（环境科学专业论文）含水层砂槽中乙醇和btex的反硝化增强修复.pdf

柞林理i ：大学硕 ：学位论文 a b s t r a c t i nt h ee n v i r o n m e n t a l p r o b l e m s o f g r o u n d w a t e rp o l l u t i o n c a u s e db yo i l s p i l l ，t h eu s eo fe t h a n o lf u e lh a sb r o u g h tn e wp r o b l e m s ，t h ep r e s e n c eo fe t h a n o lw o u l d s e r i o u s l yi n h i b i tt h eb i o l o g i c a lr e m o v a lo fb t e xo ft h et o x i ca r o m a t i ch y d r o c a r b o n s a tt h es a m et i m eo fc o n s i d e r i n gt h eu s eo ft h e m o n i t o r i n gn a t u r a l a t t e n u a t i o n r e m e d i a t i o np r o g r a m ，e n h a n c e dd e n i t r i f y i n g r e m e d i a t i o ns t r a t e g ym a yb eap r i o r i t y s e l e c t i o n i nt h i ss t u d y , t h el a r g ea q u i f e rt a n ki nt h i se x p e r i m e n tw a sd e s i g n e dt os i m u l a t e s h a l l o w a q u i f e r , a st h et r a n s i t i o nb e t w e e nt h em i c r o c o s ma n df i e l ds t u d y , f o rt h e e t h a n o lb l e n d e d g a s o l i n e c o n t a m i n a t e d g r o u n d w a t e r , t h e e n h a n c e d d e n i t r i f y i n g - r e m e d i a t i o ne x p e r i m e n t so fg r o u n d w a t e rc o n t a m i n a t e db ye t h a n o lf u e l w a sc a r r i e do u ta n dw a sc o m p a r e dw i t ht h en a t u r a la t t e n u a t i o no fg r o u n d w a t e r c o n t a m i n a t e db ye t h a n o lf u e li n2 0 0 7t ov e r i f yt h ee f f e c to fr e s t o r a t i o no ft h e e n h a n c e dd e n i t r i f y i n g r e m e d i a t i o n b yc o m p a r i n gt h ee x p e r i m e n t ，s o m ec o n c l u s i o n s w e r es u m m a r i z e da sf o l l o w s ： ( 1 ) i tw a so b v i o u st h a t t h e d e c a yo fe t h a n o lc o n c e n t r a t i o ns i g n i f i c a n t l y a c c e l e r a t e di n t h ev a s eo ft h i se x p e r i m e n tw i t hn i t r a t eb y c o m p a r i n gw i mt h e e x p e r i m e n ti n2 0 0 7 ，t h ee n h a n c e dd e n i t r i f y i n g - r e m e d i a t i o np l a y e das i g n i f i c a n tr o l ei n t h er e m o v a lo fe t h a n 0 1 i nt h e2 0 0 7e x p e r i m e n t ，t h ep e a kc o n c e n t r a t i o n so fe t h a n o li n t h ec 2 - 4 5a n dc 3 4 5w e r e2 2 a n d1 3 ，b u ti nt h i se