我國大部分油田區由于原油開采、運輸、儲存等所造成的區域或局部土壤污染十分嚴重。已有資料表明，石油污染土壤面積占油田開采區總面積的20%～30%。在眾多修復技術中，微生物修復技術以其成本低、無二次污染等優點受到廣泛關注，但研究表明，生物修復周期長，污染物降解不徹底。生物修復過程中，污染物在快速降解階段后后，由于石油生物可利用性的下降，微生物活性下降，生物降解速率減慢甚至停滯，導致生物修復往往無法達到較高的去除率。與原油相比，土壤殘油中高碳正烷烴、支鏈烷烴、環烷烴和多環芳烴比例顯著增加，90%左右是非極性組分，辛醇/水分配系數Kow大于106，遷移性差，生物可利用性低，難以生物降解。殘油已經成為限制石油污染土壤快速有效修復、恢復土壤功能的關鍵問題。

化學氧化（chemicaloxidation）技術利用強氧化劑（臭氧、芬頓試劑、高錳酸鉀等）完全降解土壤和地下水中難降解有機污染物或將其分解為低毒性易降解小分子，已被應用于修復土壤與地下水多環芳烴和柴油等污染物。其優點在于修復周期短，降解率高，與焚燒等傳統分解技術相比成本低廉，化學氧化與生物降解結合可減少氧化劑用量。臭氧作為氣態強氧化劑，可原位制備，以氣態或溶液方式通入土壤中，對于非飽和帶土壤修復更有優勢。

已有研究集中在應用氧化劑處理污染土壤單一污染物，而對組分復雜、分子量大的石油污染研究較少，氧化劑作用下石油組分變化規律不明確。該研究針對石油污染土壤生物降解后殘油，研究臭氧劑量對殘油去除的影響及殘油組分在臭氧作用下的變化。

1、材料與方法

1.1試驗土樣

試驗土壤為大慶油田落地原油污染土壤，經室內強化生物降解242d，總油含量為28.8mg/g土，pH值為7.3，含水率為6.1%，石油烴降解菌數量為8.4×104MPN/g土。

1.2臭氧氧化裝置

臭氧氧化裝置\\(圖1\\)由臭氧發生器\\(JS-10型，北京金碩公司\\)、轉子流量計\\(LZB-3型，余姚市銀環流量儀表有限公司\\)、土柱反應器、臭氧濃度檢測測系統與尾氣吸收瓶組成。土柱反應器高35cm，內徑60mm，實驗中裝入280g\\(約10cm高\\)過1.25mm篩的土壤，臭氧自下而上通入土柱，土柱底部裝有布氣板，上部留有較大頂空，以保證臭氧均勻分布。

1.3試驗設計

首先在固定通氣時間6h下，設定三組通氣流量水平（0.8L/min、1.4L/min、2.0L/min）和三組臭氧進氣濃度水平（約10mg/L、15mg/L、20mg/L）；得到不同通氣流量和臭氧進氣濃度的9個臭氧投加劑量組合，考察不同臭氧劑量的條件下土壤總油與生物量的變化。在此基礎上，選擇合適的條件（臭氧流量為2L/min，臭氧進氣濃度為10mg/L，通氣時間6h）下，研究臭氧下土壤殘油組分的變化規律和生物可利用性。為考察氧化前后殘油生物可利用性，對氧化及未氧化土壤在室溫下（20～25℃）進行20d生物降解；對經臭氧氧化的土壤考察投加石油烴降解菌及自然恢復兩種條件。調控土壤含水率為15%～20%，pH值為6.7～7.3，每兩天進行翻動，土壤N、P水平按照C∶N∶P=100∶10∶1調節。在以原油為唯一碳源的無機鹽培養基中加入1%試驗土樣，在25℃、100rpm下富集培養12d得到石油降解菌菌液，投加至氧化+投菌系統，使其石油降解菌初始數量約為109MPN/g土。

1.4分析方法

臭氧濃度采用碘量法測定；土壤含水率采用烘干法測定；土壤總油含量采用超聲+索氏抽提法測定；土壤石油烴降解菌數量采用三管法（MPN法）測定；總油族組分采用柱層析法測定。石油分子量分布采用凝膠色譜法測定，儀器為GPC515-2410System（Waters，美國），將樣品用四氫呋喃配成10mg/mL的溶液，進樣量為50μL，流動相為四氫呋喃，采用聚苯乙烯標定。殘油組分采用氣相色譜—質譜（GC-MS）聯用儀（ThermoDSQ，ThermoScientific，美國）測定，毛細色譜柱型號為VF-5ms，將樣品溶于氯仿，使1mL氯仿中溶有1g土壤中的殘油，進樣量為10μL，升溫程序為：100℃停留2min，以5℃/min上升至300℃，停留50min，采用FullScan方式，掃描質量范圍為35～650amu。

