全 文 ：表面活性剂的增溶作用及在土壤中的行为 3
姜　霞 3 3 　高学晟　应佩峰　区自清
(中国科学院沈阳应用生态研究所陆地生态过程重点实验室 ,沈阳 110016)
【摘要】　表面活性剂胶束的存在是导致难溶有机化合物 ( HOCs)溶解度增加的主要原因. 表面活性剂对土
壤的影响很大 ,即使很低浓度的表面活性剂也会明显改变土壤的物理、化学和生物性质 ,其中表面活性剂
的吸附过程起了主要作用. 另外 ,表面活性剂的类型、结构和浓度以及所处环境条件和微生物种类都对土
壤中植物、微生物生长和其本身的生物降解和去除有影响. 这些都将导致土壤中原有污染物迁移转化的改
变 ,应该引起人们的日益重视.
关键词 　表面活性剂 　增溶作用 　生物降解
文章编号 　1001 - 9332 (2003) 11 - 2072 - 05 　中图分类号 　X171 　文献标识码 　A
Solubilization and behavior of surfactants in soil. J IAN G Xia , GAO Xuesheng , YIN G Peifeng , OU Ziqing
(L aboratory of Terrest rial Ecological Process , Institute of A pplied Ecology , Chinese Academy of Sciences ,
S henyang 110016 , China) . 2Chin. J . A ppl . Ecol . ,2003 ,14 (11) :2072～2076.
Solubility increment of hydrophobic organic compounds ( HOCs) is mainly caused by the presence of surfactant
micelle. Soil is exposed to a considerable quantity of surfactants , even at low concentrations , and surfactants
seem to significantly alter soil physicsal ,chemical and biological characteristics ,with sorption process playing a
dominant role. In addition , plant ,soil microoganism ,and bio2degradation and removal of surfactant are affected
by the type , structure and concentration of surfactant , their existence circumstance ,and species of microorgan2
isms. The translocation and transformation of pollutants in soil are altered by all the above reasons , which should
be paid more attention.
Key words 　Surfactant , Solubilization , Biodegradation.
3 国家自然科学基金资助项目 (29677021) .3 3 通讯联系人.
2001 - 08 - 09 收稿 ,2001 - 10 - 29 接受.
1 　引 　　言
含有难溶有机化合物 ( Hydrophobic organic compounds ,
HOCs)的污染土壤修复是世界范围的环境难题 ,很多研究表
明 ,HOCs 在水相中的缓慢释放限制了土壤中这些 HOCs 的
生物降解进程[2 ,10 ,32 ,36 ,39 ,58 ] ,这种现象被称为受限的生物有
效性 (Limited bioavailability) ,即生物体吸收污染物的速率被
污染物和生物体之间的物化障碍所限制. 表面活性剂由于其
结构的特殊性 ,对 HOCs 具有增溶作用 ,能够增加 HOCs 向
水相的输送 ,从而改变 HOCs 受限的生物有效性. 而且表面
活性剂的使用可能是提高 HOCs 生物有效性最有希望、最经
济的一种方法[35 ] . 本文将首先讨论表面活性剂的增溶作用
及其在土壤中的行为 ,为进一步探讨表面活性剂对 HOCs 生
物有效性的影响创造条件.
2 　表面活性剂的增溶作用
211 　表面活性剂的定义和分类
表面活性剂 ( SURFace ACTive AgeN T ,Surfactant ) 是指
能显著降低界面张力的物质 ,由一个亲水的极性头端和一个
疏水的非极性尾端组成的双性分子. 非极性尾端主要是由碳
氢键构成的亲油端 ; 极性头端的亲水性能随构成该基团分
子种类不同差别很大. 表面活性剂按亲水基离子类型分为阴
离子表面活性剂 (Anionic surfactant ) 、阳离子表面活性剂
(Cationic surfactant ) 、非离子表面活性剂 ( Nonionic surfac2
tant)和两性离子表面活性剂 (Zwitterionic surfactant) . 表面活
性剂既可以化学合成 (合成表面活性剂 , Synthetic surfac2
tant) ,又可生物合成 (生物表面活性剂 ,Biosurfactant) . 表面
活性剂的种类很多 ,应用广泛 ,如作为洗涤剂、食物、化妆品
以及采矿和道路修建的添加剂等.
212 　表面活性剂在土壤中的存在形式与其增溶作用机理
　　表面活性剂的亲水相使其可以溶于水 ,而疏水相使其分
子在分界面趋于聚集. 表面活性剂的一个重要特征是形成胶
束.即表面活性剂每个分子的疏水部分朝向内部的中心集
合 ,与其它疏水集团形成一个液态核心 ,从而在胶束的中心
区形成了一个性质上不同于极性溶液的疏水假相. 形成胶束
的表面活性剂的浓度称为临界胶束浓度 (Critical micelle con2
centration ,CMC) ,达到该浓度时 ,表面活性剂分子迅速聚集
形成 20～200 个胶态有序的分子或离子集合体 [59 ] .
