（环境工程专业论文）反硝化条件下土水系统中苯的降解.pdf

陌北1 业大学硕士学位论文摘要 摘要 长期以来人们一直认为苯只能在好氧条件下降解。上世纪8 0 年代发现，厌 氧条件下苯也可以降解，但到目前为止，它降解的影响因素及机理仍不十分清楚， 甚至对苯能否在反硝化条件下降解，还存在争议。我国的水体、土壤遭受苯污染 的现象比较普遍，苯能通过多种途径影响人类。可见，厌氧条件下苯降解研究具 有一定的理论意义与实际应用价值。 本研究利用微环境实验技术，研究了反硝化条件下土水系统中苯降解的可能 性，重点考察了硝酸盐、亚硝酸盐及其两者共存、有机碳( 土中有机碳、外加小 分子有机碳及目标污染物中的碳) 对苯降解的影响规律。 研究发现：实验条件下，反硝化条件下土水系统中的苯是可生物降解的。低 丰度有机碳土水系统中，增加n o ；一n 浓度有利于苯的降艉，但苯降解速率提高 的幅度再变小；以n o ；一n 为电子受体进行反硝化时，苯依然可以降解，且降解 效果优于n o ；一n 为电予受体时的：当n o ；一和0 i n 共存时，苯降解的 速率与n o ；一0 _ 一n 呈一定的负相关性。在上述研究的低丰度有机碳土水 系统中添加了小分子有机碳( 草酸钠1 9 l ) 后，当n o ；一n 增加浓度到5 0 m g l 时，有利于苯降解速率的提高，但n o ；一n 浓度增至1 0 0 甚至2 0 0 m l 时，苯 降解速率反而下降，可见对研究体系而言，n o ；一n 存在一个最优值；低丰度有 机碳土水系统中，增加小分子有机碳的投加量可以提高苯降解速率；在原士为基 质的条件下，增加苯的初始浓度可以提高苯的降解速率。 关键词：苯；反硝化条件；研一n ：n o ；一；小分子有机碳；微环境 实验 曲北l 一业大学硕士学位论文a b s t r a c t a b s t r a c t i n19 8 0 s ，b e n z e n ew a sf o u n dd e g r a d e du n d e rs o m ea n a e r o b i cc o n d i t i o n s a l t h o u g h m a n ys t u d i e ss u g g e s t e dt h a tb e n z e n ec a nb ed e g r a d e di n s e v e r a ls e d i m e n t s ，t h e m e t a b o l i s mo fb e n z e n ei sn o tc l e a r l y ，e v e ns o m ee x p e r t st h i n kt h eb e n z e n ei s r e c a l c i t r a n ti nt h en i t r a t er e d u c i n gc o n d i t i o n s i nc h i n a ，s o m ew a t e r sa n ds o i la r e c o n t a m i n a t e db yt h eb e n z e n e s oi ti sn e c e s s a r yt os t u d yt h eb i o d e g r a d a t i o no f b e n z e n eu n d e ra n a e r o b i cc o r l d i t i o n u s i n gt h em i c r o c o s m s ，w es t u d i e dt h ep o s s i b i l i t yo f t h eb e n z e n eb i o d e g r a d a t i o nu n d e r d e n i t r i l y i n gc o n d i t i o n s w e a l s os t u d i e dt h ee f f e c t so fo n l yo rb o t h e x i s t i n g n o ；一n a n dn o ；一nt ot h ed e g r a d a t i o no f b e n z e n e b e s i d e sa b o v e ，w es t u d i e dt h e e f f e c t so fo r g a n i cc a r b o nt ot h ed e g r a d a t i o no fb e n z e n e t h o u g ht h e s ee x p e r i m e n t s ， w eh a dt h ec o n c l u s i o n s ：t h eb i o d e g r a d a t i o no fb e n z e n ew a sm i c r o o r g a n i s ma c t i v i t i e s ； w h e nn o ；一n ，n o ；一no r o r g a n i c c a r b o n e x i s t i n g i nt h e m i c r o c o s m s ， b i o d e g r a d a t i