x p e r i m e n t ，e t h a n o lh a db e e n c o m p l e t e l yr e m o v e db e f o r ei tr e a c h e dc 2 4 5 ( 2 ) i nt h i se x p e r i m e n t ，t h el o s sr a t e so fb i o d e g r a d a t i o na n dt h eb i o d e g r a d a t i o n r a t e sc o n s t a n to ft o l u e n e ，e t h y l b e n z e n e ，m ，p - x y l e n ew e r el a r g e rt h a nt h el e v e li n2 0 0 7 b yc o m p a r i n gt h i se x p e r i m e n tw i t ht h e2 0 0 7e x p e r i m e n t , i ts h o w e dt h a tt h ea d d i t i o n o ft h en i t r a t ei nt h i se x p e r i m e n te n h a n c e dt h ea t t e n u a t i o no fe t h a n o l ，t o l u e n e ， e t h y l b e n z e n e ，m ，p - x y l e n e ，a n da tt h es a m et i m e ，i n h i b i t e dt h ed e g r a d a t i o no fb e n z e n e a n do - x y l e n e ，t h el o s sr a t e so fb i o d e g r a d a t i o na n dt h eb i o d e g r a d a t i o nr a t e sc o n s t a n to f b e n z e n ea n do x y l e n ew e r es m a l l e rt h a nt h el e v e li n2 0 0 7i nt h er a n g eo fi n j e c t - c 2 a n dc 1 c 2 ( 3 ) t h er e s u l t ss h o w e dt h a ni nt h ew h o l ee x p e r i m e n tt h eu s eo ft h en i t r a t ew a s o b v i o u s ，b yc o m p a r i n g1 j i 伦n i t r a t ec o n c e n t r a t i o n so fe a c hr o wi nt h ee a r l y , m i da n d l a t ep e r i o d i nt h ee a r l yp e r i o d ，t h a tw a sb e f o r et h ei n j e c t i n g ，t h ea v e r a g ec o n c e n t r a t i o n s o fn i t r a t ei nt h ebr o w , cr o wa n ddr o ww e r e31 6 9m g l ，3 7 7 2m g la n d 2 4 8 1m g i i 棒林理：1 ：人学硕十学化论文 l ，w h e nt h eo r g a n i cp o l l u t a n t sw e r eb a s i c a l l yr e m o v e d ，t h ea v e r a g ec o n c e n t r a t i o n so f n i t r a t ei nt h ebr o w , cr o wa n ddr o ww e r er e d u c e dt o4 3 2m g l ，8 1 m g la n d3 8 8 m g l ，i ti n d i c a t e dt h a tn i t r a t ew a sc o n s u m e da se l e c t r o na c c e p t o rw h e nt h eo r g a n i c p o ll u t a n t sw e r er e m o v e d d u r i n gt h ep e r i o df r o mt h eb e g i n n i n go ft h ei n j e c t i n gt ot h e i n j e c t e dp o l l u t a n t sb a s i c a l l yr e m o v e d ，t h et o t a lc o n s u m p t i o no fn i t r a t ei nt h ea n a l y s i s r e g i o n sw a sa b o u t4 7 2gb yc a l c u l a t i n g k e yw o r d s ：e t h a n o l ，b t e x ，e n h a n c e dd e n i t r i f y i n g r e m e d i a t i o n ，n a t u r a la t t e n u a t i o n i i i 桂林理一+ 1 ：人学硕+ 学位论文 1 1 选题来源 第1 章引言 随着地下储油罐泄漏及输油管线溢漏等现象的频繁发生，地下水污染情况日 渐严重，其中b t e x ( 苯、甲苯、乙苯、二甲苯) 的污染最受人们关注。