CN105363771A - 一种能够促进生物修复石油污染土壤的方法 - Google Patents

Abstract

本发明提供了一种能够促进生物修复石油污染土壤的方法，对于污染土壤，首先通过氧化修复，然后通过生物修复，在氧化修复过程中，氧化试剂为H₂O₂溶液，氧化修复后，通过H₂O₂溶液氧化土壤产生营养来促进后期生物修复，生物修复过程中，不用另外加入微生物的营养，直接通过污染土壤中自身的微生物进行生物修复。本发明的方法能够通过化学氧化使得污染土壤自身释放大量的溶解性营养供微生物使用，不另外加入营养物质，降低了修复成本，操作简单，工序少，不会引起二次污染等弊端。外加溶解性铁条件下，可以释放大量的溶解性营养，进一步促进后续的生物修复。

Description

一种能够促进生物修复石油污染土壤的方法

技术领域

本发明属于环境治理领域，涉及石油污染土壤的修复，具体涉及一种能够促进生物修复石油污染土壤的方法。

背景技术

原位生物修复(ISB)是治理石油污染土壤主要方法之一，与原位化学氧化相比，具有费用低，无二次污染等优点。

但是，生物修复技术需要时间较长而且微生物对于污染环境有一定的选择性。目前，提高生物修复能力的方法主要是通过提高生物活性和污染物的可生物降解能力两个方面。

在提高生物活性方面，目前主要是通过外加营养(如施肥)、生物通风等来改变土壤环境以提高土著菌的生物活性，或者接种培养好的功能菌直接提高环境中的生物数量和活性。

而在改变污染物的可生物降解能力方面目前主要的技术是通过添加表面活性剂来改变石油污染物吸附状态或者通过化学氧化来改变石油污染物的链烃结构来提高污染物本身的可生物降解能力。但是这些技术都存在着费用高，操作困难，易引起二次污染等弊端。

发明内容

基于现有技术中存在的问题，本发明提供一种能够促进生物修复石油污染土壤的方法，解决现有技术中的石油污染土壤修复过程中存在着费用高，操作困难，易引起二次污染等弊端的技术问题。

为了解决上述技术问题，本申请采用如下技术方案予以实现：

一种能够促进生物修复石油污染土壤的方法，对于污染土壤，首先通过氧化修复，然后通过生物修复，在氧化修复过程中，氧化试剂为H₂O₂溶液，通过H₂O₂溶液氧化修复来促进后期生物修复，氧化修复后的生物修复过程中，不另外加入微生物的营养，直接通过污染土壤中自身的微生物进行生物修复。

本发明还具有如下区别技术特征：

所述的污染土壤的石油烃含量为23.44g/kg。

每5g石油污染土壤中，加入的双氧水的量为0.3mL～5.4mL，H₂O₂溶液的浓度控制在200mM～900mM。

优选的，每5g石油污染土壤中，加入的双氧水的量为1.35mL，H₂O₂溶液的浓度控制在225mM。

氧化试剂中还加入有溶解性铁，形成Fenton试剂。

所述的Fenton试剂中溶解性铁的浓度控制在2.9mM。

所述的溶解性铁为硫酸亚铁。

本发明与现有技术相比，有益的技术效果是：

本发明的方法能够通过化学氧化使得污染土壤自身释放大量的溶解性营养供微生物使用，不另外加入营养物质，降低了修复成本，操作简单，工序少，不会引起二次污染等弊端。

外加溶解性铁条件下，可以释放大量的溶解性营养，进一步促进后续的生物修复。化学氧化促进了后期的生物降解，尤其是C₂₅-C₃₀的生物降解量明显提高。但是并不是化学氧化量越高，生物降解量越大。化学氧化过程影响了土壤中的营养释放和微生物活性，而营养利用和微生物活性是影响后期的生物降解过程的关键因素。

