劉慶梅,王亞婷,李靜文,陶紅群

（成都市環(huán)境保護(hù)科學(xué)研究院，四川 成都 610072）

0 引言

隨著石油石化行業(yè)的快速發(fā)展，因石油開(kāi)采、運(yùn)輸和儲(chǔ)存等生產(chǎn)過(guò)程以及泄漏事故造成的土壤石油污染日益嚴(yán)重，不僅造成土壤的廢毀，還通過(guò)食物鏈危害人類健康。生物修復(fù)相對(duì)于物理、化學(xué)修復(fù)方法更環(huán)保、經(jīng)濟(jì)、降解徹底，是修復(fù)石油污染土壤的主要方法。但生物修復(fù)法存在周期長(zhǎng)、自然降解效果差、受環(huán)境影響大等問(wèn)題，阻礙了生物修復(fù)更好的應(yīng)用。有研究發(fā)現(xiàn)，可通過(guò)添加外源菌劑、表面活性劑、人工通風(fēng)等措施來(lái)強(qiáng)化生物修復(fù)，但修復(fù)成本過(guò)高。此外石油生物降解還受到多種物理、化學(xué)和生物因素的影響，僅使用一種強(qiáng)化方法難以獲得較好的修復(fù)效果，但同時(shí)采用多種強(qiáng)化方法又會(huì)提高生物修復(fù)成本[1]。因此，如何進(jìn)一步提高生物修復(fù)效果，降低修復(fù)成本，是目前國(guó)內(nèi)外研究的熱點(diǎn)之一。

石油污染會(huì)導(dǎo)致土壤的碳氮比和碳磷比失去平衡，降低了土壤透氣性和滲透性，使土壤肥力降低，抑制了土壤中微生物的活性和生長(zhǎng)。而礦化垃圾的孔隙度高，陽(yáng)離子交換能力較強(qiáng)，富含營(yíng)養(yǎng)元素和有機(jī)質(zhì)，且含有數(shù)量大、種類多的微生物，其中還包含大量的石油降解菌[2-3]。試驗(yàn)表明，添加礦化垃圾能大幅提高石油污染土壤的微生物修復(fù)效果。添加礦化垃圾在改善石油污染土壤pH 值、持水性和透氣性的同時(shí)，還增加了土壤的陽(yáng)離子交換量、有機(jī)物含量、營(yíng)養(yǎng)元素水平、石油降解菌含量和多樣性，兼具生物刺激和生物添加的功能，一定程度上能取代添加膨松劑、pH 值調(diào)理劑、肥料、表面活性劑、電子受體和微生物菌劑等措施，大幅降低了生物修復(fù)成本[3]。CHEN F 等[4]和CHEN W M 等[5]的研究也進(jìn)一步驗(yàn)證了礦化垃圾對(duì)石油污染土壤微生物修復(fù)的強(qiáng)化作用。此外，因礦化垃圾本身就是垃圾，存量大、埋深淺，方便利用。礦化垃圾應(yīng)用于石油污染土壤修復(fù)，可為填埋場(chǎng)騰出可觀庫(kù)容或?qū)⑻盥裢恋刈鳛樗肹6]。但是目前，修復(fù)條件對(duì)礦化垃圾強(qiáng)化微生物修復(fù)石油污染土壤的影響還不清楚，無(wú)法確定最佳修復(fù)條件，阻礙了礦化垃圾在石油污染土壤原位修復(fù)中的應(yīng)用。

基于此，通過(guò)土壤含水率、溫度、礦化垃圾的質(zhì)量分?jǐn)?shù)以及翻耕頻率等單因素對(duì)微生物修復(fù)石油污染土壤的影響試驗(yàn)，對(duì)比不同修復(fù)條件下石油污染物的去除率和土壤熒光二乙酸酯(FDA)水解酶活性的差異，分析修復(fù)條件對(duì)修復(fù)效果和土壤微生物總活性的影響，以此確定最佳修復(fù)條件。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