很多国 家都将b t e x 列为优先控制污染物i l 】，我国也将苯、甲苯、乙苯、对二甲苯、间 二甲苯、邻二甲苯等6 种苯系物列入我国水环境优先控制污染物“黑名单”中1 2 1 。 在没有工程修复措施促进的情况下，自然界普遍存在着土著微f 仁物降解b t e x 的 作用( 如自然衰减，n a t u r a la t t e n u a t i o n ) ，北美地区现已利用这种作用作为一个优 先考虑的含水层修复技术，并取得了不少经验f 3 1 。 近十年来，由于能源危机加剧，以及传统无铅汽油中甲基叔丁基醚( m t b e ) 对地表水和地下水资源的广泛污染，乙醇作为替代甲基叔丁基醚的物质，逐渐成 为当前新型汽油添加剂，同时也将因为地下储藏罐泄漏，而成为地下水中与 b t e x 共存的新型污染物。 乙醇作为传统燃油的添加剂，在巴西、北美地区已经有十多年以卜的使用历 史，在我国东北三省、河南、安徽、广西、以及河北、山东和江苏的部分城市， 目前均使用了乙醇混合汽油( 含1 0 体积比乙醇，g a s o h 0 1 ) 。根据我国长江三 角洲地下水污染综合研究调查，苏南地区1 5 年以上的储油罐约6 0 存在典型 渗漏1 4 j ，可以推测，含乙醇燃油的泄漏将成为一个普遍的地下水环境污染问题， 是不能被忽视的。 以往的研究表明，乙醇具有容易被牛物降解的优势，其存在能够优先并大量 消耗地下水中的电子受体( 若乙醇不存在，则可以被生物用来降解b t e x ) ，并 导致可利用电子受体严重缺乏，从而严重抑制了b t e x 的生物降解f 5 。7 】，影响地 下水中b t e x 的自然衰减作用，因此也会影响到已有修复经验的推广，这就有待 寻求一种增强修复技术( e n h a n c e db i o r e m e d i a t i o n ) 来有效的管理b t e x 污染物 的修复途径。 补充硝酸盐，刺激生物反硝化作用，率先去除乙醇，弱化或消除乙醇对b t e x 生物降解的影响，是一个可以优先考虑的增强生物修复策略。本文通过对比乙醇 汽油污染地下水的自然衰减与反硝化增强修复实验，来验证反硝化增强生物修复 在大尺度含水介质中应用的效果。 该研究得到了国家自然基金项目的资助，项目名称为乙醇混合汽油污染地 下水中乙醇的环境效应与修复( 编号4 0 6 7 2 2 0 0 ) 。 棒林理i ：大学硕十学位论文 1 2 研究背景 1 2 1 自然衰减理论基础 污染物进入含水层之后，会经过一系列的物理和化学作用使其转移或转化， 浓度降低，发生自然衰减。b t e x 和乙醇在含水层中的自然衰减主要通过对流、 水动力弥散、吸附、挥发、稀释、化学转化和生物降解等作用进行。根据其对污 染物的破坏程度，这些自然发生的过程可以归为两大类：能够导致污染物浓度衰 减但对其总量没有影响的过程称为“非破坏性作用”，包括对流，水动力弥散 ( 机械弥散与分子扩散) ，吸附，挥发、和补给( 稀释) ；而导致污染物总量降低 的过程称为“破坏性作用”。溶解性污染物的主要破坏性衰减机理是生物降解， 其可以导致含水层中的污染物从本质上被去除。 1 2 1 1 非破坏性衰减 ( 1 ) 对流 地下水中溶质随地下水迁移的最重要形式是对流。由于对流引起的平行于地 下水流方向的线性地下水流速可以表示为： 1 ，。：一墨掣 ( 1 1 )v = tii ， ，t 。 h e 口l 式中：圪为平均速度 l t ，k 为水力传导系数 l t ，n e 为有效孔隙度【l 3 l 3 】，d h d l 为水力坡度【u l 】。 当只考虑对流时，溶质运移能产生一个直立、界限分明的浓度峰面。峰面的 前侧，溶质的浓度等于背景浓度( 通常为0 ) ，峰而及其后侧，溶质浓度等于泄 漏点的初始浓度，这是一个活塞流形式。 ( 2 ) 水动力弥散 水动力弥散是导致污染晕在迁移过程中沿横向和纵向扩散的过程，它包含两 个主要的部分，即分子扩散和机械弥散，是两者的总和。在地下水流速很小的情 况下，分子扩散是引起水动力弥散的主要原因；而在j 下常的地下水流速条件下， 机械弥散是导致水动力弥散的主要机理，是局部水流流速相对于平均流速上下波 动带来的混合现象。在许多地下水的研究中，分子扩散通常是被忽略的。 ( 3 ) 吸附 许多有机污染物包括乙醇和b t e x ，能够从溶解态转化为含水介质中的吸附 态。吸附是指部分溶解性污染物从地下水中吸着到含水介质的颗粒表面的过程， 其结果是导致污染物的迁移速度相对于地下水的流动速度降低( 阻滞) ，地下水 2 棒林理l + 人学硕 = 学位论文 中的污染物浓度降低。