　　表面活性剂分子在固相表面的聚集导致了内部表面张
力的降低 ,这可能会增加水相和固相之间的接触. 高浓度表
面活性剂存在时 ,其在固相表面的吸附引起其分子在固液界
面间形成单层 (半胶束 Hemimicelles) 或双层 (亚胶束 Admi2
celles)的胶束. 亚胶束现象出现时表面活性剂的浓度称为临
应 用 生 态 学 报 　2003 年 11 月 　第 14 卷 　第 11 期 　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　
CHIN ESE JOURNAL OF APPL IED ECOLO GY ,Nov. 2003 ,14 (11)∶2072～2076
界亚胶束浓度 (Critical admicelle concentration ,CAC) ,这个浓
度通常小于 CMC[37 ,59 ] .
　　表面活性剂胶束的存在导致了 HOCs 溶解度的明显增
加 ,即 HOCs 进入与它本身性质相同的胶束内部导致一个各
向同性的胶体溶液的形成. 当表面活性剂浓度大于 CMC 值
时 ,其胶束与单体之间存在一个动态平衡 ,此时表面活性剂
在土壤2水系统中以溶解单体、吸附在土壤上的分子和胶束
态 3 种形式存在. 而土壤2水系统中的 HOCs 可以溶解于表
面活性剂胶束中、溶解于周围溶液中、直接吸附在土壤上或
者与吸附在土壤表面的表面活性剂相吸附. 在这样的系统
中 ,表面活性剂的存在可以引起吸附于土壤颗粒上的 HOCs
从土壤上大量解吸并溶解于表面活性剂胶束内 ,从而显著地
增加 HOCs 的溶解度. 这就是所谓的表面活性剂对 HOCs 的
增溶作用. 表面活性剂对 HOCs 的增溶作用机理为大量文献
所证明[7～9 ,18 ,25 ,26 ,44 ,50 ,54 ] .
　　水相溶液中 ,表面活性剂的 CMC 值随其结构、溶液的温
度、电解存在与否和其中含有的有机化合物物化性质的不同
而变化. 其中疏水基大小的变化是最重要的因素 , 通常随表
面活性剂疏水性的增加 ,CMC 值降低. 阴离子表面活性剂与
具有相同疏水基团的非离子表面活性剂相比有较高的 CMC
值.
3 　表面活性剂对土壤性质的影响
311 　表面活性剂对土壤物理性质的影响
　　即使低浓度的表面活性剂的存在也会降低土壤 - 水的
界面张力[28 ] ,导致了原有颗粒可湿性的增加 ,相应的土壤聚
集体失去稳定性 ,分散作用发生更迅速. 当颗粒直径超过孔
隙大小 ,沉积物限制了水流进一步穿过各自的毛管. 这时由
于情况的不同会产生两种相反的结果 : 1) 渗滤作用的减弱
可能导致土壤上层水的迅速饱和 ; 2) 由于毛细压力的升高 ,
上层土的风干作用可能进一步加强. 如土壤中的非离子表面
活性剂浓度低于 50 mg·kg - 1时 ,可提高土壤持水性能 90 %
～189 % ; 而阴离子表面活性剂在浓度小于 500 mg·kg - 1时 ,
土壤的持水性能可提高 4～5 倍. 表面活性剂对土壤2水之间
的相互作用的影响主要依赖于土壤成分和表面活性剂的类
型.这里就不同类型的阴离子、阳离子和非离子表面活性剂
分别进行讨论.
　　土壤中的阴离子物质通常很难通过吸附过程与土壤颗
粒结合 ,相当数量的该类物质保留在液相中. 由于表面张力
降低引起分散作用加强 ,导致阴离子表面活性剂和溶解于其
中的污染物通常向下运输 ,这可能会导致对地下水的污染.
　　由于土壤的吸附能力 ,大部分阳离子表面活性剂吸附到
粘土矿物质、腐殖质和其它负电菏上. 通过这一过程 ,水表面
的性质从亲水向疏水变化. 土壤吸水性的降低和水转移的结
果导致了聚集稳定性更高 ,并在渗入、渗滤或毛细现象等方
面产生相矛盾的观点. 产生这种现象的原因可能为土壤最初
状态. 由阳离子表面活性剂引起的土壤聚集体的稳定造成了
更高的渗入能力 ;而阴离子表面活性剂则产生完全相反的影
响.在倾斜的表面 ,后者能引起水流失速度加快和土壤腐蚀
加速.
