石化場(chǎng)地污染土壤生物修復(fù)技術(shù)研究

曹斐姝，陳婷婷，梁家宇，廖長(zhǎng)君，朱紅祥，宋海農(nóng)，陳冠益，蘇 建,3*

(1.廣西博世科環(huán)?？萍脊煞萦邢薰荆瑥V西 南寧 530007； 2.天津大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，天津 300072；3.湖南大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，湖南 長(zhǎng)沙 410082)

隨著經(jīng)濟(jì)的高速發(fā)展，人們對(duì)石油的需求量不斷攀升。但過去數(shù)十年來采油工藝相對(duì)落后、防滲水平不佳，同時(shí)環(huán)境保護(hù)措施和影響評(píng)價(jià)體系相對(duì)落后，污染控制和修復(fù)技術(shù)缺乏，導(dǎo)致石油煉化廠內(nèi)油罐區(qū)、裝置區(qū)、輸油管線區(qū)及污水處理區(qū)存在泄露，造成大量土壤及地下水受到石油污染[1]。石油烴類物質(zhì)可改變土壤有機(jī)質(zhì)的組成和結(jié)構(gòu)，減少土壤中有效氮、磷含量，同時(shí)由于該類物質(zhì)黏度大，易堵塞土壤孔隙，影響土壤通氣性，引起較高的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)[2]。

利用微生物代謝活動(dòng)來降解土壤中石油烴的生物修復(fù)法是目前研究的熱點(diǎn)。微生物可將石油烴最終降解為CO2、H2O，具有成本低、可處理污染物范圍廣、對(duì)土壤擾動(dòng)小等優(yōu)勢(shì)[3]。生物修復(fù)法常用的手段主要分為生物強(qiáng)化、生物刺激等。生物強(qiáng)化是加入具有高效降解能力的外源微生物菌種或菌群來促進(jìn)石油烴的降解；生物刺激一般是通過加入微生物代謝所需的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)、氧氣等，營(yíng)造適宜微生物正常代謝活動(dòng)的環(huán)境條件，以增加土著微生物的活動(dòng)，從而促進(jìn)石油烴的降解。另外，也可提供微生物降解過程所需的電子受體、共代謝底物，或者加入表面活性劑以及分散劑提高石油烴的溶解度，從而提高其生物可利用性[4]。添加不同類型的疏松材料(如鋸末、秸稈等)可增大土壤孔隙度，提高土壤通氣性和保水、保肥能力[2]。然而，影響生物修復(fù)石油污染土壤的因素較多，如生物刺激受環(huán)境因素(如污染時(shí)間、污染物類型及濃度等)影響較大，修復(fù)效果不穩(wěn)定，并且加入營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)過多會(huì)抑制微生物的降解能力[5]；生物強(qiáng)化添加的外源微生物易受土壤水分、溫度、通氣性和碳氮比等影響，也可能因污染物毒性而失活[6]，同時(shí)外源微生物也容易受到土著微生物的激烈競(jìng)爭(zhēng)[7]，很難保持長(zhǎng)期效應(yīng)。因此，針對(duì)不同類型的污染土壤，不同生物方法的修復(fù)效果也明顯不同[2,4]。