附图说明

图1是污染土样石油各组分浓度。

图2是H₂O₂浓度与生物数量、溶解性营养的关系(a组，外加溶解性铁2.9mM，pH＝7.2，柠檬酸15mM)。

图3H₂O₂浓度与生物数量、溶解性营养的关系(b组，不外加溶解性铁，pH＝7.2，柠檬酸15mM)。

图4.不同H₂O₂投加浓度下石油各组分的变化情况(a.外加2.9mM溶解性铁；b.不外加溶解性铁)。

图5化学氧化联合生物修复的石油去除效果(土壤油浓度23440mg/kg,pH＝7.2)。

图6化学氧化对生物去除石油的影响(土壤油浓度25.00g/kg,pH＝7.2，H₂O₂一次投加，a外加2.9mM的溶解性铁，b不外加溶解性铁)。

图7化学氧化释放的营养及生物修复消耗的营养情况(土壤油浓度25000mg/kg,pH＝7.2，a外加2.9mM的溶解性铁实验组，b不外加溶解性铁实验组)。

图8.化学氧化后石油各组分的去除量以及80天的生物降解量(a外加2.9mM的溶解性铁实验组，b不外加溶解性铁实验组)。

以下结合附图和实施例对本发明的具体内容作进一步详细地说明。

具体实施方式

经过大量研究发现，在Fenton氧化后土壤中的溶解性营养(溶解性氮和TOC)会明显升高，在后续生物降解过程中为微生物提供营养，可以达到与外加营养相同的效果。但是，与此同时，Fenton氧化会使微生物的数量和活性急剧降低，微生物需要一定时间的恢复期。且H₂O₂浓度越高，存活的微生物数量越少，恢复期越长。而当H₂O₂的投加浓度低于200mM时，微生物的损失量很少，只有10^1.5cfu/g土，活性恢复时间只需要8小时，本申请通过投加不同浓度的H₂O₂，以找出适宜的H₂O₂投加浓度使微生物数量和营养产生达到最佳状态，以促进后期的生物修复。

材料：

石油污染土壤采自陕北某油井，污染土壤的石油烃(TPH)含量为23.44g/kg，各组分浓度及比例如图1所示，其中易被降解的柴油部分(C₁₁-C₂₄)占63.38％，难降解的重油组分(C₂₅-C₃₀)占36.62％。土壤有机质(SOM)含量为14.97％，含水率为19.14％，pH为7.93。土壤试验前均经过碎散、除杂、过筛(2mm)及混匀处理后密闭保存于冰箱中待用。

实验用试剂主要包括硫酸亚铁(FeSO₄·7H₂O，分析纯)，柠檬酸(C₆H₈O₇·H₂O，分析纯)，无水氯化钙(CaCl₂，分析纯)，双氧水(H₂O₂,质量分数30％，分析纯)，二氯甲烷(CH₂Cl₂，色谱纯)。

遵从上述技术方案，以下给出本发明的具体实施例，需要说明的是本发明并不局限于以下具体实施例，凡在本申请技术方案基础上做的等同变换均落入本发明的保护范围。下面结合实施例对本发明做进一步详细说明。

实施例1：H₂O₂浓度对生物数量、溶解性营养的影响实验。

实验分为a、b两组，均在250mL反应瓶中进行，先加入5g石油污染土样，然后在a组实验的反应瓶中加入5mL柠檬酸-FeSO₄溶液(2.9mM)，b组实验的反应瓶中加入5mL蒸馏水。随后在反应瓶中分别加入浓度为30％的H₂O₂0.3mL、0.6mL、1.35mL、2.7mL、5.4mL、7.2mL、10.8mL。并同时加入蒸馏水使反应体系的溶液总体积为60mL，此时反应瓶中H₂O₂的浓度分别为50mM、100mM、225mM、450mM、900mM、1200mM、1800mM。同时做不投加H₂O₂的反应瓶做对照实验。测定氧化前后上清液中的TOC、NH₄ ⁺-N的浓度以及微生物数量。本实验中柠檬酸-FeSO₄溶液配制方法为：称取硫酸亚铁(FeSO₄·7H₂O)9.7g，柠檬酸(C₆H₈O₇·H₂O)17.4g，无水氯化钙加入(CaCl₂)1.11g，加水溶解后用5M的NaOH调pH，使体系中的pH值为中性，定容为1L备用。

