水土中石油污染降解方法
石油污染土壤的生物修复技术综述
石油污染土壤的生物修复技术综述石油污染土壤对环境和人类健康造成的危害已经引起了广泛的关注。
生物修复技术因其环境友好、高效、低成本的特点，成为治理石油污染土壤的一种有效方法。
本文综述了常用的生物修复技术，包括生物增强、生物降解、植物修复和微生物修复。
生物增强是通过添加外源微生物或提高土壤中存在微生物的代谢活性来促进微生物降解污染物的过程。
研究表明，添加某些特定的微生物菌株能促进石油污染土壤中烃类化合物的降解。
例如，添加可降解苯的菌株能加速草地土壤中苯的降解，同时增强土壤的微生物降解能力。
生物降解是指利用土壤内生或人工添加的微生物利用石油烃污染物作为能源进行代谢分解的过程。
这种方法需要微生物对污染物具有高度的适应性，能够将石油烃降解成无毒、易于溶解的化合物。
该技术的好处是通过自然生物降解过程，可以有效地降低处理成本并减少环境风险。
植物修复是通过植物的特性来清除石油污染物。
植物通过吸收、转移和稀释有毒化学物质，将它们转化为无机化学元素，然后由微生物进行降解。
该技术可分为菌根植物和非菌根植物两类。
菌根植物通常生长在污染区域附近的土地上，它们的菌根能与土壤中的微生物形成共生关系，帮助去除有害石油成分。
而非菌根植物则通过吸收石油污染物并通过雨水和蒸发等过程将其排入大气中。
微生物修复是一种以微生物为中心的生物修复技术，利用微生物对污染物进行基础代谢和攻击转化来清除石油污染土壤。
相比于传统的生物修复技术，它具有空间位置特异性、泛酶覆盖、反应能力强等优点。
微生物修复技术还可以通过基因工程技术的手段对微生物进行改良和提高降解效率。
综上所述，生物修复技术是一种环保、高效、低成本的治理石油污染土壤的有效方法。
但是，在实践中，单一的治理方法往往难以完全去除石油污染物，需要组合使用多种技术以达到更好的治理效果。
因此，未来石油污染土壤修复领域需要进行更深入地研究，以开发更完善的技术来解决土壤污染问题。
对于石油污染物来说哪种方式降解效果更好
对于石油污染物来说哪种方式降解效果更好
石油污染物的降解是目前面临的一个严峻挑战。
由于这种污染物的降解非常困难，一般过程需要长达几个月甚至几年才能达到想要的效果。
一种解决石油污染物的有效方法是采用植物降解技术。
这种技术有效地利用植物来降解污染物，植物通过生物活性和生物吸附作用，将污染物降解为有害物质的不可组合物，以此来实现污染物的有效降解。
植物降解技术的优点是无需大量的能源投入，可以有效实现污染物的降解，而且其生态安全性得到了越来越多的认可。
另外一种降解石油污染物的方法是利用微生物降解技术。
微生物具有独特的抗逆能力，能够有效地降解复合石油污染物。
微生物降解技术的优势在于可以有效消除污染源，而无需任何对它们的干预，这种方法操作简单，成本低廉，可更有效地抑制污染物的污染。
综上所述，植物降解技术和微生物降解技术都是有效的降解石油污染物的方法。
从设计、操作成本和降解效果来看，微生物降解技术更优于植物降解技术，它可以更快地降解污染物，抑制污染物的污染，同时又具有较低的技术成本，能够有效地解决石油污染物的污染问题。
土壤中石油污染物的脱附过程
土壤中石油污染物的脱附过程[摘要]石油污染是全世界范围内的一个环境污染问题，目前较为实用的石油污染物的脱附方法是微生物降解法和有机溶剂处理法等，为进一步降低石油污染，防止其二次污染土壤，应对石油降解脱附法多加研究，了解石油微生物降解的原理，切实提高石油脱附水平，降低石油脱附成本，在最大程度上减少石油污染造成的影响，并对石油脱附过程采用无害化处理方针，严禁在排除石油污染的同时带来二次污染。
进一步加强石油污染降解过程中的资源化，有效利用降解过程中的废物再循环利用，尽可能降低污染处理当中的经济成本。
下面本文主要讲解运用微生物降解石油污染方法的原理和过程，为石油污染修复提供新途径。
[关键字]石油污染物无害化资源化0 引言石油是当前世界最为重要的能源之一，并在经济高速发展的国际化大环境中，对石油的需求也是日益增加，石油资源在普及利用的同时不可避免的涉及到石油开采的泄露问题。
由于操作失误或技术原因，石油在开采、运输及加工等过程当中的突发灾害往往是不可控制的，对附近环境的污染十分严重，因此石油就好比一柄双刃剑悬在头顶，成为一个全球性的发展与污染问题。
其中石油污染土壤问题是主要表现形式，为缓解环境污染，恢复当地生态，采取的修复方法主要有生物、物理、化学等方法，但对于二次污染程度较低、成本费用较少、环境影响较小的微生物修复石油污染法却因为种种原因往往应用得比较少。
微生物修复法的原理是通过生存在土壤中的微生物，利用其自身具有的新陈代谢功能，对土壤中的污染物转化为对环境没有影响的普通物质。
而微生物修复石油污染法是将土壤中的微生物进行繁殖培育，使其数量呈几何倍数增长，然后通过它自身分解作用将其中的污染物清除的过程。
1 石油污染的处理1.1 石油污染危害石油能够对土壤中的生态系统造成较大破坏，降低土壤中蕴含的有机肥，影响植物正常生长，并能通过对植株根部的营养吸收能力，限制植株生长。
石油中的某些化学成分能在动物体内堆积，通过层层食物链的影响对附近生物甚至是人类健康造成危害。
石油污染土壤处理方案综述
石油污染土壤处理方案综述摘要：在大多数情况下，当拆除地下石油储罐时，都会发现土壤污染。
这种土壤污染会导致环境问题，也可能导致更严重的地下水污染问题。
在拆除地下储罐之前，应该仔细研究一下，合理的规划可以节省时间和金钱。
本文概述了处理石油污染土壤的一些选择。
关键词：石油污染土壤，清除，转移，固废，工程1.原地土壤处理目前已经成功地使用了许多原地清理土壤污染的方法。
原地处理的例子包括蒸气提取和生物处理。
通常情况下，原地处理的费用可能很高，但当存在大量污染或难以清除时，原地处理的成本效益更高。
2. 土壤清除如果清除土壤是清理土壤的最佳方法，则必须就如何管理土壤作出决定。
一旦土壤被移除，它们可以被独立处理（由您或您的顾问）或送到授权的机构进行处理或处置。
如果要对土壤进行独立处理，必须采取预防措施，以防止对环境造成不利影响或造成滋扰。
污染土壤的堆放只能是临时性的，同时要为处置或处理作出安排。
在此期间土壤必须放置在一个安全（即围栏）、有界限的和护坡的区域内，并始终保持有覆盖。
一般有30天的时间将泥土处理在授权的机构中，或从相关部门获得固体废物处理许可证[3]。
3. 填埋处理随着填埋场空间受到限制，处置受污染土壤的费用可能会增加。
理想的情况是受污染的土壤不会在堆填区处理，因为这会导致问题从一个地方转移到另一个地方。
此外，如果堆填区日后出现问题，或需要清理堆填区，在堆填区弃置受污染的泥土可能要负部分清理费用，然而在有其他处置和处理方法之前，对于某些清理项目来说，填埋处置可能是最具成本效益的选择。
个别垃圾填埋场可能有具体的要求，在允许处置之前必须满足这些要求。
如果选择垃圾填埋场处置，需提前联系相关机构进行协调采样工作，以同时满足垃圾填埋场和政府部门的要求[4]。
4. 地面生物处理这种处理方法对汽油污染效果很好，对柴油、废油和其他不易曝气的重碳氢化合物污染效果也比较好。
由于处理的结果是破坏污染物，这种方法减少了长期责任，是比土壤曝气或填埋处理更好的环境解决方案。
微生物降解石油污染.
