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阿特拉津（2-Chloro-4-ethylamino-6-isopropylamino-s-triazine，ATZ）是一种通过阻断叶绿体中质体醌结合蛋白和抑制光合作用来防治阔叶和禾草类杂草的选择性除草剂，土壤对其吸附性较低，因此极易向地表水、深层土壤和地下中迁移[1]. 低浓度的阿特拉津显著降低作物的株高、根长、根干重，高浓度的阿特拉津甚至会导致植物死亡[2]；阿特拉津影响雄性斑马鱼的神经发育和神经功能[3]，已成为一种污染源并对动植物和人类健康造成不可忽视的风险[4-5]. 由于阿特拉津严重的危害及影响，2004年在欧盟被禁止使用，但由于它价格低廉而在世界其他地区被广泛使用，仍是国际上销售的主要除草剂之一.
目前，环境中阿特拉津的去除方法主要有吸附法[6]、光催化法[7]、高级氧化法[8]、植物修复法[9-10]、生物法[11]等，其中基于微生物降解的生物修复法不仅效率高，而且几乎不损害生态环境，并且可将ATZ转化为无毒或低毒的物质.很多研究者已筛选出能将阿特拉津作为唯一氮源或碳源的微生物，如细菌Pseudomonas sp. strain AKN5[12]、Klebsiella sp. FH-1[13]、Citricoccus sp. strain TT3[14]、Arthrobacter sp. 30、Pseudomonas sp. AD39[15]和真菌Pleuroyus ostreatus INCQS 40310[16]等. 这些菌株对阿特拉津具有耐受性并能降解高浓度的阿特拉津，Enterobacter sp.LY-2[17]对浓度为100 mg·kg−1的污染土壤具有修复效果，14 d后阿特拉津浓度降低为9.9 mg·kg−1；产脲节杆菌（Arthrobacter ureafaciens）CS3，培养2 d 可将50 mg·L−1的阿特拉津完全降解[18]. 虽然目前报道的去除阿特拉津的微生物种类较多，但仍然存在停滞期长，降解耗时较长，耐受性差等不足。而且大部分菌株来源于中国北部寒冷地区，东北多为黑土，呈中性或偏碱性、有机质及氮磷含量丰富，而长三角地区雨量充沛、气温较高，土壤通透性差、呈弱酸性、有机质及氮磷含量较低，这些菌株可能不适应长三角的土壤环境，因此有必要寻找适合长三角地区的高效阿特拉津降解微生物资源.
本研究从江苏省5个不同地区的农田土壤中筛选分离能适应长三角地区阿特拉津污染土壤的菌株，研究ATZ初始浓度、温度和pH对菌株繁殖和降解效果的影响，判断菌株的适用环境范围，并采用HPLC-MS测定ATZ的降解产物，推断可能存在的降解转化途径.
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阿特拉津（>97%）（C18H14ClN5，分子量214.69，密度为1.2 g·cm−1、沸点为200 ℃、熔点为174 ℃，难溶于水）、甲醇、乙醇、葡萄糖、C6H9Na3O9、C9H11NO、C6H7NO3S、C10H9N等. 无机盐培养基（MSM）：Mg2SO4·7H2O 0.1 g·L−1、K2HPO4 1 g·L−1、KH2PO4 1 g·L−1、FeSO4·7H2O 0.025 g·L−1、CaCl2 0.025 g·L−1，适量阿特拉津；富集培养基（LB） ：牛肉浸膏5 g·L−1、胰蛋白胨10 g·L−1、NaCl 5 g·L−1，加15 g·L−1琼脂即为固体培养基.
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取江苏省5个长期喷洒阿特拉津的农田表层土壤（0—10 cm）进行降解菌株的驯化. 将土壤样品（5 g）分别加入150 mL MSM培养基中（ATZ浓度为50 mg·L−1），培养条件设置为 30 ℃、150 r·min−1. 驯化7 d后将上清液转至新的MSM培养基中，重复3次适应过程. 最后，将梯度稀释的培养液涂布于LB固体培养基，待菌落长成后，将其进行多次划线分离和纯化，并于无机盐培养基验证降解效果. 最终，筛选出一株能够降解阿特拉津的菌株D2，并采用斜面培养基和甘油保存.
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将菌株接种于固体培养基，2—3 d后观察长出菌落的形态（形状、色泽、透明程度等）；采用扫描电镜（Quanta FEG 250）观察菌株 D2放大50000倍后的表面形态.
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革兰氏染色试验、水解产酸、柠檬酸盐利用、V-P、过氧化氢酶等指标，具体测定方法依据《污染控制微生物实验》[19]，并参照《常见细菌系统鉴定手册》[20]与类似细菌进行比较.
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将菌株在固体培养基中划线分离，待菌落长成后进行16S rDNA基因鉴定，由上海天霖生物科技有限公司完成. 将D2的 16Sr DNA 基因序列在BLAST系统中与基因库进行比对分析，并使用MEGA 7.0软件绘制系统发育树.