目前用于石油污染土壤生物修復(fù)的功能性降解菌株，大多來源于篩選的土著菌株或其它具有石油烴降解功能的菌株，如芽孢桿菌Bacilluscereus[1]、白腐真菌Pleurotusostreatus[4]、假單胞菌Pseudomonasaeruginosa[7]，且在實(shí)驗(yàn)室研究較多。雖然生物制劑的生產(chǎn)工藝已較為成熟，但相關(guān)功能菌株的篩選、擴(kuò)大培養(yǎng)時(shí)間較長(zhǎng)，限制了其在石油污染土壤修復(fù)的工程化應(yīng)用。目前市售生物制劑產(chǎn)品多以水處理生物制劑、農(nóng)田生物有機(jī)肥居多，可應(yīng)用于石化場(chǎng)地污染土壤的專用生物制劑產(chǎn)品較少。因此，作者選取3種針對(duì)石化廢水處理的市售生物制劑，考察其在石油污染土壤中的應(yīng)用效果，評(píng)價(jià)生物刺激、生物強(qiáng)化以及生物刺激+生物強(qiáng)化等處理方法的修復(fù)效果，并在現(xiàn)場(chǎng)試驗(yàn)階段探索細(xì)菌總數(shù)、總有機(jī)碳、全氮及總磷的變化規(guī)律，通過相關(guān)性分析土壤理化指標(biāo)、總石油烴去除率之間的關(guān)系，以期為大面積生物修復(fù)石油污染土壤提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)和理論依據(jù)。

1 實(shí)驗(yàn)

1.1 材料、試劑與生物制劑

污染土壤，采自甘肅慶陽(yáng)某石化污染場(chǎng)地表層以下0～50 cm 處，去除植物殘?bào)w及其它雜物，風(fēng)干，研碎后過20目篩，備用。污染土壤的理化性質(zhì)如表1所示。

表1 污染土壤的理化性質(zhì)Tab.1 Physiochemical characteristics of contaminated soil

雞糞有機(jī)肥(有機(jī)質(zhì)含量≥45%，含有巨大芽孢桿菌、膠凍樣芽孢桿菌、酵母菌以及固氮菌、解磷菌、解鉀菌、抗病菌等多種微生物，有效活菌數(shù)≥2×107CFU·g-1)，甘肅白銀青沃肥業(yè)有限公司。鋸末，取自當(dāng)?shù)剞r(nóng)貿(mào)市場(chǎng)，曬干，粉碎后過2 mm篩。農(nóng)用硝酸鉀(全氮13.5%，硝態(tài)氮13.5%，鉀46.0%)，青海聯(lián)大化工科技有限公司；磷酸二氫鉀(KH2PO4≥99%，以干基計(jì))，濰坊翔宇肥業(yè)有限公司。

硝酸鉀、磷酸二氫鉀、無(wú)水硫酸鈉，分析純，國(guó)藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司；正己烷、丙酮、二氯甲烷，色譜純，Amresco公司。

生物制劑BWFOR[主要成分為芽孢桿菌(Bacillussp.)、酵母菌(Saccharomycessp.)、微球菌(Micrococcaceaesp.)等]、生物制劑BWFMe(主要成分為大分子生物酶)，凍干粉劑，佛山碧沃豐生物科技股份有限公司；生物制劑ArOR，日本阿特爾國(guó)際有限公司。

1.2 分析測(cè)試

采用紅外分光光度法(HJ 637-2018)測(cè)定泥漿中的含油量(mg·L-1)，采用氣相色譜法(HJ 1021-2019)測(cè)定土壤中總石油烴(TPH，total petroleum hydrocarbons)含量(mg·kg-1)。TPH去除率(η，%)按下式計(jì)算：

式中：ω0為泥漿初始含油量或土壤中初始TPH含量；ωi為第id后的泥漿含油量或土壤中TPH含量。

采用電位法(HJ 962-2018)測(cè)定土壤pH值，采用重量法(HJ 613-2011)測(cè)定土壤含水率，采用重鉻酸鉀氧化-分光光度法(HJ 615-2011)測(cè)定土壤中總有機(jī)碳(TOC，total organic carbon)含量，采用凱氏法(HJ 717-2014)測(cè)定土壤中全氮(TN，total nitrogen)含量，采用堿熔-鉬銻抗分光光度法(HJ 632-2011)測(cè)定土壤中總磷(TP，total phosphorus)含量，采用平板計(jì)數(shù)法(CJ/T 221-2005)測(cè)定土壤中細(xì)菌總數(shù)。