312 　表面活性剂对土壤化学性质的影响
　　表面活性剂对土壤化学性质最重要的影响是氧化还原
潜力的改变 ,如疏水表面的形成. 土壤2表面活性剂之间存在
双罗纹结构 ,即土壤成分和化学性质直接影响土壤中化合物
的行为 ,而土壤中的化合物某种程度上也改变了土壤本身的
性质. 同时土壤 p H 值、吸附过程和氧化还原潜力等性质也
需要细致考虑. 土壤 p H 值决定了吸附/ 解吸的过程、有机物
的溶解度、潜在的微生物降解活性、植物对营养物质和污染
物的吸收等. 表面活性剂与土壤中各种离子的交换反应可能
改变土壤溶液的 p H 值 ,特别是当羟基团被释放时. 对于土
壤中的阴离子表面活性剂 ,随着土壤 p H 值的降低、吸附性
的增加 ,引起了胶体表面正电荷的增加. 而阳离子表面活性
剂在土壤中的行为完全不同 ,它有时是不可逆地吸附在土壤
胶束中 ,尤其对象高岭石那样的复合粘土类型 ,高 p H 值往
往导致吸附容量的增加. 在反应过程中 ,其它阳离子的等量
交换也会导致溶液浓度的升高. 在污泥或土壤中 ,阳离子表
面活性剂可能与重金属产生竞争吸附 ,因此可以认为这可能
会引起有毒元素的流动.
　　吸附容量主要取决于土壤 p H 值、粘土矿物质表面和腐
殖质含量 ,因此大多数情况下阴离子表面活性剂吸附到土壤
胶体上的能力要低于阳离子. 一些报道中 ,非离子表面活性
剂能显著降低阳离子表面活性剂的吸附 ,但影响到什么程度
还不清楚. 另外 ,对非离子表面活性剂在土壤胶体中的吸附
也知之甚少.
313 　表面活性剂对土壤生物性质的影响
　　大多数文章强调表面活性剂会对微生物及其生物活性
产生强烈影响. 有人认为表面活性剂对土壤中的微生物活性
和行为会产生消极的影响 ,并导致土壤质量的降低 ,尤其是
对植物营养型微生物. 与水体微生物相比 ,土壤中的微生物
对表面活性剂似乎更加敏感. 特别是对于土壤肥力是必不可
少的营养型微生物 ,表面活性剂对其产生消极影响更
大[4 ,30 ] . 表面活性剂的吸附导致细胞膜的去极作用 ,从而强
烈地抑制了交换过程. 表面活性剂似乎也降低土壤中微生物
种群数量 ,进而干扰土壤的自然微生物平衡. 由于表面活性
剂对微生物潜在影响这一研究领域的知识还比较匮乏 ,而且
存在不同的观点. 因此 ,大多数学者认为更加精确地定义表
面活性剂对土壤微生物群落的影响是十分必要的. 目前还存
在的未能回答的重要问题包括土壤中表面活性剂的微生物
降解、新陈代谢的途径和残留物的滞留性. 就降解速度而言 ,
研究者一致认为土壤中表面活性剂的降解要较其它环境介
质缓慢得多[19 ] .
　　表面活性剂对植物生长和土壤生产力的正面和负面影
响都有报道. 现在我们还不清楚这种可监测出的影响是由于
表面活性剂本身引起的 ,还是由于土壤溶质成分或土壤结构
的改变引起的. 植物吸收表面活性剂 [43 ] ,但高浓度表面活性
剂的存在 , 会对植物的细胞活性和液泡呼吸产生负面影
370211 期 　　　　　　　　　　　　　姜 　霞等 :表面活性剂的增溶作用及在土壤中的行为 　　　　　　
响[16 ] .
4 　表面活性剂在土壤中的行为
411 　表面活性剂在土壤中的吸附
　　表面活性剂的吸附能够显著改变土壤物理、化学以及生
物性质. 即使低浓度表面活性剂的存在也会减少土壤2水界
面的表面张力 ,从而由于土壤孔隙内压降的变化导致土壤水
的流动. 这就引起水和空气在土壤孔隙间分配的变化 ,最终
改变土壤原有的物理性质和氧化还原条件 ,产生潜在的负面
影响.
　　影响表面活性剂吸附的因素主要是表面活性剂的离子
类型、链的长短、亲水头端的位置、土壤的 p H 值及所含有机
质的含量和疏水机制. 一般来说 ,阳离子表面活性剂能够强
烈而广泛地吸附在粘土和胶束态物质上 ,如吸附在有机质
上 ; 阴离子稍差一些 ,但吸附也是广泛的. 另外 ,表面活性剂
的直链越长、有机质的含量越多 ,其吸附能力越强 ;表面活性
剂亲水端在分子中间者比末端的润湿能力强 ,而亲水端在末
端的比在中间的去污能力好. 表面活性剂分子的大小对其性
质的影响也比较显著. 同一种表面活性剂随疏水基中碳原子
数目的增加 ,其溶解度有规律地减少 ,而降低界面表面张力
的能力也有明显的增加. 即同一种表面活性剂的疏水基中碳
原子数目越多 ,吸附能力越强. 目前对阴离子吸附作用的研
究很多 ,尤其是对直链烷基苯磺酸钠 (LAS) ,因为 LAS 是目
前世界上应用最广、消耗量最大的表面活性剂. 研究发现 ,就
LAS的各种异构体而言 ,其烷基链上每增加一个碳原子 ,吸
附系数 ( Kd) 就增加 2～3 倍[41 ] . 另外 ,表面活性剂的吸附能
力还与其浓度有关. LAS 在自然土壤上的吸附分为两个阶
段 ,线性等温线阶段和指数增长等温线阶段. 在 LAS 的背景
浓度 ( < 90μg·L - 1 ) 下 ,吸附等温线为直线 ,但随着溶液中
LAS浓度的增加 ,LAS 在土壤表面形成双胞束 ,导致协同吸
附 ,吸附量呈指数增长[41 ,42 ] . 土壤吸附 LAS 的机理主要是
专性点位表面相互作用成氢键. 吸附容量主要取决于土壤物
理性质和粘粒的含量. 另外 ,同种表面活性剂在不同类型的
土壤中的吸附过程也是不同的. 如 LAS 在河流沉积物中的
吸附为可逆过程 [33 ] ,而在海底沉积物中的吸附是不可逆的
过程 ,并且随着盐分的增加吸附系数也成倍增加 [48 ] . LAS 在
土壤中的吸附能力很弱 ,其污染地下水的潜在危害性是不容
忽视的[29 ] .