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采用紫外可见分光光度计（INESA-N4）测定菌株生长不同时间段的OD600以推测菌株的生长情况，以原始溶液为空白对照绘制D2的生长曲线，并用 SGompertz模型[21]（式（1））和Slogistic模型[22]（式（3））拟合D2的生长曲线，并得到菌株最大比生长速率（μ1、μ2）：
式中，t为时间（h），Nt1为时间t时菌株的数量，N0为初始菌株数量，Xc为达到最大升值速率的时间（h），μ1为菌株的最大比生长速率（h−1），a1为菌株最大生长量.
式中，t为时间（h），Nt2为时间t时菌株的数量，X0为达到最大升值速率的时间（h），μ2为菌株的最大比生长速率（h−1），a2为菌株最大生长量.
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为了探究环境因素对菌株降解阿特拉津的影响，将菌悬液按照体积比为2%的量接种到含阿特拉津的MSM培养基中，研究不同初始浓度（10、20、50、100、150、200 mg·L−1）、不同pH（5.0、7.0、9.0）、不同温度（10、20、30、40 ℃）下菌株对阿特拉津的降解情况，以转速 150 r·min−1 避光培养，溶液经0.22 μm滤膜后测定阿特拉津的浓度.
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阿特拉津的浓度采用岛津高效液相色谱仪（LC-20AT，Japan）测定. 检测条件：流动相为V（甲醇）：V（水）=60:40，流速为1.0 mL·min−1，波长为220 nm. 降解产物定性分析采用带有高效液相色谱仪UltiMate 3000（Thermo Fisher Scientific，USA）和高分辨质谱仪5600 QTOF（AB SCIEX，Framingham，USA）的超高压液相质谱仪HPLC-MS，色谱柱（ACQUITY UPLC HSS T3 1.8 μm ，2.1 mm×100 mm），以水（含有2 mmol·L−1乙酸铵）和乙腈进行梯度洗脱. 条件：轰击能量，30 eV；雾化气压（GS1）：60 Psi，辅助气压，60 Psi；气帘气压，35 Psi；温度，650 ℃；喷雾电压，5000 V（正离子模式）或−4000 V（负离子模式）.
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采用以阿特拉津（50 mg·L−1）为碳源和氮源的无机盐培养基对5个种植玉米的农田土壤经过驯化、分离，筛选出8株生长良好且菌落形态不同的菌株，最终选择一株降解效能最好的菌株，将其命名为D2.
菌株D2的菌落形态观察如图1（a），菌落较小，边缘整齐，浅黄色；革兰氏染色结果表明，D2为革兰氏阳性菌 （图1b ）. 扫描电镜（×5000）下观察的菌株形态如图1（c）所示，D2呈杆状. 生理生化试验结果显示（表1），硝酸盐还原及过氧化氢酶试验均呈阳性，其余结果均为阴性.
将PCR扩增后得到的基因片段进行测序，测序结果在 NCBI 上经 BLAST 分析目标序列与同源序列，并绘制系统发育树（图2），对比发现ATZ降解菌株D2与土壤芽孢杆菌（Solibacillus）的核苷酸序列相似率高达99.58%，因此菌株D2经鉴定为土壤芽孢杆菌.
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菌株D2的生长曲线见图3. 在LB培养基中，D2经过5 h的适应期后进入菌株代谢旺盛的对数期；12 h后OD600达到1.0，此时的菌株增长速率最快；24 h后达到生长繁殖的峰值，此后OD600不再增长，菌株数量相对趋于稳定.
采用SGompertz模型[23]和Slogistic模型拟合菌株的生长曲线（表2，图3）. 结果显示，两种模型均可较好地拟合D2的生长曲线，拟合度（R2）分别为0.991和0.992，在第10 h左右D2到达最大比生长速率，随后比生长速率逐渐降低.
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污染物浓度对菌株的影响是评价菌株生长及降解能力的标准之一[24]，D2在不同初始浓度下对ATZ的降解效果如图4所示. 当浓度为200 mg·L−1时，D2对ATZ仍具有较高的去除能力，24 h的降解率为77.43%；初始浓度越低，D2的去除效率越高，将初始浓度为150、100、50、20、10 mg·L−1的ATZ完全降解分别需要24、18、8、4、3 h.长三角洲地区农田土壤中ATZ浓度的平均值为5.7 ng·L−1，检出率高达57.7%[25]，菌株D2对ATZ的耐受性远高于环境中的平均浓度，因此它是一株在实际污染环境中具有应用价值的降解菌株.