數(shù)據(jù)結(jié)果利用SPSS 25軟件進(jìn)行顯著性及相關(guān)性分析。

1.3 生物修復(fù)方法

1.3.1 生物制劑的篩選

取240 g過篩后的污染土壤于1 L燒瓶中，按水土比3∶1(mL∶g)加入720 mL去離子水，攪拌混勻。根據(jù)說明書操作，即按4.54×10-2mg·(mL泥漿)-1、3.13×10-2mg·(mL泥漿)-1、1×10-2mg·(mL泥漿)-1分別加入生物制劑BWFOR、BWFMe、ArOR，營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)按最終質(zhì)量比wC∶wN∶wP=100∶10∶1進(jìn)行補(bǔ)充。然后將培養(yǎng)瓶于25 ℃、100 r·min-1下振蕩，于第0 d、7 d、28 d取樣測(cè)定TPH含量，并根據(jù)重量適時(shí)補(bǔ)充液體。每組樣品設(shè)置3個(gè)平行，以不加任何生物制劑的樣品為空白對(duì)照(BC)。

1.3.2 不同生物修復(fù)方法的實(shí)驗(yàn)室研究

實(shí)驗(yàn)設(shè)置對(duì)照組(CK)、生物刺激組(BS)、生物強(qiáng)化組(BA)、生物刺激+生物強(qiáng)化組(BSA)共4 種處理方法，每種方法設(shè)置3個(gè)平行。每組分別取300 g過篩后的污染土壤，按表2進(jìn)行處理，其中BA、BSA組加入的菌劑為篩選出的生物制劑。充分?jǐn)嚢杌靹蚝?，?5 ℃下養(yǎng)護(hù)。每天定時(shí)翻動(dòng)土壤，并加入去離子水，保持含水率為30%±2%，分別在第0 d、10 d、30 d、40 d、70 d取樣測(cè)定TPH含量。

表2 實(shí)驗(yàn)室處理方法設(shè)計(jì)Tab.2 Design of treatment method in laboratory

1.3.3 不同生物修復(fù)方法的現(xiàn)場(chǎng)試驗(yàn)研究

現(xiàn)場(chǎng)試驗(yàn)于2019年12月在溫室大棚內(nèi)進(jìn)行，大棚內(nèi)地面硬化后鋪設(shè)HDPE防滲膜，棚外配備有尾氣處理裝置。試驗(yàn)期間，棚內(nèi)溫度為(10±2) ℃，棚外溫度為-7～2 ℃。試驗(yàn)設(shè)置對(duì)照組(FCK)、生物刺激組(FBS)、生物刺激+生物強(qiáng)化組(FBSA)共3種處理方法。每組分別取4 m3篩分后的污染土壤，按表3進(jìn)行處理，其中FBSA組加入的菌劑為篩選出的生物制劑。充分?jǐn)嚢杌靹蚝?，分別堆成2 m×2 m×1.2 m(長(zhǎng)×寬×高)的堆體，并在堆體0.5 m高處放置帶篩網(wǎng)的通氣管(圖1)，每個(gè)堆體鋪設(shè)HDPE防滲膜進(jìn)行保溫。期間早晚通氣并補(bǔ)充水分，維持堆體含氧量20%±3%、含水率30%±2%，分別在第0 d、40 d、70 d、100 d、130 d測(cè)定TPH含量、TOC含量、TN含量、TP含量及細(xì)菌總數(shù)。同時(shí)，還探索了無(wú)機(jī)NPK(KNO3、KH2PO4)和有機(jī)肥對(duì)TPH降解效果的影響。

表3 現(xiàn)場(chǎng)試驗(yàn)處理方法設(shè)計(jì)Tab.3 Design of treatment method in field test