　　吸附对表面活性剂在土壤中的行为有重要作用 ,极大地
影响表面活性剂在土壤中的流动性和滞留性 ,并直接影响表
面活性剂的微生物降解 [30 ]以及间接影响表面活性剂对土壤
中其它有机污染物的生物有效性作用. 表面活性剂在土壤中
的吸附系数与其生物降解之间存在负相关系 [24 ] .
412 　表面活性剂的毒性
　　由于人类工农业生产以及生活中表面活性剂的使用和
排放 ,使其广泛存在于水、大气和土壤环境中. 环境中表面活
性剂的引入同样也引起了表面活性剂对环境的破坏 ,因此在
污染土壤生物修复中 ,表面活性剂的毒性及其降解代谢产物
的毒性是考虑和选择表面活性剂的一个重要标准. 在污染土
壤的洗涤中 ,由于表面活性剂大范围的使用 ,其毒性和其代
谢产物的毒性必须首先被检验. 土壤中的表面活性剂对土壤
微生物有影响 ,一般来讲浓度 < 100 mg·L - 1时无实质影响 ;
浓度 > 500 mg·L - 1时 ,微生物种群数开始降低. 另外 ,土壤
中产生的天然生物表面活性剂在土壤生物修复过程中的使
用从社会学的观点来看更可以接受 ,并且与合成表面活性剂
相比 ,生物表面活性剂的毒性要小一些. 当然也有少量生物
表面活性剂的毒性同合成表面活性剂一样. 对于不同离子类
型的表面活性而言 ,阳离子表面活性剂的毒性最大 ,其次为
阴离子和非离子表面活性剂 [21 ] . 但由于环境条件和生物因
素的复杂性 ,即使相同浓度的同种表面活性剂对土壤微生物
的生长影响的程度也不同 [53 ] .
　　表面活性剂对微生物毒性的影响主要有两方面 [14 ] : 1)
通过与细胞膜中液态成分的相互作用使细胞膜溶解 ; 2) 含
有蛋白质的表面活性剂分子对生物细胞功能的改变. 另外土
壤酸度对表面活性剂的毒性有影响 ,阳离子表面活性剂的毒
性在 p H > 7 时最大 ,而阴离子表面活性剂在低 p H 值时毒性
最大 ,非离子表面活性剂通常比离子型表面活性剂的毒性
小. 土壤中表面活性剂的浓度大于 CMC 时 ,对微生物降解碳
氢化合物通常起抑制作用 [25 ,26 ,47 ,55 ] . 这种现象可部分地解
释为碳氢化合物溶解于表面活性剂胶束中 ,使其生物可利用
性降低了[12 ,13 ,57 ] . 但是 ,对这种表面活性剂胶束存在时的影
响机理的研究并不能完全明白 ,还需进一步研究探讨.
　　合成洗涤剂 (LAS) 对农作物生长的影响有临界浓度 ,当
其浓度低于临界浓度时对植物的生长有一定的促进作用 ,但
随其浓度的增加出现毒害作用 [17 ,40 ] . 高浓度的表面活性剂
对植物生长产生毒害作用的原因可能为 : 1) 表面活性剂含
多种活性离子 ,能够占领幼根表面吸收营养液中水分和养料
的活性表面 ; 2)表面活性剂覆盖根系活性表面的面积和密
度随其浓度增加而扩大、加密 ,而表面活性剂又不易被植物
吸收. 因此 ,幼苗根系在受伤和吸收营养受阻的情况下老化
和早衰 ,出现瘦小枯干等症状. Bussotti 等 [6 ]通过阴离子表面
活性剂 ABS对松属松球状树叶的细胞结构变化的研究表明
表面活性剂经由气孔可在很短时间内穿透松属松球状树叶 ,
表面活性剂也会导致以接近气孔处叶肉细胞开始的细胞质
的退化 ,对叶绿体、细胞器这些对污染物敏感细胞器的退化
尤其明显[11 ,22 ,49 ] ,并且通过对气孔处的电镜照片分析可知 ,
表面活性剂的存在导致了叶片气孔的扩张.