試驗(yàn)所用清潔土壤采自四川省江油市東安鄉(xiāng)（緯度31°44'N；經(jīng)度104°44＇E）未受到污染的農(nóng)田表層土，經(jīng)自然風(fēng)干后過(guò)孔徑為2 mm 的篩網(wǎng)，混勻裝袋備用。預(yù)處理后的清潔土壤質(zhì)地為沙壤土，其粘粒、粉粒和砂粒占比分別為66.75%，21.86%和11.39%，pH 值為8.36，滲透系數(shù)為2.25 × 10-4cm/s，電導(dǎo)率為118.65 μs/cm。所用石油為中石油川慶鉆探工程有限公司鉆井井口內(nèi)廢油，主要包含機(jī)油、液壓油、柴油和潤(rùn)滑油等，其組分的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為飽和烴69.41%，芳香烴3.27%，極性組分27.32%。采用石油污染土壤配置方法，將一定質(zhì)量的廢油混入清潔土壤，采用砂石攪拌器混勻，間斷翻動(dòng)風(fēng)干4 d，去除易揮發(fā)的石油組分后待用。試驗(yàn)用礦化垃圾采自封場(chǎng)的宜賓市城市生活垃圾衛(wèi)生填埋場(chǎng)，剔除垃圾中的塑料、金屬、玻璃等雜物，再過(guò)孔徑為10 mm 的篩網(wǎng)后放入聚乙烯袋中備用。

1.2 試驗(yàn)方法

總石油烴含量(TPH)采用氣相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用法(GC-MS) 測(cè)定；FDA 水解酶活性采用熒光素比色法測(cè)定。這2 個(gè)指標(biāo)的詳細(xì)測(cè)定方法參照文獻(xiàn)[3]。

1.3 試驗(yàn)步驟

土壤修復(fù)試驗(yàn)容器為1 L 的透明塑料桶，直徑為11 cm，高為14 cm。修復(fù)試驗(yàn)在步入式環(huán)境試驗(yàn)箱中進(jìn)行，修復(fù)周期為84 d，每天采用重量法保持固定的土壤含水率。試驗(yàn)設(shè)計(jì)采用單因素試驗(yàn)方法，在其他修復(fù)條件相同的情況下，分別監(jiān)測(cè)不同含水率、溫度、礦化垃圾質(zhì)量分?jǐn)?shù)（干重）和翻耕頻率對(duì)TPH去除率和土壤FDA 水解酶的影響。每個(gè)修復(fù)試驗(yàn)中污染土壤的干重為500g，TPH 的質(zhì)量分?jǐn)?shù)為50mg/g，并設(shè)置不添加礦化垃圾的石油污染土壤自然衰減對(duì)照試驗(yàn)，每個(gè)試驗(yàn)設(shè)3 個(gè)平行試驗(yàn)。每14 d 通過(guò)5點(diǎn)采樣法采混合土樣用于指標(biāo)分析。具體試驗(yàn)設(shè)計(jì)見(jiàn)表1。

表1 礦化垃圾強(qiáng)化微生物修復(fù)條件的優(yōu)化試驗(yàn)設(shè)計(jì)

