或者过高时菌株的生长均受到抑制，降解活性降低.由此表明，中性环境更利于这株菌株对DBP的降解.这与文献［16］分离出的HS-B1菌株相似，该菌株被鉴定为不动杆菌(Acinetobacter sp.)，当pH＞8.0，菌株的降解效率大大降低.1)从土壤中分离得到了一株能够以DBP为碳源和能源生长的细菌XHYG，经过形态学特征、生理生化特征和16S rDNA序列系统学分析，初步鉴定该菌株为无色杆菌(Achromobacter insolitus).2)XHYG生长和降解DBP的最佳培养条件为:温度30℃，pH 7.0;在此条件下，菌株迅速利用DBP作为碳源和能源进行生长，能够在DBP浓度为400 mg·L-1的无机盐培养基中生长良好，有较高的耐受性和降解效率.【相关文献】［1］Blount B C，Milgram K E，Silva M J，et al.Quantitative detection of eight phthalate metabolites in human urine usingHPLC-APCI-MS/MS［J］.Analytical Chemistry，2000，72(17):4127-4134.［2］Zolfaghari M，Drogui P，Seyhi B，et al.Occurrence，fate and effects of Di(2-ethylhexyl)phthalate in wastewater treatment plants:a review［J］.Environmental Pollution，2014，194:281-293.［3］Gu J D，Li J，Wang Y.Biochemical pathway and degradation of phthalate esterisomers by bacteria［J］.Water Science Technology，2005，52(8):241-248.［4］骆祝华，黄翔玲，叶德赞.环境内分泌干扰物:邻苯二甲酸酯的生物降解研究进展［J］.应用与环境生物学报，2008，14(6):890-897.Luo Zhuhua，Huang 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污染土壤修复技术对土壤酶活性的影响评价污染土壤修复技术是指采用一系列环境科学和工程技术手段，以减轻或消除土壤中的污染物，使土壤恢复到一定的生态环境基准水平。