2、結果與討論

2.1臭氧劑量對殘油去除及土著微生物的影響

不同臭氧投加劑量下石油烴去除率如\\(圖2\\)所示。隨著投加量的增加，石油烴去除率增大，但增大幅度逐漸變緩，說明在高臭氧投加量下的有效利用部分并不高，而在較低的投加劑量下單位臭氧投加量去除的殘油更多。在通氧氣條件下，總油僅降解了1.8%（未在圖中表示），可見殘油的去除是由于氧化作用而不是吹脫。氧化過程中，殘油中易被完全氧化的組分迅速氧化，同時殘油的其他組分發生不完全氧化，隨著臭氧劑量的增大，后者將更為明顯；同時，土壤有機質也將消耗臭氧，而臭氧也會在土壤礦物的催化下分解，這些因素都將影響土壤殘油的氧化去除效率。

臭氧投加量與殘油去除效率（單位消耗的臭氧量去除的總油量）的關系如圖3所示。臭氧投加量上升至約20mgO3/g土時，石油烴去除效率出現最大值—0.3mg總油/mgO3，臭氧投加劑量繼續增大時去除效率基本保持穩定?？梢娡都恿繛?0mgO3/g土時，殘油中易氧化的組分已得到較好的去除。臭氧投加劑量對土壤石油烴降解菌存活影響顯著。在較低的劑量下（10～20mgO3/g土），氧化后石油烴降解菌數量由于土壤介質的保護，微生物數量基本不變或下降1個數量級；而當劑量高于30mgO3/g土時，臭氧的滅菌作用開始表現，當劑量增加到50mgO3/g土時，氧化后土壤中石油烴降解菌數量比氧化前下降了近3個數量級。以上結果表明，臭氧投加劑量對總油去除效率及土著微生物存活具有顯著影響，通過調控臭氧投加劑量可以實現在較高的總油去除效率的情況下，使臭氧對土壤中石油烴降解菌的存活影響較小。

2.2臭氧作用下殘油組分的變化

在上面研究的基礎上，選擇臭氧流量為2L/min，臭氧進氣濃度為10mg/L，通氣時間6h的條件，采用柱層析、凝膠色譜和GC-MS研究臭氧作用下殘油組分的變化。

2.2.1氧化前后殘油族組分變化

在試驗條件下，土樣氧化后含油量下降了27.7%。利用柱層析分析殘油族組分變化\\(圖4\\)，結果表明臭氧對芳香烴的去除率最高，達51.1%；其次是飽和烴，為35.6%；而膠質和瀝青質分別增加了10.6%和6.8%。

臭氧對有機物的氧化有直接氧化和間接氧化兩種途徑，在直接氧化途徑中，臭氧作為一種親電氧化劑易與不飽和結構發生反應，因此對芳香烴族物質有較好的去除效果；而在土壤金屬氧化物等物質的催化作用下，臭氧生成自由基（如羥基自由基），通過間接氧化途徑提高對飽和烴的去除效果。

氧化過程中膠質和瀝青質含量的增高可能由于不完全氧化產物的積累。

2.2.2氧化前后殘油分子量變化

氧化前后土壤殘油分子量分布變化如圖5所示，臭氧對殘油各分子量組分均有去除作用，對>10kDa組分去除率最高，達42%，而對其他組分的去除率為23%～28%。氧化前殘油的平均分子量為Mw/Mn=3797/930，氧化后降低為Mw/Mn=3536/918。石油進入土壤后，在揮發、生物降解等作用下，高分子量組分得到積累，氧化前殘油的主要成分是分子量為1kDa～5kDa的物質，臭氧未明顯改變殘油分子量的分布（各分子量組分相對含量變化<2%），但使分子量>10kDa相對含量下降，<2kDa相對含量上升。已有研究表明臭氧能明顯降低垃圾滲濾液、腐植酸平均分子量，本研究表明臭氧并沒有大幅改變殘油的分子量分布，生成大量小分子組分。