o n w a s s p e e d e du p ；w i mi n c r e a s i n g t h ec o n c e n t r a t i o n o f n o ；一n ，n o ；一no ro r g a n i cc a r b o n ，t h eb i o d e g r a d a t i o no fb e n z e n e w a sa l s o a c c e l e r a t i n g ；i n c r e a s i n g t h eb e g i n n i n gc o n c e n t r a t i o n so fb e n z e n ee n h a n c e dt h e b e n z e n eb i o d e g r a d a t i o n k e y w o f d s ：b e n z e n e ；d e n i t r i f i c a t i o n ；n o ；一n ；n o ；一n ；o r g a n i cc a r b o n ； m i c r o c o s m se x p e r i m e n t 1 1 阿北 业人学颂十学位硷文第章 水系统t p 笨降解的研究现? | j 第一章土水系统中苯降解的研究现状 1 1 研究背景 1 1 1 苯的污染现状 2 0 0 5 年1 1 月1 3 日，中国石油天然气集团公司所属中国石油天然气股份有限 公司吉林分公司双苯厂( 1 0 1 厂) 的苯胺车间因操作错误发生剧烈爆炸并引起大火， 导致1 0 0 吨苯类污染物进入松花江水体，导致江水硝基苯和苯严重超标，造成整 个松花江流域严重生态环境破坏。此次松花江事件把苯及苯类有机物对水体的污 染纳入了公众的视野。但是，实际上我国水体中的苯类物质的污染由来已久，尤 其是在随着我国经济的快速发展，水体中苯污染日益严重。 从1 9 9 8 到2 0 0 2 年的环境公报中我们可以看出，有机类污染物已经成为我国七 大水系的主要污染物。我国的苯系物污染问题已经相当严重，在对长江、松花江、 珠江、太湖、沱江等1 4 个河流、湖泊的水样监测数掘进行统计后发现这些水域苯 系物的平均检出率高达6 7 l l i o 水体中的苯系物污染的主要来源是石油泄漏。在石油组分中，苯系物大约占 3 9 一4 8 ，现在全世界每年开采的石油总量大约5 0 亿吨，这就是说每年从地层 中开采出大约5 0 0 万吨苯、1 2 0 0 万吨的甲苯和2 2 0 0 万吨的二甲苯1 2 】。据不完全统 计，全世界在石油的开采、运输及使用过程中，因各种原因泄漏的原油每年高达 l 1 0 7 吨，油田开采过程中排放的各种含油废水达3 x 1 0 7 吨 3 i 。大量石油进入环 境系统，对土壤、地下水系统造成了严重的污染，其中有关地下水的芳香烃污染及 其治理的研究已成为水文地质学者和环境学者研究的热点问题之一。除了石油泄 漏，冶金、炼焦等工业产生的废水废气也可以导致苯系物污染，就千煤而言， o 7 1 5 的苯系物可以从焦炉气中冷凝和洗出i “。其中3 4 是甲苯、二甲苯和工 业级的苯。另外苯系物是也一种非常重要的化工原料，主要用作化工原料和有机 溶剂，在制作香料、染料、塑料、农药、炸药、橡胶、涂料，胶水等产品也中被 广泛应用。因此，如果这些企业的生产废水未经达标处理就直接排放，电会对自 然界的水体造成污染。苯系物还经常作为有机溶剂，每年在作为溶剂的使用过程 中消耗的苯系物的数量也是不可低估的，由此可知每年因人类活动而进入环境系 阿北削p 人学颈十学位论文第一章 一水系统中苯降解的研究现状 统的苯系物数量是极其惊人的。 苯是被世界卫生组织公布的具有致癌、致突变、致畸作用的有害污染物，足 1 9 7 7 年美国e p a 公布的1 2 9 种优先控制污染物，也足而我幽于1 9 8 9 年公靠的6 8 种水环境优先控制污染物| 4 j 。 苯可以引起急性和慢性中毒，急性中毒以中枢神经系统的抑制作用为主要表 现，如嗜睡、头痛、头晕、乏力、失h 民、短期记忆能力、注意力持久性以及感觉 灵敏度均显著降低。重度中毒可出现视物模糊、震颤、呼吸浅而快、心律不齐、 抽搐和昏迷。严重者可出现呼吸和循环衰竭，心室颤动。慢性苯中毒以造血损害 为主要表现，是诱发新生儿再筛障碍性贫血和自血病的主要原因。长朗低剂量吸 入可以诱发头晕、头痛、乏力、失眠、记忆减退、贫血、内分泌失调，妊娠并发 症、自然流产、甚至导致胎儿先天性缺陷等。其它几种苯系物对人体和水生生物 也均具有不同程度的毒性。 所以，苯污染对环境的危害已经引起人们的高度重视。国外对苯污染的研究 始于2 0 世纪8 0 年代，主要研究长期受石油污染的土水系统中苯的降解规律，这 些污染都是由于石油在运输、储存和使用过程中造成的是有泄漏引起的。由于我 国在上世纪9 0 年代前对石油的需求量不大，因此相关方面的研究也属比较少。但 是，随着我国经济的快速发展，石油成为国民经济的血液，这在客观上增加了石 油类污染物进入环境系统中的可能性，再加上一些小的企业，排污设备不齐全， 直接把生产废水排入附近的水体中，加剧了水体中石油类污染物的污染，这些都 使加剧了环境中的苯污染。