实施例2：Fenton处理后的生物修复的效果试验。

实验同样分为a、b两组，实验在250mL的盐水瓶中进行。a组加入5mL的柠檬酸-FeSO₄溶液(2.9mM)，b组加入5mL蒸馏水。在实施例1的基础上选取225Mm(F₁)、450mM(F₂)、900mM(F₃)三个浓度的双氧水进行Fenton处理后，将反应瓶置于摇床上进行为期80天的生物修复实验(125rmp，25℃)(Tim,2014),反应瓶用橡胶塞密封，每隔6小时向反应瓶充氧，保证反应瓶中的氧浓度不低于10％。在分别第10天、第20天、第40天、第60天和第80天萃取反应瓶中的石油以测定TPH，并且测定其上清液中的TOC、NH₄ ⁺-N、NO₂ ^--N、NO₃ ^--N的浓度以及微生物数量，考察氧化后产生的营养能否促进生物的生长。

测试及分析方法：

土壤的pH采用pHS-3C型pH计测定，TPH采用二氯甲烷进行萃取(USEPAtestmethods3550B)，萃取液采用GC(安捷气相6890N-单检)进行分析测定。反应瓶中的上清液经过0.45μm的滤膜过滤，上清液经中的NH₄ ⁺-N、NO₂ ^--N、NO₃ ^--N采用紫外分光光度法进行测定，TOC采用TOC分析仪分析测定(日本岛津)，微生物数量采用流式细胞仪测定。

结果与分析：

1、H₂O₂浓度与生物数量、溶解性营养释放的关系

图2表示在外加溶解性铁(浓度为2.9mM)的条件下H₂O₂浓度与生物数量、溶解性营养的关系。如图2所示，经过Fenton氧化后，土壤中溶解性TOC和氨氮的浓度明显提高，且TOC和氨氮的浓度随着H₂O₂浓度的增加而增加。当投加的H₂O₂浓度为900mM时，土壤中TOC的浓度达到最大，为151mg/kg,是未处理土壤的15倍(10.2mg/kg),当继续提高H₂O₂的投加浓度，土壤中TOC的浓度反而下降。而对于溶解性氨氮，当投加的H₂O₂浓度在900mM以内时，氨氮浓度随着H₂O₂投加量的增加而剧烈增加，当H₂O₂浓度为900mM时，溶解性氨氮的浓度为763mg/kg,是未处理土壤的50倍(15mg/kg)，继续提高H₂O₂的投加浓度时，溶解性氨氮的浓度会继续升高，但是比较缓慢。除此之外，经过Fenton氧化后，土壤中的微生物数量明显减少，且H₂O₂投加浓度越高，土壤中剩余的微生物数量越少。当H₂O₂的投加浓度为225mM时，土壤中的微生物数量减少了10^1.3cfu/g土,而当H₂O₂的投加浓度为900mM时，土壤中的微生物数量减少了10^4.3cfu/g土。继续提高H₂O₂的投加浓度至1800mM时，土壤中的微生物数量减少了10^5.6cfu/g土，土壤中的微生物数量仅剩余10^4.1cfu/g土。因此，综合考虑营养和微生物数量，H₂O₂的适宜投加浓度范围为200mM～900mM。

