研究臭氧剂量对土壤中残油去除的影响

　　我国大部分油田区由于原油开采、运输、储存等所造成的区域或局部土壤污染十分严重。已有资料表明，石油污染土壤面积占油田开采区总面积的20%～30%。在众多修复技术中，微生物修复技术以其成本低、无二次污染等优点受到广泛关注，但研究表明，生物修复周期长，污染物降解不彻底。生物修复过程中，污染物在快速降解阶段后后，由于石油生物可利用性的下降，微生物活性下降，生物降解速率减慢甚至停滞，导致生物修复往往无法达到较高的去除率。与原油相比，土壤残油中高碳正烷烃、支链烷烃、环烷烃和多环芳烃比例显著增加，90%左右是非极性组分，辛醇/水分配系数Kow大于106，迁移性差，生物可利用性低，难以生物降解。残油已经成为限制石油污染土壤快速有效修复、恢复土壤功能的关键问题。

　　化学氧化（chemicaloxidation）技术利用强氧化剂（臭氧、芬顿试剂、高锰酸钾等）完全降解土壤和地下水中难降解有机污染物或将其分解为低毒性易降解小分子，已被应用于修复土壤与地下水多环芳烃和柴油等污染物。其优点在于修复周期短，降解率高，与焚烧等传统分解技术相比成本低廉，化学氧化与生物降解结合可减少氧化剂用量。臭氧作为气态强氧化剂，可原位制备，以气态或溶液方式通入土壤中，对于非饱和带土壤修复更有优势。

　　已有研究集中在应用氧化剂处理污染土壤单一污染物，而对组分复杂、分子量大的石油污染研究较少，氧化剂作用下石油组分变化规律不明确。该研究针对石油污染土壤生物降解后残油，研究臭氧剂量对残油去除的影响及残油组分在臭氧作用下的变化。

　　1、材料与方法

　　1.1试验土样

　　试验土壤为大庆油田落地原油污染土壤，经室内强化生物降解242d，总油含量为28.8mg/g土，pH值为7.3，含水率为6.1%，石油烃降解菌数量为8.4×104MPN/g土。

　　1.2臭氧氧化装置

　　臭氧氧化装置(图1)由臭氧发生器(JS-10型，北京金硕公司)、转子流量计(LZB-3型，余姚市银环流量仪表有限公司)、土柱反应器、臭氧浓度检测测系统与尾气吸收瓶组成。土柱反应器高35cm，内径60mm，实验中装入280g(约10cm高)过1.25mm筛的土壤，臭氧自下而上通入土柱，土柱底部装有布气板，上部留有较大顶空，以保证臭氧均匀分布。

　　1.3试验设计

　　首先在固定通气时间6h下，设定三组通气流量水平（0.8L/min、1.4L/min、2.0L/min）和三组臭氧进气浓度水平（约10mg/L、15mg/L、20mg/L）；得到不同通气流量和臭氧进气浓度的9个臭氧投加剂量组合，考察不同臭氧剂量的条件下土壤总油与生物量的变化。在此基础上，选择合适的条件（臭氧流量为2L/min，臭氧进气浓度为10mg/L，通气时间6h）下，研究臭氧下土壤残油组分的变化规律和生物可利用性。为考察氧化前后残油生物可利用性，对氧化及未氧化土壤在室温下（20～25℃）进行20d生物降解；对经臭氧氧化的土壤考察投加石油烃降解菌及自然恢复两种条件。调控土壤含水率为15%～20%，pH值为6.7～7.3，每两天进行翻动，土壤N、P水平按照C∶N∶P=100∶10∶1调节。在以原油为唯一碳源的无机盐培养基中加入1%试验土样，在25℃、100rpm下富集培养12d得到石油降解菌菌液，投加至氧化+投菌系统，使其石油降解菌初始数量约为109MPN/g土。

　　1.4分析方法

　　臭氧浓度采用碘量法测定；土壤含水率采用烘干法测定；土壤总油含量采用超声+索氏抽提法测定；土壤石油烃降解菌数量采用三管法（MPN法）测定；总油族组分采用柱层析法测定。石油分子量分布采用凝胶色谱法测定，仪器为GPC515-2410System（Waters，美国），将样品用四氢呋喃配成10mg/mL的溶液，进样量为50μL，流动相为四氢呋喃，采用聚苯乙烯标定。残油组分采用气相色谱—质谱（GC-MS）联用仪（ThermoDSQ，Thermo　Scientific，美国）测定，毛细色谱柱型号为VF-5ms，将样品溶于氯仿，使1mL氯仿中溶有1g土壤中的残油，进样量为10μL，升温程序为：100℃停留2min，以5℃/min上升至300℃，停留50min，采用FullScan方式，扫描质量范围为35～650amu。