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温度和pH会通过影响细菌的生长而影响其降解能力[26-28]，不同温度（10、20、30、40 ℃）条件下，D2对初始浓度为100 mg·L−1 ATZ的降解情况见图5a. 当温度为20—30 ℃时，D2在24 h内将ATZ完全降解；但在10 ℃和40 ℃下培养36 h时，D2对ATZ的降解率仅为16.33%和43.48%，说明低温和高温都会抑制菌株的代谢作用，这与菌株的酶活性密切相关[29]. 另外，培养基的酸碱度也会影响细菌酶的合成和催化活性[9]，细菌表面的电荷分布随着pH的改变而改变 [26]. 不同pH条件下，D2对初始浓度为100 mg·L−1（培养温度为30 ℃）ATZ的降解率如图5b所示. 当pH为5.0、7.0和9.0 时，经过24 h，D2对ATZ的降解率分别为到91.42%、100%、100%. 据以往研究报道，pH为5.0和9.0时，阿特拉津降解菌（Enterobacter sp.）的降解率低于70%[27]，菌株L-6 [28] 仅能适应碱性环境，当pH=6时，降解率为45.6%，因此菌株D2对pH具有较高的适应性.
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在最佳降解条件下（2%的菌悬液接种量、温度为20 ℃、pH为9.0），将菌株D2接种至初始浓度为100 mg·L−1的ATZ无机盐培养基中，生长及降解动态曲线如图6所示. 菌株D2的生长与ATZ浓度呈较强的负相关（表3，r=−0.983，P＜0.01），随着菌株的生长，阿特拉津的浓度急剧降低. 培养初期D2存在短暂的适应期，OD600从0.046增至0.052；培养4 h后进入对数生长期，OD600达到0.097，此时随着菌株的大量生长ATZ被快速降解；在培养14 h以后菌株进入静止期，此时菌株数量达到最大值，其OD600为0.107，ATZ浓度降为6.41 mg·L−1，降解率达到94.33%，在18 h时ATZ被完全去除. 实验结果表明，阿特拉津浓度的降低与D2的数量密切相关，证明菌株D2具有阿特拉津去除能力.
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菌株D2于含ATZ的无机盐培养基进行培养，取12 h时的样品进行分析，采用高效液相色谱-质谱联用仪（HPLC-MS）测定其降解产物，共检测出6种可能的代谢物（图7 b—g），质荷比（m/z）分别为146.00、184.12、198.13、202.08、212.15、188.07，与已知标准化合物和报道的阿特拉津代谢物的比较，这6种代谢物分别被确定为脱乙基脱异丙基阿特拉津（DACT）、羟基西玛津（HDMA）、羟基阿特拉津（HA）、西玛津（DMA）、阿特拉通（Atraton）和脱乙基阿特拉津（DEA）.
根据产物的结构组成和报道过的阿特拉津降解途径提出菌株D2降解阿特拉津的可能途径，结果如图8所示.
途径Ⅰ：首先羟基取代氯，形成脱氯羟基化的阿特拉津（HA），然后甲基取代HA的氢生成阿特拉通（Atraton），HA也可能通过脱甲基化反应转化为羟基西玛津（HDMA）.途径Ⅱ：阿特拉津的异丙基脱甲基化生成西玛津（DMA），然后DMA的氯被一个羟基取代，转化为羟基西玛津（HDMA）.途径Ⅲ：阿特拉津经N-脱烷基反应转化为脱乙基阿特拉津（DEA），随后DEA异丙基化为脱乙基脱异丙基阿特拉津（DACT）. Liu等[30]在研究土壤中阿特拉津的降解途径时得到了相似的结果，阿特拉津可通过光解、水解及微生物降解转化为羟基阿特拉津、阿特拉通、扑灭津、脱乙基阿特拉津、羟基西玛津、西玛津、去乙基异丙基化阿特拉津等. 而Zhang 等[31]和郭火生等[32]还发现羟基阿特拉津可以被进一步水解为三聚氰酸.通过以上总结推测，阿特拉津的降解中间产物还会通过脱甲基化、脱烷基化和水解等产生三聚氰胺二酰胺（DEDIA）、去乙基异丙基化阿特拉津（DACT）和三聚氰酸等副产物.
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将本研究中的D2与已报道过具有阿特拉津降解能力的菌株进行对比，结果汇总如表4所示. 目前已经筛选出很多能以阿特拉津为唯一碳源或氮源生长的菌株，并适用于阿特拉津浓度范围为8—100 mg·L−1的废水，但本研究中的新菌株D2具有更优异的降解性能. 已研究的菌株Acinetobacter lwoffii DNS32 [32]在 20 ℃和 35 ℃时，对阿特拉津的降解率约为 30%—35%，最佳生长pH为7—8，在酸性及pH高于8的条件下，菌株的生长及降解能力受到抑制；菌株C2[33]在20 ℃、30 ℃、40 ℃下培养5 d后，降解率分别为86.7%、97.6%和21.9%；菌株SB5[34]生长的温度范围是25—37 ℃，在pH=8的条件下完全降解ATZ需36 h. 本研究分离出的菌株D2在20 —30 ℃、pH为5.0 — 9.0的范围内，18 h以内即可将100 mg·L−1的阿特拉津完全降解，远远快于培养时间为24 —264 h的其他菌株，且具有更强的pH和温度的适应性，在40 ℃的高温下仍具有一定的活性，降解率高于40%，在10 ℃的条件下，D2对ATZ的降解率仍有近20%. 另外，已报道的菌株大部分来源于北部寒冷地区，而菌株D2来源于江苏省农田土壤，更能适应夏季高温、有机质及氮磷含量低、弱酸性的土壤环境，可成为长三角地区阿特拉津污染土壤和废水修复的微生物资源.
