Fe2+-熱活化過(guò)硫酸鈉氧化降解菲及其對(duì)土壤的影響*

伍 林 劉燕澤華 王麗萍

(中國(guó)礦業(yè)大學(xué)環(huán)境與測(cè)繪學(xué)院,江蘇 徐州 221116)

環(huán)境中多環(huán)芳烴(PAHs)主要來(lái)源于工業(yè)燃燒、石油生產(chǎn)和運(yùn)輸泄漏等人類活動(dòng)[1]。PAHs結(jié)構(gòu)復(fù)雜,具有“三致”效應(yīng),是一類難降解有機(jī)污染物?；瘜W(xué)氧化能將難降解有機(jī)污染物氧化降解為更簡(jiǎn)單、更親水的中間體,提高生物可降解性[2-3]。

菲是一種典型的3環(huán)PAHs,因常見(jiàn)于PAHs污染場(chǎng)地而被廣泛關(guān)注。因此,本研究以菲為典型PAHs制備了菲污染土壤,在β-CD添加下用Fe2+-熱活化Na2S2O8進(jìn)行氧化修復(fù),分析Na2S2O8、Fe2+和β-CD劑量對(duì)菲降解率的影響;通過(guò)測(cè)定Fe2+、熱活化階段的主要中間體和自由基,解析菲氧化降解途徑;分析氧化后土壤pH、氧化還原電位(ORP)、溶解性有機(jī)碳(DOC)和細(xì)菌群落的變化,明晰氧化過(guò)程對(duì)土壤的影響,以期為PAHs污染場(chǎng)地修復(fù)提供技術(shù)支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

未被菲污染的原土(YT)來(lái)自云南省紅河州蒙自市,為酸性紅壤,除去石塊、枯葉,經(jīng)自然干燥研磨,過(guò)2 mm篩,混勻備用,基本理化性質(zhì)如表1所示。

表1 YT基本理化性質(zhì)Table 1 Basic physical and chemical properties of YT

將菲先溶于丙酮中,再倒入YT混勻,待丙酮揮發(fā)后裝入密封袋,室溫下避光老化1個(gè)月,模擬菲污染土壤,污染土壤中菲質(zhì)量濃度為615.74 mg/kg。

試驗(yàn)所用Na2S2O8、七水合硫酸亞鐵、β-CD、菲等均為分析純,丙酮、正己烷等有機(jī)溶劑均為色譜純。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

選取Na2S2O8為氧化劑,β-CD為螯合劑,采用Fe2+-熱活化Na2S2O8,在250 g菲污染土壤中加入250 mL去離子水,攪拌至泥漿狀,按表2配比依次添加Na2S2O8、β-CD和Fe2+,再加入250 mL去離子水,攪拌混勻。以加完Fe2+時(shí)為零時(shí)刻,保持土壤含水率為21%±2%,4 h后轉(zhuǎn)入45 ℃水浴鍋中進(jìn)行熱活化,水浴48 h后,停止試驗(yàn),反應(yīng)期間適時(shí)攪拌。分別在1、15、30、60、120、240、3 120 min時(shí)取樣檢測(cè)剩余的Na2S2O8、Fe2+、菲及土壤理化性質(zhì),每次取3個(gè)平行樣,結(jié)果取平均值。

表2 添加劑的試驗(yàn)設(shè)計(jì)1)Table 2 Experimental design of additives

1.3 分析方法

土樣中加入10 mL正己烷,超聲30 min,重復(fù)兩次,靜置分層,上層有機(jī)相過(guò)0.22 μm濾膜后裝入2 mL進(jìn)樣瓶,采用高效液相色譜(HPLC)儀(Flexar LC,美國(guó)PerkinElmer)測(cè)定菲濃度[15]。菲回收率為92.72%±1.76%。菲的中間產(chǎn)物使用氣相色譜—質(zhì)譜(GC—MS)法測(cè)定[16]。

對(duì)Na2S2O8氧化前、后土壤細(xì)菌進(jìn)行16S rRNA基因測(cè)序,擴(kuò)增區(qū)為V3～V4區(qū),測(cè)序所用正向引物為338F(5’-ACTCCTACGGGAGGCAGCA-3’),反向引物為806R(5’-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3’)。

2 結(jié)果與討論

2.1 不同氧化條件對(duì)菲降解率的影響

2.1.1 Na2S2O8劑量的影響

圖1 Na2S2O8劑量對(duì)菲降解率的影響Fig.1 Effect of Na2S2O8 dosage on degradation rate of PHE