生物修复技术
• 生物通气法( Bioventing) 是一种强迫氧化的微 生物降解方法。在污染的土壤上打至少两口井, 安装鼓风机和抽真空机, 将空气强排入土壤中, 然后抽出, 土壤中挥发性的有毒有机物也随之去 除。在通入空气时, 加入适量的氨气, 可以为土 壤中的降解菌提供氮素营养, 促进微生物降解活 力的提高。生物通气法生物修复系统的主要制约 因素是土壤结构, 不合适的土壤结构会使氧气和 营养元素在到达污染区域之前就被消耗, 具有多 孔结构的土壤污染可以采用生物通气法来处理。
• 石油污染泛指原油和石油初加工产品( 包括汽油、 煤油、柴油、重油、润滑油等) 及各类油的分解产 物所引起的污染。石油对土壤的污染主要是在勘 探、开采、运输以及储存过程中引起的, 油田周围 大面积的土壤一般都受到严重的污染, 石油对土壤 的污染多集中在20cm左右的表层。石油类物质进 入土壤, 可引起土壤理化性质的变化, 如堵塞了土 壤孔隙, 改变土壤有机质的组成和结构, 引起土壤 有机质的碳氮比( C/ N) 和碳磷比( C/ P) 的变化; 引起土壤微生物群落、微生物区系的变化。
土壤的石油污染
• 石油污染对作物生长发育的不利影响主要表现为: 发芽出苗率降低, 生育期限推迟, 贪青晚熟, 结 实率下降, 抗倒伏、抗病虫害的能力降低等。土 壤的石油污染直接导致粮食的减产, 而且通过食 用生长于农业土地上的植物及其产品影响人类的 健康。石油类在作物体及果实部分主要残留毒害 成分是多环芳烃类。石油中的芳香烃类物质对人 及动物的毒性极大, 尤其是双环和三环为代表的 多环芳烃毒性更大。多环芳烃类物质可通过呼吸、 皮肤接触、饮食摄入等方式进入人和动物体内, 影响其肝、肾等器官的正常功能, 甚至引起癌变。 石油类物质还通过地下水的污染以及污染的转移 构成对人类生存环境多个层面上的不良胁迫。
石油污染土壤的生物修复技术综述
石油污染土壤的生物修复技术综述石油是现代社会不可或缺的能源之一，然而石油开采、运输和使用不可避免地导致了大量的环境污染，尤其是土壤污染。
石油污染土壤的修复是环境保护的重要课题之一。
传统的物理和化学方法虽然能够实现石油的去除，但往往会对土壤质量造成更大的破坏，并且费时费力。
相比之下，生物修复技术因其高效、经济、环保等优势，逐渐成为石油污染土壤修复的热门方法。
生物修复技术基于微生物的能力和活性，通过利用微生物来分解、转化和去除石油污染物，从而恢复土壤的生态功能。
根据微生物修复的作用机制，可以将生物修复技术分为生物降解、生物吸附和生物转化三类。
生物降解是指利用微生物产生的酶类和代谢能力，将石油污染物降解为无害的物质。
微生物包括细菌、真菌和芽孢杆菌等。
细菌在石油污染土壤的降解中起到了关键作用，如石油降解菌属于常见的生物降解细菌，可以利用石油为主要碳源进行生长繁殖，并产生一系列酶类来分解石油中的各种有机化合物。
真菌通过产生分泌物和菌丝的吸附作用，能够有效地将土壤中的石油污染物吸附并降解掉。
生物吸附是指微生物通过胞外多糖、菌丝纤维等结构，将石油污染物吸附在其表面，从而实现石油的去除。
吸附材料主要包括生物胶体、细菌菌体和藻类等。
以微藻为材料的生物吸附剂具有较大的比表面积和吸附能力，可以吸附大量的石油污染物。
利用生物祖细胞也可以提取到胞外多糖，具有良好的吸附性能。
生物转化是指利用微生物的能力将石油污染物转化为无害的物质。
这种转化过程主要是通过微生物降解产生的代谢产物进行的。
石油污染土壤中的石油烃类可以被细菌降解成酸类、醇类和酶类等物质，这些物质一方面可以被其他微生物利用，进一步降解石油污染物；这些物质本身也具有一定的环境容忍度和无毒性。
还有一些微生物可以利用石油污染物作为能源和碳源，将其转化为生物质等有用物质。
石油污染土壤的生物修复技术主要包括生物降解、生物吸附和生物转化三类。
这些技术在实际应用中不仅具有高效、经济和环保的特点，还能够有效恢复土壤的生态功能，降低土壤污染的风险。
水土中石油污染降解方法
水土中石油污染降解方法1 引言随着石油产品需求量的不断增加，石油及其制品通过多种途径进入环境，对土壤和水体造成了严重污染，并且威胁着人类的健康，石油污染土壤技术的研究及应用正日益受到广泛重视与关注.由于物理修复(如热处理)在破坏土壤中污染物的同时也破坏了土壤的组分和结构，而且价格昂贵;化学修复效果较好，但所使用的化学试剂会产生二次污染，限制了其应用范围.生物修复技术被认为是一种绿色环保、无二次污染、高效、可彻底降解污染物的具有发展前景的石油污染修复方法.该技术关键在于利用功能微生物可降解多种石油烃组分，研究内因——如何最大程度强化菌群自身降解石油污染底物的能力(Zhang et al., 2008)，并对影响混合菌群降解性能的营养条件和环境因素(外因)进行试验研究.如利用细菌和真菌在生长以及对石油类物质降解途径方面的互补性，构建了以真菌和细菌组成的混合菌剂，大大地提高了石油类物质的生物降解(刘铮等，2008);利用GC-MS数据分析降解菌对原油中的烷烃、芳香烃的降解能力;GC-MS联用法用于含油污泥中碳氢化合物降解性能的测定，另外，对降解菌的生长特性，降解菌对不同烃类的利用能力及添加淀粉和葡萄糖碳源对降解率的影响行进了研究.国内外研究表明，石油降解菌酶的活性、环境、无机营养、肥料、微生物的类型等对油污染场地的修复起到重要作用.利用石油地质中石油族全组分进行微生物降解分析是一种独特的角度，需要对全族物质做全面解析，前面所述研究中对有对正构烷烃和姥鲛烷，植烷的降解研究，但藿烷，甾烷族成分的图谱解析不易识别，且含量低，研究很少.笔者前期从甘肃长庆油田油污土壤中富集、筛选出5株降解石油的菌株，对其进行了鉴定及油污土壤的修复研究.本文运用石油地质学和分析化学对石油降解菌降解石油烃的族组分的GC-MS“指纹分析”和标志物的演化参数分析，揭示微生物降解石油族主要成分正构烷烃、藿烷和芳烃的降解程度及地球演变特征，从而对菌群底物——石油族不同化学结构进行优化提供重要实验依据，同时对降解过程中的生物演化从地球化学的角度进行了机理分析.