该过程还会影响到! t 物降解与挥发l 引。 吸附过程是可逆的，对于某一浓度的溶质，其中一部分溶质会吸附剑含水介 质的表面，而一部分溶质也会从介质表面解吸又重新进入溶液中。当溶液的浓度 变化时，吸附与解吸的污染物量也会发j i 三改变。比如，当溶液中的溶质浓度下降 时，重新进入液体的溶质数量也会增加。 ( 4 ) 挥发 作为一个非破坏性的修复机理，挥发可以从地下水系统中去除污染物。通常， 影响污染物从地下水中挥发的因素包括：化合物分子扩散系数和亨利法则常数， 污染物浓度和污染物浓度随深度的变化，污染物在水土中的质量传输系数，吸附 和地下水的温度桫j 。 由于地下水流系统与大气的接触面小，乙醇和b t e x 化合物从地下水中挥发 是一个相对较缓慢的过程，从谨慎的角度出发，通常在建立模型时忽略挥发的因 素。c h i a n g 等人( 1 9 8 9 ) i lo j 认为在地下水饱和带中，因挥发损失的b t e x 质量 小于总量的5 。r i v e r 等人( 1 9 9 5 ) 1 q 发现，当溶解晕分布在地下水水面以下 的深度超过lm 时，在土壤气体中则很难检测到污染物；另外，由于蒸汽穿越毛 细带的速度非常慢h 2 ，从而迸一步的阻滞了污染物的传输速度。基于以上的研究 成果，挥发对溶解性污染物的减少通常也能被忽略。 ( 5 ) 补给 地下水的补给是相对于含水层而言的，补给方式包含有地表水体( 湖泊、河 流等) 由于存在的水头差渗漏补给、大气降水通过上覆包气带入渗补给、相邻含 水层的越流补给以及人工回灌补给等。地下水的补给对溶解晕的影响有两方面： 一是能够稀释溶解晕，降低污染物的浓度；二是流入相对新鲜的水体，补充了电 子受体，从而能够改变地球化学条件，同时能促进生物降解作用。 由于弥散、吸附和生物降解尚不能完全定量，因此要单独考虑补给稀释的效 果不仅十分困难，也足没有必要的。但如果对含水层系统有一个详细的水量平衡 测算，则是可以估测补给稀释带来的效果的。然而，对于有明显垂向延展的溶解 晕，要量化溶解晕被稀释的比例则是不可能的。 1 2 1 2 破坏性衰减一生物作用 在污染场地中，使污染物浓度衰减的一个重要机制是生物作用，生物作用如 果进行的彻底能够将有毒的物质转化成为无毒的物质，从而得到真正的降解。地 下水环境中的微生物降解作用，通常需要具备如下五个基本条件： ( 1 ) 具有适当的微生物菌种一通常在地下水环境中，能够用来降解石油烃 的微生物是到处存在的； ( 2 ) 碳源与能源，即电子供体一有机碳被用作能源( 通过释放电子并转移 桂林理1 1 ：人学硕一 ：学位论文 的过程) 和细胞，e 存、生长的碳源； ( 3 ) 电子受体一通过碳转移释放的电子必须被某些化学物质接受； ( 4 ) 营养物一需要有细菌生长可以利用的矿物质( 如氮、磷、钙、镁、铁 等) ： ( 5 ) 适当的环境条件一微生物，卜长依赖于许多环境条件，如温度、p h 、盐 度、压力、污染物浓度和抑制物的存在。 很多研究表明，在b t e x 污染的地下环境中确实存在着能够利用b t e x 为 碳源的微生物，通过自身的生长和代谢将b t e x 转化为其他无毒的物质【1 4 。5 1 。微 生物不仅可以在好氧条件下降解b t e x ，而且在厌氧的地下环境还可以利用硝酸 盐、铁氧化物、锰氧化物和硫酸豁等作为电子受体解b t e x ，这在一些研究中已 被证到1 6 - 1 7 1 。 生物降解可引起地下水环境地球化学条件的变化，这包括反应物浓度的减少 与生成物浓度的增加。在好氧环境中，水中的溶解氧浓度下降；在厌氧环境中， 硝酸盐可作为电子受体，被还原为亚硝酸盐、一氧化二氮、一氧化氮、铵根和氮 气，同时硝酸熊浓度下降；当三价铁作为电子受体时，它被还原为二价铁，导致 二价铁浓度提高；当硫酸盐被作为电子受体时，它被还原为硫化氢，硫酸盐浓度 下降；当二氧化碳被作为电子受体时，它被产甲烷菌还原，生成甲烷。在好氧降 解、反硝化、铁还原和硫酸盐还原过程中，总碱度将增加。如果产甲烷作用是控 制性的最终电子接受过程( t e r m i n a le l e c t r o n a c c e p t i n gp r o c e s s ，t e a p ) ，碱度将 保持在一个恒定水平上。 生物降解的类型有： ( 1 ) 好氧降解t 几乎所有的石油烃在好氧条件下都能够被生物降解，氧气 被用来作为产生能最的电子受体。然而，许多情况下，地下水中氧气的低溶解能 力是限制生物好氧降解的主要因素。 以甲苯为例，好氧条件下矿化甲苯的反应式为： c 6 h s c h 3 + 9 0 2 7 c 0 2 + 4 h 2 0 ( 1 2 ) 饱气带中溶解氧的浓度为6 0 0 0 1 2 0 0 0i tg l 。当水中甲苯浓度为1i tg l 时，其完全矿化大约需要3i tg l 的氧气。按照这样的比例，在严格好氧条件下， 氧气能够导致2 0 0 0 4 0 0 0ug l 的溶解性烃被生物降解。如果溶解性烃的浓度 较大，水中有限的溶解氧将阻碍好氧生物降解，有机物的矿化可能借助于缓慢的 厌氧降解。一般的，生物好氧降解程度将受制于大量的泄漏污染物、氧气输送到 地下水中的速率和含水层中氧气的背景浓度。 ( 2 ) 反硝化降解：当地下水中溶解氧浓度显著下降或耗尽时，如果有硝酸 盐存在( 或其它氮氧化合物存在) ，某些兼性微生物将利用硝酸盐降解有机物。 4 桴林珲i ：人学硕f ：学他论文 以甲苯为例，其反应式为： c 6 h s c h 3 + 7 2 小+ 7 2 n 0 3 。一7 c 0 2 + 7 6 h 2 0 + 3 6 n 2 ( 1 3 ) 在以往的研究中发现，甲苯、乙苯、二甲苯同分异构体、萘以及一些其它的 化合物能够在反硝化条件下被生物降解。然而，对苯在反硝化条件下的生物降解 存在争议，一些研究认为苯在反硝化条件下具有抵抗性或小能被生物降解，而另 外的研究又表明苯在反硝化条件下能够被降解。 ( 3 ) 三价铁还原降解：一旦可利用的氧气和硝酸盐被耗尽，地下微生物能 够利用三价铁作为电子受体。通常含水层物质中存在大量的三价铁，能够为烃的 生物降解提供大量的电子受体，这些铁不仅可以以氢氧化物形式存在，而且可以 以不规则的矿物形式存在。以甲苯降解为例，一个假想的氧氧化铁还原反应式为： c 6 h 5 c h 3 + 3 6 f e ( o h ) 3 + 7 2 h 一7 c 0 2 + 3 6 f e z + + 9 4 h 2 0 ( 1 4 ) 三价铁还原的结果提高了污染含水层中二价铁的浓度。研究发现在原油污染 的含水层中，随着污染沉积物中二价铁的积聚与三价铁的减少，污染体中的苯、 甲苯与二甲苯被降解。尽管微生物还原三价铁的机理缺乏严格量化，但证据表明 铁还原是地下生物降解溶解性烃的一个蓬要机理。 ( 4 ) 其它的厌氧生物降解：在严重缺氧条件下，有机物还能够被硫酸盐还 原菌及产甲烷菌降解。硫酸盐还原菌利用硫酸盐为电子受体来降解甲苯的反应式 为： c 6 h 5 c h 3 + 4 5 s 0 4 厶+ 9h 广- - 7 c 0 2 + 4 5h 2 s + 4 h 2 0 ( 1 5 ) 产甲烷菌降解甲苯的反应式为： c 6 h s c h 3 + 5 h 2 0 4 5 c h 4 + 2 5c 0 2 ( 1 6 ) 溶解氧、硝酸盐、二价铁、硫酸盐和甲烷浓度的变化可以用柬确定主要的最 终电子接受过程( t e a p ) 。 1 2 2b t e x 自然衰减研究现状 1 9 9 2 年，美国空军燃料基地在5 0 个燃料污染场地证实了自然衰减对污染物 的去除作用，并在4 年之后将自然衰减作为种修复技术应用于大部分燃料污染 场地的修复过程中。此后，自然衰减作为一种能够修复被污染的土壤和地下水的 方法，而被深入研究剐。 1 9 9 3 年，美国囡家研究委员会( n a t i o n a lr e s e a r c hc o u n c i l ，n r c ) 基于已有 的研究对自然界生物降解作用的认识，首次对工程生物修复和内在生物修复做了 界定。利用人为干涉来促进地下水系统中生物作用的生物修复称为工程生物修 复，而仅依靠自然界内在的微生物作用来修复被污染地下水的生物修复称为内在 生物修复足引。1 9 9 6 年，美国环保总局将自然衰减定义为：能够有效的降低污 桂林理r 人学硕+ 学位论文 染物的数量和毒性并控制污染物的迁移，以达到保护生态环境和人类健康的弥 散、吸附、挥发、稀释、生物降解、化学和生物化学作用1 2 0 1 。 1 9 9 4 年之前，美国几乎没有个州在处理石油烃污染地下水的过程中接受 内在牛物修复技术。然而，到了1 9 9 6 年，大多数州都j l ：始以正式或锥i f 式的决 议来考虑该技术。在加州，建议只要有可能，都要在处理地下燃油罐泄漏问题时， 利用内在生物修复技术1 2 1 1 ，甚至在有些场合，这种技术已经成为唯一的办法1 2 2 - 2 3 1 。 在另外一些场合，联合使用内在生物修复技术与其它一些修复技术( 如工程修复 技术) 1 2 4 j 。在相对较短的时问内，这样的联合使用，可能是一种可以有效的彻底 修复石油烃污染的途径。1 9 9 9 年，评价燃油污染地下水中内在生物修复的相关 草案已经诞生1 2 5 1 。 以往的相关研究成果汇总表明【2 们，在有氧条件下b t e x 化合物能够被多种 微生物降解；在缺氧条件下，普遍认为t e x 能够被微生物降解，而苯则具有明 显的抵抗性。但近些年来的一些研究成果进一步表明，在硝酸盐还原条件f t 2 7 - 2 9 、 三价铁还原条件下【2 9 1 、硫酸盐还原条件下【3 0 1 以及产甲烷条件下【3 ，苯可以被厌 氧微生物降解。基于地下水系统中土著微生物的降解作用，自然衰减监测技术已 经成为了许多石油产品污染地下水场地优先考虑的修复技术【3 2 1 。 一些通过自然哀减修复技术去除地下水中b t e x 和乙醇的研究成果汇总如 下表1 1 所示。 表1 1关于b t e x 的自然衰减研究 6 棒林理i ：人学硕十学位论文 1 2 3 乙醇对地下水中b t e x 自然衰减的影响 乙醇容易被水体中的微生物利用，其本身对饮用水源并没有明显的风险。然 而当乙醇与汽油混合后，经地下储藏罐泄漏后渗入地下水中则可能表现出不同的 行为，尤其是会对b t e x 的自然衰减造成压力。而且乙醇属于极性分子，容易引 起现有储油罐的腐蚀，缩短储油罐的使用寿命。 