413 　表面活性剂对生物膜的影响
　　生物膜大部分由磷脂分子构成 ,它与表面活性剂的结构
很相似 ,因此这些膜可以非常有效地吸收表面活性剂 [51 ] . 除
了表面活性剂对生物膜的毒性影响和生物膜与表面活性剂
胶束融合的可能性外 ,表面活性剂在生物膜上的吸附还带来
另两个结果 : 1)表面活性剂水相浓度的降低 ,这个过程类似
于表面活性剂在土壤上的吸附 [52 ] ; 2) HOCs 在生物膜上穿
透作用的改变[34 ] . 这就导致了生物膜对疏水基质的吸收和
中间介质向生物膜中渗滤的可能 [27 ] . 栾升等[31 ]对表面活性
4702 应 　用 　生 　态 　学 　报 　　　　　　　　　　　　　　　　　　14 卷
剂和 Ca2 + 对大麦根质膜透性作用研究认为 ,表面活性剂与
生物膜结合并插入或透过膜 ,较多的单分子在膜内形成胶
束 ; 随着表面活性剂浓度的进一步增加 ,造成膜蛋白和脂分
离 ,使膜解体. 膜脂的理化性质受温度的影响 ,在低温状态下
生物膜流动性降低 ,甚至造成由液晶态到凝胶态的转变 ,此
时表面活性剂分子不易插入膜 ,造成的影响小.
　　非离子表面活性剂 Tensides 对土壤中的微生物生长影
响很大 ,能够刺激抗体分泌物的产生 [60 ] ,破坏液相膜[46 ] ,增
加表皮对各种药品的穿透交换能力 [1 ] . PA G(聚乙醛乙二醇
油酸)类表面活性剂分子量在 2000～3300 时可以提高细胞
生长、独立生活能力[3 ] .
414 　表面活性剂对微生物流动的影响
　　生物表面活性剂在微生物与其生长基质表面的相互作
用中起着重要作用 [38 ] ,因此希望通过加入表面活性剂来影
响这些相互作用以及增加土壤中微生物的流动. Marchesi
等[33 ]发现阴离子硫酸盐类表面活性剂能引起微生物的粘
附 ,这种粘着与微生物对吸附的表面活性剂的吸收有关.
Jackson 等[20 ]观察到相反的结果 ,主要是当阴离子硫酸盐存
在时 ,菌对粘土吸附作用的降低. 引起这种结果的两种可能
的解释如下 :1)表面活性剂的存在使土壤中的电荷密度发生
改变 ,从而导致微生物可转换的吸附作用下降 ;2) 表面活性
剂能抑制絮凝作用 ,这样就增加了微生物的运输. 这种解释
包括胞外分泌的多聚体的溶解 ,这是不可逆转的吸附. 由于
吸附能够改变环境和微生物活性 [56 ] ,表面活性剂的这种影
响对污染土壤的生物恢复很重要 ,尤其是对就地生物修复中
微生物的运输非常重要.
415 　表面活性剂的生物降解和代谢
　　表面活性剂的生物降解是影响污染土壤生物修复的又
一重要因素 ,起着正面或负面的影响. 负面影响主要是由于 :
1)表面活性剂的生物降解导致矿物质和氧气的耗竭 ;2) 表面
活性剂生物降解产生的代谢中间产物的毒性通常比原有表
面活性剂的毒性更大 [15 ] ;3) 表面活性剂作为无毒的生物可
利用的生长基质被微生物优先降解 ,从而延迟了土壤中其它
有机污染物的降解 [54 ] ,而且表面活性剂的降解将降低任何
可能增加的生物有效性[15 ,38 ] . 表面活性剂降解最明显的正
面影响是表面活性剂从污染土壤中的去除. 另外 ,可降解的
表面活性剂可以增加碳氢化合物的吸收速度 [5 ] ,这可能是由
于碳氢化合物和胶束一起被微生物直接吸收. 另外 ,可降解
的表面活性剂作为一个首要的生长基质被利用 ,而有机污染
物作为协同代谢物被降解 [29 ] .
　　表面活性剂降解的程度和速度取决于微生物的种类、表
面活性剂和土壤的类型以及表面活性剂的结构和浓度. 疏水
基结构不同的阴离子表面活性剂 ABS(烷基苯磺酸钠) ,其端
基为三甲基取代者最不易降解 ,端基有支链取代的次之 ,直
链烷基最易降解[52 ] ; 另外 ,生物降解速度随磺基和烷基链
末端间的距离的增大而加快 ;烷基链长的表面活性剂较链短
的降解速度要快. 对于非离子表面活性剂 ,一般由烷烃化合
物和含聚氧乙烯基化合物构成 ,均可被微生物降解. 但降解
速率与分子结构有关 [21 ] ,一般直链为伯、仲醇含聚氧乙烯基
表面活性剂在活性污泥中能够有效地分解. 阳离子表面活性
剂在环境中的抗分解能力强 ,降解较慢. 对于家庭用洗涤剂 ,
如阴离子表面活性剂 LAS 和非离子表面活性剂 LAE 可以
迅速而广泛的在污泥修复土壤中得到降解 [23 ,45 ] .