图3表示在没有外加溶解性铁的条件下H₂O₂投加浓度与溶解性营养和微生物数量之间的关系。从图3中可以看出，在没有外加铁的体系中，H₂O₂投加浓度与溶解性营养之间的关系与外加铁实验组的相似，最佳的H₂O₂浓度范围同样为200mM～900mM。但不同的是，不投加溶解性铁而只投加H₂O₂时，溶解性营养的释放量低于同等H₂O₂浓度下投加溶解性铁的体系。当H₂O₂的投加浓度为900mM时，TOC和氨氮的释放量分别为52mg/kg和533mg/kg(图3)，分别仅为外加铁体系中相应值的30％和69％。除此之外，与外加溶解性铁的实验组相比，在不加铁实验组中H₂O₂对微生物的伤害更大，尤其当投加较高浓度的H₂O₂时。当H₂O₂的投加浓度分别为900mM、1200M、1800mM时，外加铁实验组中的微生物数量分别为10^5.4cfu/g土、10^4.5cfu/g土、10^4.1cfu/g土，但在不外加铁实验组中微生物数量分别仅为10^4.23cfu/g土、10^3.42cfu/g土、10^3.15cfu/g土。

由此可见，外加2.9mM溶解性铁条件下，投加200mM～900mMH₂O₂的Fenton氧化后，可以释放大量的溶解性营养(TOC和氨氮)，并且对微生物的伤害较小。

2、化学氧化石油污染土壤后各组分的变化

图4表示经过不同的化学氧化过后土壤中石油各组分的变化。从图4(a)中可以看出，在外加溶解性铁的条件下，TPH的去除率随着H₂O₂投加浓度的提高而增大，当H₂O₂投加浓度分别为225mM、450mM、900mM时，TPH的去除率分别为2.4％、15.9％、25.4％。与此同时，H₂O₂投加浓度越高，各组分的去除量也越大。除此之外，从图4中可以看出，土壤中各组分的去除量与浓度和链长两个因素有关。其中C₁₁-C₂₄属于柴油的主要成分，易被氧化，因此组分浓度越大，去除量越高。而对于C₂₄之后的长链烃，很难被完全氧化，更多的是裂解为短链烃。当投加225mMH₂O₂时，C₂₄-C₂₈的浓度不降反增，这可能是由于C₂₉、C₃₀这样的长链烃裂解所致。

对于不外加溶解性铁的体系(图4(b)),各组分的降解规律与外加铁体系相似。但不同的是，在不外加溶解性铁的体系中，当投加225mMH₂O₂时，TPH的去除率为0，且C₂₂-C₂₉的去除量均为负值，由此可见，在不外加溶解性铁的体系中，长链烃大部分被裂解，很难直接氧化。而对于投加450mMH₂O₂和900mMH₂O₂的体系，虽然TPH的去除率分别为16％和22％，与外加铁体系相近。但是，分析各组分发现，在不外加溶解性铁的体系中，C₁₁-C₂₄的去除量量均高于外加铁的体系，而C₂₄之后的链烃的去除量较低。由此可见，在不外加溶解性铁的体系中，H₂O₂主要用于降解柴油组分的链烃，长链烃较难去除。

3、促进生物修复的效果试验

3.1、石油生物降解情况

根据实施例1中的营养释放情况和生物存活情况，对225mM、450mM、900mM三个H₂O₂投加浓度氧化后的土样进行为期80天的生物实验，结果如图5和图6所示。从图中可以看出，Fenton处理后的TPH的生物去除率随着H₂O₂浓度的降低明显提高。投加2.9mM溶解性铁、投加225mMH₂O₂进行预氧化后土壤的生物去除率最高，在第10天时，TPH的生物去除率已经达到27％，是未经过Fenton预处理土壤的3.3倍(生物去除率仅为8％)。TPH生物去除率随着降解时间的延长而逐渐提高，生物修复80天后，TPH的生物降解率达到了54％(图6a)，是对照的2倍，而此时TPH的总去除率为56％(图5)。表明投加2.9mM溶解性铁、投加225mMH₂O₂的Fenton预氧化可以促进后续的生物修复。