使所构建的石油降解菌群对底物利用达到优化效果，能对石油烃进行最彻底的降解，以提高菌群的生物修复功能.2 实验部分2.1 实验材料2.1.1 油样来源所用原油取自甘肃陇东地区西峰市郊油井，将原油用正己烷(色谱纯)溶解，然后水浴蒸发正己烷，并在真空干燥箱中除尽残留正己烷，得到标准油样品，放入干燥器中备用.2.1.2 菌株来源所用菌种为本实验室分离保存，分别为：A6菌株属于铜绿假单胞菌(Pseudomonas aeruginosa)菌属，A5菌株属于蒙氏假单胞菌(Pseudomonas monteilii)菌属，D4菌株属于鲁菲不动杆菌(Acinetobacter lwoffii)菌属，F1菌株属于黄色类诺卡氏菌(Nocardioides luteus)菌属，F2菌株属暗黑微绿链霉菌(Streptomyces atrovirens)菌属.2.1.3 无机盐培养基NH4NO3 2.0 g · L-1，K2HPO4 1.5 g · L-1，KH2PO4 3.0 g · L-1，MgSO4·7H2O 0.1g · L-1，无水CaCl2 0.01 g · L-1，NaEDTA·2H2O 0.01g · L-1，pH值为7.5.2.2 实验方法2.2.1 试样处理将5种菌剂F1、F2、A5、A6、D4接入20 mL无机盐培养基的三角烧瓶，培养基含标准油10 mg，28 ℃下培养7 d，15 d后取出加入10 mL氯仿，超声破乳15 min，萃取出氯仿相，水浴蒸发氯仿，再将残油准确称量后定容10 mL，即为GS-MC 测试降解油样.将不添加菌剂的标准油作为对照组.2.2.2 GS-MC测定各菌株降解石油各组分含量降解油样各组分分析条件为：气化温度 260 ℃，载气He，柱温200 ℃，柱SE-30(50 m).质谱条件为：电子能量70 eV，质量范围40~450.GS-MC图谱图解析时从总离子流图中提取正构烷烃、藿烷、芳烃系列物质，用质量归一法计算出样品中各系列化合物的含量.在石油混合物组分中分子量相同物质的比较多，但每个物质的结构不同，在GC-MS离子源中，每个分子被电子流轰击打成碎片时，由于结构不同而出现各自的特征碎片离子.如正构烷烃的碎片离子为57、71、85…，藿烷会出现最大的积分碎片峰191，甾烷的最大特征碎片为217(α，α型结构)，218(M+1峰)(β，β型结构).利用物质的特征碎片值可以从总离子流图中将同系列物质提取出来.石油烃中正构烷烃、藿烷系列物质的降解率R计算方法如下：R=(M1-Mi)/M1，式中：M1为对照组中标准油各物质质量百分含量;Mi为第7、15 d残油中各物质质量百分含量.3 结果与讨论3.1 石油降解菌对正构烷烃的降解不同石油降解菌对石油中不同烃类的降解能力不同.多数石油降解菌一般只能降解一种或几种烃类，而中、长链正构烷烃能被大多数石油降解菌所降解.研究在不同时间里各菌株降解正构烷烃的降解率，及微生物对正构烷烃降解演化动态变化规律，即用OEP、w(∑C21-)/w(∑C22+)、姥植比(w(Pr)/w(Ph))等生物降解标志物演化参数反映各菌株对原油中正构烷烃演化降解的规律.3.1.1 正构烷烃的降解差异分析原始油样与经混合菌作用7、15 d的正构烷烃碳数分布均为C14～C39.从GC-MS图谱分析计算得到经菌剂作用7 d和15 d后原油的降解率.从降解率折线图可以看出，7 d菌剂作用于原油降解不明显，而15 d的降解幅度比7 d大，菌株在7 d主要利用中低碳数的正构烷烃，而15 d 菌株主要降解高碳数段，在C31~C39碳数段15 d的降解均为正值;F2、A5对高碳数正构烷烃降解高达60%以上，A5菌15 d降解高达67.58%.说明7 d以前降解菌仍处于适应阶段，降解优势在15 d更明显;7，15 d的降解呈明显的互补规律，正构烷烃各部分含量呈先增后减或先减后增的规律;奇偶优势在15 d体现更明显.各菌株对正构烷烃的降解效果如图 1所示.由图 1可看出： A5和A6的降解图形相似，这可能与其所属菌属相似有关，从而摄取的碳源结构也相似(崔志松等，2010).除去D4菌株，其它菌株在7 d主要降解中低碳数正构烷烃，15 d以降解高碳数烷烃为主，而D4菌株降解情况与其它菌株正好相反.降解结果使中间碳数烷烃含量大幅增加，在C20~C24间出现降解低谷.而对于混合菌剂H(图 1f)，前7 d不管对于低碳数还是高碳数正构烷烃都具有较好的降解效果，但15 d 的降解以高碳数正构烷烃为主，整个石油烃的含量呈下降趋势.由此可见，相对于分子量较大的芳香烃污染物来说，微生物降解正构烷烃相对容易，周期较短.同时，正构烷烃降解后的产物也为微生物提供充分可利用的碳源，更有利于微生物的生长，这也是微生物对正构烷烃降解率较高的一个原因.图1 不同菌剂对正构烷烃的降解率从表 1可以看出，原始油样和经菌株降解 7 d和15 d的正构烷烃的碳数分布相同均为C14~C39，经各种菌剂作用后正构烷烃的主峰碳明显前移，表明菌剂对高碳数正构烷烃具有选择性，有较强烈的去甲基作用的结果.15 d，F2、A5、混合菌H对于高碳数段的正构烷烃降解率高达60%以上，最高为A5菌剂高碳数降解率为67.58%，D4菌剂降解低碳数达到67.50%;7 d中，A5菌剂降解中低碳数正构烷烃最高为13.77%，D4降解高碳数正构烷烃最高(32.22%);表明A5和D4菌剂对于正构烷烃降解表现较优.混合菌对于正构烷烃的降解率要高于各个单菌分别作用，菌种之间表现为协同作用，菌种间可以稳定共存.说明菌种合理混合有利于石油降解.表1 菌株对不同碳数正构烷烃平均降解率3.1.2 正构烷烃生物演化参数分析从表 2可以看出，原始油的成熟度高，经菌株作用后OEP变化不太明显，但原始油样的OEP 值多数大于经菌剂作用7 d的原油样品，可见各菌株在7 d降解正构烷烃时，奇数碳烷烃的降解速率大于偶数碳烷烃;而从15 d的OEP值可看出，F1和A6样品的OEP值与原始油量相比分别为1.026和1.067，略大于原始油样OEP值.除F1、A6菌株外，其它菌株的OEP值都小于1，且长期的OEP值均比短期的小，说明15 d这些菌剂降解奇数碳的优势更为明显.表2 正构烷烃生物演化参数值F2的w(∑C21-)/w(∑C22+)值在7 d和15 d都是最大，说明F2菌剂对高碳数降解优势最为明显，这与表 1的结果相一致.D4菌剂在15 d的w(∑C21-)/w(∑C22+)值大幅降低(15 d的值为0.265)，同样表明D4菌剂没有强烈降解高碳数烷烃的特征，反而有选择性降解低碳数烷烃的能力.