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（1）从江苏省5个不同区域的农田土壤中筛选出一株以阿特拉津为唯一碳源和氮源生长的菌株D2，属于土壤芽孢杆菌（Solibacillus），该菌株能适应长三角地区环境，并有效降解水体和土壤中的阿特拉津.
（2）在pH 5.0—9.0、温度20—30 ℃的条件下，菌株具有良好的降解能力. 最适条件下，D2能在18 h内将100 mg·L−1的ATZ完全降解，具有较高的耐受性及降解效率.
（3）D2主要通过脱氯羟基化、加氢脱烷基化、甲基化、脱烷基化和水解等将ATZ转化为羟基阿特拉津（HA）、阿特拉通（Atraton）、脱乙基阿特拉津（DEA）、西玛津（DMA）、羟基西玛津（HDMA）和脱乙基脱异丙基阿特拉津（DACT）.
一株高效阿特拉津降解菌株的筛选及其降解能力和机理
Screening and identification of an atrazine-degrading strain and its degradation capacity and mechanism on atrazine
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摘要: 在江苏省某玉米农田土壤中筛选出以阿特拉津（ATZ）为唯一碳源和氮源的菌株D2，经16S rDNA基因序列分析，将其鉴定为土壤芽孢杆菌（Solibacillus），菌株D2的生长曲线符合SGompertz模型和Slogistic模型. 不同ATZ初始浓度、pH和培养温度条件下对ATZ的降解实验表明，菌株D2对ATZ具有极高的耐受性（>200 mg·L−1），在温度为20—30 ℃、pH值为5—9的条件下降解率均能达100%，可将100 mg·L−1的ATZ在18 h内完全去除，ATZ去除量与D2菌株的数量呈显著的负相关（r=−0.983，P＜0.01）. 对ATZ的降解中间产物测定表明，菌株D2可通过脱氯羟基化、加氢脱烷基化、甲基化、脱烷基化和水解等过程将阿特拉津转化为羟基阿特拉津（HA）、阿特拉通（atraton）、脱乙基阿特拉津（DEA）、西玛津（DMA）、羟基西玛津（HDMA）和脱乙基脱异丙基阿特拉津（DACT）. 因此，D2是一株高效降解菌株，环境适应能力高于大部分已报道菌株，能够广泛应用于ATZ污染废水和污染土壤修复等领域.Abstract: Strain D2, using atrazine（ATZ） as the only carbon source and nitrogen source, was isolated from a maize field in Jiangsu Province. It was preliminarily identified as Solibacillus by 16S rDNA gene sequence analysis, and its growth curve both fit SGompertz model and Slogistic model. Experiments demonstrated that under different initial ATZ concentration, pH and temperature, strain D2 could tolerate high concentration of ATZ (>200 mg·L−1), wider pH and temperature, compared with reported strains. Strain D2 degraded ATZ from 100 mg·L−1 to 0 mg·L−1 within 18 h at 20—30 ℃, pH 5—9, and there was a significant negative correlation between the amount of ATZ removal and the population of D2 strain (r=−0.983, P<0.01). Analysis of the degradation intermediates of ATZ revealed that strain D2 transformed atrazine into hydroxy atrazine (HA), atraton, simazine (DMA), deethyl atrazine (DEA), hydroxy simazine (HDMA) and desethyl-desisopropyl atrazine（DACT）through dechlorination hydroxylation, hydrodealkylation, methylation, dealkylation and hydrolysis. Therefore, strain D2 is a strong degrading strain with better environmental adaptability than most reported strains, and could be used widely in the remediation of ATZ wastewater and contaminated soil.