2.2.3氧化前后殘油組分的GC-MS分析

為揭示殘油物質組成及氧化后物質的變化，本研究利用GC-MS對殘油中的揮發、半揮發物質進行分析。結果表明，與大慶原油相比（結果未顯示），強化生物降解后殘油的GC-MS圖可見明顯的不可分辨混合物（UCM），C12～C14正烷烴，萘及萘的衍生物無法檢出，殘油中正烷烴碳數分布為15～38，多環芳烴主要為苯并[a]蒽及其1～2甲基取代物，苯并[a]芘等4環以上多環芳烴。

在臭氧氧化前后殘油的GC-MS圖譜中提取相應特征離子生成質量色譜圖，包括正烷烴（特征質量離子，下同，m/z=85），烷基環己烷（m/z=82），藿烷（m/z=191），甾烷（m/z=217），多環芳烴[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）]，根據相應物質的峰面積變化計算氧化除去率，結果如圖6所示。由圖可知，各類物質氧化容易程度如下：多環芳烴>甾烷>藿烷>烷基環己烷>正烷烴（芳環>多環飽和烴>單環飽和烴>直連飽和烴）。檢測到的4種多環芳烴的降解率均超過70%。C15～C22正烷烴、C17～C20烷基環己烷在氧化后含量增加，可能由于多環芳烴降解過程中生成。藿烷和甾烷等生物標志物平均可占原油的25%，且難于生物降解，因此常常用于石油來源、成熟度、運移等研究，但在石油降解的相關研究中尚未得到較多關注。本研究結果表明，臭氧對藿烷和甾烷均有一定程度的降解，但常用判定油源、成熟度常用的生物標志物參數6在氧化前后沒有明顯改變（表1），表明臭氧對生物標志物異構體的氧化效率相似。

此外，GC-MS結果表明脂肪酸與脂肪醛是臭氧氧化的主要產物（圖7）。氧化前殘油中脂肪酸主要為C16及C18脂肪酸，而脂肪醛無法檢出；氧化后，C8～C22脂肪酸含量明顯增加，并出現了C11～C25脂肪醛。這些水溶性強易生物降解物質的生成，有利于氧化后殘油的生物降解。

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\\)-膽甾烷\\(20S\\)/[24-乙基-5α\\(H\\),14α\\(H\\),17α\\(H\\)-膽甾烷\\(20S\\)+24-乙基-5α\\(H\\),14α\\(H\\),17α\\(H\\)-膽甾烷\\(20R\\)]（C29）e24-乙基-5α\\(H\\),14α\\(H\\),17α\\(H\\)-膽甾烷/[24-乙基-5α\\(H\\),14α\\(H\\),17α\\(H\\)-膽甾烷+24-乙基-5α\\(H\\),14β\\(H\\),17β\\(H\\)-膽甾烷]（C29）

2.3氧化后殘油生物可利用性

為考察臭氧氧化后殘油可生化性的變化，對氧化后的土壤進行了20d的生物降解。氧化后土壤石油烴降解菌數量下降1個數量級，但無論自然恢復還是投加菌液，土壤石油烴降解菌都在生物降解后的7d內恢復，并高于未臭氧化的自然降解對照，表明氧化后土壤未產生毒性更大的產物，相反污染物可生化性提高，有利于石油烴降解菌生長。紀錄報道了臭氧氧化后，土壤微生物活性在培養過程中受到抑制，可能由于氧化產物毒性更強；而Javorská等及Kulik等的結果與本研究一致。

經20d生物降解，未氧化土壤總油僅下降了4.9%，證實了高碳殘油難生物降解的特性。氧化+自然恢復與氧化+投加菌液情況下，殘油分布進一步降解了8.3%和6.2%（圖8）。按照表觀一級反應速率擬合，氧化+自然恢復與氧化+投加菌液的總油生物降解速率分別是未氧化土壤的2.1和2.0倍。經生物降解，氧化后殘油飽和烴及膠質進一步下降，證實了小分子氧化產物易生物降解。

3、結語

（1）臭氧能夠快速有效降解污染土壤殘油，通過調控氧化劑劑量，可以保證氧化效率的同時，減輕氧化劑的對土壤微生物的殺滅作用。在臭氧投加劑量約20mgO3/g土時，臭氧氧化效率達0.3mg總油/mgO3，土壤后總油降解了27.7%。

（2）臭氧作用下殘油四組分中芳香烴降解率最高，其次為飽和烴，膠質和瀝青質含量升高。

（3）GC-MS結果表明臭氧對各類物質氧化的容易順序為多環芳烴>甾烷>藿烷>烷基環己烷>正烷烴；臭氧未改變生物標志物參數；氧化后C8～C22脂肪酸、C15～C22正烷烴和C17～C20烷基環己烷含量增加，并出現了C11～C25脂肪醛。

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