甲苯的简单检测方法

土壤的检测项目一览-ICAS-专业检测机构。

土壤养分：土壤铵态氮、土壤有效磷、土壤速效钾、土壤硝态氮、土壤水解氮、土壤全氮、土壤全磷、土壤全钾、土壤有机质（丘林法）、土壤有机质（浸提法）、PH值、含盐量、水分。

土壤中微量元素：土壤钙、土壤镁、土壤硫、土壤硅、土壤硼、土壤铁、土壤铜、土壤锰、土壤锌、土壤氯。

鲜作物营养：作物硝态氮、作物铵态氮、作物磷、作物钾；作物中微量元素：作物钙、作物镁、作物硫、作物硅、作物硼、作物铁、作物铜、作物锰、作物锌、作物氯；作物中硝酸盐、亚硝酸盐。

基于两种互不相溶的液体二元体系的沸点低于各组分的沸点，将样品中的水分与甲苯的共沸液蒸出，冷凝并收集馏液，由于密度不同，馏液在接受管中分层，根据馏出液中水的体积可计算样品中水分的含量。在密闭中进行，温度低，适用于易氧化、分解、热敏性以及含有大量挥发性组分的样品的测定，优于干燥法。将供试品和与甲苯（相对密度 0.866）混合蒸馏，水分可随甲苯一同馏出。水与甲苯不相混溶，收集于水分测定管下层，甲苯收集于水分测定管上层，水与甲苯完全分离。因为水的相对密度为 1.000，故可直接测出（读取）供试品水的重量（g），并计算出制剂中的含水量。 二仪器装置

500ml 圆底烧瓶通过收集器 2 与回流冷凝器 3 联接，连接处均为磨口玻璃。此装置各部件的关键性尺寸如下：连接管内径为 9～11mm，收集器 2 长 235～240mm，如为直形冷凝器，约长 400mm，内径不小于 8mm，接受管容量 5ml，其圆筒形部分长 146～156mm，刻度到 O.1 ml 的细分度，指示体积的读数误差不大于 0.05ml，热源最好是变阻器控制的电热器或油浴。烧瓶上部和连接管可采取绝热措施。 另需准备止爆剂(如玻璃珠)、长刷及铜丝等。

测定法

取供试品适量(约相当于含水量 1～4ml)，精密称定，置 1 瓶中，加甲苯约 200ml，必要时加入干燥、洁净的无釉小瓷片或玻璃珠数粒，将仪器各部分连接，将 1 置电热套中或用其他适宜方法缓缓加热，待甲苯开始沸腾时，调节温度，使每秒钟镏出 2 滴。待水分完全镏 出，即测定管刻度部分的水量不再增加时，将冷凝管内部先用甲苯冲洗，再用饱蘸甲苯的长刷或其他适宜方法，将管壁上附着的甲苯推下，继续蒸馏 5 分钟，放冷至室温，拆卸装置，如有水黏附在 B管的管壁上，可用蘸甲苯的铜丝推下，放置使水分与甲苯完全分离(可加亚甲蓝粉末少量，使水染成蓝色，以便分离观察)（甲基蓝可不用）。检读水量，并计算成供试品的含水量(％)。

注意事项

1 装置使用前，应先用铬酸洗液洗涤接受管及冷凝器，用水充分漂洗，烘干。全部仪器应保持清洁，干燥。 2 圆底烧瓶中需加入 1～2 粒止爆剂（如玻璃珠、沸石、碎瓷片等）以防爆沸。 3 注意控制电热套温度，使每秒钟馏出 2 滴。 4 蒸馏时宜先小火，控制馏出的速度,不宜太快。 5 蒸馏完成后,应充分放置至室温后,再检读水量,否则使检测结果偏高。