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Key words:
- atrazine /
- strain /
- degradation characteristics /
- degradation pathway /
- Yangtze River Delta
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随着我国铁路大面积提速及城市化进程加快，以铁路噪声为主的环境噪声问题日益加重，交通噪声越来越受到公众关注。近年来，随着高速铁路网覆盖面的增加，沿线居民也开始受到高速铁路的交通噪声影响。根据《中长期铁路网规划（2016—2030年）》[1]，预计至2030年高速铁路会将全国主要省市区连接起来，形成以“八纵八横”主通道为骨架、区域连接线衔接、城际铁路补充的高速铁路网，这也意味着受到高速铁路噪声影响的居民会越来越多。
文献[2-3]研究表明，噪声作为一种有害的物理刺激，可损害动物的消化系统引起胃肠功能紊乱，影响动物的生长和发育，从而导致其体重增长速率减缓。在对武广高铁两侧居民的社会调查问卷中发现，距离高铁越近，居民的烦恼度越高[4]。因此管理治理好高速铁路噪声，减少对周围居民的影响，建立完备的针对高速铁路的噪声标准体系至关重要。但我国现有噪声标准，如《铁路边界噪声限值及其测量方法(GB 12525—90)》[5]、《声环境质量标准(GB 3096—2008)》等[6]均未对铁路类型（普通铁路和高速铁路）进行区分，且方法、标准多数是基于普通铁路噪声特点而建立。然而，普通铁路和高速铁路的噪声具有显著差异。高速铁路具有以下两个特点：噪声源组成复杂、声能量水平高、声源呈宽频特性；由于列车运行速度快，列车运营密度高，造成昼夜等效声级都很高[7]。在相关研究中也得出，高速铁路噪声的实际持续时间在6.1～13.5 s之间，而普通铁路为16.0～25.7 s，说明高速铁路噪声更具突发性；在相同等效声级（LAeq）情况下，高速铁路噪声的主观烦恼度与主观干扰度均高于传统铁路噪声[8]；高速铁路噪声的传播规律在45～120 m范围内不符合线声源衰减规律，衰减较慢[9]。由此可见，为了适应我国交通噪声污染新形势，急需研究高速铁路运营期的噪声影响程度，制定完善我国交通噪声排放标准。
本研究以北京至天津城际铁路客运专线为例，对该工程噪声进行了环境影响后评价，并在此基础上进一步提出了高速铁路噪声方面的管理建议。
1. 研究区及其噪声特征
京津城际铁路于2008年8月投入试运营，是国内第一条速度在300 km/h以上的高速客运专线，且具有高密度和公交化的特点。城际列车以最高时速（330 km/h）运行时，其噪声以低、中频噪声为主，具有源强高、作用时间短、频次密和衰减缓慢等特点，与普通铁路情况具有显著差异。根据该工程验收监测结果，铁路边界30 m处昼夜噪声均可满足文献[5]中昼夜70 dB(A)的要求；在安装了声屏障的330 km时速路段，铁路两侧全部区域昼间均可满足4类标准70 dB(A)的要求、夜间运行时段80 m外可基本满足4类标准55 dB(A)的要求；基于环境条件（地形、植被、桥高、房屋朝向等），昼间120 m外区域可基本满足2类标准60 dB(A)的要求、夜间运行时段内180 m外仍不能满足2类标准50 dB(A)的要求；声屏障对以时速330 km运行的列车的降噪效果为5～7 dB(A)。
2. 声环境影响后评价分析
2.1 监测点设置
结合验收调查声环境监测工作的实际情况，本次研究京津城际铁路的声环境监测点位依以下原则确定。
1）本研究噪声监测结果作为研究工作的基础数据验证支持，主要是为后续管理提供建议及借鉴，不对工程提出进一步污染防治措施改造建议，因此，选择重点点位进行验证监测并与验收调查阶段进行对比。
2）根据沿线敏感点的空间分布特征和列车运行速度，选择验收调查报告中有代表性的点位进行监测。
3）高铁在两端城市区域（北京市三环内和天津市的外环线以内）的运行速度较低，由于采用长轨、轮轨噪声也很小，工程在市区的靠近敏感点路段又全部安装了声屏障，而且城市内的其他噪声源较多（既有的铁路、城市道路），总体看城际列车不是主要的噪声源，因此，研究选取了可以判明高铁是主要噪声源的城郊区或农村敏感点开展了验证监测。4）为了全面了解高铁的噪声影响及其分布特征，开展水平衰减断面监测（30、60、120和240 m分别布设点位）。
5）噪声监测方案中，共设监测敏感点3处、典型验证监测点位12个，即每个敏感点水平衰减断面监测30、60、120和240 m共4个点位。监测点位布设情况见表1。
表 1 噪声监测点位基本情况表序号 敏感点名称 里程 高差/m 现阶段基本情况 1 A（饮马井村） DK7+000 16 建有声屏障。比较验收调查阶段，现状部分高楼已建设，但临铁路部分低矮房屋仍存在，距离没有变化。 2 B（董村） DK15+500 15 建有声屏障。比较验收调查阶段，现状户数有所增加，建设了一些小型企业，距离变近，最近建筑物与外轨中心线距离为10 m。 3 C（前屯） DK70+70 8 选取点位处为无声屏障路段，比较验收调查阶段，现状户数有所增加，建设了一些小型企业，距离变近，最近建筑物与外轨中心线距离为16 m。 | Show Table
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2.2 监测时间
本次监测时间选择在2019年4月下旬，测量时间为10:00～12:00，测量时段列车通过时间间隔约10 min，测量时段列车通过列数20列；其中前屯测点列车通过速度约350 km/h左右，董村测点列车通过速度约320～350 km/h，饮马井村测点列车通过速度约160 km/h左右。