我国对于水体中苯污染研究起步较晚，且尽限于摸索 性研究，还缺乏对水体中和土壤中的苯的降解转化规律的进行深入系统的研究。 1 1 2 苯的降解 对于有机污染物的去除一般主要是物理方法、化学方法和生物方法。去除环 境中的苯也主要是这三种方法，目静主要的治理方法有光催化氧化降解苯【”、放电 催化降解法 6 1 和活性炭吸附法。但是，物理和化学的方法成本比较高，而且当苯 浓度比较低的时候处理效果不好。因此，低成本的生物法就受到了越来越多的关 注。生物法的另一个优点是，适用于苯浓度较低的条件。 ( 1 ) 苯的好氧降解 同烷烃相比，芳香烃类化合物要稳定的多，尤其是苯。但是，实验表明在好 氧条件下，苯系物可以被降解p j ，见表1 1 。 同时，实验证明，好氧条件下苯可以被假单胞菌、分支杆菌、不动卡t 菌、节 杆菌、芽孢杆菌、诺卡氏菌等微生物氧化降解，其中降解效果最显著的是假币胞 菌( p s e u d o m o n a s ) 微生物，它可以降解了地下水中大约8 7 的石油污染物。萃好瓴 p q 北f 业人学硕十学位论文 第章 1 水系统中苯降解的研究现状 降嬲途径也被确定，如图1 1 。好氧条件下，首先在单加氧酶作用下使得芳环羟基 化形成双醇中间产物儿茶酚，随后儿茶酚在高度专一的双加氧酶作用下，环 的两个碳原子上各加上个氧原予，使得环键在邻酚位或者间酚位产生分裂，形 成相应的有机酸。然后有机酸再逐步降解成乙酰辅酶a 和琥珀酸，从而进入三羧 酸循环，最后降解成二氧化碳和水【7 1 。 表l 一1苯系物的好氧降解率 降解时间( h )苯( )甲苯( )间二甲苯( ) 对二甲苯( )邻二甲苯( ) 1 001 9000 2 09 71 2 57 12 2 7 o 3 02 3 73 1 52 4 84 8 60 4 04 8 84 4 63 5 77 2 7 0 6 0 8 5 4 7 8 69 5 39 5 1 0 8 09 6 89 6 ，59 7 59 7 36 o 1 0 09 7 69 8 2 9 7 81 0 1 3 0 0 一 6 5 o 0 一q g e 。一6 一。 o 戈f 一) 删璺一 图i - 1 苯的好氧降解途径 虽然，苯在好氧条件下可以被微生物氧化降解。但是，由于在实际的应用中， 土壤中的氧消耗完以后很难得到补充。所以，靠人工的方法来补充土壤中的氧， 不仅效率低而且成本高。因此，这使得利用生物法处理环境中的苯受到了限制。 直到上世纪8 0 年代，人们发现，在缺氧甚至与厌氧的条件下苯和其它一些难 降解有机物均可以被降解，而且降解的效果比较理想【2 4 1 2 、2 6 j ，才使得用生物法重新 被人们所重视。为此，国外许多学者研究了厌氧条件下苯和其它难降解芳香类化 合物的降解和转化规律 8 , 8 6 2 6 , 2 8 , 2 9 , 4 9 - 6 1 6 4 - 7 6 1 。并确定了一些芳香类化合物的代谢产物 和代谢途径 8 6 , 7 8 , 8 t , 8 3 , 8 4 , 8 5 】。但是，由f 苯的高稳定性，使得厌氧条件下苯降解比其 它芳香类化合物困难许多。 阳，i tr 业人学l | i i 十“学位论文第一章l 水系统中苯阡解的研究现状 ( 2 ) 苯系物的厌氧降解 芳香类化合物降解的关键是开环瞄j ，在好氧条件下，氧使得芳香类化合物的苯 环被破坏，丌环后的化合物在氧的参与f 最终转化为c 0 2 。但是，芳香类化合物 在厌氧条件下降解的情况要比好氧条件下降解复杂得多。 在厌氧条件f 苯系物以硝酸根、硫酸根、f e ( i i i ) * l lm n ( i v ) 为电子受体，在微 生物作用下经过复杂的过程外环，并最终被降解为c 0 2 9 - 2 0 , 6 4 - 6 8 , 8 6 1 。除此以外，也 可以在产甲烷菌的作用下被转化为甲烷5 7 6 97 ”。可是，目前对于苯系物厌氧条件下 开环的方式还不清楚，尤其是苯的开坏方式还不清楚。这就使得苯系物厌氧降解 的研究处于比较初级的水平。 d e r e k 等 9 i 利用长期处于还原条件下的土壤作为基质来模拟苯的厌氧降解。在 实验中，为模拟苯降解，而向微环境中投加的1 p m o l 苯在6 0 天内被全部降解。再 次向微环境中投加了苯以后，发现苯的降解速率提高了。使用“c 同位素跟踪的方 法研究苯的最终产物，发现9 2 的”c 被转化成了c 0 2 。在苯降解的同时，硫酸根 的浓度也在降低。为了证明硫酸根是苯降解的电子受体，向微环境中投加了抑制 硫酸根还原的钼酸钠。苯的降解由于硫酸盐的还原被抑制而停止了。d e r e k 研究证 明了厌氧条件下在以硫酸根为电子受体时，苯可以被微生物降解，从而证明了 e d w a r d s 等【lo l 关于硫酸根可以作为苯厌氧降解的电子受体的假设。由于d e m k 的微 环境中f e ( i i ) 的浓度较高，因此硫酸根所产生的硫并没有对苯的降解造成影响。 d e r e k 还对苯酚和苯甲酸等几种苯降解的潜在中问产物进行了考察，发现在这个实 验条件下，没有这几种物质的出现。d e r e k 认为这可能是由于降解苯的微生物在细 胞内直接把苯转化为c 0 2 。 虽然，在室内模拟的微环境实验中苯可以被完全降解被为c 0 2 。但是，在场 地实验中苯降解的效果要差得多。