2.1.2 Fe2+劑量的影響

圖2 Fe2+劑量對(duì)菲降解率的影響Fig.2 Effect of Fe2+ dosage on degradation rate of PHE

2.1.3 β-CD劑量的影響

保持Na2S2O8∶菲=40、Fe2+∶Na2S2O8=1/2不變,β-CD劑量對(duì)菲降解率的影響如圖3所示。只有Fe2+活化Na2S2O8時(shí),30 min內(nèi)G1、G2和G3組的菲降解率分別為49.9%、39.9%、42.4%,隨后出現(xiàn)不同程度下降,4 h時(shí)降解率分別為27.2%、30.9%、8.4%。增加熱活化后,52 h時(shí)G1、G2和G3組的菲降解率分別為50.6%、54.9%和46.8%,β-CD劑量對(duì)菲降解率的影響與30 min時(shí)差別不大。β-CD可以與Fe2+形成螯合物[21],通過(guò)對(duì)Fe2+的捕獲和釋放來(lái)控制PS的反應(yīng),提高Fe2+活化PS的效果[22]。因此,β-CD劑量不是越多越好,也不是越少越好,β-CD∶Fe2+=1/10恰到好處。

圖3 β-CD劑量對(duì)菲降解率的影響Fig.3 Effect of β-CD dosage on degradation rate of PHE

2.2 氧化過(guò)程自由基的鑒定

2.3 菲的氧化降解途徑

根據(jù)GC—MS檢測(cè)結(jié)果,菲的氧化降解中間產(chǎn)物有(1,1’-聯(lián)苯)-2,2’-二甲醛、2-乙基-6-甲氧基萘、鄰苯二甲酸二丁酯、4-甲基-2-戊醇等。有研究報(bào)道,菲的9、10位點(diǎn)受到攻擊時(shí)羥基化開(kāi)環(huán)生成(1,1’-聯(lián)苯)-2,2’-二甲醛,再經(jīng)氧化開(kāi)環(huán)脫羧形成鄰苯二甲酸,進(jìn)一步氧化成4-甲基-2-戊醇等小分子有機(jī)物后礦化成CO2和H2O[26-27]。本研究認(rèn)為,菲可能存在第2種降解途徑,因?yàn)榉频?、3位點(diǎn)也可能被攻擊,由質(zhì)譜分析結(jié)果推測(cè)其降解途徑為:菲氧化開(kāi)環(huán)形成2-乙基-6-甲氧基萘,進(jìn)一步氧化生成萘甲酸,通過(guò)羥基化開(kāi)環(huán)形成鄰苯二甲酸二丁酯,進(jìn)一步發(fā)生氧化反應(yīng)生成鄰苯二甲酸,最后開(kāi)環(huán)形成短鏈脂肪酸并礦化成CO2和H2O(見(jiàn)圖4)。

圖4 Na2S2O8氧化降解菲的途徑Fig.4 PHE degradation path during oxidation by Na2S2O8

2.4 氧化降解過(guò)程對(duì)土壤的影響

2.4.1 土壤理化性質(zhì)變化

圖5顯示了不同處理組氧化降解過(guò)程中土壤pH的變化。所有處理組在Fe2+活化后pH迅速下降,而熱活化對(duì)pH幾乎沒(méi)有什么影響。Na2S2O8分解產(chǎn)生H+使土壤酸性增強(qiáng)是影響土壤pH的主要原因[28]。土壤酸化會(huì)導(dǎo)致土壤緩沖能力下降[29]。此外,pH被認(rèn)為是影響生物修復(fù)效率的主導(dǎo)因素[30]。

圖5 氧化降解過(guò)程土壤pH變化Fig.5 Changes of soil pH during oxidation degradation

圖6顯示了不同處理組氧化降解過(guò)程中土壤ORP的變化。Fe2+活化階段,不同處理組均誘導(dǎo)出較高的ORP,而熱活化階段,不同處理組的ORP相對(duì)于Fe2+活化階段有所降低。

圖6 氧化降解過(guò)程土壤ORP變化Fig.6 Changes of soil ORP during oxidation degradation

以G1組為例探究了Fe2+-熱活化Na2S2O8氧化降解菲污染土壤過(guò)程中DOC的變化,結(jié)果如表3所示。受限于菲的低水溶性,菲污染土壤中DOC僅為16.00 mg/L。Fe2+活化Na2S2O8氧化降解4 h后,DOC增至324.80 mg/L,表明菲氧化后產(chǎn)生極性小分子中間產(chǎn)物,導(dǎo)致DOC含量迅速升高;增加熱活化,48 h后DOC進(jìn)一步增至613.60 mg/L,更多菲被Na2S2O8氧化,可溶性中間產(chǎn)物進(jìn)一步累積。