2.3 执行标准
根据验收调查报告执行标准，距铁路外轨中心线30 m处的噪声排放昼夜均执行文献[5]中70 dB(A)标准。铁路两侧的一般敏感点，60 m内执行文献[10]中4类标准，即昼间70 dB(A)、夜间55 dB(A)，60 m外执行2类标准，即昼间60 dB(A)、夜间50 dB(A)；60 m内的特殊敏感点-学校以及医院等也执行2类标准。相关标准在该铁路投运之后有修订，但作为2010年12月31日之前投运的铁路，其应执行的噪声标准限值没有变化。
2.4 监测结果
本次研究选取典型的10:30～11:30的监测数据分析列车噪声特性，包括列车通过1 min时长Leq(td)（通过时段的Leq）和Lp(max)（通过时间段的噪声最大值）、1小时Leq，夜间按同等运行条件，采用昼间数据进行类比分析。研究选取的监测点位噪声监测结果见表2、表3。
表 2 噪声验证监测原始结果日期 点位 频次 结果值LeqdB(A) 最大值LmaxdB(A) 2019.04.23 饮马井村（距外轨中心线30 m） 小时* 55.6 85.5 第一列车 60.1 87.9 第二列车 58.0 62.0 第三列车 58.9 63.7 饮马井村（距外轨中心线60 m） 小时* 53.7 76.1 第一列车 60.3 66.1 第二列车 57.6 67.6 第三列车 56.8 61.1 饮马井村（距外轨中心线120 m） 小时* 50.2 80.3 第一列车 55.3 64.3 第二列车 53.5 65.2 第三列车 54.3 71.2 2019.04.25 董村（距外轨中心线30 m） 小时* 58.3 88.7 第一列车 69.9 79.2 第二列车 68.7 74.8 第三列车 69.8 79.4 董村（距外轨中心线60 m） 小时* 58.7 82.6 第一列车 72.3 75.7 第二列车 67.1 75.9 第三列车 70.8 74.5 董村（距外轨中心线120 m） 小时* 55.1 77.2 第一列车 62.8 78.8 第二列车 66.0 69.0 第三列车 64.9 79.7 董村（距外轨中心线240 m） 小时* 54.3 86.5 第一列车 61.1 75.0 第二列车 59.7 69.3 第三列车 60.6 68.5 2019.04.22 前屯（距外轨中心线30 m） 小时* 61.6 84.0 第一列车 75.6 83.7 第二列车 76.7 86.5 第三列车 75.0 79.7 前屯（距外轨中心线60 m） 小时* 61.8 85.3 第一列车 74.8 83.9 第二列车 74.7 84.6 第三列车 74.0 82.5 前屯（距外轨中心线120 m） 小时* 60.1 81.8 第一列车 72.7 79.2 第二列车 71.0 81.0 第三列车 68.2 77.3 前屯（距外轨中心线240 m） 小时* 56.6 78.0 第一列车 69.6 77.0 第二列车 67.8 77.5 第三列车 65.2 74.3 注：*表示10:30~11:30的1 h内平均值。 | Show TableDownLoad:
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表 3 监测结果统计（有效数据平均值）dB(A) 序号 监测点位 Leq(td) Lp(max) 1小时*Leq 1 A30 m 59.0 62.9 55.6 2 A60 m 58.2 64.9 53.7 3 A120 m 54.4 64.8 50.2 4 A240 m — — — 5 B30 m 69.5 77.8 58.3 6 B60 m 70.1 75.4 58.7 7 B120 m 64.6 75.8 55.1 8 B240 m 60.5 70.9 54.3 9 C30 m 75.8 83.3 61.6 10 C60 m 74.5 83.7 61.8 11 C120 m 70.6 79.2 60.1 12 C240 m 67.5 76.3 56.6 注：*表示10:30~11:30的1 h内平均值。 | Show TableDownLoad:
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2.5 结果分析
2.5.1 达标范围
饮马井村点位处于声源较多的城市区域，受其它噪声源及高大建筑影响较多，因此没有明显的特征。列车通过时段，铁路边界30 m处噪声可满足文献[5]中70 dB(A)的要求。
运行速度300～350 km/h区段有声屏障的达标情况：
①列车通过时段，铁路两侧60 m内，1小时Leq可满足4类昼间标准70 dB(A)的要求、但不能满足4类夜间标准55 dB(A)的要求；
②列车通过时段，铁路两侧60 m外（60～120 m），1小时Leq可满足2类昼间标准60 dB(A)的要求，不能满足2类夜间标准50 dB(A)的要求。
运行速度300～350 km/h区段无声屏障的达标情况：
①列车通过时段，铁路两侧60 m内，1小时Leq可满足4类昼间标准70 dB(A)的要求、但不能满足4类夜间标准的55 dB(A)要求；
②列车通过时段，铁路两侧60 m外（60～120 m），1小时Leq不能满足2类标准的要求。
2.5.2 噪声分布特性分析
从本次监测结果可以看出，高架高速铁路的列车运行噪声不同于普通铁路，随着距离而明显衰减的特征并不明显，并且由30～120 m过程中衰减不大，120～240 m衰减较大。选取的水平方向30、60、120和240 m测点，60 m附近测点噪声值偏高。