5 　结 　　语
　　由于表面活性剂能够显著地影响土壤的物理、化学和生
物性质 ,并且影响生活于土壤环境中的各种植物、动物和微
生物的生长 ,特别是表面活性剂的使用会引起土壤环境及生
活于其中的微生物种群的显著改变 ,对环境产生潜在的影
响. 因此 ,在进行污染土壤生物修复过程中 ,对表面活性剂的
使用应该尤为慎重. 另外 ,表面活性剂本身的使用对环境也
造成一定的污染 ,其存在也增加了环境污染的负担 ,因此应
该加强对表面活性剂生物去除研究的力度 ,为我们的生活提
供一个舒适、安全、健康的环境.
参考文献
1 　Banga A K , Chien YW. 1988. Systemic delivery of therapeutic
peptides and proteins. Int J Pharm ,48 : 15～50
2 　Beck AJ , Jones KC. 1995. Limitations to the i n sit u remediation
of soils contaminated with organic chemicals in relation to the po2
tential to achieve clean2up criteria. In : van den Brink WJ , Bosman
R and Arendt F eds. Contaminated Soil ’95. The Netherlands :
Kluwer Dordrecht . 327～336
3 Benchekroun K , Bonaly R. 1992. Physiological properties and
plasma membrane composition of S accharomyces cerevisiae grown
in sequential batch culture and in the presence of surfactants. A ppl
Mictobiol Biotechnol ,36 :673～678
4 　Bundesgesundheitsamt . 1973. Schadwirkungen von Tensiden unter
wasserwirtschaftlichen Gesichtspunkten. B undesgesundheitsblatt ,
18 :258～263
5 　Bury SJ , Miller CA. 1993. Effect of micellar solubilization on
biodegradation rates of hydrocarbons. Envi ron Sci Technol ,27 :104
～110
6 　Bussotti F , Bottacci A , Grossoni P. 1997. Cytological and struc2
tural changes in Pinus pinea L . needles following the application of
an anionic surfactant . Plant Cell Envi ron ,20 :513～520
7 　Edwards DA , Richard GL , Zhongbao L . 1991. Solubilization of
polycyclic hydrocarbons in micellar nonionic surfactant solutions.
Envi ron Sci Technol , 25 (1) : 127～133
8 　Edwards DA , Liu Z , Luthy RG. 1991. Surfactant2enhanced solu2
bility of hydrophobic organic compounds in water and in soil2water
systems. Organic Substances in Sediment and Water , II :383～405
9 　Edwards DA , Liu Z , Luthy RG. 1994. Surfactant solubilization of
organic compounds in soil/ aqueous systems. J Envi ron Eng , 120
(1) : 5～41
10 　Erichson L E , Banks M K , Davis LC. 1994. Using vegetation to
enhance i n sit u bioremediation. Envi ron Progr ,13 (4) : 226～230
11 　Finkel M , Liedl R , Teutsch G. 1998. Modelling surfactant influ2
enced PAH migration. Phys Chem Earth , 23 (2) : 245～250
12 　Guha S , Jaffe PR. 1996. Biodegradation kinetics of phenanthrene
partitioned into the micellar phase of nonionic surfactants. Envi ron
Sci Technol , 30 : 605～611
13 　Guha S , Jaffe PR. 1996. Bioavailability of hydrophobic compounds
partitioned into the micellar phase of nonionic surfactants. Envi ron
Sci Technol , 30 : 1382～1391
14 　Helenius A , Simons K. 1975. Solubilization of membranes by de2
tergents. Bio2Chem Biophys Acta ,415 :29～79
15 　Holt MS , Mitchel GC , Watkinson RJ . 1992. The environmental
chemistry , fate and effects of nonionic surfactants. In : Hutzinger
O ed. The Handbook of Environmental Chemistry. Volume 3.
Part F , 91～98 &119～139
16 　Horowitz M , Givelberg A. 1979. Toxic effects of surfactants ap2
plied to plant roots. Pestic Sci ,10 : 547～557
17 　Huang S2Z(黄士忠) , Chen G2G(陈国光) , Wang D2R(王德荣) ,
570211 期 　　　　　　　　　　　　　姜 　霞等 :表面活性剂的增溶作用及在土壤中的行为 　　　　　　
et al . 1994. Effect study of synthetic deergent ( LAE) on the
crops. Agric Environ Proct (农业环境保护) , 13 (2) : 58～62 (in
Chinese)
18 　Ick TY , Mriganka M G , Chris DC. 1995. Micellar solubilization of
polynuclear aromatic hydrocarbons in coal tar2contaminated soils.