2 試驗(yàn)結(jié)果

2.1 土壤含水率對(duì)修復(fù)效果的影響

土壤含水率與石油污染物生物降解之間關(guān)系較為復(fù)雜，土壤石油污染物生物降解過(guò)程中微生物量和活性的高低，以及土壤含氧量和氧氣傳導(dǎo)都與土壤含水率密切相關(guān)。另外，土壤含水率還會(huì)影響石油污染物在水相中的溶解量[7]。當(dāng)土壤含水率分別為10%，15%，20%，30%和40%時(shí)，礦化垃圾對(duì)土壤中TPH 的去除效果見(jiàn)圖1。由圖1 可以看出，含水率對(duì)土壤中TPH 的去除率影響很大。在土壤含水率為15%時(shí)，礦化垃圾對(duì)土壤中TPH 的去除效果最好，去除率達(dá)到87.98%；含水率低于15%時(shí)，TPH 去除率隨含水率降低而下降；含水率在15%～30%之間時(shí)，TPH 去除率隨含水率升高而降低；含水率高于30%時(shí)，TPH 去除率隨含水率升高而增加。推斷原因可能是當(dāng)含水率低于15%，土壤水分不能滿足微生物生長(zhǎng)、繁殖和代謝活動(dòng)的需要，且低含水率使石油污染物難以在固液界面?zhèn)鬟f，阻礙了石油污染物與微生物接觸，因而TPH 降解效果較差；當(dāng)含水率在15%～30%之間時(shí)，土壤含水率的升高減少了土壤空隙，使得土壤含氧量降低且氧氣傳導(dǎo)速度變慢，阻礙了微生物的生長(zhǎng)、繁殖和代謝活動(dòng)，因而微生物對(duì)TPH 的降解效果變差；當(dāng)含水率高于30%時(shí)，接近土壤飽和含水率，土壤以厭氧或缺氧環(huán)境為主，TPH降解也以厭氧降解為主導(dǎo)，TPH 降解的電子受體不再是氧氣，因而氧氣匱乏不再限制TPH 生物降解，微生物導(dǎo)致TPH 去除率變高[8]。在實(shí)際的原位土壤修復(fù)中，土壤田間持水率一般在30%以下，土壤含水率很難保持在田間持水率以上。

圖1 不同土壤含水率條件下TPH 的去除效果

不同土壤含水率條件下修復(fù)過(guò)程中土壤中FDA 水解酶活性隨修復(fù)時(shí)間的變化見(jiàn)圖2。由圖2可以看出，在修復(fù)前28 d，F(xiàn)DA 水解酶活性快速升高。當(dāng)土壤含水率為15%時(shí)FDA 水解酶活性最高，其次依次是含水率為20%，40%，30%和10%。之后，除含水率10%的修復(fù)試驗(yàn)中FDA 水解酶活性繼續(xù)升高，其它含水率修復(fù)試驗(yàn)的FDA 水解酶活性都開(kāi)始波動(dòng)下降，含水率10%的修復(fù)試驗(yàn)中FDA 水解酶活性在修復(fù)第42 天后開(kāi)始下降；含水率40%的修復(fù)試驗(yàn)中FDA 水解酶活性在修復(fù)最后14 d 內(nèi)有所升高。說(shuō)明在含水率為15%時(shí)土壤中總微生物活性最高；含水率低于15%時(shí)，微生物活性增長(zhǎng)緩慢，增長(zhǎng)時(shí)間較長(zhǎng)。不同微生物對(duì)土壤含水率有不同的適應(yīng)性，真菌適于在干燥的條件下生長(zhǎng)，而細(xì)菌在較高的濕度條件下也可以較好的生長(zhǎng)[7]。

圖2 不同土壤含水率條件下修復(fù)過(guò)程中土壤FDA 水解酶活性的動(dòng)態(tài)變化

2.2 溫度對(duì)修復(fù)效果的影響

溫度影響土壤石油污染物降解效率的主要方式有2 種：①溫度直接影響石油降解菌的生長(zhǎng)繁殖和微生物群落結(jié)構(gòu)；②溫度影響石油污染物的物理狀態(tài)和化學(xué)特性，間接影響石油污染物生物降解。在環(huán)境溫度分別為5，15，25 和35 ℃條件下礦化垃圾對(duì)土壤中TPH 的去除效果，見(jiàn)圖3。由圖3 可以看出，環(huán)境溫度對(duì)TPH 降解影響較大。當(dāng)溫度為25 ℃時(shí)，礦化垃圾對(duì)TPH 的去除效果最好，去除率為76.93%。ZAPPI M E 等[9]發(fā)現(xiàn)好氧修復(fù)石油污染土壤的最佳溫度在15～30 ℃之間。當(dāng)溫度低于25 ℃時(shí)，TPH 去除率隨溫度降低而下降；當(dāng)溫度高于25 ℃時(shí)，TPH 去除率隨溫度升高而降低。推斷原因可能是溫度低于25 ℃時(shí)，導(dǎo)致土壤微生物生長(zhǎng)和繁殖的速度變慢，與TPH 降解有關(guān)的酶活性也降低；同時(shí)溫度下降也會(huì)降低石油污染物在水中的溶解度，石油污染物的生物可利用性也降低，因而TPH 的降解效果較差；當(dāng)溫度高于25 ℃時(shí)，會(huì)增加石油污染物的揮發(fā)性，石油污染物的微生物毒性增加，因而TPH的降解效果變差；當(dāng)溫度為5 ℃時(shí)，礦化垃圾對(duì)TPH也有少量的去除。因?yàn)楸M管低溫下微生物的活性很弱，一些嗜冷菌仍會(huì)降解石油烴[10]；當(dāng)溫度為35 ℃時(shí)，高溫使得土壤水分蒸發(fā)量變大，每次澆水前測(cè)得該組試驗(yàn)的土壤含水率都低于其它試驗(yàn)組，這可能影響TPH 降解。在實(shí)際土壤修復(fù)中，頻繁的澆水也會(huì)增加修復(fù)成本。