一、土壤修复检测项目

（1）重金属污染物检测：Hg、Cd、Cr、Pb、As、Mn、Cu、Ni、Zn等

（2）有机毒物检测：有机氯和有机磷类农药、酚、石油、3,4-苯并芘、三氯乙醛、多氯联苯等

（3）污染化合物检测：氟化物、氰化物、全氮量、硝态氮量及全磷量

（4）酸碱度检测：土壤pH

（5）有害微生物检测：肠寄生虫卵、肠细菌、破伤风菌、结核菌

（6）放射性元素检测：放射性元素α 、放射性元素β

此外还可选择一些参考检测指标，即对土壤污染物积累、迁移和转化影响较大的理化指标，如有机质、石灰反应、氧化还原电位、代换量、易溶性盐

三、土壤修复检测的基本参数

（1）土壤起始污染值（土壤初始污染值）测定

土壤中有毒有害物质的实测值大于土壤背景值时， 即以该值作为土壤起始污染值。 通常用X a 表示。

（2）植物起始污染值（植物初始污染值）测定

植物吸收与积累土壤中的污染物，致使植物体内污染物含量超过当地同类植物中的平均含量。此时，植物体内的污染含量即为植物起始污染值。

（3）植物临界含量测定

植物体内累积的污染物使植物减产10％，或超过食品卫生标准时的含量。

（4）土壤轻度污染值测定

土壤上种植的植物污染物含量达到植物起始污染值时土壤中该污染物的含量。通常用Xc表示。

（5）土壤临界含量（土壤重度污染值）测定

土壤酶有多种存在部位及状态，其中胞内酶存在于微生物细胞内部，其直接反映了微生物活动情况，对外界刺激因素更加敏感，变化幅度较大；而胞外酶与土壤有机质、粘粒等紧密结合在一起，其性质比较稳定，对农业技术措施、环境条件及有毒物质等变化的反应规律性更强。但通常测得的酶活性是胞内酶还是胞外酶是一个重要问题。因此区分胞内、胞外组分各自对土壤酶贡献的研究是十分有意义的。

但是，由于土壤酶在土壤中的来源繁多、存在状态多变、存在结构复杂，及人们对土壤酶认识的不够深入及现阶段的科学仪器和试剂的限制，使得人们对土壤胞内、胞外酶等组分的比例关系以及各组分对微生物生物量贡献等问题尚不十分明确。所得结果不尽一致，使微生物代谢活性（胞内酶活性）和这些胞外酶活性分离的实验迄今没有有效实现。

本论文拟通过模拟方法，采用多种方法尝试区分土壤胞内、胞外酶，对各部分酶的性质和关系进行了较为系统的研究，并借助动力学手段对酶进入土壤后的变化过程和机理进行了分析，结果表明：

1.灭菌后的土壤载体能降低芳基硫酸酯酶纯酶的酶促反应初速度，粘粒含量越高，其对纯酶的抑制作用越强。随着载体浓度的增加，Km值呈增大趋势，Vmax、Vmax/Km、k值呈降低趋势，载体对芳基硫酸酯酶的作用机理为混合抑制，即土壤对酶的吸附同时发生在酶的活性位点及非活性位点上。通过载体对芳基硫酸酯酶的酶促反应初速度及动力学参数可以推断出，四种类型土壤对酶吸附能力从强到弱顺序依次为：红壤>塿土>褐土>风沙土；粘粒含量的高低是影响酶促反应的主要因素。

2.甲苯对芳基硫酸酯酶纯酶具有明显的抑制作用，降幅最大达到45.5%；土壤载体对溶液中的纯酶有很强的吸附能力；1.0μL g-1甲苯即可完成对土壤中酶活性的激活作用，增幅达9%～198%；随甲苯浓度增加，土壤酶活性的变化幅度逐渐趋缓，其可用Langmuir模型较好地拟合，并由此获得了最大表观酶活性Umax，其与土壤性质等达到了显著相关；揭示出甲苯主要是通过杀死土壤中的微生物来影响土壤酶活性的；在供试土样中土壤芳香硫酸酯酶胞外酶和胞内酶平均分别占54.4%和45.6%。，高肥力土壤对酶较强的吸附能力使得其胞外酶含量均高于低肥力土壤。