但当投加2.9mM溶解性铁、450mMH₂O₂进行预氧化处理后，前10d的TPH生物去除率仅为11％，与未经处理的土壤的生物修复效果相差不大(图6a)。但在修复20天后，TPH生物去除率明显提高至30％。此后，TPH生物去除率随着降解时间的延长持续提升，最终在第80天时达到了51％，这种预氧化方式与投加225mMH₂O₂的预氧化方式相比，前者有一定的延迟期(10d)，经过延迟期后，可以促进石油的生物修复。除此之外，这种方式处理过的土壤TPH的总去除率最高，达到了67％(图5)。

与前两种方式相比，投加2.9mM溶解性铁、900mMH₂O₂预氧化处理后的TPH生物去除率最低，修复10d的TPH生物去除率仅为6％，低于未经处理的土壤(8％)，大约到第30天其生物降解能力才恢复，此时的TPH生物降解率与未经过Fenton处理的土壤相同(图6a)。由此可见，投加2.9mM溶解性铁、900mMH₂O₂的Fenton预氧化会抑制后续的生物修复过程。综上所述，投加2.9mM溶解性铁、投加225mM-450mMH₂O₂的Fenton预氧化是促进后续生物修复的有效方法。

不外加溶解性铁预氧化后TPH生物降解率均低于外加铁预氧化组(见图5和图6b)，H₂O₂浓度的影响规律与加铁条件下相似，石油的生物去除率随着H₂O₂投加浓度的升高而降低。单独投加225mMH₂O₂预氧化后，后续生物修复效果大幅提升，修复80天后石油的生物去除率高达到45％，单独投加450mMH₂O₂的Fenton预氧化后生物修复效果次之，修复80天后石油的生物去除率达到38％，均高于未经过Fenton处理土壤(对照组)的相应值(25％)。但是，当H₂O₂的投加浓度提升至900mM时，抑制了后续的生物修复过程，修复80d后，石油生物降解率仅为23％，低于未经过Fenton处理土壤(对照组)的相应值(25％)，可能在该氧化方式条件下土壤中的石油菌大量死亡，致使石油的生物去除率最低。可见，单独投加225mM-450mMH₂O₂可以促进后续的生物修复过程，加速石油的降解。

3.2、营养的释放及利用

图7表示在外加溶解性铁和不外加溶解性铁两种条件下投加225mM、450mM、900mM化学氧化后溶解性营养释放以及生物修复过程中营养消耗的情况。从图7a₁中可以看出，经过化学氧化后，土壤中的溶解性营养的浓度明显增加，且土壤中溶解性营养的浓度随着H₂O₂投加浓度的增加而增加，这与实施例1的结果相同。土壤中的溶解性氮源以氨氮为主，外加溶解性铁的体系中(a组实验)，在生物处理的前期(0-10天)，H₂O₂的投加浓度越低，溶解性氨氮的利用速率越快。当投加225mMH₂O₂时，土样氨氮的利用速率最快，在生物降解的前十天氨氮的消耗速率为0.12mg/d,与此同时，TPH的生物去除率也最高，达到26％，平均每天降解TPH4.12mg(图6(a))。随着降解时间的延长,氨氮的利用速率逐渐降低。在第10天到第20天，氨氮的利用率为0.05mg/d,此期间TPH的生物去除率也降低至13％(图6(a))。而在最后20天的生物降解过程中，氨氮平均每天只利用了0.004mg,此期间TPH的生物去除率仅为6％。由此可见，氨氮的利用速率与TPH的生物降解率密切相关。而对于投加450mMH₂O₂和900mMH₂O₂的土样，尽管在化学氧化后土壤中溶解性氨氮的含量高于投加225mMH₂O₂的土样，但在生物降解的前10天氨氮的消耗速率分别为0.057mg/d和0.06mg/d,均低于投加225mMH₂O₂的土样，并且此间TPH的生物去除率分别仅为11％和5％。这进一步说明，溶解性氨氮的利用速率决定了生物对TPH的降解速率，而非氨氮的含量。