在m r e i n h a r d 的场地实验中，通过一定的设备 向长期被b t e x ( 苯、甲苯、乙苯和二甲苯的简称) 污染的土壤中分别投加了硝酸根 和硫酸根这两种电子受体，来研究b t e x 利用这两种电子受体降解的情况】。污 染地区的硝酸根和硫酸根的背景值都很低，分别为小于1 m 鲋和9 m e d l 。当没有任 何电子受体投加的时候，b t e x 中只有甲苯和二甲苯的浓度在缓慢的降低。向污染 地区投加了硝酸根后，甲苯和乙苯和f a l - - - 甲苯的浓度在1 0 天内都降低到了检测限 以下，且没有滞后期。而邻二甲苯则在7 2 天后降解到检测限下。但是，苯几乎没 有降解。若向污染地区投加硫酸根，甲苯、问二甲苯和邻二甲苯在5 0 天的时候降 解到检测限下，乙苯浓度在6 0 天降低到检测限现。苯仅在一些特定的区域有少量 降解。在硫酸根为电子受体降解的条件下，甲苯和问二甲苯在开始阶段降解的较 快，在后期降解的较慢，造成前后两个阶段降解的速率不同的潜在原因有2 ：l ， 实验丌始阶段，甲苯和二甲苯浓度的降低除了生物降解作用外，还有土壤吸附作 刷的贡献，而实验后期甲苯和：i 甲苯浓度的降低仅有生物降解的作用，这使得实 n - i lt 业大学硕士学位论文 第一尊十水系统中苯降解的研究现状 验初期甲苯和二甲苯浓度变化较后期比要快：2 ，甲苯和二甲苯降解开始后硫酸根 产生的硫化氢在一定程度上抑刳了微生物的活动。为了确定甲苯和二甲苯降解速 率变化的原因，考察了硝酸根为电子受体条件下甲苯的浓度变化，发现甲苯的降 解始终是一个速率，说明土壤吸附对甲苯浓度降低的贡献很小。因此，硫化氢积 累抑制了微生物的活动从而使的甲苯降解速率降低的可能性比较大。 对比d e r e k 的微环境实验和m r e i n h a r d 的场地实验不难发现，两次实验中苯 降解的速率相差巨大。造成微环境实验和场地实验中苯降解情况巨大的反差的主 要原因有3 ：1 两次实验的基质不同，基质的不同使得两次实验的理化条件不同， 而理化条件对微生物的生长有很大影响；2 微环境实验中，环境体系中只有苯一种 主要的污染物，而在场地实验中的主要污染物有b t e x 四种，这些共存的污染物 降解的时候会产生相互的影响；3 尽管场地实验的区域是被b t e x 等有机物污染的 地区，但是由于没有接种微生物，使得实验区域内的微生物的种群数量可能比较 少，同时场地实验也没有进行微生物的驯化。而在微环境实验中，微生物则经过 驯化。这些都使得场地实验中b t e x 降解的速率要慢于室内的微环境实验。 r o b e r t 在场地实验第一次证实了微生物可以硫酸根为电子受体降解苯【1 2 1 。苯 的降解速率没有出现类似于m r e i n h a r d 实验中甲苯和问二甲苯的降解时前后阶段 速率不一致的情况。这可能是由于r o b e r t 实验所选取的地区中，f e ( i i i ) 浓度较高， 所以硫酸根所产生的硫化氢与f e ( i i i ) 反应生成了对微生物无害的s 和f e s 。r o b e r t 还检测了苯酚。但是，没有发现苯酚的存在。 不仅电子受体的还原产物会对有机物降解产生影响，而且一些有机物的存在 会对另外一些有机物的降解产生影响。在硫酸盐为电子受体的条件下，t r m l 是能 降解甲苯的微生物，o x 3 9 是能分别降解邻二甲苯和甲苯的微生物 1 3 1 。甲苯的存 在将影响o x 3 9 的生长和邻二甲苯的降解，即使甲苯的量低到5 0 p m 也能影响到邻 二甲苯的降解。但是，邻二甲苯的存在对甲苯的降解和t r m i 的生长却几乎没有 影响。而且，即使邻二甲苯的量高到0 1 m m ，也不会对甲苯降解和t r m l 的生长 产生影响。产生这种相互影响的作用，可能是由于甲苯在降解过程中产生了某中 物质，而影响了邻二甲苯的降解，也可能是甲苯降解的中间产物和邻二甲苯的相 同，这样也可能影响邻二甲苯的降解。这种机制可能是甲苯比其它的苯系物更容 易被降解的一个原因。但是，这些还有待进一步的实验来验证。 多种有机污染物同时存在会影响相互的降解，多种电子受体的存在也可能影 响有机污染物的降解。 m r e i n h a r d 研究分别使用的硝酸根和硫酸根为电子受体。但是，无论是那种 电子受体都没有使得所有的污染物降解( 这里主要指b t e x ) f “l 。这说明只使用一种 电子受体在降解多种有机污染物时存在一定的局限性。为此，j e f f e r y 研究了同时 投加硫酸根和硝酸根为电予受体条件下b t e x 的降解情况m ”1 。这种方法不仅扩 阳i lf ：业人。产硕十。学位论文 第一章 水不统中苯降解的研究现状 大了可降解有机物的种类，另一个优点是，提高了电r 受体的总投加量。因为， 种电予受体的最大投加量会受到其溶解度的限制，而同时投加两种电子受体相 当于提高了电子受体的总溶解度，从而提高了电子受体的最大投加量。但是，在 这样又存在一个潜在的问题，有研究结果表明，在多种电予受体兆同存在时，在 一定的区域内只有一种电子受体，这样就有可能使得在硝酸根为电子受体的区域 内，那些依靠硫酸根为电子受体生氏的脱硫菌由于不能利刖硫酸根而死亡。