Envi ron Sci Technol ,29 (12) : 3015～3021
19 　Inoue K , Kaneko R , Yoshida M. 1978. Adsorption of dodecyl2
benzene sulfonates by soil colloids and influence of soil colloids on
their degradation. Soil Sci Plant N ut r ,24 : 91～102
20 　Jackson A , Roy D , Breitenbeck G. 1994. Transport of a bacterial
suspension through a soil matrix using water and an anionic surfac2
tant . W ater Res ,28 : 943～949
21 　Jiang X(姜　霞) , Ou Z2Q (区自清) , Ying P2F(应佩峰) . 2001.
Effects of surfactants on the degradation of phenanthrene by My2
cobacterium spp . KR2. Chin J A ppl Ecol (应用生态学报) , 14
(1) : (in Chinese)
22 　J ung G , Wild A. 1988. Electron microscopic studies of spruce nee2
dles in connection with the occurrence of novel forest decline. J
Phytopathol ,122 :1～12
23 　Knaebel DB , Federle TW , Vestal J R. 1990. Mineralization of lin2
ear alkylbenzene sulphonate (LAS) and linear alcohol ethoxylate
(LAE) in 11 contrasting soils. Envi ron Toxicol Chem , 9 : 981～
988
24 　Knaebel DB , Federle TW , McAvoy DC. 1994. Effect of mineral
and organic soil constituents on microbial mineralisation of organic
compounds in a natural soil. A ppl Envi ron Microbiol ,60 : 4500～
4508
25 　Laha S , Luthy RG. 1991. Inhibition of phenanthrene mineraliza2
tion by nonionic surfactants in soil2water systems. Envi ron Sci
Technol , 25 :1920～1930
26 　Laha S , Luthy RG. 1992. Effects of noionic surfactants on the
solubilization and mineralization of phenanthrene in soil2water sys2
tems. Biotechnol Bioeng ,40 :1367～1380
27 　Lantz S , Lin J E , Mueller J G. 1995. Effects of surfactants on flu2
ranthrene mineralization by S phingomonas pauci mobilis Strain
EPA 505. In : Hinchee RE , Brockman FJ and Vogel CM eds. Mi2
crobial Processes for Bioremediation. Columbus : Battelle Press. 7
～14
28 　Law J P , Bloodworth ME , Runklers J R. 1966. Reactions of sur2
factants with montmorillonitic soils. Soil Sci Soc A m Proc ,30 :327
～332
29 　Lee MD , Gregory GE , White DG. 1995. Surfactant - enhanced
anaerobic bioremediation of a carbon tetrachloride DNAPL In :
Hinchee RE , Leeson A and Semprini L eds. Bioremediation of
chlorinated solvents. Columbus : Battelle Press. 147～152
30 　Litz N , Doering HW , Thiele M. 1987. The behavior of linear
alkybenzene sulfonate in different soils : A comparison between field
and laboratory studies. Ecotoxicol Envi ron S af ,14 :103～116
31 　Luan S(栾　升) , Ni J2S(倪晋山) . 1987. Effect of surfactant and
Ca2 + on the rye root membrane (植物生理学报) , 13 (2) : 168～
173 (in Chiense)
32 　Luthy RG , Dzombak DA , Peters CA. 1994. Remediating tar2con2
taminated soil at manufactured gas plant sites. Envi ron Sci Tech2
nol ,28 :266～276
33 　Marchesi J R , Russell NJ , White GF. 1991. Effects of surfactant
adsorption and biodegradability on the distribution of bacteria be2
tween sediments and water in a freshwater microcosm. A ppl Envi2
ron Microbiol ,57 :2507～2513
34 　Mihelcic J R , Lueking DR , Mitzell RJ . 1993. Bioavailability of
sorbed2and separate2phase chemicals. Biodegradation ,4 :141～153
35 　Morris PJ , Pritchard PH. 1993. Concepts in improving polychlori2
nated biphenyl bioavailability to bioremediation strategies. In :
Hinchee RE , Keeson A , Semprinni L and Ong SK eds. Bioremedi2
ation of chlorinated and polycyclic aromatic hydrocarbon com2
pounds. Boca Raton :Lewis Publishers. 359～367
36 　Mürdemann H , Lund NC , Gudehus G. 1995. Assessment of a bi2
ological i n sit u remediation. In : Hinchee RE , Miller RN and
Johnson PC eds. In sit u Aeration : Air Sparging , Bioventing , and
Related Remediation Processes. Columbus : Battelle Press. 237～
247
37 　Nayyar SP , Sabatini DA , Harwell JA. 1994. Surfactant adsolubi2
ulization and modified admicellar sorption nonpolar , polar , and ion2
izable organic contaminants. Envi ron Sci Technol ,28 :1874～1881
38 　Neu RT. 1996. Significance of bacterial surface2active compounds
in interaction of bacteria with interfaces. Microbiol Rev ,60 :151～
166
39 　Oberbremer A , Muller2Hurtig R , Wagner H. 1990. Effect of the
addition of microbial surfactants on hydrocarbon degradation in a
soil population in a stirred reactor. A ppl Microbiol Biotechnol ,32 :