圖3 不同溫度條件下TPH 的去除效果

不同溫度條件下修復(fù)過(guò)程中土壤FDA 水解酶活性的動(dòng)態(tài)變化，見(jiàn)圖4。由圖4 可以看出，當(dāng)溫度為25 ℃時(shí)FDA 水解酶活性最高。修復(fù)前14 d，溫度為35℃的修復(fù)試驗(yàn)條件下的FDA 水解酶活性比25℃時(shí)高。修復(fù)14 d 后，溫度為35 ℃修復(fù)試驗(yàn)條件下的FDA 水解酶活性比25 ℃時(shí)低。整個(gè)修復(fù)過(guò)程中，溫度為5 ℃修復(fù)試驗(yàn)條件下的FDA 水解酶活性一直明顯低于其它3 組。這說(shuō)明溫度為25 ℃時(shí)土壤中總微生物活性最高，溫度高于或低于25 ℃時(shí)土壤中總微生物的活性都有所降低。不同溫度條件下土壤中優(yōu)勢(shì)菌群的種類和結(jié)構(gòu)也不同，這也會(huì)影響土壤中TPH 的降解效果[11]。

圖4 不同溫度條件下修復(fù)過(guò)程中土壤FDA 水解酶活性的動(dòng)態(tài)變化

2.3 礦化垃圾的質(zhì)量分?jǐn)?shù)對(duì)修復(fù)效果的影響

因礦化垃圾的孔隙度較高，富含營(yíng)養(yǎng)元素和有機(jī)質(zhì)，石油降解菌的數(shù)量和活性也很高，添加礦化垃圾相當(dāng)于向被石油污染的土壤中加入了膨松劑、肥料、有機(jī)質(zhì)和微生物菌劑等，有利于被石油污染的土壤的微生物修復(fù)。添加礦化垃圾還能夠稀釋石油污染物的濃度，降低其對(duì)微生物的毒性。但是礦化垃圾中的鹽分含量也很高[12]，過(guò)高的鹽分會(huì)抑制土壤微生物的生長(zhǎng)，石油污染物的降解效率也會(huì)下降[13-15]。而且礦化垃圾添加量越多，相應(yīng)的運(yùn)輸成本也會(huì)增加。因此，試驗(yàn)考察了礦化垃圾的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為10%，25%，50%和75%條件下土壤中TPH 的去除效果，見(jiàn)圖5。由圖5 可以看出，當(dāng)?shù)V化垃圾的質(zhì)量分?jǐn)?shù)小于50%時(shí)，TPH 的去除率隨質(zhì)量分?jǐn)?shù)的升高而增大。但是當(dāng)?shù)V化垃圾的質(zhì)量分?jǐn)?shù)大于50%時(shí)，TPH 的去除率反而沒(méi)有進(jìn)一步提高。推斷原因?yàn)楫?dāng)?shù)V化垃圾的質(zhì)量分?jǐn)?shù)為50%時(shí)，土壤孔隙度、營(yíng)養(yǎng)元素和有機(jī)質(zhì)含量等條件已能夠滿足微生物生長(zhǎng)繁殖和降解石油污染物的需要，不再是TPH 生物降解的限制因素。繼續(xù)增加礦化垃圾的質(zhì)量分?jǐn)?shù)，雖增加了微生物量，但含量過(guò)高的土壤鹽分開(kāi)始抑制微生物的降解活性，所以TPH 去除率并沒(méi)有提高。添加礦化垃圾會(huì)稀釋土壤中石油污染物的濃度，因此隨著礦化垃圾的質(zhì)量分?jǐn)?shù)的提高，修復(fù)前TPH 的初始濃度有所降低。在相同TPH 去除率的情況下，當(dāng)?shù)V化垃圾的質(zhì)量分?jǐn)?shù)為75%時(shí)，修復(fù)后土壤殘余TPH濃度最小?？紤]到運(yùn)輸成本，確定礦化垃圾的最優(yōu)質(zhì)量分?jǐn)?shù)為50%。