图2 原油样和各菌剂GC/MS总离子流图由表 2可以看出，除A6降解15 d油样姥植比(0.99)与原油基本相近外，其它菌株对石油降解后，其w(Pr)/w(Ph)比值均大于原油，说明原油中类异戊二烯烷烃在不同菌剂的作用过程中，均发生了明显的降解，使部分植烷脱去一个甲基转化为姥鲛烷.3.2 藿烷的降解规律藿烷的主要成分为萜类化合物，包括三环二萜烷和五环三萜烷化合物，藿烷不是由生物体直接合成，而是由死亡生物体经地球化学过程演化而来.其微生物转化涉及羟基化、环氧化、脱氢等多种反应类型.在菌剂的作用下，环氧化分为两种，一种氧化酶先将其氧化为环醇，接着脱氢形成环酮;另一种氧化酶再氧化环酮，环断开，之后深入降解.羟基化，在化合物的非羟基化位点上引入一个羟基能增强其生物学活性.藿烷相对稳定，常用藿烷作为一个可靠的指标来评估大多数野外条件下的生物降解.目前研究表明，C30藿烷及其相关同系物(如C31~C35藿烷)在一定的实验条件下可被微生物降解菌降解.本节用各菌株降解藿烷各物质相对原油的降解率，分析各菌株降解藿烷的不同，用生物标志物Ts/Tm、C31和C31的αβ-22S/22(S+R) 、∑hop/∑烷烃比值作为生物演化石油过程中藿烷降解和构型转化的依据.其中：Ts/Tm是石油地质领域常用的有机质演化程度参数，Ts为18α(H)-22.29.30-三降藿烷，Tm为17α(H)-22.29.30-三降藿烷.在生物体原生质中只有Tm构型是没有Ts构型的，当这类生物进入地质体后在热作用、微生物作用、压力及矿物催化作用下三降藿烷将由Tm立体构型逐渐向更稳定的Ts立体构型转化，因而Ts/Tm比值越大既反映了有机质受外作用力的程度越强，研究样品主要改变的外作用力是混合菌作用，所以Ts/Tm比值越大则混合菌对有机质的降解越强烈.大于31个碳的17α(H)、21β(H)构型的藿烷其第22位碳原子成为手性碳，因而会出现一对镜像异构体(22S+22R).由于在生物体中22R异常高而22S很低，通常将22R构型称作生物构型将22S构型称作生地质构型.当这类生物进入地质体后在热作用、微生物作用、压力及矿物催化等外力作用下22R将逐渐向22S转化，其转化终点值为22S ∶ 22R=6 ∶ 4.地球化学研究中常用C31αβ-22S/22(S+R)和C32αβ-22S/22(S+R)作为判识有机质手性构型演化程度的参数.∑藿烷/∑正构烷烃比值是样品中藿烷系列的相对丰度与正构烷烃系列相对丰度的比值，用来研究原油遭受不同细菌作用15 d后，藿烷系列与正构烷烃系列的降解速率特征.3.2.1 藿烷的降解差异分析各菌对藿烷的降解率如图 3所示，降解趋势平缓，没有明显被降解的个物.但芒柄花根烷、降莫烷、γ-蜡烷、二升藿烷、三升藿烷、四升藿烷、五升藿烷的降解均达到20%以上.A6菌种除了17α(H)21β(H)-22S-31、32、33、34-四升藿烷与17α(H)21β(H)-22R-31、32、33、34-四升藿烷外，对于其他藿烷降解率都较高，降解平均.A5菌种在前期对于中间碳数的藿烷降解要比低碳数和高碳数的藿烷要彻底.各菌剂7 d和15 d藿烷降解趋势基本一致，说明藿烷的降解主要表现为手性碳向稳定构型转化，但藿烷的降解幅度在15 d时比7 d高些.藿烷的降解波动明显，是由于系列物质S和R构型的交替出现，细菌作用促使五环三萜类化合物的手性碳R构型向更稳定的S构型转化，S构型化合物更稳定，所以降解率低，R构型物质不稳定，降解率高，呈现出波浪状的降解趋势.图3 不同菌株作用下藿烷的降解率 (备注峰号代表的物质： 1: 18α(H)-22，29，30-三降藿烷(Ts)， 2: 芒柄花根烷， 3: 17α(H)-22，29，30-三降藿烷(Tm)， 4: 降羽扇烷， 5: 17α(H)21β(H)-30-降藿烷， 6: 重排-30-降藿烷， 7: 羽扇烷， 8: 17β(H)21α(H)-30-降莫烷， 9: 17α(H)21β(H)-藿烷， 10: 五环三萜烷， 11: 五环三萜烷， 12: 17β(H)21α(H)-莫烷， 13: 17α(H)21β(H)-22S-31-升藿烷， 14: 17α(H)21β(H)-22R-31-升藿烷， 15: γ-蜡烷， 16: 17α(H)21β(H)-22S-31，32-二升藿烷， 17: 17α(H)21β(H)-22R-31，32-二升藿烷， 18: 17α(H)21β(H)-22S-31，32，33-三升藿烷， 19: 17α(H)21β(H)-22R-31，32，33-三升藿烷， 20: 17α(H)21β(H)-22S-31，32，33，34-四升藿烷， 21: 17α(H)21β(H)-22R-31，32，33，34-四升藿烷， 22: 17α(H)21β(H)-22S-31，32，33，34，35-五升藿烷， 23: 17α(H)21β(H)-22R-31，32，33，34，35-五升藿烷)图 4为A6降解后的藿烷(m/z191)质量色谱图，本节仅以A6菌株为例，其他菌株霍烷图因篇幅有限，在此不一一列举.从A6的质量色谱图可以更好的佐证图 4的结果.图4 原油和A6降解后的藿烷(m/z191)质量色谱图3.2.2 藿烷生物演化参数分析原油被5种菌剂作用7 d原油的藿烷系列碳数分布相同，均为C27~C35(C28缺失)，主峰均为C30-αβ藿烷.大于31个碳的17α(H)、21β(H)构型的藿烷，其第22位碳原子成为手性碳，因而会出现一对镜像异构体(22S+22R).如表 3所示，原始油样C31-αβ-22S/C31αβ-22(S+R)和C32-αβ-22S/C31αβ-22(S+R)比值分别为0.591和0.577，接近转化终点值0.600，所以原石油样为成熟质，受外力作用变化不会很大.经各菌株降解后样品的C31-αβ-22S/C31αβ-22(S+R)和C32-αβ-22S/C31αβ-22(S+R)比值均大于原始油样值，且油样经5种菌剂7 d降解后C31-αβ-22S/C31αβ-22(S+R)和C32-αβ-22S/C31αβ-22(S+R)比值均有一项达到转化终点.由此可见，该5种菌剂能促使五环三萜类化合物的手性碳R构型向更稳定的S构型转化，短期内就可以达到转化终点.表3 藿烷生物演化参数(质量分数)在实验中通过添加菌剂提供外作用力，可见w(Ts)/w(Tm)比值越大则说明菌剂对有机质的降解越强烈.从表 4可以看出，5种菌剂降解石油的w(Ts)/w(Tm)比值均大于原始油样的值，且菌剂在短期内对藿烷的降解较明显.A5菌剂对藿烷降解的w(Ts)/w(Tm)比值最大(0.966)，对藿烷的降解程度最强，转化最彻底.