近十年来，乙醇可能存在的负面影响引起了国外学者的关注。根据已有的研 究报道，乙醇侵入地下水后，其负面影响主要表现在以下几个方面： ( 1 ) 抑制b t e x 污染物的降解 7 桂林理：l ：人学硕f ：学位论文 天然地下水系统中，燃油烃类如b t e x 化合物被生物降解利用的电子受体主 要有溶解氧、硝酸盐、三价铁、硫酸就和二氧化碳。由于包气带氧化作用对氧气 的消耗及溶解氧的低溶解性，含水层中的溶解氧足相对有限的，同时硝酸盐的来 源也决定了在地下水体中硝酸战的浓度相对较低。因此，溶解氧与硝酸毹作为氧 化能力较强的电子受体在地下水中的浓度并不丰富。在没有乙醇存在的条件下， 微生物可以利用这些电子受体降解b t e x 。然而当b t e x 与乙醇共存时，地下水 体中的生化需氧量明显增大，并且由于乙醇被微生物优先降解，从而优先消耗了 有限的电子受体，使得b t e x 的降解受到抑制。 最早的现场研究是在加拿大的b o r d e n 试验场地，b a r k e r 等人f 3 9 1 开展了关于 甲醇与b t x 混合物的投注试验，试验结果表明甲醇率先消耗了含水层中的溶解 氧，使得b t x 在含水层中的滞留时问延长，并且高浓度甲醇抑制了生物活性。 由于甲醇具有与乙醇相似的性质，该试验后来也被研究者用来反映乙醇对b t e x 化合物降解的影响。代表性地，r u i z a g u i l a r 等人 4 0 i 在实验室研究中也表明乙醇 总是在b t e x 化合物降解之前优先降解。 陈余道等人的实验室研究结果表明，没有乙醇存在时，b t e x 化合物在反硝 化与铁还原的联合作用下能够得到有效的降解，甲苯、乙苯、二甲苯与苯呈顺序 降解，其中苯的残留浓度为初始浓度的1 3 ；然而当乙醇( 5 0 0m g l ) 存在时， b t e x 并没有降解的迹象，其原因是乙醇的优先降解消耗了本该用于降解b t e x 的电子受体，阻止了b t e x 的降解【7 1 。 ( 2 ) 对地下水环境的改变 乙醇的降解通常会产生过渡产物脂肪酸，其中主要成分为乙酸，也可能产生 丙酸与丁酸1 7 】。脂肪酸的不断积累，将会导致水环境的p h 值降低，从而影响水 环境中微生物的活性。以乙醇在反硝化条件下的降解为例，其反应式为： c h 3 c h 2 0 h + 0 8n 0 3 。一c h 3 c o o + 0 4 n 2 + 0 2 i - i + + 1 4 h 2 0( 1 7 ) c h 3 c o o 。+ 1 6 n 0 3 + 2 6 h + 一o 8n 2 + 2 c 0 2 + 2 8 h 2 0( 1 8 ) 根据实验室研究成果【7 j ，乙醇浓度的不同对水环境p h 值的影响程度也不同。 浓度为5 0 0m g l 的乙醇( l o we 1 a 】 1 0 1 ) 与浓度为5 0 0 0m g l 的乙醇( h i g he t h a n 0 1 ) 在自然衰减过程中，对水环境p h 值的改变程度有明显差别，在低浓度乙醇存在 条件下，p h 值的变化范围为6 31 - 7 1 6 ，在高浓度乙醇存在条件下，p h 值的变 化范围为5 2 5 5 8 4 。并且，p h 值的降低幅度和乙醇降解的中间产物乙酸的积累 有关，当乙酸消失时，p h 值则有所升高，这取决于水体中脂肪酸的残余情况。 另外，高浓度乙醇产生的乙酸量与低浓度乙醇产生的乙酸量相近，但低浓度 乙醇的甲烷产生量却比高浓度乙醇的甲烷产生量高很多。分析原因认为高浓度乙 醇在自然衰减过程中还可能产生除乙酸以外的其它脂肪酸，即使乙酸趋于消失， 桂林理i ：人学硕f ：学俯论文 但p h 值并没有得到明显刚升，而产甲烷菌活性降低和产甲烷是降低的重要原冈 很可能足p h 值的降低。 ( 3 ) 其他方面 共溶性：乙醇足生产中常用的溶剂，其能够促使非溶棚液体溶解。当存在足 够多的乙醇时，汽油和水将完全互溶形成单相【4 。然而，c o m e m l 等人4 2 l 认为仅 当很高浓度的乙醇( 1 0 ) 存在时，其共溶性4 会明显表现出来，因此对于大 型的乙醇混合汽油泄漏或存在纯乙醇与其它燃料同时泄漏的情况下，不能忽视乙 醇的共溶性。乙醇的共溶特点能够比传统汽油带来更大的溶解性b t e x 浓度，而 这些毒性污染物的自然衰减在受到乙醇降解抑制的情况下，会随地下水迁移更 远，带来的潜在风险也更大。 乙醇的毒性：乙醇足环境中微生物优先利用的基质，然而乙醇也是医学上常 用的灭菌剂( 酒精) 。当乙醇浓度很高时，乙醇对生物是有毒性的。p o w e r s 等人 l 还认为高浓度乙醇( 1 0 0 ，0 0 0 m g l ) 不能被降解，且对很多生物体具有毒性。 对于1 0 7 醇泄漏后，按5 倍的稀释强度，乙醇浓度可达到2 0 ，0 0 0m g l ，表现 出来的毒性可能不明显。 对渗透性影响：乙醇生物降解的最终产物是二氧化碳与甲烷，大量气体的产 生以及微生物的大量繁殖可能降低含水介质的渗透性能，然而目前尚缺乏针对性 的文献报道。渗透性能的降低，会进一步影响地下水的流速，阻止溶质的迁移； 从工程修复的角度，这样的结果似乎又是有利的，即水力截获的效果【4 3 1 。 