圖1 現(xiàn)場(chǎng)試驗(yàn)堆體設(shè)計(jì)Fig.1 Biopile design of field test

2 結(jié)果與討論

2.1 生物制劑篩選結(jié)果

泥漿體系下土壤中TPH含量隨時(shí)間的變化如圖2所示，泥漿體系下第7 d、28 d土壤中TPH去除率及平均降解速率見表4。

圖2 泥漿體系下土壤中TPH含量隨時(shí)間的變化Fig.2 Change of TPH content in soil with time under slurry system

表4 泥漿體系下第7 d、28 d土壤中TPH去除率及平均降解速率Tab.4 TPH removal rate and average degradation rate at 7th and 28th day under slurry system

由圖2、表4可知，泥漿體系下不同處理組從第7 d已經(jīng)出現(xiàn)顯著差異(P<0.05)，表明,使用泥漿體系可在較短時(shí)間內(nèi)快速篩選出有效的生物制劑。其中，BC組在第28 d時(shí)TPH去除率為25.9%，但平均降解速率緩慢。這是由于,污染土壤中的土著微生物長(zhǎng)期在高濃度TPH的刺激下生長(zhǎng)，已經(jīng)具備了對(duì)TPH的適應(yīng)和代謝能力[4]。向土壤中加入大量的去離子水制成泥漿，可稀釋污染物濃度，降低污染物對(duì)微生物的毒害作用[8]。同時(shí)，反應(yīng)體系中TPH的降解過程為好氧降解過程，在保持通氣的泥漿狀態(tài)下，土著微生物、污染物、溶解氧間的傳遞速度快，污染物在固-液間的傳質(zhì)作用得到大幅提升，能夠最大程度地發(fā)揮微生物的降解作用[9]。因此，僅加入去離子水構(gòu)建泥漿體系也能促進(jìn)TPH的降解。

由表4可知，BWFOR組對(duì)TPH的去除率及平均降解速率最高，且第7 d的平均降解速率可達(dá)748 mg·kg-1·d-1，約為BC組的2.3倍。表明，BWFOR中的外源微生物能夠較好地促進(jìn)TPH的降解。研究表明，芽孢桿菌本身對(duì)TPH具有良好的降解作用，且可代謝產(chǎn)生陰離子型糖脂類表面活性劑，對(duì)污染物產(chǎn)生增溶作用，進(jìn)一步促進(jìn)TPH的降解[10]。BWFMe組在第28 d的TPH去除率僅次于BWFOR組，為37.8%。漆酶[11]、辣根過氧化物酶[12]等對(duì)石油烴物質(zhì)具有良好的催化氧化作用，通過催化C-C、C-O鍵的斷裂，提高石油烴類物質(zhì)的降解效果[13]。但酶活性受溫度、pH值、共存離子以及底物特性的影響較大[14]。多數(shù)酶能夠發(fā)揮最佳活性的溫度區(qū)間為25～50 ℃，最適pH值區(qū)間為6～8[15]。金屬離子Zn2+、Pb2+、K+等以及鹵族陰離子等都可能會(huì)對(duì)酶活性產(chǎn)生抑制作用[16]。ArOR組在第7 d時(shí)的TPH去除率與BC組相當(dāng)，但第28 d時(shí)較BC組高約10%，推測(cè)ArOR中的微生物對(duì)高濃度TPH具有降解滯后期[17]。另外，不同處理組第28 d的平均降解速率均低于第7 d，這與微生物的生長(zhǎng)期以及體系的營(yíng)養(yǎng)條件、含氧量等有關(guān)[3]。綜上，不同處理組對(duì)TPH降解效果排序?yàn)椋築WFOR>BWFMe≈ArOR>BC。因此，生物制劑選擇BWFOR。

2.2 不同生物修復(fù)方法對(duì)石油烴污染土壤的修復(fù)效果

2.2.1 實(shí)驗(yàn)室結(jié)果

基于BWFOR開展的不同生物修復(fù)方法去除TPH的實(shí)驗(yàn)室結(jié)果如圖3所示。

圖3 不同生物修復(fù)方法去除TPH的實(shí)驗(yàn)室結(jié)果Fig.3 TPH removal results by different bioremediation methods in laboratory