表4 藿烷转化参数(单位：质量分数)从表 4中w(∑藿烷)/w(∑正构烷烃)比值可看出，A6、F1菌剂的该比值明显大于原始油样的0.394，这两种菌剂作用原油时正构烷烃的降解优势明显大于藿烷系列，而A5、D4和F2的w(∑藿烷)/w(∑正构烷烃)比值分别为0.111、0.158和0.215，明显小于原始油样的0.394，这3种菌剂作用原油时，藿烷的降解速率明显大于正构烷烃系列.各菌剂降解藿烷优势表现为A5>D4>F2>F1>A6.3.3 芳香烃的降解规律陇东原油芳烃主要含萘、菲、联苯、和三芳甾烷等5个系列，分别含2～4个芳核的稠环芳烃，以及含五个芳核的α-苯并芘.芳香烃是重要的原油组分，相对于烷烃来说稍难降解，芳香烃的有氧代谢必须有分子氧参加，同时需要加氧酶的催化.细菌通过过氧化物酶将分子氧的两个氧原子结合进芳香烃中，形成顺式构型的二氢二醇，顺式二氢二醇在另外一种过氧化物酶的催化下将芳香环破裂成邻苯二酚.与细菌相反，真菌通过催化单氧化酶和环氧化物水解酶使芳烃转化为反式构型二氢二醇(张翔等，2010).在生物质转化中，TMCH/CH参数反映了(CH)系列的去甲基效应的程度，该值越小则表明分子芳香环上的甲基取代基的去甲基效应越强烈.TeMN/N参数反映了萘(N)系列去甲基效应的程度，该值越小则表明萘环上甲基取代基的去甲基效应越强烈.∑芳烃/∑正构烷烃是用来研究原油在不同细菌时间作用下，稠环芳烃与烷烃的降解速率或降解程度特征.石油样品中检测出(CH)、甲基(MCH)、二甲基(DMCH)和三甲基(TMCH)，以的相对丰度最高为特征.表 5显示原油的TMCH/CH为0.500，在7 d各菌剂的降解当中，F2、A5、D4的TMCH/CH不变仍为0.500，对芳烃的降解效果不明显，而菌剂F1、A6的TMCH/CH分别为0.417、0.426，表明对芳烃具有降解效应.表5 芳香烃的降解参数(质量分数)萘是含有两个芳香环的稠环芳烃，研究的样品中检测出：甲基萘(MN)、二甲基萘(DMN)、三甲基萘(TMN)和四甲基萘(TeMN)，以四甲基萘的相对丰度最高为特征.表 5显示原油的TeMN/MN值为5.200，各菌剂的TeMN/MN值均比原油的小，表明几种菌株对萘环上的甲基均有去甲基化效应，其中F2的去甲基化效应最弱，而A5对原油的去甲基化效应最强，这也与文献报道假单胞菌物种具有降解各种石油化合物能力，包括脂族和芳族化合物相一致.表6 芳香烃的演化参数(质量分数)从表 6中看出，15 d菌剂降解油样中未检测出萘，证明萘在15 d前已经被菌剂的强烈去甲基反应降解完全.而F1、F2、A6的菲/正构烷烃比值明显大于原油样的0.167值，表明这3种细菌作用原油时正构烷烃的降解速率明显大于菲系列，但D4、A5的菲/正构烷烃比值明显小于原油样的值，表明这2种菌作用原油时菲系列的降解速率较正构烷烃快.同理，/正构烷烃比值中D4、A5、F2均小于原油样的值，表明这3种菌降解原油时正构烷烃的降解速率明显小于系列.从各参数的综合比较可以看出，A5、D4菌剂对芳香烃有较好的降解优势.4 结论通过微生物降解石油族主要成分正构烷烃、藿烷和芳烃的降解程度及地球演变特征分析，可以看出各菌对石油族重要组分——正构烷烃、藿烷、芳香烃具有不同的降解程度和演化特征.1)各菌对石油族成分中正构烷烃的降解最主要，表现为7 d与15 d的降解呈明显的互补规律，即7 d到15 d正构烷烃各物质含量呈先增后减或先减后增的规律，F2、A5对高碳数正构烷烃降解率高达60%以上，在降解菌中占据优势;F2、A5和D4菌株15 d时OEP值说明他们后期降解奇数碳优势更为明显;w(∑C21-)/w(∑C22+)值表明F2菌株具有选择性降解高碳数正构烷烃的特点，而D4菌株相对具有选择低碳数正构烷烃降解的特点.2)藿烷的演化分析可以看出，所筛选的5种菌剂均能促使五环三萜类化合物的手性碳R构型向更稳定的S构型转化，7 d对石油的降解就可以达到转化终点，各菌剂降解藿烷优势表现为A5>D4>F2>F1>A6.3)菌剂在对芳香烃的降解中表现出强烈的去甲基化作用，在对菲和的降解中，A5和D4菌降解优势最明显。
石油污染治理措施
石油污染治理措施石油污染背景石油是一种重要的能源资源，然而其开采、储存和运输过程中常常会导致环境污染问题。
石油污染对人类健康和生态系统造成严重威胁，因此需要采取有效的治理措施来减少石油污染的影响。
石油污染治理措施1. 事故预防和应急响应石油污染治理的首要任务是预防事故的发生，并迅速响应和应对事故。
为了预防事故的发生，石油开采和运输企业应建立健全的安全管理体系，包括但不限于安全检查、定期维护和设备更新等。
同时，也需要加强事故应急预案的制定和演练，确保在事故发生时能迅速响应和采取有效的措施。
2. 治理技术与装备石油污染的治理需要借助一系列的技术和装备。
常用的治理技术包括物理、化学和生物治理技术。
•物理治理技术：例如吸油毡、吸油团、吸附剂等物理吸附油污的材料，可以有效地把石油污染物从水体中分离出来。
•化学治理技术：例如生物降解剂、氧化剂等化学药剂，可以加速石油污染物的降解和分解过程。
•生物治理技术：例如利用微生物降解石油污染物的能力，通过投放适宜的微生物来有效清除石油污染。
此外，还可以利用高效的离心机、分离设备等装备来实现石油污染的治理。
3. 环境修复与生态重建石油污染治理不仅需要治理污染源头，还需要进行环境修复和生态重建工作。
环境修复包括土壤修复和水域修复两方面。
•土壤修复：利用生物修复、物理修复和化学修复等方法，去除土壤中的污染物，恢复土壤的生态功能。
例如利用植物的吸附作用和微生物的降解作用，加速油污的降解和修复过程。
•水域修复：采用生物修复、物理修复和化学修复等方法，去除水体中的石油污染物，并恢复水体的生态系统。
例如利用湿地植物的吸附和降解能力，结合潮汐和水流等自然因素，加速水体中石油污染的自然修复过程。
4. 法律法规与政策支持石油污染治理需要依托健全的法律法规和政策支持。
政府应加强对石油开采和运输领域的监管，制定相关的石油污染治理法律法规，并加大对违规企业的惩罚力度。
同时，政府还可以提供资金支持和政策激励，鼓励企业采用先进的治理技术和装备，推动石油污染治理工作的开展。