1 3 研究目标、研究内容、技术路线与主要创新点 1 3 1 研究目标 利用实验室含水砂槽模拟野外浅层含水层，通过乙醇汽油污染地下水的反硝 化增强生物修复实验与自然生物修复实验相对比，验证反硝化增强修复乙醇燃油 污染物的效果。 1 3 2 研究内容 ( i ) 乙醇和b t e x 的反硝化修复效果：开展乙醇汽油污染地下水的反硝化增 强修复实验，与2 0 0 7 年进行的乙醇燃油污染地下水的自然衰减实验进行对比分 析，反映反硝化增强修复乙醇燃油污染地下水的效果。 ( 2 ) 硝酸盐的消耗：研究此次实验中，乙醇燃油主要污染物( 乙醇与b t e x ) 的去除与硝酸盐消耗的关系。 9 棒林理l ：人学硕卜学位论文 1 3 3 技术路线 1 3 4 主要创新点 图1 1 技术路线图 ( 1 ) 在研究对象上，本项目针对乙醇汽油污染地下水，与传统汽油污染不 同，在国内是有特色的。 ( 2 ) 在研究的载体上，项目采用火型含水砂槽模拟真实含水层来丌展该领 域研究，不仅在国内不多见，在国外现有文献中也少有。 ( 3 ) 将实验室微元体和砂柱反硝化增强生物修复技术推广到大型含水砂槽， 探索消除或弱化乙醇对b t e x 生物降解影响，促进b t e x 生物降解的研究思路， 具有新颖性和开创性。 l o 柞林理i ：人学硕十学位论文 第2 章反硝化增强修复的选择 2 1 反硝化增强修复的意义 在燃油泄漏导致地下水污染的环境问题中，乙醇燃油的使用带来了新的问 题，乙醇的存在将严重抑制有毒芳香烃b t e x 的生物去除。在考虑利用监测自 然衰减修复方案的同时，可优先选择反硝化增强生物修复策略。 地下含水层通常是厌氧状态或者由于有机污染物的好氧降解使氧迅速耗尽 而很快变为厌氧状态，并且很难经济有效且均匀地向含水层连续供给足够的氧， 好氧生物降解在治理b t e x 污染中的应用受到了极大的限制。而当含水层中溶解 氧被消耗，未被及时补充时，硝酸盐可以被微生物利用为电子受体，如果及时补 充电子受体硝酸盐，就可以形成反硝化增强修复的条件。而且借助反硝化作用氧 化b t e x ，在热力学上比需氧呼吸更有优势，然而由于氧气对硝酸盐还原过程中 电子传输和能量生产依赖的酶系统具有毒性( m c c a r t y , 1 9 7 2 ) 矧，硝酸盐也仅仅在 地下水中溶解氧被消耗的差不多时才能作为电子受体。许多文献研究认为反硝化 作用仅在厌氧条件下出现，但也有很多研究认为在微氧或在溶解氧低于抑制反硝 化作用的下限时，反硝化也可以进行。 就厌氧降解b t e x 的几种电子受体而言，除氧以外，硝酸盐是一个仅次于氧 气的可选物质，这是因为反硝化条件下降解b t e x 与f e ( i i i ) 和硫酸根作为电子受 体相比，有其自身的优点。f e ( i i i ) 容易与上壤中的离子形成沉淀，这样就降低了 f e ( 1 1 1 ) 的有效利用率：硫酸根所产生的h 2 s 已经被实验所证实对微生物具有毒害 作用，会抑制微生物的活性，从而影响b t e x 的降解；而硝酸根作为电子受体时 则不存在这些问题，硝酸镰产能与氧气产能相近，在水中具有高溶解度( 6 6 0 l ) ， 不会产生氧化物沉淀，且当浓度低于5 0 0m g l 时对含水层微生物没有毒性【4 5 】。同 时，在我困部分地区由于过量的施肥，土壤中的氮含量比较高，在有些地区的地 下水中共至出现了“肥水”的现象，这些都为反硝化降解b t e x 提供了有利的生 化条件。并且进行硝酸盐还原的细菌在地下普遍存在，一些研究者在有机污染含 水层物质中发现了活动的反硝化菌。硝酸盐易溶，把它作为添加电子受体时成本 低。 2 2 反硝化增强修复的机理 反硝化条件下b t e x 和e t o h 的微生物降解是反硝化细菌在厌氧条件下，利 用b t e x 和e t o h 污染物作为自身生长繁殖的碳源与能源，以硝酸根( n 0 3 ) 作为 桂林理i ：人学硕十学似论文 电f 受体，将b t e x 和e t o h 污染物降解为无害产物如c 0 2 和l - 1 2 0 等的过程。 反硝化作用产生需要的条件： ( 1 ) 含水层中的硝酸盐； ( 2 ) 适合的电子供体( 有机碳) ； ( 3 ) 存在具有反硝化能力的反硝化微生物，主要是兼性厌氧细菌； ( 4 ) 微氧或厌氧条件( 即溶解氧低，几乎没有) 。 下面的方程描述了b t e x 与乙醇矿化为二氧化碳和水的关系： c 6 i - 1 6 + 6 n 0 3 - + 6 h 十_ 6 c 0 2 + 3 n 2 + 6 h 2 0 ( 苯反硝化) ( 2 1 ) c 6 h s c h 3 + 7 2 n 0 3 + 7 2 旷_ 7 c 0 2 + 3 6 n 2 + 7 6 h 2 0 ( 甲苯反硝化) ( 2 2 ) c 6 h s c 2 h s + 8 4 n 0 3 + 8 4 h + _ 8 c 0 2 + 4 2 n 2 + 9 2 i - t 2 0 ( 乙苯反硝化)( 2 3 ) c 6 i - 1 4 ( c h 3 ) 2 + 8 4 n 0 3 1 + 8 4 i - t + _ 8 c 0 2 + 4 2 n 2 + 9 2 h 2 0 ( 二甲苯反硝化) ( 2 4 ) c 2 h s o h + 2 4 n 0 3 。