由圖3a可知，在70 d內(nèi)，不同處理組的TPH含量均有不同程度的降低，且BS、BA、BSA組的TPH降解效果均明顯優(yōu)于CK組(P<0.05)。由圖3b可知，在第10 d時(shí)，BSA組的TPH去除率最高，說明添加的外源微生物及營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)為TPH的降解營(yíng)造了較好的環(huán)境條件，能夠快速促進(jìn)TPH的降解。在第 30 d時(shí)，BA組的TPH去除率最高，BSA組次之。但從第40 d開始，BS組開始顯示出較好的TPH降解效果，并在第70 d時(shí)TPH去除率達(dá)到最高，為57%，顯著高于其它處理組(P<0.05)，此時(shí)土壤中TPH含量為9 340 mg·kg-1。但BA組和BSA組在第70 d時(shí)的TPH去除率約為48%，且差異不顯著。雖然引入外源微生物可加速TPH的降解，但會(huì)影響土著微生物的組成并與之發(fā)生激烈的競(jìng)爭(zhēng)作用，導(dǎo)致TPH的高效降解很難維持[18-20]。另外，隨著時(shí)間的延長(zhǎng)，添加的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)也被逐漸消耗，外源微生物的生長(zhǎng)代謝受到一定限制，也會(huì)導(dǎo)致TPH的降解效果難以長(zhǎng)期保持[21]。因此，引入外源微生物在短期內(nèi)(≤30 d)可保持良好的降解效果，但隨著時(shí)間的延長(zhǎng)(>40 d)，對(duì)土著微生物進(jìn)行生物刺激能夠較好地保證TPH的持續(xù)去除。生物刺激法修復(fù)時(shí)，土壤中脫氫酶、過氧化氫酶及脲酶的活性得到明顯提高，從而加快了石油污染物的生物降解[22]。這也說明市售水處理生物制劑應(yīng)用于土壤修復(fù)的效果有限，不同處理組在第70 d時(shí)的TPH去除率排序?yàn)椋築S>BSA>BA>CK。

2.2.2 現(xiàn)場(chǎng)試驗(yàn)結(jié)果

2.2.2.1 TPH去除效果

不同生物修復(fù)方法去除TPH的現(xiàn)場(chǎng)試驗(yàn)結(jié)果如圖4所示。

圖4 不同生物修復(fù)方法去除TPH的現(xiàn)場(chǎng)試驗(yàn)結(jié)果Fig.4 TPH removal results by different bioremediation methods in field test

由圖4可知，不同處理組的TPH含量均隨時(shí)間的延長(zhǎng)逐漸下降；0～40 d時(shí)，TPH含量下降緩慢；40～70 d時(shí)，下降趨勢(shì)加快；70～130 d時(shí)，下降趨勢(shì)逐漸放緩。這與修復(fù)不同階段土壤的理化性質(zhì)及細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)有關(guān)。第130 d時(shí)，F(xiàn)BS-F組的TPH含量從14 926 mg·kg-1降低至6 230 mg·kg-1，TPH去除率約為58%，與實(shí)驗(yàn)室結(jié)果相近；FCK組的TPH去除率最低(P<0.05)，約為21%；其它3組FBSA-F、FBS-NPK、FBSA-NPK的TPH去除率差異不顯著(P>0.05)，約為50%。不同處理組在第130 d時(shí)的TPH去除率排序?yàn)椋篎BS-F>FBSA-F≈FBS-NPK≈FBSA-NPK>FCK。

2.2.2.2 細(xì)菌總數(shù)變化

現(xiàn)場(chǎng)試驗(yàn)期間細(xì)菌總數(shù)隨時(shí)間的變化如圖5所示。

圖5 現(xiàn)場(chǎng)試驗(yàn)期間細(xì)菌總數(shù)隨時(shí)間的變化Fig.5 Change of total bacterial count with time in field test