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水土中石油污染降解方法1 引言随着石油产品需求量的不断增加，石油及其制品通过多种途径进入环境，对土壤和水体造成了严重污染，并且威胁着人类的健康，石油污染土壤技术的研究及应用正日益受到广泛重视与关注.由于物理修复(如热处理)在破坏土壤中污染物的同时也破坏了土壤的组分和结构，而且价格昂贵;化学修复效果较好，但所使用的化学试剂会产生二次污染，限制了其应用范围.生物修复技术被认为是一种绿色环保、无二次污染、高效、可彻底降解污染物的具有发展前景的石油污染修复方法.该技术关键在于利用功能微生物可降解多种石油烃组分，研究内因——如何最大程度强化菌群自身降解石油污染底物的能力(Zhang et al., 2008)，并对影响混合菌群降解性能的营养条件和环境因素(外因)进行试验研究.如利用细菌和真菌在生长以及对石油类物质降解途径方面的互补性，构建了以真菌和细菌组成的混合菌剂，大大地提高了石油类物质的生物降解(刘铮等，2008);利用GC-MS数据分析降解菌对原油中的烷烃、芳香烃的降解能力;GC-MS联用法用于含油污泥中碳氢化合物降解性能的测定，另外，对降解菌的生长特性，降解菌对不同烃类的利用能力及添加淀粉和葡萄糖碳源对降解率的影响行进了研究.国内外研究表明，石油降解菌酶的活性、环境、无机营养、肥料、微生物的类型等对油污染场地的修复起到重要作用.利用石油地质中石油族全组分进行微生物降解分析是一种独特的角度，需要对全族物质做全面解析，前面所述研究中对有对正构烷烃和姥鲛烷，植烷的降解研究，但藿烷，甾烷族成分的图谱解析不易识别，且含量低，研究很少.笔者前期从甘肃长庆油田油污土壤中富集、筛选出5株降解石油的菌株，对其进行了鉴定及油污土壤的修复研究.本文运用石油地质学和分析化学对石油降解菌降解石油烃的族组分的GC-MS“指纹分析”和标志物的演化参数分析，揭示微生物降解石油族主要成分正构烷烃、藿烷和芳烃的降解程度及地球演变特征，从而对菌群底物——石油族不同化学结构进行优化提供重要实验依据，同时对降解过程中的生物演化从地球化学的角度进行了机理分析.使所构建的石油降解菌群对底物利用达到优化效果，能对石油烃进行最彻底的降解，以提高菌群的生物修复功能.2 实验部分2.1 实验材料2.1.1 油样来源所用原油取自甘肃陇东地区西峰市郊油井，将原油用正己烷(色谱纯)溶解，然后水浴蒸发正己烷，并在真空干燥箱中除尽残留正己烷，得到标准油样品，放入干燥器中备用.2.1.2 菌株来源所用菌种为本实验室分离保存，分别为：A6菌株属于铜绿假单胞菌(Pseudomonas aeruginosa)菌属，A5菌株属于蒙氏假单胞菌(Pseudomonas monteilii)菌属，D4菌株属于鲁菲不动杆菌(Acinetobacter lwoffii)菌属，F1菌株属于黄色类诺卡氏菌(Nocardioides luteus)菌属，F2菌株属暗黑微绿链霉菌(Streptomyces atrovirens)菌属.2.1.3 无机盐培养基NH4NO3 2.0 g · L-1，K2HPO4 1.5 g · L-1，KH2PO4 3.0 g · L-1，MgSO4·7H2O 0.1g · L-1，无水CaCl2 0.01 g · L-1，NaEDTA·2H2O 0.01g · L-1，pH值为7.5.2.2 实验方法2.2.1 试样处理将5种菌剂F1、F2、A5、A6、D4接入20 mL无机盐培养基的三角烧瓶，培养基含标准油10 mg，28 ℃下培养7 d，15 d后取出加入10 mL氯仿，超声破乳15 min，萃取出氯仿相，水浴蒸发氯仿，再将残油准确称量后定容10 mL，即为GS-MC 测试降解油样.将不添加菌剂的标准油作为对照组.2.2.2 GS-MC测定各菌株降解石油各组分含量降解油样各组分分析条件为：气化温度 260 ℃，载气He，柱温200 ℃，柱SE-30(50 m).质谱条件为：电子能量70 eV，质量范围40~450.GS-MC图谱图解析时从总离子流图中提取正构烷烃、藿烷、芳烃系列物质，用质量归一法计算出样品中各系列化合物的含量.在石油混合物组分中分子量相同物质的比较多，但每个物质的结构不同，在GC-MS离子源中，每个分子被电子流轰击打成碎片时，由于结构不同而出现各自的特征碎片离子.如正构烷烃的碎片离子为57、71、85…，藿烷会出现最大的积分碎片峰191，甾烷的最大特征碎片为217(α，α型结构)，218(M+1峰)(β，β型结构).利用物质的特征碎片值可以从总离子流图中将同系列物质提取出来.石油烃中正构烷烃、藿烷系列物质的降解率R计算方法如下：R=(M1-Mi)/M1，式中：M1为对照组中标准油各物质质量百分含量;Mi为第7、15 d残油中各物质质量百分含量.3 结果与讨论3.1 石油降解菌对正构烷烃的降解不同石油降解菌对石油中不同烃类的降解能力不同.多数石油降解菌一般只能降解一种或几种烃类，而中、长链正构烷烃能被大多数石油降解菌所降解.研究在不同时间里各菌株降解正构烷烃的降解率，及微生物对正构烷烃降解演化动态变化规律，即用OEP、w(∑C21-)/w(∑C22+)、姥植比(w(Pr)/w(Ph))等生物降解标志物演化参数反映各菌株对原油中正构烷烃演化降解的规律.3.1.1 正构烷烃的降解差异分析原始油样与经混合菌作用7、15 d的正构烷烃碳数分布均为C14～C39.从GC-MS图谱分析计算得到经菌剂作用7 d和15 d后原油的降解率.从降解率折线图可以看出，7 d菌剂作用于原油降解不明显，而15 d的降解幅度比7 d大，菌株在7 d主要利用中低碳数的正构烷烃，而15 d 菌株主要降解高碳数段，在C31~C39碳数段15 d的降解均为正值;F2、A5对高碳数正构烷烃降解高达60%以上，A5菌15 d降解高达67.58%.说明7 d以前降解菌仍处于适应阶段，降解优势在15 d更明显;7，15 d的降解呈明显的互补规律，正构烷烃各部分含量呈先增后减或先减后增的规律;奇偶优势在15 d体现更明显.各菌株对正构烷烃的降解效果如图 1所示.由图 1可看出： A5和A6的降解图形相似，这可能与其所属菌属相似有关，从而摄取的碳源结构也相似(崔志松等，2010).除去D4菌株，其它菌株在7 d主要降解中低碳数正构烷烃，15 d以降解高碳数烷烃为主，而D4菌株降解情况与其它菌株正好相反.降解结果使中间碳数烷烃含量大幅增加，在C20~C24间出现降解低谷.而对于混合菌剂H(图 1f)，前7 d不管对于低碳数还是高碳数正构烷烃都具有较好的降解效果，但15 d 的降解以高碳数正构烷烃为主，整个石油烃的含量呈下降趋势.