j e f f e r y 的实验数据表明，当硝酸根与硫酸根共存的时候，的确主要以硝酸根为电子受体， 只有当硝酸根不存在的时候硫酸根才开始起到电子受体的作用。但是，一旦硝酸 根被耗尽，脱硫菌就会在硝酸根作为电子受体的区域内利用硫酸根为电子受体降 解有机污染物。这说明硝酸根存在对脱硫微生物没有影响。在这个研究中，苯在 实验进行了1 5 个月后开始降解，但是速率较慢，这个时候电子受体是硫酸根。 实际上除了硫酸根和硝酸根可以作为苯系物降解的电子受体外，f e ( 1 1 1 ) 和 m n ( i v ) 也可以作苯系物降解的电子受体。r o b e r t 的研究发现，在作为f e ( i i i ) 电子 受体的条件下，甲苯、苯和萘可以被微生物降解。 m a t t h e w 的实验也证明了在f e ( i i i ) 为电子受体的条件下，苯和甲苯可以被降解 【l ”。通过同位素的跟踪的方法，发现苯有9 0 被降解为了c 0 2 ，而其它的苯很有可 能被微生物本身所利用。实验o f e ( 1 1 1 ) 的消耗量时预计量的2 倍，这个原因尚不清 楚。m a t t h e w 改变实验中的电子受体，而保持其它实验条件均不变时发现：苯在硫 酸根和硝酸根为电子受体及产甲烷条件下均未降解：甲苯存硫酸根和硝酸根为电 子受体的条件下均降解。m a t t h e w 在实验过程中还发现t f e ( i i ) 被氧化为f e ( i i i ) 的现 象。进一步研究发现，在乳酸和苯甲酸反硝化降解的条件下，f e ( 1 1 1 ) 浓度随着f e ( i i ) 浓度的降低而提高，而且硝酸根的用量是理论用量的1 6 7 。这说明是硝酸根把f e ( i i ) 氧化成t f e ( i i i ) ，也符合早先k r i s t i n a 的研究 2 7 1 。 硝酸根把f e ( i i ) 氧化成f e ( i i i ) 为厌氧条件下苯的降解又提供了一个新的电子 转移途径【2 。“】。因为，对与硝酸根而言，向被土壤中投j j l l f e ( i i i ) 的成本和技术难度 都要更高，这主要是由于f e ( i i i ) 与其它物质形成沉淀，或被还原。但是，如果f e ( i i ) 可以被氧化为f e ( i i i ) ，那么，当污染地区不存在能降解苯的反硝化微生物，而存在 可以使用f e ( i 1 ) 为电子受体来降解苯的微生物时，可以向该地区投加硝酸根来保证 f e ( i i i ) 的浓度。从而使微生物继续利用f e ( 1 l i ) 作为电子。 m n ( i v ) 的氧化性强于f e ( i i i ) ，在适当的条件下微生物州以利用f e ( i l i ) 降解 b t e x 等有机污染物。因此，理论卜讲，如果有适当的条件，m n ( i v ) 也可以作为 有机污染物降解的电子受体。为此，w r v i l l a r o r o m o n z 6 n 研究了f e ( i i i ) s f um n ( i v ) 为电子受体条件下b t e x 的降解情况【l “。当f e ( 1 1 1 ) 为电了受体时，甲苯的降解速 率最快，达到了01 m o l d ，苯的降解速率最慢仅为o 0 8 9 m o l d 而且滞后期最长， 达6 5 天。在对比实验中，用m n ( i v ) 作为电子受体，其它所有条件均与f e o n ) 为电 两北f ：业人学硕十学位论文第一章十水系统中苯降解的研究现状 子受体时相同，但是苯的降解速率最快，为o 8 3 i l m o l d ，而且没有滞后期。硝酸根 硫酸根和f e ( i i i ) 为电子受体条件下，如果b t e x 处于同一个环境体系中厌氧降解， 苯都是降解得最慢的，唯有w r v i l l a r o r o m o n z 6 n 实验中以m n 0 v ) 为电子受体时， 苯降解的最快。由于相关的研究比较少，所以很难说这种情况是否具有普遍意义。 有可能是在某种特定的微生物的作用，电有可能和m n ( i v ) 比较高的氧化性有关， 这些有待以后的研究进一步证实。 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 ) $ nm n ( i v ) 为 电子受体降解苯已经被很多实验所证实 9 , 1 0 , 1 6 , 1 7 , 5 7 , 5 9 , 6 5 , 6 6 , 6 7 , 7 0 l 。但是，对苯是否能在 厌氧条件下以硝酸根为电子受体降解还存在争议 2 1 。”】。为此，国内外学者也开展 了相关的研究 1 7 , 1 8 , 9 , 2 0 , 8 6 。 b u r l a n d 和e d w a r d s 研究首先证明在以地下水和土壤组成的培养基中，在 硝酸盐的参与下苯可以被降解成c 0 2 m 】。同时随着苯的减少，微生物的种群数量在 增加。但是，没有直接证据表明微生物的生长是利用的苯。一通过同位素跟踪方法 发现，9 2 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 - 8 可能被微生物 的生长所利用。