除此之外，在投加450mMH₂O₂和900mMH₂O₂的土壤中(图7a₁)，氨氮的利用速率和TPH的生物降解速率都呈现先升高再降低的规律。但不同的是，投加450mMH₂O₂的土壤的氨氮利用率的提升时间与投加900mMH₂O₂的土壤相比大约提前了10天，在生物降解的第10天至第20天时，投加450mMH₂O₂的土壤氨氮的利用速率和TPH的生物去除率分别提升至0.096mg/d和18％。而投加900mMH₂O₂的土壤的氨氮利用率和TPH的生物去除率在第20-40天分别提升至0.063mg/d和15％。由此可见，在不同的氧化条件下，氨氮的利用率呈现不同的规律。而造成这一结果的原因这可能是投加不同浓度H₂O₂导致土壤中微生物的数量和活性不同。当投加225mMH₂O₂时，土壤中微生物的损失最小(10^1.2cfu/g土)并且也最容易恢复，因此在生物降解的初期氨氮的利用速率和TPH的生物降解率最高，而投加450mMH₂O₂后，微生物的损失量(10^2.3cfu/g土)高于225mMH₂O₂的土壤，需要大约10天的恢复期，因此在第10天之后，氨氮的利用率和TPH的生物降解速率都明显提高。而对于投加900mMH₂O₂的土壤，微生物的损失最多，活性也最差，因此恢复期更长，氨氮利用率和TPH去除率的提升时间也更加滞后。

对于不外加溶解性铁的反应体系(图7b₁)，溶解性氨氮的利用规律和TPH的降解规律与外加溶解性铁的体系一致。不同的是，与外加溶解性铁实验组相比，不外加溶解性铁的体系在化学氧化后释放的氨氮量更低并且微生物的损失更大，这也就导致了氨氮的消耗速率和TPH的生物去除速率低于同等H₂O₂浓度下的外加溶解性铁的实验组。

除了氨氮，化学氧化后硝氮(图7a₂、图7b₂)和亚硝氮(图7a₃、图7b₃)的浓度也明显提高，尤其是对于外加溶解性铁的实验组(图7a₂)，其硝氮的浓度是氧化前的2-3倍，且其浓度随着H₂O₂的投加浓度的增高而增高，但是，由于硝氮的释放量较低，最高只有68mg/kg，并且在生物修复的前10天就基本被完全利用；而对于不外加溶解性铁的实验组(图7b₂)，化学氧化后硝氮浓度基本不变，因此硝氮不是生物修复过程中的主要氮源。而对于亚硝氮，化学氧化后其释放量更低，最高仅为14mg/kg(图7a₃)，并且由于亚硝氮不稳定，因此在生物修复过程中呈现动态变化并无明显规律，因此也不是主要氮源。

从图7a₄和7b₄中可以看出，TOC作为TPH之外的另一种主要碳源，在化学氧化后其浓度明显提高，H₂O₂的投加浓度越高，TOC的释放量越大，并且外加溶解性铁实验组的TOC浓度(图7a₄₎高于不外加溶解性铁实验组(图7b₄)。随着降解时间的推移，TOC不断被生物利用最终与未处理的土壤中的TOC浓度相似，这与Tim的研究一致。在外加溶解性铁的实验组(a组)，投加225mMH₂O₂和450mMH₂O₂土壤TOC的利用规律相似，TOC利用速率都随着降解时间的延长而逐渐降低。不同的是，450mMH₂O₂土壤TOC的利用速率一直高于225mM，但是其TPH的生物去除率(47％)低于225mM的土壤(53％)。而投加900mMH₂O₂的土壤的TOC的利用速率先升高后降低，与TPH的去除规律一致，但不同的是TOC的利用速率在第10天后明显提高，从0.008mg/d提升至0.016mg/d，而TPH的生物降解率的提升时间略微滞后，第20天之后从5％提升至14％。这可能是由于900mMH₂O₂微生物损失最大，因此需要更长的修复时间，而TOC会优先被微生物所利用以帮助微生物恢复活性。对于不外加溶解性铁的实验组(图7b₄)，TOC的利用规律与外加溶解性铁实验组相似(图7a₄)，其中投加225mMH₂O₂和450mMH₂O₂土壤，由于氧化后TOC的产量较低，因此产生的TOC在第40天就基本被完全利用。而对于投加900mMH₂O₂的土壤，由于微生物数量损失较大，TOC的利用较慢，直到第80天才被完全利用，所以微生物的恢复周期较长，TPH的生物降解率一直低于未经处理的土壤(图6b)。