由此可见，相对于分子量较大的芳香烃污染物来说，微生物降解正构烷烃相对容易，周期较短.同时，正构烷烃降解后的产物也为微生物提供充分可利用的碳源，更有利于微生物的生长，这也是微生物对正构烷烃降解率较高的一个原因.图1 不同菌剂对正构烷烃的降解率从表 1可以看出，原始油样和经菌株降解 7 d和15 d的正构烷烃的碳数分布相同均为C14~C39，经各种菌剂作用后正构烷烃的主峰碳明显前移，表明菌剂对高碳数正构烷烃具有选择性，有较强烈的去甲基作用的结果.15 d，F2、A5、混合菌H对于高碳数段的正构烷烃降解率高达60%以上，最高为A5菌剂高碳数降解率为67.58%，D4菌剂降解低碳数达到67.50%;7 d中，A5菌剂降解中低碳数正构烷烃最高为13.77%，D4降解高碳数正构烷烃最高(32.22%);表明A5和D4菌剂对于正构烷烃降解表现较优.混合菌对于正构烷烃的降解率要高于各个单菌分别作用，菌种之间表现为协同作用，菌种间可以稳定共存.说明菌种合理混合有利于石油降解.表1 菌株对不同碳数正构烷烃平均降解率3.1.2 正构烷烃生物演化参数分析从表 2可以看出，原始油的成熟度高，经菌株作用后OEP变化不太明显，但原始油样的OEP 值多数大于经菌剂作用7 d的原油样品，可见各菌株在7 d降解正构烷烃时，奇数碳烷烃的降解速率大于偶数碳烷烃;而从15 d的OEP值可看出，F1和A6样品的OEP值与原始油量相比分别为1.026和1.067，略大于原始油样OEP值.除F1、A6菌株外，其它菌株的OEP值都小于1，且长期的OEP值均比短期的小，说明15 d这些菌剂降解奇数碳的优势更为明显.表2 正构烷烃生物演化参数值F2的w(∑C21-)/w(∑C22+)值在7 d和15 d都是最大，说明F2菌剂对高碳数降解优势最为明显，这与表 1的结果相一致.D4菌剂在15 d的w(∑C21-)/w(∑C22+)值大幅降低(15 d的值为0.265)，同样表明D4菌剂没有强烈降解高碳数烷烃的特征，反而有选择性降解低碳数烷烃的能力.图2 原油样和各菌剂GC/MS总离子流图由表 2可以看出，除A6降解15 d油样姥植比(0.99)与原油基本相近外，其它菌株对石油降解后，其w(Pr)/w(Ph)比值均大于原油，说明原油中类异戊二烯烷烃在不同菌剂的作用过程中，均发生了明显的降解，使部分植烷脱去一个甲基转化为姥鲛烷.3.2 藿烷的降解规律藿烷的主要成分为萜类化合物，包括三环二萜烷和五环三萜烷化合物，藿烷不是由生物体直接合成，而是由死亡生物体经地球化学过程演化而来.其微生物转化涉及羟基化、环氧化、脱氢等多种反应类型.在菌剂的作用下，环氧化分为两种，一种氧化酶先将其氧化为环醇，接着脱氢形成环酮;另一种氧化酶再氧化环酮，环断开，之后深入降解.羟基化，在化合物的非羟基化位点上引入一个羟基能增强其生物学活性.藿烷相对稳定，常用藿烷作为一个可靠的指标来评估大多数野外条件下的生物降解.目前研究表明，C30藿烷及其相关同系物(如C31~C35藿烷)在一定的实验条件下可被微生物降解菌降解.本节用各菌株降解藿烷各物质相对原油的降解率，分析各菌株降解藿烷的不同，用生物标志物Ts/Tm、C31和C31的αβ-22S/22(S+R) 、∑hop/∑烷烃比值作为生物演化石油过程中藿烷降解和构型转化的依据.其中：Ts/Tm是石油地质领域常用的有机质演化程度参数，Ts为18α(H)-22.29.30-三降藿烷，Tm为17α(H)-22.29.30-三降藿烷.在生物体原生质中只有Tm构型是没有Ts构型的，当这类生物进入地质体后在热作用、微生物作用、压力及矿物催化作用下三降藿烷将由Tm立体构型逐渐向更稳定的Ts立体构型转化，因而Ts/Tm比值越大既反映了有机质受外作用力的程度越强，研究样品主要改变的外作用力是混合菌作用，所以Ts/Tm比值越大则混合菌对有机质的降解越强烈.大于31个碳的17α(H)、21β(H)构型的藿烷其第22位碳原子成为手性碳，因而会出现一对镜像异构体(22S+22R).由于在生物体中22R异常高而22S很低，通常将22R构型称作生物构型将22S构型称作生地质构型.当这类生物进入地质体后在热作用、微生物作用、压力及矿物催化等外力作用下22R将逐渐向22S转化，其转化终点值为22S ∶ 22R=6 ∶ 4.地球化学研究中常用C31αβ-22S/22(S+R)和C32αβ-22S/22(S+R)作为判识有机质手性构型演化程度的参数.∑藿烷/∑正构烷烃比值是样品中藿烷系列的相对丰度与正构烷烃系列相对丰度的比值，用来研究原油遭受不同细菌作用15 d后，藿烷系列与正构烷烃系列的降解速率特征.3.2.1 藿烷的降解差异分析各菌对藿烷的降解率如图 3所示，降解趋势平缓，没有明显被降解的个物.但芒柄花根烷、降莫烷、γ-蜡烷、二升藿烷、三升藿烷、四升藿烷、五升藿烷的降解均达到20%以上.A6菌种除了17α(H)21β(H)-22S-31、32、33、34-四升藿烷与17α(H)21β(H)-22R-31、32、33、34-四升藿烷外，对于其他藿烷降解率都较高，降解平均.A5菌种在前期对于中间碳数的藿烷降解要比低碳数和高碳数的藿烷要彻底.各菌剂7 d和15 d藿烷降解趋势基本一致，说明藿烷的降解主要表现为手性碳向稳定构型转化，但藿烷的降解幅度在15 d时比7 d高些.藿烷的降解波动明显，是由于系列物质S和R构型的交替出现，细菌作用促使五环三萜类化合物的手性碳R构型向更稳定的S构型转化，S构型化合物更稳定，所以降解率低，R构型物质不稳定，降解率高，呈现出波浪状的降解趋势.图3 不同菌株作用下藿烷的降解率 (备注峰号代表的物质： 1: 18α(H)-22，29，30-三降藿烷(Ts)， 2: 芒柄花根烷， 3: 17α(H)-22，29，30-三降藿烷(Tm)， 4: 降羽扇烷， 5: 17α(H)21β(H)-30-降藿烷， 6: 重排-30-降藿烷， 7: 羽扇烷， 8: 17β(H)21α(H)-30-降莫烷， 9: 17α(H)21β(H)-藿烷， 10: 五环三萜烷， 11: 五环三萜烷， 12: 17β(H)21α(H)-莫烷， 13: 17α(H)21β(H)-22S-31-升藿烷， 14: 17α(H)21β(H)-22R-31-升藿烷， 15: γ-蜡烷， 16: 17α(H)21β(H)-22S-31，32-二升藿烷， 17: 17α(H)21β(H)-22R-31，32-二升藿烷， 18: 17α(H)21β(H)-22S-31，32，33-三升藿烷， 19: 17α(H)21β(H)-22R-31，32，33-三升藿烷， 20: 17α(H)21β(H)-22S-31，32，33，34-四升藿烷， 21: 17α(H)21β(H)-22R-31，32，33，34-四升藿烷， 22: 17α(H)21β(H)-22S-31，32，33，34，35-五升藿烷， 23: 17α(H)21β(H)-22R-31，32，33，34，35-五升藿烷)图 4为A6降解后的藿烷(m/z191)质量色谱图，本节仅以A6菌株为例，其他菌株霍烷图因篇幅有限，在此不一一列举.