2.5.3 综合分析
声屏障对于高速铁路的降噪效果，综合监测结果并结合验收调查中开展的噪声分析可以看出，在线路中段，声屏障对以时速300～350 km运行的列车的降噪效果为5～7 dB(A)。
验收调查阶段，京津城际铁路每天开行动车组列车70对，本次研究时段，每天开行动车组列车136对。由于列车开行密度的增加，京津城际铁路的噪声（Leq）增量约为1.5～3.5 dB(A)。
3. 对高速铁路声环境管理的建议
3.1 高速铁路项目声环境标准体系管理建议
1）我国目前针对高速铁路噪声评价还没有相关专门的规范或者标准出台，所以目前对其内容的评价大多是依照铁路边界噪声的相关规定进行判定，相应规定的判定标准一般不考虑最大声级Lmax，而只是将等效声级Leq看做最主要判定标准。但研究结果显示，高速铁路上产生的噪声中对居民产生最大影响的主要是来自最大声级Lmax。因此建议在修订铁路噪声标准时，将高速列车通过时间的Leq(td)和Lp(max)作为评价量。
2）制修订铁路噪声标准应按不同运行时速考虑不同的噪声限值，体现差异化管理。高速铁路应制定专门的标准体系来进行管理，并考虑现有高速铁路和新建高速铁路。
3）标准限值应考虑高架高速铁路问题，建议30 m水平距离控制的同时，考虑一定距离内如60 m内的最大值控制。
4）高速铁路环境噪声预测研究是国际学术界和各国政府关心的一项重要课题。在欧美国家，高速铁路噪声早已引起各国政府、铁路运输部门、研究机构的高度重视[11-13]。美、日、法、英、德等国都建立了适合本国情况的高速铁路环境噪声预测模型，并将模型应用于高速铁路既有线路的环境噪声评估和新建铁路设计中的环境噪声预测，取得了良好的社会经济效益。我国高速铁路发展很快，而相应专门的技术规范体系并未建立起来，因此，很有必要对我国的高速铁路噪声预测评估体系进行制修定。同时，高速铁路以高架方式建设为主，本次研究监测结果以及文献[7-9]均表明，其噪声分布呈现复杂性的特点，同时其噪声特点亦与运行速度关联很大，现有规范标准体系中的分析预测方法并不能完全适用。
①噪声评估中应考虑高架高速铁路对地面目标影响的修正参数。
②应考虑不同路基、不同运行速度列车的修正参数。
③对于高大建筑物，应考虑垂直方向的噪声影响预测。
3.2 区域噪声环境功能管理建议
1）根据《声环境功能区划分技术规范(GB/T 15190—2014)》[14]，铁路交通干线边界线外一定距离以内的区域划分为4b类声环境功能区。即：①相邻区域为1类声环境功能区，距离为50 m±5 m；②相邻区域为2类声环境功能区，距离为35 m±5 m；③相邻区域为3类声环境功能区，距离为20 m±5 m。
北京至天津城际铁路客运专线在环境影响评价阶段，由环境影响报告书确定并经环境管理部门确认：“噪声执行标准—居民集中居住区60 m内执行4类标准、60 m外执行2类标准”；“铁路用地范围外一定距离以内的区域划为4类标准适用区域。当相邻区域为2类标准适用区时，铁路用地范围外30 m±5 m的区域执行4类标准”；“铁路用地范围外一定距离以内的区域执行4类标准；城市区域有声环境功能区划的、按功能区划执行；没有噪声功能区划的农村地区执行2类标准”；“验收调查中了解到，北京市各区的声环境功能区划各不相同，而且一般只对既有铁路划定相邻区域功能区”；“高铁的征地范围为铁路桥梁（宽21 m）的投影面积和路基的占地范围；沿线的拆迁补偿范围原则上是60 m（单侧30 m），但各段的地方政府最终完成拆迁的情况各异”。
由相关内容可见，对于高速铁路两侧的声环境功能管理还没有统一的管理规定，京津城际铁路有关声环境管理也没有完全达成一致。而高速铁路又不同于一般铁路的声环境影响特征，建议有关部门制定适用于高速铁路声环境功能管理的规范或文件，应充分考虑相邻区域为1类声环境功能区无法适用高速铁路的实际情况。
2）铁路两侧受铁路噪声影响区域的声环境功能区划分关系到铁路建设部门的责任和义务，关系到铁路两侧居民的权益保障，关系到铁路两侧区域土地的合理开发利用，关系到环保部门对铁路两侧的声环境质量管理[15]。调研过程中发现，在验收调查阶段，北京至天津城际铁路客运专线沿线很多规划发展区并未有成型的声环境功能区划分方案。因此，本研究认为在城市发展规划及高速铁路网建设规划制定同期即应考虑环境功能区划的制定，制定声环境保护的规划要求，以便项目建设时有所依据并提出有针对性的调整或保护措施。
4. 结论与建议
本研究通过对北京至天津城际铁路客运专线的噪声进行环境影响后评价，结合我国声环境标准体系以及声环境功能管理现状，得到如下结论。
1）根据噪声后评价分析结果，在运行速度300～350 km/h区段，列车通过时，铁路两侧60 m内，可满足4类昼间标准70 dB(A)的要求、但不能满足4类夜间标准55 dB(A)的要求；铁路两侧60 m外（60～120 m），列车通过时，有声屏障，可满足2类昼间标准60 dB(A)的要求，不能满足2类夜间标准50 dB(A)的要求，无声屏障，不能满足2类标准的要求；高速铁路上产生的噪声中对居民产生最大影响的主要是来自最大声级Lmax，高速铁路的列车运行噪声随着距离而明显衰减的特征并不明显，由30～120 m过程中衰减不大，120 ～240 m衰减要大一些。
2）建议完善我国现有的声环境标准体系，制定专门的高速铁路声环境标准并完善高速铁路噪声预测评估体系，将高速列车通过时间的Leq(td)和Lp(max)作为评价量，在标准限值上建议30 m水平距离控制的同时，考虑一定距离内如60 m内的最大值控制；同时建议制定适用于高速铁路声环境功能管理的规范或文件。