在b u r l a n d 实验的开始阶段，苯的降解和硝酸盐的消耗都比较慢。 经过了大约4 0 天后，苯的降解和硝酸盐的消耗一起加速，同时亚硝酸盐也迅速积 累；消耗的硝酸根大部转化为亚硝酸根。在硝酸盐全部消耗以后，苯的降解也几 乎处于停止状态。此时，亚硝酸根有比较多的积累。b u r l a n d 认为苯降解的停止 可能是由于亚硝酸根抑制了降解苯的微生物的生长。因此，b u r l a n d 认为当苯反 硝化降解时，微生物优先使用硝酸根为电子受体，甚至不能使用亚硝酸根为电子 受体。在实验进行n 5 8 天以后，亚硝酸根浓度开始降低，而苯的浓度几乎不变。 这说明，在该实验的条件下，亚硝酸根虽然不能作为苯降解的电子受体，但是有 可能可以作为其它有机物降解的电子受体。 理论上硝酸盐为电子受体时苯的降解有2 条途径： c 6 h 6 + 6 n 0 - 3 6 h c o 3 + 3 n z 公式卜i c 6 h 6 + 1 5 n o b + 3 1 - t 2 0 - - , , 6 h c o 3 + 1 5 n 0 2 + 6 h 公式l 一2 但是，在b u r l a n d 的研究中实际上是每降解l m o l 的苯要消耗1 0 m o l 的硝酸 根，介予理论的l ：6 和1 ：1 5 2 _ 间。同时b u r l a n d 在实验过程种观察到了n o 和 n 2 0 的存在。因此，可以断定苯的反硝化降解还存在其它的途径，而且苯的降解也 不是一步完成的。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 连化微生 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。 为此，我国学者吴玉成和李东艳也对反硝化条件下苯的降解做了相关研究 1 8 1 9 。吴玉成的实验表明，微环境体系的酸碱条件对于微生物的降解具有重要的 影响，p h 过高( 大于l o ) 或过低( 小i 二4 ) 均抑制微生物的降解过程。在与甲苯共存的 条件下，硝酸盐的投加最将影响苯和甲苯的降解效果。硝酸於投加量不足f 躞论投 陌北1 业人学颁十学伊论文第一章t 水系统中幂降解的研究现状 加量的一半) 将影响苯和甲苯的最终降解率。但是，提高硝酸盐投量( 理论投加量) 的时候，发生降解的滞后期相对较k 。吴玉成的研究还表明，反硝化细菌即反硝 化细菌成长所需要的微量元素均来源于土壤基质。在添加土壤暴质的试验中苯和 甲苯的降解率分别是8 2 和8 6 ，而庄不添加土壤基质的对比试验中，苯和甲苯的 降解率分别为2 和0 。唰时，对比实验还表明水对微环境体系的影向不大。在分别 是蒸馏水和地下水的对比实验中，实验结束时，苯和甲苯降解率分别为8 5 、9 4 和8 2 、8 6 。李东艳的实验研究表明，甲苯的存在可以加速苯的降解。适当选取 土壤基质可以缩短微生物在微环境条件下降解苯的滞后期，甚至于不存在滞后期。 在吴玉成和李东艳的实验中两次实验的c n 比基本相同，初始的浓度也基本相 同，但是在吴玉成的中苯降解就需要较长的滞后期，而在李东艳的研究中苯的降 解几乎不存在滞后期。产生这样的原因可能时由于两次研究所用的土壤基质不同。 在吴玉成的研究中，土壤基质取自在永定河冲积扇面下2 米土，而在李东艳的研究 中土壤基质来源于稻阳耕作层下2 0 厘米。显然，由于长期施肥，来源于稻h ；| 的基 质存在更多的反硝化细菌，或者更利于反硝化细菌的生长。所以，这就造成了两 次实验在降解周期上的差别。 从以上的情况看，反硝化细菌的存在是苯厌氧降解的关键因素，因此很多学 者开展了这方面的研究，并做出了一些假设 2 0 2 6 j 。2 0 0 2 年，c o a t e s 分离出了可以降 解苯的微生物r c b 和j j ，这为进一步研究苯降解的机理提供了必要的条件【8 6 】。 c o a t e s 分离的两种微生物都可以在反硝化条件下降解苯，同时，这两种微生物也可 以在好氧条件下生长。与b u r l a n d 研究中硝酸根与苯消耗比为l o ：l 不同，c o a t e s 的实验中硝酸根与苯的消耗比为介于4 2 8 和6 2 9 ，接近理论值6 。这说明在c o a t e s 的实验中微生物很有可能是直接把苯降解c 0 2 ，而没有其它中间产物产生。而且， 硝酸根也应该是直接被还原为n 2 ，而没有经过n o 或n 2 0 的过程，见公式1 - 1 。为进 步研究r c b 在厌氧条件下降解苯的能力，c o a t e s 所选用的基质来源于一个f e ( 1 1 1 ) 为主要电子受体，硝酸根和硫酸根背景值分别为2 2 , 1 1 8 6 7 9 m 0 1 1 的被污染地区。研 究发现，这一土壤基质可以在不接* 中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，苯的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。 由于分离出的厌氧降解b t e x 的微生物比较少，因此对于b f e x 在厌氧条件下 降解途径及中问产物的研究也尚不深入。