表3 G1組土壤的DOC變化Table 3 Changes of soil DOC in Group G1

2.4.2 土壤細(xì)菌群落變化

為了解土壤細(xì)菌群落對(duì)氧化的響應(yīng),分析了YT、G1組土壤中細(xì)菌的α多樣性指數(shù),結(jié)果如表4所示。與YT相比,菲氧化降解后Chao指數(shù)從587降至224,說(shuō)明細(xì)菌群落豐富度明顯減少;Shannon指數(shù)降低、Simpson指數(shù)升高則表明細(xì)菌群落的均勻度下降,Fe2+-熱活化Na2S2O8氧化降解菲污染土壤過(guò)程對(duì)YT中細(xì)菌群落有一定影響,與Fe2+活化后pH迅速下降有很大關(guān)系。

表4 細(xì)菌的α多樣性指數(shù)Table 4 Bacteria’s α diversity index

YT中相對(duì)豐度最大的菌門為放線菌門(Actinobacteria),占72.3%,氧化處理后大幅下降,G1組土壤中小于3.5%。相反,變形菌門(Proteobacteria)相對(duì)豐度大幅增加,G1組土壤中占到了62.0%。YT的綠彎菌門(Chloroflexi,5.1%)在氧化后幾乎消失,SONG等[31]72也有觀察到類似現(xiàn)象。此外,G1組土壤中厚壁菌門(Firmicutes)相對(duì)豐度也較大,占27.1%。

YT中細(xì)菌菌屬主要為放線菌門的偽諾卡氏菌屬(Pseudonocardiaceae,52.6%),氧化處理后不再檢出,有報(bào)道稱偽諾卡氏菌屬是憎油菌屬,在長(zhǎng)期受石油污染的土壤中相對(duì)豐度隨總石油烴含量增加而下降[32]。G1組土壤中變形菌門的代爾夫特菌屬(Delftia,58.0%)成為新優(yōu)勢(shì)菌屬,這種菌屬普遍存在于活性污泥中[33],具有代謝多樣性,能降解苯、二甲基苯酚等芳香類物質(zhì)[34],菲的降解中間產(chǎn)物鄰苯二甲酸二丁酯也可被此菌屬降解[35]。此外,G1組土壤中擬桿菌門的普雷沃氏菌屬(Prevotella,3.6%),厚壁菌門的乳酸桿菌屬(Lactobacillus,1.9%)和芽孢桿菌屬(Bacillus,1.6%)相對(duì)豐度也增加顯著(P<0.05),這些菌屬具有良好的抗逆性,特別是芽孢桿菌屬,可通過(guò)形成內(nèi)生孢子適應(yīng)惡劣環(huán)境[31]72。

3 結(jié)論與展望

(2) GC—MS鑒定的菲降解中間產(chǎn)物主要包括(1,1’-聯(lián)苯)-2,2’-二甲醛、2-乙基-6-甲氧基萘、鄰苯二甲酸二丁酯、4-甲基-2-戊醇等。推測(cè)菲降解路徑主要有兩條:菲的9、10位點(diǎn)受到攻擊時(shí)羥基化開(kāi)環(huán)生成(1,1’-聯(lián)苯)-2,2’-二甲醛再經(jīng)氧化開(kāi)環(huán)脫羧形成鄰苯二甲酸或菲的2、3位點(diǎn)受到攻擊時(shí)氧化開(kāi)環(huán)生成2-乙基-6-甲氧基萘,進(jìn)一步氧化生成萘甲酸,通過(guò)羥基化開(kāi)環(huán)形成鄰苯二甲酸二丁酯,最終開(kāi)環(huán)形成短鏈脂肪酸并礦化為CO2和H2O。

(3) Fe2+-熱活化Na2S2O8氧化降解菲過(guò)程中,pH在Fe2+活化后迅速降低,ORP升高,而熱活化對(duì)pH和ORP影響不大;細(xì)菌菌落豐富度和均勻度下降明顯,由以YT的放線菌門偽諾卡氏菌屬為主演替成以變形菌門代爾夫特菌屬為主,抗逆性增強(qiáng)。

(4) Fe2+-熱活化Na2S2O8氧化降解菲污染土壤雖然取得了較好的土壤修復(fù)效果,但化學(xué)氧化對(duì)土壤的影響不容忽視。后續(xù)可以進(jìn)一步篩選、馴化具有耐酸、耐鹽等特性的PAHs降解菌,再聯(lián)合化學(xué)氧化方法,探求更加綠色、經(jīng)濟(jì)且高效的PAHs污染土壤修復(fù)技術(shù)。