3.氯仿熏蒸对芳基硫酸酯酶纯酶有较强的抑制作用，熏蒸12h时的抑制作用最强，氯仿熏蒸处理能显著增强土壤芳基硫酸酯酶活性，增幅为25%～454%。传统的熏蒸土壤24h的时间过长，由拟合方程计算出的理论最适熏蒸时间为16～17小时。由最大表观酶活性初步计算了土壤胞内、胞外芳基硫酸酯酶的比例关系，供试土样胞内酶含量要大于胞外酶含量。

4.诱导物质的加入显著增强了土壤微生物量碳及芳基硫酸酯酶活性，土壤酶活性的变化与土壤肥力和微生物数量密切相关。土壤诱导酶活性的增加是微生物活动引起的，因此土壤微生物对底物诱导的反应比土壤酶更敏感更直接，故土壤微生物量碳含量的增幅要大于土壤芳基硫酸酯酶活性。线性方程可较好表征土壤微生物量碳与芳基硫酸酯酶活性间的变化关系，并通过截距计算出土壤的胞内、胞外酶关系。土壤微生物也是土壤肥力的组成部分，因此用总酶活性来评价土壤肥力要比胞外或胞内酶活性更加准确。

5.芳基硫酸酯酶纯酶对微波有一定的耐受力，不考虑温度的影响时，当微波功率低于纯酶的耐受极限值时（240W），纯酶不受影响；当功率高于极限值时，随功率的增加纯酶活性逐渐降低。微波照射时间越长对土壤芳基硫酸酯酶活性的抑制作用越强，土壤温度的剧烈变化是微波照射后土壤酶活性降低的主要原因之一。根据计算得出酶活性降低50%所用微波照射时间（ET50）显示，肥力越高的土壤对微波照射越敏感。土壤芳基硫酸酯酶对微波有一个最敏感的照射功率，此时土壤酶活性的变幅最大，且这个敏感功率与纯酶的极限功率比较接近。分析表明粉粒含量越高的土壤对微波照射越敏感，揭示出土壤粉粒是吸收微波能量的主体。

一、在环境影响评价中开展土壤环境质量背景检测时，针对调查评价范围内每种土壤类型设定的检测点，应根据《土壤环境质量 建设用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB36600-2018）表1所列项目为初步调查阶段建设用地土壤污染风险筛选的必测项目45项作为因子进行检测。

这项标准中所列污染物项目包括重金属、挥发性有机物和半挥发性有机物等，其中重金属基本项目7项，分别为：砷、镉、铬（六价）、铜、铅、汞和镍；挥发性有机物基本项目27项，包括卤代烃和苯系物；半挥发性有机物11项，包括：硝基苯、苯胺、2-氯酚和8种多环芳烃；重金属其他项目5项，分别为：锑、铍、钴、甲基汞和钒；无机物其他项目为氰化物；挥发性有机物其他项目4项，均为卤代烃；半挥发性有机物10项，包括：六氯环戊二烯、2,4-二硝基甲苯、4种酚类、3种邻苯二甲酸酯、3,3,-二氯联苯胺；其他项目还包括有机农药14项；两种多氯联苯单体、多氯联苯总量、二恶英类、多溴联苯总量和石油烃。

二、地块内及周围区域土壤环境当前及历史上确定无可能污染源，或者以上情况以外的地块，可根据需求仅检测特征因子。

营养成分: 有机质、铵态氮、硝态氮、磷、钾、钙、镁、硫、铁、铜、锰、锌、硼、酸碱度、交换性酸、钙镁比、镁钾比等

有机物检测: 总石油类烃、苯系物、挥发性有机物、半挥发性有机物、苯酚类、多环芳烃、多环芳烃(低浓度)、苯并(a)芘、邻苯二甲酸酯、有机氯农药、有机磷农药、多氯联苯、二恶英等

有机物检测: 总石油类烃、苯系物、挥发性有机物、半挥发性有机物、苯酚类、多环芳烃、多环芳烃(低浓度)、苯并(a)芘、邻苯二甲酸酯、有机氯农药、有机磷农药、多氯联苯、二恶英等。