不仅如此，当前的b t e x 厌氧降解的微环 境实验和场地实验的差别还很大，这主要是由于产地实验的情况要比微环境实验 的情况复杂的多。场地实验中的微乍物种类多，离子种类电比较复杂，研究区域 内的氧化还原电位和p h 也可能有相差较大，这些都会影响到微生物的生命活动。 而对于氧化还原电位的影响未见有报道研究。另外，在厌氧条件f ，反硝化的途 径有3 条： 西北 。业人学硕士学位论文第一草r 水系统中苯降解的研究现状 h n o s + 2 h + h n 0 2 + h 2 0 2 h n 0 3 + 4 h _ 2 h n 0 2 + h 2 0 h n 0 2 + 2 h h n o + h 2 0 2 h n o - - , n 2 0 t + h 2 0 2 h n o + 2 h + n 2 t + 2 h 2 0 i n 0 3 + 2 h h n 0 2 + h 2 0 f i n 0 2 + 2 h h n o + h 2 0 h n o + h 2 0 ，n h ( o h ) 2 n h ( o h ) 2 + 2 h h 2 0 + n h 2 0 h n h z o h + 2 h _ n h 3 + h 2 0 目前，对于微生物反硝化降解b t e x 时，氮的转化途径尚无报道。b u r l a n d 和c o a t e s 各自的研究中虽然均发现到了反硝化现象，但是都没有确定实验中的反硝 化途径。从理论上氮的转化途径看，n 0 2 是反硝化的第一个产物，而且很可能是 主要的产物。b u r l a n d 的实验中发现了n o ；的大量积累，并且他认为亚硝酸根 的存在不利于苯的降解，但是在一些情况下发现n o ；可以作为电子受体降解有机 污染物。因此，对于n o ；作用还有待进一步研究。除此以外，反硝化条件下微生 物的代谢方式和动力学特征也不清楚。有的学者认为苯可以苯微生物直接降解为 c 0 2 【9 】，但是大多数学者认为苯的反硝化降解不是直接被转化成c 0 2 【副1 ，而是先产 生小分子有机物，进而在降解为c 0 2 。最近的一些研究中发现，当一些有机物与苯 共存时，会抑制苯的降解【2 2 1 。而有研究表明，小分子有机碳的存在会对有机污染 物的降解有促进作用【2 3 j 。由于反硝化降解苯的微生物降解代谢方式和苯降解中间 产物均尚不清楚，所以目前还没有开展小分子有机碳对苯厌氧降解影响的研究。 1 2 本文的选题及研究内容 前文已经提到我国七大水系均已被石油类污染物严重污染，b t e x 这些石油类 污染物中不容易被降解的物质大部分最终转移到河流等地表水体中，并可能通过 沉积作用到沉积层，甚至通过岸渗滤系统进入到地下水中。直接危害到了河流流 域人民的身体健康。 国外的实践表明，好氧生物技术处理土壤中的有机污染物的效率低成本高， 因此，唯有厌氧生物技术是一种成本低效率高的技术手段。 但是，就厌氧降解苯的几种电子受体而言，反硝化条件下降解苯与f e ( 1 1 1 ) q l 硫 酸根为电子受体比，有其自身的优点。f e ( i i i ) 容易与土壤中的离子形成沉淀，这样 就降低了f e ( i i i ) 的有效利用率；硫酸根所产生的h 2 s 已经被实验所证实刑微生物 阳j 匕t 。业人学硕十学位论文第一章十水系统中苯降解的研究现状 有毒害作j 】，会抑制微生物的活性，从 m 影响苯的降解。而硝酸儆为电子受体时 则不存在这些问题。同时，在我国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甚至出现了。肥水”的现象，这些都为从氧降解苯提供 了有利的生化条件。因此，研究反硝化条件下，影响苯降解的二_ i i 要因素更有实际 的意义。 但是，从目前反硝化条件下微生物降解苯的研究的成果看，还需要解决一系 列的问题才可能实现反硝化条件下对微l 物降解苯的强化，如：确定反硝化条件 下苯降解的途径、确定反硝化条过程中氮的转化途径、确定反硝化条件下微生物 降解苯的代谢方式、确定反硝化过程中氮中间产物对苯降解影响，其中确定反硝 化条件下微生物降解苯的代谢方式和反硝化过程中氮转化产物对苯降解的影响是 对反硝化条件下微生物降解苯具有最重要的意义。为此，本研究力图在条件允许 的范围内确定反硝化条件下硝酸盐转化过程对苯降解影响，从而确定反硝化条件 下苯降解的最优化条件，为反硝化条件下河岸渗滤系统中苯的强化降解提供理论 和实际依据。本实验将主要研究以下几个内容： 反硝化条件下苯降解的可能性 研究硝酸根用量对苯降解的影响 研究亚硝酸根的存在对苯降解的影响 研究亚硝酸根的用量对苯的影响 研究硝酸根和亚硝酸根共存条件下苯的降解情况 研究有机碳对苯降解的影响 f i li 业人学硕十学位硷文 第一萝每，验垃计 第二章实验设计 反硝化条件下有机污染物的降解已经被很多研究所证实，虽然对反硝化条件 下苯的降解还存在一些争议i z l 3 0 。可是，随着反硝化条件下降解苯的微生物的发 现瞵”，对苯反硝化降解可能性的分歧正在逐步统一。但是，对于反硝化条件下苯 降解的最优化条件研究还属空白。所以，这就需要研究影响反硝化条件下苯降解 的因素，从而确定反硝化条件下苯降解的最优化条件。本研究的目的在于确定反 鞘化条件下苯在降解的可能性、影响因素及规律，为强化反硝化条件下苯在的降 解提供理论和技术依据。 