3.3、化学氧化对后期生物降解的影响

图8表示经过不同化学氧化后石油各组分的去除量以及经过为期80天的生物降解后各组分的降解量。从图8(a₁)中可以看出，在外加溶解性铁的体系中，H₂O₂投加浓度越大，各组分的去除量越高。当投加H₂O₂浓度为225mMH₂O₂时，总烃的化学氧化量最低，平均每千克土样仅氧化总烃559mg，其中C₁₃-C₂₂的去除率均低于15％，C₁₈的去除率最高也仅为13％，而且由于C₂₉、C₃₀的裂解，C₂₃-C₂₈的浓度不降反增。但是在80天的生物降解过程中(图8(a₂))，其生物降解量却最高，每千克土样80天内降解总烃12561mg,是未处理土样的2.2倍，其中C₁₅-C₂₅的生物去除量是未经化学处理土样的1.5-2倍，而C₂₆-C₃₀的生物去除量是未经化学处理土样的6.2-8.4倍。可见经过投加225mMH₂O₂氧化处理后促进了后续的生物降解，尤其是长链烃的降解。当投加H₂O₂浓度为450mMH₂O₂时，总烃的化学氧化量为3726mg/kg土,高于投加225mMH₂O₂土样的相应值，但是在80天的生物降解过程中，其生物降解量为11974mg/kg土，略低于投加225mMH₂O₂的土样，且各组分的生物降解量均低于投加225mMH₂O₂的土样。当投加H₂O₂浓度为900mMH₂O₂时，总烃的化学氧化量最高，平均每千克土样氧化总烃5949kg，氧化率达到26％，但是其80天的生物降解量最低，仅为8104mg/kg土，其中C₁₅-C₂₅的生物去除量仅是未经化学处理土样的1.1-1.2倍，而C₂₆-C₃₀的生物去除量仅是未经化学处理土样的3-5倍。由此可见，虽然化学氧化促进了后期的生物降解，但是并不是化学氧化量越高，生物降解量越大。但不同的化学氧化过程影响了土壤中的营养释放和微生物活性，但营养和微生物活性是影响后期的生物降解过程的关键因素。

而对于不外加溶解性铁的体系(图8(b₁))，H₂O₂主要作用于C₂₄以内的短链烃，长链烃很难被氧化。当投加225mMH₂O₂时，各组分的氧化量均低于外加溶解性铁体系的相应值。但是在80天的生物降解过程中(图8(b₂))，每千克土样生物降解量与外加铁体系的相应值相近，高达10671mg，是未处理土样的1.9倍，其中C₁₅-C₂₅的生物去除量是未经化学处理土样的1.3-1.8倍，而C₂₆-C₃₀的生物去除量是未经化学处理土样的3.2-5.8倍。当投加H₂O₂浓度为450mMH₂O₂时，总烃的化学氧化量为3671mg/kg土,高于投加225mMH₂O₂土样的相应值，但是在80天的生物降解过程中，其生物降解量为9015mg/kg土，低于投加225mMH₂O₂的相应值。而当投加H₂O₂浓度为900mMH₂O₂时，总烃的化学氧化率高达22％，平均每千克土样氧化总烃5103kg，但是其80天的生物降解量仅为5590mg/kg土，低于未经化学氧化的相应值，其中C₁₅-C₂₅的生物去除量低于未经化学处理土样的相应，但C₂₆-C₃₀的生物去除量仅是未经化学处理土样的3-5倍。这进一步说明化学氧化会影响后期的生物降解，但并不是化学氧化量越高越好。在不外加铁的体系中，由于微生物更容易失活且营养释放较低，因此投加225mM的H₂O₂更利于后期的生物降解。