　　2、结果与讨论

　　2.1臭氧剂量对残油去除及土著微生物的影响

　　不同臭氧投加剂量下石油烃去除率如(图2)所示。随着投加量的增加，石油烃去除率增大，但增大幅度逐渐变缓，说明在高臭氧投加量下的有效利用部分并不高，而在较低的投加剂量下单位臭氧投加量去除的残油更多。在通氧气条件下，总油仅降解了1.8%（未在图中表示），可见残油的去除是由于氧化作用而不是吹脱。氧化过程中，残油中易被完全氧化的组分迅速氧化，同时残油的其他组分发生不完全氧化，随着臭氧剂量的增大，后者将更为明显；同时，土壤有机质也将消耗臭氧，而臭氧也会在土壤矿物的催化下分解，这些因素都将影响土壤残油的氧化去除效率。

　　臭氧投加量与残油去除效率（单位消耗的臭氧量去除的总油量）的关系如图3所示。臭氧投加量上升至约20mgO3/g土时，石油烃去除效率出现最大值—0.3mg总油/mgO3，臭氧投加剂量继续增大时去除效率基本保持稳定。可见投加量为20mgO3/g土时，残油中易氧化的组分已得到较好的去除。臭氧投加剂量对土壤石油烃降解菌存活影响显著。在较低的剂量下（10～20mgO3/g土），氧化后石油烃降解菌数量由于土壤介质的保护，微生物数量基本不变或下降1个数量级；而当剂量高于30mgO3/g土时，臭氧的灭菌作用开始表现，当剂量增加到50mgO3/g土时，氧化后土壤中石油烃降解菌数量比氧化前下降了近3个数量级。以上结果表明，臭氧投加剂量对总油去除效率及土著微生物存活具有显著影响，通过调控臭氧投加剂量可以实现在较高的总油去除效率的情况下，使臭氧对土壤中石油烃降解菌的存活影响较小。

　　2.2臭氧作用下残油组分的变化

　　在上面研究的基础上，选择臭氧流量为2L/min，臭氧进气浓度为10mg/L，通气时间6h的条件，采用柱层析、凝胶色谱和GC-MS研究臭氧作用下残油组分的变化。

　　2.2.1氧化前后残油族组分变化

　　在试验条件下，土样氧化后含油量下降了27.7%。利用柱层析分析残油族组分变化(图4)，结果表明臭氧对芳香烃的去除率最高，达51.1%；其次是饱和烃，为35.6%；而胶质和沥青质分别增加了10.6%和6.8%。

　　臭氧对有机物的氧化有直接氧化和间接氧化两种途径，在直接氧化途径中，臭氧作为一种亲电氧化剂易与不饱和结构发生反应，因此对芳香烃族物质有较好的去除效果；而在土壤金属氧化物等物质的催化作用下，臭氧生成自由基（如羟基自由基），通过间接氧化途径提高对饱和烃的去除效果。

　　氧化过程中胶质和沥青质含量的增高可能由于不完全氧化产物的积累。

　　2.2.2氧化前后残油分子量变化

　　氧化前后土壤残油分子量分布变化如图5所示，臭氧对残油各分子量组分均有去除作用，对>10kDa组分去除率最高，达42%，而对其他组分的去除率为23%～28%。氧化前残油的平均分子量为Mw/Mn=3797/930，氧化后降低为Mw/Mn=3536/918。石油进入土壤后，在挥发、生物降解等作用下，高分子量组分得到积累，氧化前残油的主要成分是分子量为1kDa～5kDa的物质，臭氧未明显改变残油分子量的分布（各分子量组分相对含量变化<2%），但使分子量>10kDa相对含量下降，<2kDa相对含量上升。已有研究表明臭氧能明显降低垃圾渗滤液、腐植酸平均分子量，本研究表明臭氧并没有大幅改变残油的分子量分布，生成大量小分子组分。

　　2.2.3氧化前后残油组分的GC-MS分析

　　为揭示残油物质组成及氧化后物质的变化，本研究利用GC-MS对残油中的挥发、半挥发物质进行分析。结果表明，与大庆原油相比（结果未显示），强化生物降解后残油的GC-MS图可见明显的不可分辨混合物（UCM），C12～C14正烷烃，萘及萘的衍生物无法检出，残油中正烷烃碳数分布为15～38，多环芳烃主要为苯并[a]蒽及其1～2甲基取代物，苯并[a]芘等4环以上多环芳烃。