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图 2 菌株D2基于16S rDNA基因序列构建的系统发育树
Figure 2. Phylogenetic tree of strain D2 based on 16Sr DNA gene sequence
图 3 菌株D2生长曲线的实验数据与“S”形生长模型拟合结果
Figure 3. Experimental and growth states of strain D2 due to S-shaped growth model
图 4 不同阿特拉津初始浓度下菌株D2的降解效果
Figure 4. Degradation of atrazine by strain D2 under different initial atrazine concentrations
图 5 不同温度和pH条件下菌株的降解效果
Figure 5. Degradation effects of atrazine by D2 with different temperatures and pH
图 7 阿特拉津（a）及中间产物（b—g）的质谱图
Figure 7. The mass spectrometry of atrazine （a） and its intermediate products （b — g）.
图 8 菌株D2降解阿特拉津的途径分析
Figure 8. The proposed degradation pathway of atrazine by strain D2 based on HPLC-MS.
表 1 菌株D2的生理生化特性
Table 1. Physiological characteristic of strain D2
特征 Characteristic 结果 Results 革兰氏染色 + 淀粉水解 − 吲哚 − 甲基红 − V-P产生 − 柠檬酸盐利用 − 硝酸盐还原 + 过氧化氢酶 + 注：“+”为阳性；“−”为阴性. Note：“+” means positive and “−” means negative.
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表 2 菌株生长曲线的SGompertz模型和Slogistic模型拟合参数对比
Table 2. Comparative list of bacteria growth due to SGompertz and Slogistic model
名称 Name SGompertz model Slogistic model R2 a1 K1 XC/h μ1/h−1 R2 a2 K2 X0/h μ2/h−1 D2 0.991 1.995 0.279 9.647 0.214 0.992 1.958 0.454 10.950 0.222
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表 3 浓度与OD600的相关性分析
Table 3. Correlation analysis between concentration and OD600
平均值 Average value 标准差 Standard deviation 浓度 Concentration OD600 浓度 41.093 44.110 1 OD600 0.080 0.026 −0.983** 1 注：* P<0.05，** P<0.01.
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表 4 已报道菌株对阿特拉津的降解效果的比较
Table 4. Comparison of atrazine degradation by strains has been reported
菌种 Strains 浓度/（mg·L−1）Concentation 温度/℃Temperature pH 地区Region 降解率/% Degradation 时间/h Time 文献来源Literature sources Klebsiella sp. FH1 50 25 9 吉林 81.5% 264 [13] LY-2 100 25 — 35 6 — 9 哈尔滨 98.7% 48 [17] CS3 50 30 7 河北 100% 48 [18] Arthrobacter sp. ZXY-2 50 30 — 35 8 — 9 哈尔滨 100% 6 [35] Arthrobacter sp. DNS10 100 30 7.5 哈尔滨 99.41% 24 [36] Paenarthrobacter sp. W11 100 30 7 吉林 97.1% 60 [37] Paenarthrobacter sp. W24 100 30 7 吉林 94.2% 72 [38] Arthrobacter sp. C2 100 30 7 — 9 吉林 100% 72 [33] Pseudomonas sp. 20 30 / 巴西 99% 24 [39] Achromobacter sp. 20 30 / 巴西 39% 48 [39] Pencillium sp. yz11-22N2 8 28 7 / 91.2% 120 [40] D2 100 20 — 30 5 — 9 江苏 100% 18 本研究
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