结论：

(1)外加2.9mM溶解性铁条件下，投加200mM～900mMH₂O₂的Fenton氧化后，可以释放大量的溶解性营养。其中TOC的释放量高达151mg/kg，溶解性氨氮的释放量高达763mg/kg,并且对微生物数量损失较少，为10^1.3cfu/g土-10^4.3cfu/g土。

(2)在外加溶解性铁的条件下，TPH的去除率随着H₂O₂投加浓度的提高而增大，当H₂O₂投加浓度分别为225mM、450mM、900mM时，TPH的去除率分别为2.4％、15.9％、25.4％，且对于长链烃C₂₅-C₃₀，需要投加高浓度的H₂O₂才能有效去除。在不外加溶解性铁的条件下，虽然TPH的氧化量与外加溶解性铁实验组的相应值相近，但是主要氧化的是组分C₁₁-C₂₄，C₂₅-C₃₀的氧化量较低。

(3)H₂O₂投加浓度越低，石油烃的生物去除率越高。在外加溶解性铁(2.9mM)体系中，投加225mM、450mM、900mMH₂O₂的Fenton预氧化在80天的生物去除率可分别达到54％、51％、34％，均高于未处理土样的生物去除率(23％)，而在不外加溶解性体系中，投加225mM、450mM、900mMH₂O₂的Fenton预氧化在80天的生物去除率可分别达到45％、38％、23％。因此投加H₂O₂浓度为225mM是促进后续生物修复的最佳方法。

(4)溶解性营养的利用速率决定了微生物生物对TPH的降解速率，氨氮利用越快，石油烃的降解速度越快。TOC作为TPH之外的另一种主要碳源优先被微生物利用，以恢复生物活性。

(5)化学氧化促进了后期的生物降解，尤其是C₂₅-C₃₀的生物降解量明显提高。但是并不是化学氧化量越高，生物降解量越大。化学氧化过程影响了土壤中的营养释放和微生物活性，而营养利用和微生物活性是影响后期的生物降解过程的关键因素。

Claims (7)

1.一种能够促进生物修复石油污染土壤的方法，对于污染土壤，首先通过氧化修复，然后通过生物修复，其特征在于：在氧化修复过程中，氧化试剂为H₂O₂溶液，通过H₂O₂溶液氧化修复来促进后期生物修复，氧化修复后的生物修复过程中，不另外加入微生物的营养，直接通过污染土壤中自身的微生物进行生物修复。

2.如权利要求1所述的方法，其特征在于：所述的污染土壤的石油烃含量为23.44g/kg。

3.如权利要求1或2所述的方法，其特征在于：每5g石油污染土壤中，加入的双氧水的量为0.3mL～10.8mL，H₂O₂溶液的浓度控制在200mM～900mM。

4.如权利要求3或2所述的方法，其特征在于：每5g石油污染土壤中，加入的双氧水的量为1.35mL，H₂O₂溶液的浓度控制在225mM。

5.如权利要求1、2、3或4所述的方法，其特征在于：氧化试剂中还加入有溶解性铁，形成Fenton试剂。

6.如权利要求5所述的方法，其特征在于：所述的Fenton试剂中溶解性铁的浓度控制在2.9mM。

7.如权利要求5所述的方法，其特征在于：所述的溶解性铁为硫酸亚铁。