其他分析: 氟化物、有机质、含水率、总碱度、酚、矿物油、pH值、水分、六六六、滴滴涕、氰化物、挥发性有机化合物、挥发性有机化合物、多氯联苯、半挥发性有机物、阳离子交换量等。

土壤重金属元素分析/土壤微生物分析/土壤45项检测项目

你的问题提的不够具体，测试苯系物也要分水、气或者是土壤固废的。

下面列出几个常用的给你参考吧

水质 苯系物的测定 气相色谱法GB/T 11890-1989二硫化碳萃取的气相色谱法最低检出浓度0.05mg/L；

居住区大气GB 11737-89二硫化碳解析法：0.025mg/m3；

室内空气 GB/T 18883-2002 附录B进样1μL，0.05mg/m3；

工作场所空气：苯0.6mg/m3，甲苯1.2mg/m3，乙苯3.3mg/m3，二甲苯1.3mg/m3，苯乙烯1.7mg/m3；

工业废气活性炭吸附二硫化碳解吸气相色谱法（B）《空气和废气监测分析方法》0.01mg/m3；

土壤中苯系物通常用吹扫捕集法，检出限通常报0.5μg/kg。

淋滤试验是在挥发试验和吸附试验的基础上进行的，在通过挥发试验和静态吸附试验掌握了BTEX的挥发和吸附行为之后，主要通过土柱试验探讨BTEX的厌氧条件下微生物的降解性能，进而将这三种迁移转化机理联系起来，系统揭示BTEX在经过河流渗滤系统的过程中被净化的机理和效果，并预测污染河水中的BTEX对地下水的潜在危害。

理论上，在厌氧条件下，当河流渗滤系统中存在电子受体的情况下，BTEX各组分在模拟的河流渗滤系统中（除挥发以外的部分）将发生吸附和微生物降解两种环境行为，其中吸附机理已通过静态吸附试验进行了研究，详见本书第二章，在土柱试验结果的基础上主要探讨吸附对于微生物降解的影响。由于河流渗滤系统中氧气消耗很快，多处于厌氧状态下，因此淋滤试验主要模拟BTEX在河流渗滤系统中的厌氧微生物降解。厌氧生物降解性是指有机化合物在厌氧条件下被微生物所利用，通过厌氧微生物的作用，使其改变原来的结构和物理化学性质，在一定时间内完全矿化为H2O、CO2或CH4的过程。有机物的厌氧生物降解性可以从以下三个方面来考察降解程度：

（1）根据反应前后基质浓度的变化；

（2）根据反应前后电子受体浓度的变化；

（3）根据反应前后微生物的活性变化。

基质浓度的降低、电子受体浓度的变化、微生物数量的增多等都可视为有机物被降解的表现。降解速度越快、降解程度越大，则表明该有机物厌氧生物降解性能越好。本次试验选择对环境危害较大且污染较为普遍的BTEX四种组分作为试验基质，定性研究在两种不同电子受体的情况下，BTEX在河流渗滤系统中发生的环境行为，并定量分析BTEX各组分在厌氧条件下的生物降解性能。从而确定河流渗滤系统的BTEX污染的去除效果。

有机污染物在厌氧条件下生物降解的通式为：有机污染物＋微生物＋电子受体＋营养物→CO2 ＋ H2O＋微生物＋副产物。本次试验中有机污染物为试验中添加的苯、甲苯、乙苯和间二甲苯，微生物为土柱渗滤系统中的土著微生物，电子受体为淋滤液中加入的 和 ，营养物质也是系统中固有的营养物质，包括常量元素和痕量元素。