在进行土壤修复过程中，土壤酶活性是一个重要的评价指标之一。

一、土壤酶活性的作用和意义土壤酶是一种催化生物化学反应的生物催化剂，直接参与土壤中的有机物的分解、转化和形态转变等过程。

土壤酶活性反映了土壤中微生物和土壤植物系统的状态，也是土壤生态功能的重要组成部分。

因此，评价土壤酶活性对于了解土壤生态系统的恢复情况和土壤修复技术的效果具有十分重要的意义。

二、污染土壤修复技术对土壤酶活性的影响1. 生物修复技术生物修复技术是一种利用微生物或植物通过吸收、分解或转化污染物的方法来修复土壤的技术。

研究表明，生物修复技术可以提高土壤中的微生物种群和活性，从而增强土壤酶的产生和活性。

例如，通过引入具有降解能力的微生物，对有机污染土壤进行修复，可以促进土壤中酶的活性增加，提高土壤的有机物降解能力。

2. 物理修复技术物理修复技术主要通过物理方法将有机污染物从土壤中分离出来，或者改变土壤结构来修复土壤。

这些物理修复技术往往对土壤酶活性影响较小，但是影响土壤中微生物的生存环境，从而间接影响土壤酶活性。

例如，热风蒸汽解吸技术在修复含有挥发性有机物的土壤时，虽然可以有效去除挥发性有机物，但同时也会对土壤中的微生物群落和酶活性造成一定的影响。

3. 化学修复技术化学修复技术主要通过添加化学剂改变土壤环境或者与污染物发生化学反应来修复土壤。

一些研究表明，某些化学修复技术对土壤酶活性有一定的抑制作用，可能会导致土壤酶活性的下降。

但同时，也有研究表明，适量的化学修复剂可以改善土壤pH值和养分状况，从而促进土壤酶的产生和活性。

三、土壤酶活性评价指标评价土壤酶活性的常用指标主要包括脯氨酸酒石酸酯酶(FDA酶)、过氧化氢酶(POD酶)、蔗糖酶(SUC酶)、脱氢酶(DHA酶)等。

这些指标可以从不同的侧面评价土壤中酶的类型和活性水平。

化肥对土壤酶活性的影响及调节措施化肥作为农业生产中的重要输入因子，对土壤中的酶活性具有一定的影响。

本文将就化肥对土壤酶活性的影响进行探讨，并提出相应的调节措施。

一、化肥对土壤酶活性的影响化肥对土壤酶活性的影响主要包括以下几个方面：1. 抑制酶活性：过量使用化肥会使土壤中的盐分浓度增加，从而对土壤中的酶活性产生抑制作用。

高盐环境下，土壤酶的活性会降低，对土壤中的有机物质分解、养分转化等过程产生不利影响。

2. 改变土壤环境：化肥的使用会导致土壤pH值的变化。

例如，过量施用氮肥会使土壤酸化，而过量施用磷肥则会导致土壤碱化。

这些酸碱性的改变不仅直接影响到土壤中的酶活性，还会改变土壤中的微生物群落结构和功能。

3. 影响土壤有机质含量：化肥的施用会促进植物生长，进而影响土壤中的有机质积累。

有机质是土壤酶的重要底物，而化肥的使用可能导致土壤有机质的降解过程加速，从而影响酶活性的维持与调控。

二、调节措施为了减轻化肥对土壤酶活性的不利影响，可以采取以下调节措施：1. 合理施肥：合理利用化肥类型和用量，避免过量施用。

在施肥计划中，应根据不同作物的需求和土壤状况，科学地确定化肥的种类和用量，以减少对土壤酶活性的抑制作用。

2. 有机肥与化肥结合：将有机肥和化肥进行有机结合，既能提供养分，又能改善土壤环境。

有机肥中含有大量的有机质，能提高土壤的保水性和团粒结构，有利于土壤酶活性的保持。

3. 微生物剂的应用：适当使用生物有机肥和微生物肥料，能够增强土壤中的微生物数量和多样性，提高酶的产生和活性。

微生物剂的使用可以补充土壤中缺失的微生物菌种，促进土壤酶活性的恢复。

4. 轮作休闲：合理进行农作物轮作休闲，有助于改善土壤质地和结构，减少化肥对酶活性的干扰。

通过合理的轮作休闲，可以降低土壤盐分和酸碱度，有利于酶的正常活性。

总结起来，化肥的使用对土壤酶活性产生着一定的影响。

为了减轻这种负面影响，我们应当合理施肥，结合有机肥与化肥的使用，适当引入微生物剂，以及进行轮作休闲，以维持土壤酶活性的稳定和正常功能。

硕士学位论文论文题目：邻苯二甲酸酯降解酶的筛选及其在土壤修复中的应用作者姓名郑严指导教师孙建强教授第二导师张安平教授学科专业环境科学与工程学位类型工学硕士培养类别全日制学术型硕士所在学院环境学院提交日期：2020年07月Screening of Phthalate esters Degrading Enzymes and its Application in SoilRemediationDissertation Submitted toZhejiang University of Technologyin partial fulfillment of the requirementfor the degree ofMaster of EngineeringbyYan ZhengDissertation Supervisor:Prof. Jian-qiang SunAssociate Supervisor:Prof. An-ping ZhangJuly., 2020中图分类号X835学校代码10337 UDC502密级公开研究生类别全日制学术型硕士研究生工学硕士学位论文邻苯二甲酸酯降解酶的筛选及其在土壤修复中的应用Screening of Phthalate esters Degrading Enzymes and itsApplication in Soil Remediation作者郑严第一导师孙建强教授申请学位工学硕士第二导师张安平教授学科专业环境科学与工程培养单位环境学院研究方向环境化学与污染控制答辩委员会主席潘响亮答辩日期：2020 年 6 月30 日邻苯二甲酸酯降解酶的筛选及在土壤修复中的应用邻苯二甲酸酯降解酶的筛选及其在土壤修复中的应用摘要邻苯二甲酸酯类化合物(Phthalate esters，PAEs)是一类典型的优控污染物，具有内分泌干扰、神经毒性、免疫毒性等多种危害，可通过食物链进入人体进而对人体健康造成严重威胁。

土壤酶的多样性与功能分析及其对生态系统健康的影响土壤酶是一类广泛存在于土壤中的生物碳循环关键酶，它对土壤有着重要的生化作用。

这些酶能够促进植物生长并帮助众多微生物在土壤中生长和繁殖。

近年来，由于人类活动的不断加剧和全球气候变化的影响，土壤酶的多样性和功能受到了越来越多的关注。

本文将重点探讨土壤酶的多样性与功能及其对生态系统健康的影响。

一、土壤酶的多样性与功能土壤酶的种类繁多，可以分为氧化还原酶、水解酶、脱羧酶、酯酶等多种类型。

其中，氧化还原酶如过氧化氢酶、过氧化物酶等可促进土壤中的有机质分解和氮循环；水解酶如葡萄糖酶、纤维素酶等则可促进几乎所有有机物的分解；脱羧酶如脲酶和麦角酸酶能够降解各类氮、硫、磷等元素的有机化合物。

不同的土壤酶类型在不同的生态系统中扮演着重要的角色。

土壤酶的多样性是指土壤中不同酶类型的存在数量和分布。

研究表明，不同的环境条件和微生物群落的差异会影响土壤酶的多样性和活性。

比如，土壤酸碱度、温度、湿度以及土壤有机质的含量等都会对土壤酶的多样性产生影响。

二、土壤酶对生态系统健康的影响土壤酶的存在和活性对于维护生态系统的健康非常重要。

首先，土壤酶的作用可以促进有机物的分解和循环，增加生态系统的整体生产力和稳定性。

例如，酯酶通过分解有机物质，为作物的生长提供所需的营养元素。

其次，土壤酶的微生物是许多土地生态系统的重要生物学驱动因素。

氧化还原酶例如亚硝酸还原酶和亚硝化酶，可以释放出一氧化氮和二氧化氮等有益气体，从而帮助提高土壤的健康状况，促进生态系统的氮循环。

另一方面，许多人类活动和环境变化对土壤酶的多样性和功能产生了不利的影响。

例如，过度施肥和农药使用会破坏土壤微生物群落，从而影响土壤酶的活性和多样性。

生物多样性严重受损的生态系统很难维持地上和地下生命，土壤酶的多样性和功能缺乏将给土地生态系统带来负面的影响，限制土地生产力和服务生态系统的能力。

三、结论总之，土壤酶是维护土壤健康和生态系统稳定性的重要生物因素。

微塑料对小麦农艺性状及氮素利用效率的影响摘要：微塑料会覆盖在海洋微藻表面抑制其光合作用和生长，也会被斑马鱼、乌龟、海豚等许多生物摄入或吸附到体内，还可以通过食物链的富集效应，使得高级捕食者和人类受影响的概率增大。