+ 2 4 矿_ 2 c 0 2 + 4 2 h 2 0 + 1 2 n 2 ( 乙醇反硝化) ( 2 5 ) 2 3 反硝化增强修复的研究 国外许多学者对反硝化条件下b t e x 的厌氧降解进行了深入的研究与探讨， 并取得了一定的研究成果，如通过驯化、富集培养、筛选和基因工程等手段获得 高效菌种【椎4 7 1 ，通过供应微生物生长的营养物质以加快b t e x 污染物的降解速 率1 4 引，而国内在这方面的研究比较薄弱。 近些年来，一些有关运用反硝化增强修复去除地下水中b t e x 和乙醇的结果 和报道如表2 1 所述。 表2 1有关b t e x 和乙醇的反硝化增强修复研究 1 2 桂林理：j ：大学硕十学位论文 而对于苯在地下介质中的环境行为及污染防治也已经成为了环境科学研究 的热点，尤其是反硝化条件下苯的降解更受关注。因为目前的研究结果表明厌氧 条件下微生物利用硫酸根、f e ( i i i ) 和m n ( i v ) 为电子受体降解苯已经被很多实验 所证实，但是，对于苯是否能在厌氧条件下以硝酸根为电子受体降解还存在争议。 为此，国内外学者也开展了相关的研究。一些研究认为苯在反硝化条件下具有抵 抗性不能被生物降解，而另外的研究又表明苯在反硝化条件下能够被降解。 b u r l a n d 和e d w a r d s p 纠( 1 9 9 9 ) 首先研究证明在以地下水和土壤组成 的培养基中，在硝酸盐参与下苯可以被降解成c 0 2 。通过同位素跟踪的方法发现， 桂林理i ：人学硕十学位论文 9 2 一9 5 的苯被转化成了c 0 2 ，b u r l a n d 认为剩余的5 一8 可能被微生物 的生长所利用。在b u r l a n d 实验的初始阶段，苯的降解和硝酸盐的消耗都比 较缓慢。经过了大约4 0 天以后，苯的降解和硝酸盐的消耗一起加速，在硝酸盐 全部消耗以后，苯的降解也几乎处f 停【f ：状态。虽然b u r l a n d 的研究表明， 苯可以在一定条件下被反硝化微生物降解，但是b u r l a n d 并没有进一步确定 影响苯反硝化降解的因素。 吴玉成等【5 引( 1 9 9 9 ) 利用实验室含水层物质微环境实验，通过对含水层厌氧 反硝化条件模拟，对苯和甲苯的微生物降解机制进行研究。研究结果表明，在加 强反硝化条件下，微生物可以利用n 0 3 作为电子受体降解苯和甲苯，降解苯和 甲苯的反硝化菌存在于含水层物质中，环境的酸碱条件对微生物降解具有重要影 响，p h 值过高或过低均会抑制微生物降解作用的产生。 李东艳等1 57 j ( 2 0 0 0 ) 以未污染的稻田土为接种物，进行了一系列的微环境实 验研究，结果表明反硝化条件下苯和甲苯都能被微生物降解，甲苯比苯更易降解， 甲苯的存在促进了苯的降解。 c o a t e s i s s l 等( 2 0 0 1 ) 分离出了在反硝化条件下可以降解苯的微生物r c b 和j j ( 2 株属于变型菌b 亚类的石油细菌d e c h l o ro m o n a ss t r a i n s ) ，这为迸一步研 究苯降解的机理提供了必要的条件。研究发现，c o a t e s 所选用的土壤基质可以在 不接种r c b 和不投加硝酸根的条件下降解苯，而在接种了r c b 和投加了硝酸根 以后，苯降解速率有较大提高，在苯降解的同时硝酸根也不断被消耗。但是，如 果只投加硝酸根而不接种r c b ，苯却没有降解。 d o u jf t 5 9 1 等( 2 0 1 0 ) 首次报道分离出的蜡状芽孢杆菌( b c e r e u s ) 可以在硝 酸盐还原条件下有效的降解苯。实验结果表明，蜡状芽孢杆菌可以在2 5 天内完 全降解1 5 0 m g l 的苯，并且可以利用硝酸盐作为终端电子受体修复苯污染区域， 强调了其潜在的生物修复技术。 以上研究均表明反硝化条件下苯能被生物降解，为反硝化条件下治理地下水 有机污染补充了依据，但是还需要解决一系列的问题才能实现反硝化条件下微，圭 物降解苯的强化。 从生物修复可利用的不同电子受体的研究成果和反硝化增强修复机理来看， 硝酸盐的应用相对于氧气、硫酸盐、铁，有不少的研究成果，这主要因为硝酸盐 具有仅次于氧气的氧化还原电位，具有比氧强的溶解度，价廉，常被考虑作为修 复优先采用的电子受体；补充三价铁和硫酸盐的研究成果较少，且它们和硝酸箍 比起来污染物的降解速率较小，不易被污染物利用，且补充铁的成本也较高。因 此利用硝酸盐作为生物修复的电子受体具有明显的潜在优势，所以本研究选用硝 酸盐反硝化增强修复作为研究的对象。 1 4 桂林理工大学硕士学位论文 3 1 含水层模型描述 3 1 1 含水层结构 第3 章实验设计 o n ) 1s a m p i n gw e l ( a - e r o w s )os c r e e n e dw e l l9p 帅护翩! 争蜘蛐一脚，f n j e c t t u t ， n 9 目w a t e rs b t 葛 娄 图3 1 模拟砂槽平面图 ls e m p i r 砑w e l ll 删硝e ，卢山脚口s s te a 树 囫嘶4 - -