由圖5可知，F(xiàn)CK組的細(xì)菌總數(shù)在現(xiàn)場(chǎng)試驗(yàn)期間始終維持在較低水平(0.66×106～8×106CFU·g-1)，其它處理組中的細(xì)菌總數(shù)較FCK組至少高出2個(gè)數(shù)量級(jí)。但不同處理組的細(xì)菌總數(shù)呈現(xiàn)出相似的變化趨勢(shì)，即：第40 d時(shí)，細(xì)菌總數(shù)上升到最高值，然后在第100 d時(shí)下降到最低值，最后在100～130 d時(shí)緩慢上升，這與孫先鋒等[23]、張秀霞等[24]的研究結(jié)果一致。第40 d時(shí)，F(xiàn)BS-F組的細(xì)菌總數(shù)最高(P<0.05)，其次為FBS-NPK組；50 d后，添加有機(jī)肥的處理組的細(xì)菌總數(shù)一直高于添加無(wú)機(jī)NPK的處理組。相較于單一的無(wú)機(jī)NPK化合物，有機(jī)肥是畜禽廢棄物發(fā)酵的產(chǎn)物，不僅含有N、P、K等元素，還含有較多的有機(jī)質(zhì)以及活性微生物，能夠有效增加土壤中微生物的多樣性[25]，并提高相關(guān)降解酶的活性[26]。

另外，添加外源微生物的FBSA組在前70 d并未呈現(xiàn)較高的細(xì)菌總數(shù)，但在第130 d時(shí)，F(xiàn)BSA-F組的細(xì)菌總數(shù)最高(P<0.05)。據(jù)此推測(cè)，在0～70 d時(shí)，添加的外源微生物在高濃度TPH的環(huán)境下處于降解滯后期[4]，或與土著微生物、有機(jī)肥中的微生物產(chǎn)生競(jìng)爭(zhēng)作用，未能表現(xiàn)出較高的降解效率，此階段TPH含量的下降主要是由于營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的加入促進(jìn)了土著微生物的代謝降解。70 d后，隨著TPH含量的下降，添加的外源微生物在土壤中成功定殖，生物活性提高，開始發(fā)揮降解作用，但由于前期營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的消耗，導(dǎo)致TPH的去除量有限。

2.2.2.3 土壤理化性質(zhì)變化

現(xiàn)場(chǎng)試驗(yàn)期間土壤理化性質(zhì)隨時(shí)間的變化如圖6所示。

圖6 現(xiàn)場(chǎng)試驗(yàn)期間土壤理化性質(zhì)隨時(shí)間的變化Fig.6 Change of physiochemical characteristics of soil with time in field test

由圖6可知，除TN含量在不同處理組間的變化趨勢(shì)不同外，TOC和TP含量都具有相似的變化趨勢(shì)。TOC含量(圖6a)與TPH去除率(圖4b)呈極顯著負(fù)相關(guān)(P<0.01)。在0～40 d時(shí)，各處理組的TOC含量基本穩(wěn)定(25～40 g·kg-1)；在40～70 d時(shí)，TOC含量急劇下降至(4.1±1.2) g·kg-1左右；此后至第130 d，基本保持不變。