2 1 研究思路 由于微生物降解有机物的场地实验成本高，影响因素多，且周期长。而微环 境实验的影响因素少，实验条件容易控制，最主要的是成本低，而且实验的周期 短。所以，在本实验研究中采用微环境实验来模拟土水系统，确定影响苯降解因 素。 p h 、温度和有毒物质这些能影响微生物生命活动的条件都会影响反硝化条件 下苯的降解。硝酸根的投加量也会对苯的降解有影响。同时， 量子微生物降解有 机污染物有两种方式，即生长代谢和共代谢。所以，土水系统中的有机碳的也有 可能对苯降解产生影响。为此，本实验主要针对这些可能对苯降解有影响的因素 展开。 2 2 实验步骤 2 2 1 确定实验方案 根据所要考察的因素，确定各种试刹的投加量。在所有进行的实验中均使用 标准的棕色试剂瓶，1 0 0 0 m l 地下水。苯和硝酸根等其它的试剂安实验日的投加。 根据本课题的研究内容为环境实验共分八组：第一组利用原i ：、去碳土硝酸盐及 叠氮化钠确定反硝化条件下降解苯的可行性：第二组通过去碳土及不同浓度硝酸 盐，确定硝酸献浓度对苯降解的影响；第三组利用去碳土和不同浓度的硝酸龋和 阿b 一业人学硕 学位论文第：章实验设计 业硝酸熊，确定不同硝酸盐亚硝酸盐比对苯降解的影响：第四组通过去碳土及不 同浓度的亚石| j 酸盐，确定不同浓度的砭磷酸盐对苯降解的影响：第五组利用去碳 上、硝酸盐及_ ：同浓度草酸钠的，确定去碳土条件下，不l 司浓度小分子有机碳对 反硝化条件下苯降解的影响；第六组利用原上、硝酸盐和不同初始浓度的苯确定 不同初始苯浓度对苯降解的影响。具体的实验方案见表2 一l 。为了减少实验误差， 每组微环境实验设3 个平行实验。 2 2 2 构建微环境 根据确定的实验方案把各种试剂都投加到棕 色的试剂瓶中。将实验中所用的除苯以外的试剂都 投加到棕色瓶中以后，用高纯度氮气曝气l o 分钟， 在瓶中形成厌氧环境，然后在迅速向瓶中加入苯， 并立即封住瓶口。选择在曝气后加苯是因为苯有一 定的挥发性，通入高纯度氮气容易使苯挥发。为图 2 1 为实验装置的示意图。 微环境中反硝化条件的实现是本实验的关键。 因此，通过考察微环境中氧化还原电位、n o ；一n 和 图2 1 微环境实验 n o ；一n 的变化来证明微环境中发生了反硝化。对于n o ；一和晖一的变化 将在后面的章节中详细的讨论说明，这里主要说明氧化还原电位的变化。 表2 1 实验方案 一壁兰茎堕垒茎丝塑i 二生丝塑i 二丛生茎垫 a 1 02 0 0 0一 b1 02 0 2 0 0 0 叠氮化钠 c 1 02 02 0 0 0一 d 1 02 0 5 0 0 0一 e 1 02 0 2 0 0 2 0一 f 1 02 0 1 6 0 6 0 一 g 1 02 06 0 1 6 0一 h 1 02 0 2 02 0 0一 i 1 02 0 o 2 0一 j 1 0 2 0 0 6 0 k 1 02 0 01 0 0 一 l 1 02 0 01 6 0 一 m1 2 0 2 0 0 0 n1 02 0 0 0o 1 8 o 1 0 2 0 5 0 00 1 8 p 1 02 0 1 0 000 1 8 o1 02 0 2 0 0 00 1 8 r 1 0 2 02 0 0 00 0 2 s1 0 2 02 0 0 00 0 8 u3 04 4 9 0 0 叠氮化钠 w 3 0 2 2 9 0 0一 x3 0 “9 0 0一 y 3 08 8 9 0 0一 z 02 0 2 0 00 1 2 0 、2 6 弓实验中基质为去碳十，2 1 - 2 5 号实验中基质为原土投加量为0 5 g 小分了有机碳以碳计实 验中所用水为去离了水 以l o g 除去有机质的河流沉积层为基质，地下水1 0 0 0 m l ，n o ；一n2 0 0 m g l ， 苯2 0 m g 。氧化还原电位使用便携式氧化还原电位测定仪测定，氧化还原电位变化 如图2 - 2 所示。微环境体系中的氧化还原电位在丌始的阶段降低较快，而后基本处 于稳定状态。一般情况下，在氧化还原电位为4 0 0 m v 时，微环境体系中开始发生 反硝化。而本实验的微环境体系的氧化还原电位接近4 0 0 m y 。同时，微环境体系 1 3 西北工业大学硕士学位论文第二章实验设计 中n 0 2 一n 的浓度在增加。氧化还原电位的降低和n o ；一n 浓度的增加，均说明 微环境体系中发生了反硝化。 2 3 实验材料和仪器 2 3 1 实验试剂 表2 - 2 实验中主要试剂 2 3 2 地下水 实验所用的西安徐家庄某自备井，地下水中含有一定量的n o ；一n ，浓度 l o - 2 0 m g l 。 1 4 阳北i 业人+ 硕十：。i + 位论文第章吱鸵设计 2 3 3 沉积物 馒用中所使用的沉积物采自渭河大桥下游河床，自然十燥后备用，此j 兀积物 简称为原土。为了减少原 - 中有机质对实验的影响，利用h 2 0 2 浸泡4 8 h 以e ，去 处的扫c 积层中的有机碳r 7 l ，l 比土简称为去碳土。处理前后上中的有机碳分别为 4 7 7 2 m g g 和5 0 1 m g g 。 2 3 4 实验仪器 表2 - 3 实验中主要仪器 2 。4 分析方法 2 4 1 测试