圖5 不同礦化垃圾質(zhì)量分?jǐn)?shù)條件下TPH 的去除效果

不同礦化垃圾質(zhì)量分?jǐn)?shù)條件下修復(fù)過(guò)程中土壤FDA 水解酶活性的動(dòng)態(tài)變化，見(jiàn)圖6。由圖6 可以看出，由于礦化垃圾的FDA 水解酶活性較高[3]，土壤中FDA 水解酶初始活性隨著礦化垃圾添加量的增加而增加。修復(fù)前期，4 組修復(fù)試驗(yàn)中FDA 水解酶活性都快速增加，其中當(dāng)?shù)V化垃圾的質(zhì)量分?jǐn)?shù)為75%時(shí)FDA 水解酶活性最高，并在修復(fù)第14 天達(dá)到最大值，而其它3 組修復(fù)試驗(yàn)中FDA 水解酶活性在第28 天時(shí)就達(dá)到最大值。FDA 水解酶活性的最大值也隨礦化垃圾添加量的增加而變大，推斷原因是當(dāng)?shù)V化垃圾的質(zhì)量分?jǐn)?shù)為75%時(shí)土壤中初始微生物數(shù)量最多，對(duì)易降解石油污染物的降解最快，修復(fù)中期FDA 水解酶活性快速下降后又緩慢增加，此階段當(dāng)?shù)V化垃圾的質(zhì)量分?jǐn)?shù)為75%時(shí)FDA 水解酶活性下降最多，低于礦化垃圾質(zhì)量分?jǐn)?shù)為50%修復(fù)試驗(yàn)。這是因?yàn)榈V化垃圾質(zhì)量分?jǐn)?shù)為75%的修復(fù)試驗(yàn)中TPH 的降解進(jìn)程更快，易降解石油污染物被快速消耗后，土壤可利用的碳源變少，種類也急劇變化，微生物的種類和活性也隨之變化，導(dǎo)致FDA 水解酶活性降低。但在修復(fù)結(jié)束后，礦化垃圾質(zhì)量分?jǐn)?shù)越大的修復(fù)試驗(yàn)中FDA 水解酶活性也越高，推斷原因是礦化垃圾質(zhì)量分?jǐn)?shù)越大的修復(fù)試驗(yàn)中土壤有機(jī)質(zhì)含量更高。