由圖6b可知，F(xiàn)CK組中TN含量始終維持在(580±90) mg·kg-1左右，添加有機(jī)肥的處理組呈先上升后下降趨勢(shì)，添加無(wú)機(jī)NPK的處理組呈緩慢下降趨勢(shì)。另外，在第0 d時(shí)，添加無(wú)機(jī)NPK處理組的TN含量約是添加有機(jī)肥處理組的2倍，但在第40 d時(shí)，后者的TN含量超過了前者。無(wú)機(jī)NPK化合物中的N、P、K元素溶解度較高，進(jìn)入土壤后能夠迅速釋放。有機(jī)肥中的有機(jī)質(zhì)在施入土壤后，雖然短期內(nèi)難以被迅速分解，但有機(jī)肥中大量的有益微生物在進(jìn)入土壤后可進(jìn)行大量繁殖，促進(jìn)有機(jī)質(zhì)釋放[27]；有機(jī)肥還可促使土壤不斷釋放出遲效態(tài)N、P、K，減緩?fù)寥繲N及有效態(tài)N、P、K的消耗，從而使土壤TN、有效磷、速效鉀的含量升高，因此，有機(jī)肥中的有機(jī)質(zhì)有一定的緩釋效應(yīng)[28]。相關(guān)研究表明，土壤TN與TPH的相關(guān)關(guān)系極顯著(P<0.01)，在土壤中加入氮能夠有效提高微生物數(shù)量,進(jìn)而促進(jìn)TPH的降解[2]。因此，TPH在40～70 d時(shí)的去除速率變快，主要是由于添加營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)后，土壤中微生物群落較多(圖5)、TN含量較高(圖6b)，從而為TPH的降解營(yíng)造了良好的環(huán)境條件。

由圖6c可知，添加有機(jī)肥的處理組土壤中TP含量約為1 100 mg·kg-1，添加無(wú)機(jī)NPK的處理組約為730 mg·kg-1，表明有機(jī)肥中磷含量較無(wú)機(jī)NPK化合物高。FCK組的TP含量在0～100 d呈較為穩(wěn)定的狀態(tài)，但在100～130 d時(shí)緩慢下降；其它4組處理組TP含量在第40 d時(shí)最低，在40～100 d時(shí)緩慢升高，在100～130 d時(shí)緩慢下降。由相關(guān)性分析可知，修復(fù)期間的細(xì)菌總數(shù)與TN、TP含量呈顯著正相關(guān)(P<0.05)。研究表明，氮、磷等營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)是影響石油烴降解菌繁殖的限制性因素，適當(dāng)補(bǔ)充氮、磷等可增加降解菌數(shù)量，提高微生物的降解效率[2,5,29]。

3 結(jié)論

(1)按照水土比3∶1(mL∶g)配制泥漿體系，考察3種生物制劑對(duì)污染土壤TPH的去除效果，BWFOR組在第28 d的TPH去除率最高，為41.8%；BWFMe組和ArOR組的TPH去除率分別為37.8%和35.9%，去除效果差異不顯著。表明，通過添加降解菌對(duì)去除TPH優(yōu)于直接添加降解酶。另外，加入的大量去離水可增加污染物-土壤-微生物間的傳質(zhì)作用。因此，生物制劑選擇BWFOR。

(2)選擇生物制劑BWFOR開展實(shí)驗(yàn)室研究，在維持土壤含水率30%±2%的條件下，70 d時(shí)TPH去除率排序?yàn)椋築S>BSA>BA>CK，其中BS組的TPH去除率為57%，即生物刺激的效果優(yōu)于生物強(qiáng)化，同時(shí)也表明，市售水處理生物制劑應(yīng)用于土壤修復(fù)的效果有限。

(3)開展現(xiàn)場(chǎng)試驗(yàn)時(shí)，在土壤含水率30%±2%、含氧量20%±3%的條件下，第130 d時(shí)TPH去除率排序?yàn)椋篎BS-F>FBSA-F≈FBS-NPK≈FBSA-NPK>FCK，其中FBS-F組的TPH去除率約為58%，即生物刺激的效果優(yōu)于生物強(qiáng)化，與實(shí)驗(yàn)室結(jié)果一致，且添加有機(jī)肥的效果明顯優(yōu)于添加無(wú)機(jī)NPK。土壤中細(xì)菌總數(shù)與TN、TP含量呈顯著正相關(guān)(P<0.05)，表明，增加氮、磷等營(yíng)養(yǎng)元素，可增加降解菌的數(shù)量，從而提高TPH去除率。