485～489
40 　Ou ZQ , Yediler A , He YW. 1996. Adsorption of linear alkylben2
zene sulfonate (LAS) on soils. Chemosphere ,32 (5) :827～839
41 　Ou Z2Q (区自清) , Jia L2Q (贾良清) , He Y2W (何耀武) . 1995.
Adsorption behavior and its mechanism of linear alkybenzene
sulphonate (LAS) on soils. Chin J A ppl Ecol (应用生态学报) , 6
(2) : 206～211 (in Chinese)
42 Painter HA , Mosey FE. 1992. The question of the anaerobic
biodegradability of linear alkylbenzene sulfonates. London : Pro2
ceedings of the 3rd CESIO International Surfactants Congress and
Exbihition. pp34～43
43 　Pestemer W , Günther P , Wick G. 1990. Einfluβ von Tensiden
auf Pflanzenwachstum und Schadstoffverfügbarkeit im Boden.
Forschungsbericht 116 08 079. Unwelbundesamt , Berlin , Ger2
many.
44 　Rahman MS , Payá2Pérez AB , Skej«2Andresen H. 1994. Surfac2
tant solubilizaton of hydrophobic compounds in soil and water. En2
vi ron Sci Poll Res ,1 (3) : 131～139
45 　Rapaport RA , Eckhoff WS. 1990. Monitoring linear alkyl benzene
sulfonate in the environment : 1973 ～ 1986. Envi ron Toxicol
Chem ,9 :1245～1257
46 　Regan SL , Javasuriya N , Fabianowski W. 1989. Supramolecular
surfactants: amphiphilic polymers designed to disrupt lipid mem2
branes. Biochem Biophys Res Com m un ,159 : 566～571
47 　Roch F , Alexander M. 1995. Biodegradation of hydrophobic com2
pounds in the presence of surfactants. Envi ron Toxicol Chem ,14 :
1151～1158
48 　Rubio JA , González2Mazo E , Gómez2Parra A. 1996. Sorption of
linear alkylbenzenesulfonates ( LAS) on marine sediment . M ar
Chem ,54 :171～177
49 　Salaj J . 1982. The effect of low2temperature stress upon the
chloroplast ultrastructure in Picea abies ( L . ) Karst . Biologia
( B ratislava) , 37 :425～432
50 　Saumyen G , Peter RJ , Catherine AP. 1998. Bioavailability of
mixtures of PAHs partitioned into the micellar phase of a nonionic
surfactant . Envi ron Sci Technol ,32 (15) : 2317～2324
51 　Sikkema J , De Bont JAM , Poolman B. 1995. Mechanisms of
membrane toxicity of hydrocarbons. Microbiol Rev ,59 :201～222
52 　Swisher RD. 1987. Surfactant Biodegradation. Surfactant Science
Series 18. New York : Marcel Dekker , Inc.
53 　Tibor C , Zoltán I , IstvánnéN. 1991. Effect of non2ionic tensides
on the growth of some soil bacteria. A ppl Microbiol Biotechnol ,
35 :115～118
54 　Tiehm A. 1994. Degradation of polycyclic aromatic hydrocarbons
in the presence of synthetic surfactants. A ppl Envi ron Microbiol ,
60 :258～263
55 　Tsomides HJ , Hughes JB , Thomas J M. 1995. Effect of surfactant
addition on phenanthrene biodegradation in sediments. Envi ron
Toxicol Chem , 14 : 953～959
56 　van Loosdrecht MCM , Lyklema J , Norde W. 1990. Influence of
interfaces on microbial activity. Microbiol Rev ,54 : 75～87
57 　Volkering F , Breure AM , van Andel J G. 1995. Influence of non2
ionic surfactants on bioavailability and biodegradation of polycyclic
aromatic hydrocarbons. A ppl Envi ron Microbiol ,61 : 1699～1705
58 　Weissenfels WD , Klewer HJ , Langhoff J . 1992. Adsorption of
polycyclic aromatic hydrocarbons ( PAHs) by soil particles : influ2
ence on biodegradability and biotoxicity. A ppl Microbiol Biotech2
nol ,36 : 689～696
59 　West CC , Harwell J H. 1992. Surfactants and subsurface remedia2
tion. Envi ron Sci Technol ,28 :231～237
60 　Zigterman GJ WJ , Schotanus K , Ernster EBHW. 1989. Nonionic
block polymer surfactants modulate the humoral immune response
against S t reptococcus pneumoniae2derived hexasaccharide2protein
conjugate. Inf ect I m m un ,57 :2712～2718
作者简介 　姜 　霞 , 女 , 1974 年生 , 博士 , 从事复合污染生
态学方面的研究 , 已发表论文数篇. E2mail : jiang- xia74 @
163. net
6702 应 　用 　生 　态 　学 　报 　　　　　　　　　　　　　　　　　　14 卷