淋滤试验开始于2010年7月15日，从7月16日开始进行样品采集和测定，试验结束于2010年9月1日，判断试验结束的主要依据是渗出液中几种主要目标组分浓度上升，主要是两种电子受体的浓度大幅上升至初始浓度附近，并在一段时间内保持稳定，证明经过一段时间的持续淋滤作用，河流渗滤系统中的土壤达到吸附饱和，并且微生物活性受到抑制，吸附作用和微生物降解作用都已不能再发挥净化作用，大部分污染物已穿透包气带进入地下水含水层。淋滤试验共进行了48d，共采集到样品168个，通过测定获取有效数据840个，记录了在淋滤过程中的BTEX四种单组分的输入浓度和输出浓度，以及渗出液中 和 的浓度，并绘制出各目标组分的浓度变化历时曲线，所得数据能够反映在淋滤的过程中各目标组分浓度随时间变化的情况。本项研究主要通过淋滤试验前后基质即BTEX各组分浓度变化、电子受体浓度的变化及两者之间的相关性，以及微生物活性的变化来研究BTEX在河流渗滤系统中的微生物降解作用。

（一）淋滤试验结果

1.基质和电子受体浓度的变化

淋滤试验历时48d，记录了在淋滤的过程中BTEX四种组分和两种电子受体浓度变化的过程，并绘制了各组分浓度变化历时曲线。在以 作为电子受体的系统中，BTEX各单组分浓度变化历时曲线如图3 -31～图3 -34所示， 浓度变化历时曲线如图3 -35所示。

图3-31 以 为电子受体条件下苯的浓度变化历时曲线

在以 作为电子受体的系统中，BTEX各单组分浓度变化历时曲线如3-36～图3-39所示， 浓度变化历时曲线如图3-40所示。

试验过程中淋滤液按照BTEX各组分80mg/L、 为400mg/L、 为400mg/L的浓度配制，输入模拟的河流渗滤系统，每日定时采集样品，测定输入浓度和渗出液浓度。从BTEX四种单组分在两套不同的系统中的淋滤过程浓度变化历时曲线来看，从淋滤试验开始至结束，渗出液中四种组分的浓度均比输入浓度有大幅度降低，特别是在试验初期至中期的25d之间，浓度下降最为明显，后期均有所上升。其中在两种不同的电子受体的情况下下降最明显的都是间二甲苯，下降幅度为10.41 ～75.70mg/L，平均降幅为50.91mg/L；苯的浓度降幅最小，下降幅度为10.84～68.57mg/L，平均降幅为39.67mg/L。另外，两种电子受体的浓度也出现较为相近的变化，均在试验初期的几天内虽略有下降，但仍保持较高水平，几天后迅速降低，其中从第五天开始 降低，而 从第八天开始降低，两种电子受体浓度下降幅度非常明显，从初始浓度400mg/L左右降到未检出的水平，后期（25d开始）大幅度上升至初始浓度附近。因此可以通过土柱试验结果来模拟河流渗滤系统中BTEX污染迁移转化的过程，并通过分析BTEX四种组分和两种电子受体浓度变化历时曲线及其相关关系探讨河流渗滤系统中BTEX的污染去除机理并判断其净化效果。

图3-32 以 为电子受体条件下甲苯浓度变化历时曲线

图3-33 以 为电子受体条件下乙苯浓度变化历时曲线

图3-34 以 为电子受体条件下间二甲苯浓度变化历时曲线

图3-35 浓度变化历时曲线

图3-36 以 为电子受体条件下苯的浓度变化历时曲线

图3-37 以 为电子受体条件下甲苯的浓度变化历时曲线

图3-38 以 为电子受体条件下乙苯的浓度变化历时曲线

图3-39 以 为电子受体条件下间二甲苯的浓度变化历时曲线

图3-40 浓度变化历时曲线

2.土壤微生物变化

野外采集的河流细粒沉积物中生长着大量的土著微生物，这些土著微生物能够有效地降解污染河流中的污染组分BTEX，并最终将其转化成环境可以接受的物质CO2和H2O等。降解过程伴随着新的微生物的生长，这可以通过观察土柱渗滤系统中细粒沉积物颜色的变化来初步判断。试验前后土柱颜色从原来的土黄色变成墨绿色，试验开始时土柱中并没有出现这些颜色，而试验结束将土柱拆除时可以观察到墨绿色密密麻麻占满整个土柱，这说明微生物数量不断增长，反映微生物在淋滤试验中的生长过程。由此可以初步判断经过BTEX淋滤的土柱渗滤系统中的微生物环境已不同于最初未加入BTEX渗滤液的微生物环境。