圖6 不同礦化垃圾質(zhì)量分?jǐn)?shù)條件下土壤中FDA 水解酶活性的動(dòng)態(tài)變化

2.4 翻耕頻率對(duì)修復(fù)效果的影響

翻耕在石油污染土壤生物修復(fù)過(guò)程中的目的是保證土壤中氧氣、水分和微生物空間分布的均勻性，將空氣中的氧氣擴(kuò)散進(jìn)土壤，同時(shí)把土壤中石油污染物降解產(chǎn)生的二氧化碳置換出來(lái)，保證石油污染物生物降解在充分的好氧條件下進(jìn)行[7]。試驗(yàn)考察了不翻耕和翻耕頻率分別為1 d 1 次，2 d 1 次，4 d 1次和6 d 1 次條件下土壤中TPH 的去除效果，見(jiàn)圖7。由圖7 可以看出，翻耕頻率對(duì)土壤中TPH 去除率的影響很小。不翻耕試驗(yàn)中土壤的TPH 最終去除率最小，為86.71%；而翻耕1 d 1 次試驗(yàn)中土壤的TPH最終去除率為89.05%，相差很小且在TPH 監(jiān)測(cè)的誤差范圍內(nèi)。推斷原因是添加礦化垃圾后導(dǎo)致土壤孔隙度較大，無(wú)需通過(guò)翻耕來(lái)增加氧氣供應(yīng)和二氧化碳擴(kuò)散。另外，由于本試驗(yàn)規(guī)模較小，在實(shí)際土壤修復(fù)中，石油污染物往往僅存在于土壤表層（0～30 cm）[16]，經(jīng)常翻耕反而會(huì)增加石油污染物向土壤深層擴(kuò)散的風(fēng)險(xiǎn)。同時(shí)考慮到翻耕會(huì)增加修復(fù)成本，在添加礦化垃圾強(qiáng)化石油污染土壤微生物修復(fù)時(shí)無(wú)需采取翻耕措施。

圖7 不同翻耕頻率條件下TPH 的去除效果

不同翻耕頻率條件下土壤中FDA 水解酶活性的動(dòng)態(tài)變化，見(jiàn)圖8。由圖8 可以看出，增加翻耕頻率對(duì)土壤FDA 水解酶活性僅有小幅提高。在整個(gè)修復(fù)過(guò)程中土壤FDA 水解酶的變化趨勢(shì)也相似。這說(shuō)明增加翻耕頻率對(duì)土壤的總微生物活性影響也很小。

圖8 不同翻耕頻率條件下土壤中FDA 水解酶活性的動(dòng)態(tài)變化

3 結(jié)論

通過(guò)土壤含水率、溫度、礦化垃圾的質(zhì)量分?jǐn)?shù)以及翻耕頻率等單因素對(duì)微生物修復(fù)石油污染土壤的影響試驗(yàn)，對(duì)比不同修復(fù)條件下石油污染物的去除率和土壤FDA 水解酶活性的差異。發(fā)現(xiàn)土壤含水率、環(huán)境溫度和礦化垃圾質(zhì)量分?jǐn)?shù)對(duì)礦化垃圾強(qiáng)化微生物修復(fù)石油污染土壤的效果影響較大，而翻耕頻率的影響很小，因此修復(fù)過(guò)程中無(wú)需采取翻耕措施。

（1）當(dāng)土壤含水率為15%時(shí)，礦化垃圾對(duì)TPH的降解效果最好；當(dāng)含水率低于15%時(shí)，TPH 的降解效果隨含水率降低而下降；當(dāng)含水率在15% ～30%之間時(shí)，TPH 降解效果隨含水率升高反而降低；當(dāng)含水率高于30%時(shí)，隨著含水率繼續(xù)增加導(dǎo)致TPH 去除逐漸以厭氧降解為主導(dǎo)，TPH 的降解效果也有所增加。

（2）當(dāng)環(huán)境溫度為25 ℃時(shí)，礦化垃圾對(duì)TPH 的降解效果最好；當(dāng)溫度低于25 ℃時(shí)，TPH 降解效果隨溫度降低而下降；當(dāng)溫度高于25 ℃時(shí)，TPH 降解效果隨環(huán)境溫度升高反而下降。

（3）當(dāng)?shù)V化垃圾質(zhì)量分?jǐn)?shù)小于50%時(shí)，TPH 降解效果隨礦化垃圾質(zhì)量分?jǐn)?shù)升高而增加；當(dāng)?shù)V化垃圾質(zhì)量分?jǐn)?shù)大于50%時(shí)，再增加礦化垃圾的質(zhì)量分?jǐn)?shù)也沒(méi)有進(jìn)一步提高修復(fù)效果。因此確定礦化垃圾的最優(yōu)質(zhì)量分?jǐn)?shù)為50%。