从A6的质量色谱图可以更好的佐证图 4的结果.图4 原油和A6降解后的藿烷(m/z191)质量色谱图3.2.2 藿烷生物演化参数分析原油被5种菌剂作用7 d原油的藿烷系列碳数分布相同，均为C27~C35(C28缺失)，主峰均为C30-αβ藿烷.大于31个碳的17α(H)、21β(H)构型的藿烷，其第22位碳原子成为手性碳，因而会出现一对镜像异构体(22S+22R).如表 3所示，原始油样C31-αβ-22S/C31αβ-22(S+R)和C32-αβ-22S/C31αβ-22(S+R)比值分别为0.591和0.577，接近转化终点值0.600，所以原石油样为成熟质，受外力作用变化不会很大.经各菌株降解后样品的C31-αβ-22S/C31αβ-22(S+R)和C32-αβ-22S/C31αβ-22(S+R)比值均大于原始油样值，且油样经5种菌剂7 d降解后C31-αβ-22S/C31αβ-22(S+R)和C32-αβ-22S/C31αβ-22(S+R)比值均有一项达到转化终点.由此可见，该5种菌剂能促使五环三萜类化合物的手性碳R构型向更稳定的S构型转化，短期内就可以达到转化终点.表3 藿烷生物演化参数(质量分数)在实验中通过添加菌剂提供外作用力，可见w(Ts)/w(Tm)比值越大则说明菌剂对有机质的降解越强烈.从表 4可以看出，5种菌剂降解石油的w(Ts)/w(Tm)比值均大于原始油样的值，且菌剂在短期内对藿烷的降解较明显.A5菌剂对藿烷降解的w(Ts)/w(Tm)比值最大(0.966)，对藿烷的降解程度最强，转化最彻底.表4 藿烷转化参数(单位：质量分数)从表 4中w(∑藿烷)/w(∑正构烷烃)比值可看出，A6、F1菌剂的该比值明显大于原始油样的0.394，这两种菌剂作用原油时正构烷烃的降解优势明显大于藿烷系列，而A5、D4和F2的w(∑藿烷)/w(∑正构烷烃)比值分别为0.111、0.158和0.215，明显小于原始油样的0.394，这3种菌剂作用原油时，藿烷的降解速率明显大于正构烷烃系列.各菌剂降解藿烷优势表现为A5>D4>F2>F1>A6.3.3 芳香烃的降解规律陇东原油芳烃主要含萘、菲、联苯、和三芳甾烷等5个系列，分别含2～4个芳核的稠环芳烃，以及含五个芳核的α-苯并芘.芳香烃是重要的原油组分，相对于烷烃来说稍难降解，芳香烃的有氧代谢必须有分子氧参加，同时需要加氧酶的催化.细菌通过过氧化物酶将分子氧的两个氧原子结合进芳香烃中，形成顺式构型的二氢二醇，顺式二氢二醇在另外一种过氧化物酶的催化下将芳香环破裂成邻苯二酚.与细菌相反，真菌通过催化单氧化酶和环氧化物水解酶使芳烃转化为反式构型二氢二醇(张翔等，2010).在生物质转化中，TMCH/CH参数反映了(CH)系列的去甲基效应的程度，该值越小则表明分子芳香环上的甲基取代基的去甲基效应越强烈.TeMN/N参数反映了萘(N)系列去甲基效应的程度，该值越小则表明萘环上甲基取代基的去甲基效应越强烈.∑芳烃/∑正构烷烃是用来研究原油在不同细菌时间作用下，稠环芳烃与烷烃的降解速率或降解程度特征.石油样品中检测出(CH)、甲基(MCH)、二甲基(DMCH)和三甲基(TMCH)，以的相对丰度最高为特征.表 5显示原油的TMCH/CH为0.500，在7 d各菌剂的降解当中，F2、A5、D4的TMCH/CH不变仍为0.500，对芳烃的降解效果不明显，而菌剂F1、A6的TMCH/CH分别为0.417、0.426，表明对芳烃具有降解效应.表5 芳香烃的降解参数(质量分数)萘是含有两个芳香环的稠环芳烃，研究的样品中检测出：甲基萘(MN)、二甲基萘(DMN)、三甲基萘(TMN)和四甲基萘(TeMN)，以四甲基萘的相对丰度最高为特征.表 5显示原油的TeMN/MN值为5.200，各菌剂的TeMN/MN值均比原油的小，表明几种菌株对萘环上的甲基均有去甲基化效应，其中F2的去甲基化效应最弱，而A5对原油的去甲基化效应最强，这也与文献报道假单胞菌物种具有降解各种石油化合物能力，包括脂族和芳族化合物相一致.表6 芳香烃的演化参数(质量分数)从表 6中看出，15 d菌剂降解油样中未检测出萘，证明萘在15 d前已经被菌剂的强烈去甲基反应降解完全.而F1、F2、A6的菲/正构烷烃比值明显大于原油样的0.167值，表明这3种细菌作用原油时正构烷烃的降解速率明显大于菲系列，但D4、A5的菲/正构烷烃比值明显小于原油样的值，表明这2种菌作用原油时菲系列的降解速率较正构烷烃快.同理，/正构烷烃比值中D4、A5、F2均小于原油样的值，表明这3种菌降解原油时正构烷烃的降解速率明显小于系列.从各参数的综合比较可以看出，A5、D4菌剂对芳香烃有较好的降解优势.4 结论通过微生物降解石油族主要成分正构烷烃、藿烷和芳烃的降解程度及地球演变特征分析，可以看出各菌对石油族重要组分——正构烷烃、藿烷、芳香烃具有不同的降解程度和演化特征.1)各菌对石油族成分中正构烷烃的降解最主要，表现为7 d与15 d的降解呈明显的互补规律，即7 d到15 d正构烷烃各物质含量呈先增后减或先减后增的规律，F2、A5对高碳数正构烷烃降解率高达60%以上，在降解菌中占据优势;F2、A5和D4菌株15 d时OEP值说明他们后期降解奇数碳优势更为明显;w(∑C21-)/w(∑C22+)值表明F2菌株具有选择性降解高碳数正构烷烃的特点，而D4菌株相对具有选择低碳数正构烷烃降解的特点.2)藿烷的演化分析可以看出，所筛选的5种菌剂均能促使五环三萜类化合物的手性碳R构型向更稳定的S构型转化，7 d对石油的降解就可以达到转化终点，各菌剂降解藿烷优势表现为A5>D4>F2>F1>A6.3)菌剂在对芳香烃的降解中表现出强烈的去甲基化作用，在对菲和的降解中，A5和D4菌降解优势最明显。