　　在臭氧氧化前后残油的GC-MS图谱中提取相应特征离子生成质量色谱图，包括正烷烃（特征质量离子，下同，m/z=85），烷基环己烷（m/z=82），藿烷（m/z=191），甾烷（m/z=217），多环芳烃[苯并[a]蒽（m/z=228），苯并[a]芘（m/z=252），甲基苯并[a]蒽（m/z=242）及二甲基苯并[a]蒽（m/z=256）]，根据相应物质的峰面积变化计算氧化除去率，结果如图6所示。由图可知，各类物质氧化容易程度如下：多环芳烃>甾烷>藿烷>烷基环己烷>正烷烃（芳环>多环饱和烃>单环饱和烃>直连饱和烃）。检测到的4种多环芳烃的降解率均超过70%。C15～C22正烷烃、C17～C20烷基环己烷在氧化后含量增加，可能由于多环芳烃降解过程中生成。藿烷和甾烷等生物标志物平均可占原油的25%，且难于生物降解，因此常常用于石油来源、成熟度、运移等研究，但在石油降解的相关研究中尚未得到较多关注。本研究结果表明，臭氧对藿烷和甾烷均有一定程度的降解，但常用判定油源、成熟度常用的生物标志物参数6在氧化前后没有明显改变（表1），表明臭氧对生物标志物异构体的氧化效率相似。

　　此外，GC-MS结果表明脂肪酸与脂肪醛是臭氧氧化的主要产物（图7）。氧化前残油中脂肪酸主要为C16及C18脂肪酸，而脂肪醛无法检出；氧化后，C8～C22脂肪酸含量明显增加，并出现了C11～C25脂肪醛。这些水溶性强易生物降解物质的生成，有利于氧化后残油的生物降解。

　　a17α(H),21β(H)-30-降藿烷/17α(H),21β(H)-藿烷b17α(H),21β(H)-升藿烷(22S)/[17α(H),21β(H)-升藿烷(22S)+17α(H),21β(H)-升藿烷(22R)]（C31）c17α(H),21β(H)-藿烷/[17α(H),21β(H)-藿烷+17β(H),21α(H)-莫烷]（C30）d24-乙基-5α(H),14α(H),17α(H)-胆甾烷(20S)/[24-乙基-5α(H),14α(H),17α(H)-胆甾烷(20S)+24-乙基-5α(H),14α(H),17α(H)-胆甾烷(20R)]（C29）e24-乙基-5α(H),14α(H),17α(H)-胆甾烷/[24-乙基-5α(H),14α(H),17α(H)-胆甾烷+24-乙基-5α(H),14β(H),17β(H)-胆甾烷]（C29）

　　2.3氧化后残油生物可利用性

　　为考察臭氧氧化后残油可生化性的变化，对氧化后的土壤进行了20d的生物降解。氧化后土壤石油烃降解菌数量下降1个数量级，但无论自然恢复还是投加菌液，土壤石油烃降解菌都在生物降解后的7d内恢复，并高于未臭氧化的自然降解对照，表明氧化后土壤未产生毒性更大的产物，相反污染物可生化性提高，有利于石油烃降解菌生长。纪录报道了臭氧氧化后，土壤微生物活性在培养过程中受到抑制，可能由于氧化产物毒性更强；而Javorská等及Kulik等的结果与本研究一致。

　　经20d生物降解，未氧化土壤总油仅下降了4.9%，证实了高碳残油难生物降解的特性。氧化+自然恢复与氧化+投加菌液情况下，残油分布进一步降解了8.3%和6.2%（图8）。按照表观一级反应速率拟合，氧化+自然恢复与氧化+投加菌液的总油生物降解速率分别是未氧化土壤的2.1和2.0倍。经生物降解，氧化后残油饱和烃及胶质进一步下降，证实了小分子氧化产物易生物降解。

　　3、结语

　　（1）臭氧能够快速有效降解污染土壤残油，通过调控氧化剂剂量，可以保证氧化效率的同时，减轻氧化剂的对土壤微生物的杀灭作用。在臭氧投加剂量约20mgO3/g土时，臭氧氧化效率达0.3mg总油/mgO3，土壤后总油降解了27.7%。

　　（2）臭氧作用下残油四组分中芳香烃降解率最高，其次为饱和烃，胶质和沥青质含量升高。

　　（3）GC-MS结果表明臭氧对各类物质氧化的容易顺序为多环芳烃>甾烷>藿烷>烷基环己烷>正烷烃；臭氧未改变生物标志物参数；氧化后C8～C22脂肪酸、C15～C22正烷烃和C17～C20烷基环己烷含量增加，并出现了C11～C25脂肪醛。

　　（4）臭氧氧化后，残油生物可利用性得到提高，生物降解速率是未氧化对照的2倍。