目前，国内外关于微塑料危害的研究主要集中于海洋生态系统等水体环境，并已取得较多成果.对所谓的可降解地膜降解形成的微塑料在农田土壤耕作层积累对作物生长发育影响的研究还鲜有报道。

关键词：微塑料；小麦农艺性状；氮素前言塑料制品地膜为农作物增产作出了巨大贡献，被誉为“白色工程”。

但地膜难以降解，大量残膜碎片堆积在耕作层，导致土壤含水量和孔隙度降低，对土壤肥力、作物根系发育等产生了不同程度的影响，导致了“白色污染”。

光降解、生物降解等多种可降解地膜被认为是解决“白色污染”问题的最有效途径之一。

然而，可降解地膜被迅速降解为在土壤中肉眼难以识别的小颗粒，其中直径小于5mm的颗粒被认为是微塑料，这些微塑料在土壤中仍然难以降解，其安全性有待进一步评价。

1土壤中塑料残留主要来源陆地生态系统作为塑料污染的源和汇，对环境中塑料污染的分布、传播以及积累起到至关重要的作用。

土壤中的塑料残留主要由人类活动产生，可通过污泥淤地、有机肥施用、污水及地表水灌溉、塑料薄膜覆盖以及大气沉降等方式进入土壤。

通过污水处理厂处理或者地表水灌溉等途径，部分塑料残留会进入污泥中，这些污泥被用作肥料或者修复材料时，会导致大量塑料进入陆地环境中。

2土壤中塑料残留对植物的影响残留于土壤中的塑料，一方面在耕作机械力的作用下，其破碎程度增加，并可与土壤颗粒聚合，从而可能在土体内传输；另一方面，受光照、水分以及土壤微生物的作用，进一步老化、降解，从而对植物生长及土壤环境产生影响。

大量的塑料残留可能会影响土壤渗透性、土壤水含量，影响种子对水分和营养物质的吸收，从而破坏作物种子萌发和作物生长。

土壤中因农膜的存在导致马铃薯减产显著，当塑料残留量为720kg∙hm-2时，减产幅度最大，与对照相比减产9.7%-14.5%。

微生物修复多环芳烃污染土壤的研究进展摘要：多环芳烃是一类具有致癌、致畸、致突变性质的持久性有机污染物，主要来源于煤、石油等燃料的不完全燃烧，易吸附于固体颗粒表面和有机腐殖质，化学结构稳定，能长期存在于自然环境，给人类健康和生态环境带来很大的危害。

微生物对多环芳烃的降解是去除土壤中多环芳烃的主要途径，其降解机理为：土壤微生物在代谢活动过程中能够产生酶来实现对土壤中多环芳烃的降解，细菌主要通过产生双加氧酶来催化多环芳烃的加氧反应，而真菌可以通过分泌木质素降解酶系或单加氧酶来氧化多环芳烃，两种途径均是首先通过降低多环芳烃的稳定性，使之容易被进一步降解。

文章简要介绍了降解多环芳烃的微生物，对多环芳烃的微生物降解机制进行了综述，讨论了影响微生物修复过程的因素，列举了常见的微生物修复技术，展望了今后的研究趋势。

关键词：多环芳烃；土壤污染；微生物降解；降解机理；微生物修复1引言多环芳烃( Polycyclic aromatic hydrocarbons，PAHs) 是指由2 个或2 个以上的苯环按一定顺序排列组成的碳氢化合物，具有强烈致癌、致畸和致突变特性。

土壤中的PAHs以4 ～6 环的PAHs 为主[1]。

化石燃料的燃烧是PAHs 的主要来源。

由于人类对化石产品的不断开发利用，PAHs 持续向环境中排放，高温过程形成的PAHs 大都排放到大气中，随着大气环流、大洋环流等循环而不断扩散，空气、土壤及水体甚至南极、高山冰川等都受到PAHs 的污染。

PAHs 和其他固体颗粒物等结合在一起，通过干、湿沉降转入湖泊、海洋，最终主要在沉积物、有机物质和生物体中累积，对人类健康和整个生态系统构成威胁[2]。

我国是一个PAHs 污染特别严重的国家，也是PAHs 排放量大的国家。

据估算，中国PAHs 的年排放总量超过25 000 t，城市平均排放密度为158 kg·km-2，局部乡村地区排放密度高达479 kg·km-2[3]。