为了更精确地了解淋滤前后土壤中微生物环境的变化，淋滤试验结束后将土柱内土壤立即取出进行微生物指标测定，并与未经淋滤土壤进行了对比。主要测定的微生物指标包括：细菌、放线菌、真菌总数，以及硝化细菌、亚硝化细菌和反硝化细菌菌数。其中真菌、放线菌均未发现。细菌总数发生变化较大，硝化细菌、亚硝化细菌和反硝化细菌菌数出现了一定的变化。微生物指标测定结果详见表3-20～表3 -24。

表3-20 土样水含量的测定（80℃烘干24h）

表3-21 土样细菌菌落数

注：菌数＝ ［（A1＋A2＋A3）/3×10n×10］/（1-样品水分百分数），其中A1、A2、A3为平板计数的三个平行数；10n为稀释梯度，10为稀释倍数。

表3-22 土样硝化细菌菌落数

续表

表3-23 土样亚硝化细菌菌落数

表3-24 土样反硝化细菌菌落数

（二）BTEX在河流渗滤系统中的环境行为

根据各组分浓度发生的变化以及微生物指标的变化可以初步判断在河流渗滤系统中，当存在电子受体和土著微生物的情况下，河流沉积物在一段时间内能够有效地去除BTEX，除去挥发过程，溶解在水中的BTEX发生的主要迁移转化过程是吸附和微生物降解，下面将就这两种环境行为进行讨论。

1.BTEX的降解行为

反硝化条件下，BTEX的微生物降解是反硝化细菌在厌氧条件下利用BTEX作为自身生长繁殖的碳源和能源，同时以 、 等作为电子受体，将BTEX降解为无害产物如CO2和H2O等的过程。 、 是普遍的地下水污染物，而地下水环境中溶解氧消耗非常快，因此自然就形成了以反硝化细菌为主体的厌氧环境，反硝化微生物在厌氧沉积层中占主导地位，数量也非常庞大，因此当存在电子受体和土著微生物时就会发生反硝化作用和硫酸盐的还原反应。

在以 作为电子受体的情况下，BTEX污染河水在经过河流渗滤系统时发生了反硝化作用，BTEX（以苯为例）的生物降解反应式为

河流渗滤系统污染去除机理研究

在以 作为电子受体的情况下，BTEX污染河水在经过河流渗滤系统时发生了硫酸盐的还原反应，BTEX（以苯为例）的生物降解反应式为

河流渗滤系统污染去除机理研究

从本次淋滤试验的结果来看，BTEX四种单组分的渗出浓度在整个试验期间与输入浓度相比都出现了一定程度的下降，但其降低的过程还表现出一定的阶段性特点，而且其变化过程与两种电子受体浓度变化历时曲线的波动之间存在较大关联，可以根据两者在不同阶段波动的情况来推测在试验期间模拟的河流渗滤系统中BTEX各单组分发生的环境行为。

试验期间电子受体浓度变化与BTEX浓度变化并非同步，试验初期的几天内，两套系统中的电子受体的浓度均略有下降，其中 浓度下降到300mg/L左右， 也下降到250mg/L左右，而BTEX四种组分浓度均迅速下降，其中苯、甲苯和乙苯都下降到10mg/L左右，而间二甲苯浓度迅速下降到4mg/L左右，说明在此期间起到净化效果的并不是微生物降解作用，而是吸附作用。 和 两种电子受体在试验初期的几天内均略有下降，是由于此过程中河流沉积物中原有的一些有机化合物参与到反硝化作用和硫酸盐的还原反应中，使一部分 和 被还原，但是由于两种电子受体浓度较高，少量有机化合物不足以将其全部还原，因此试验初期两种电子受体浓度均有下降，但降幅有限。另外，两种电子受体的浓度变化也反映了系统中微生物活性的变化过程。试验初期，BTEX的输入可能对原有系统中的微生物具有毒性，使原来环境中的微生物逐渐死亡，而有利于BTEX降解的微生物菌群需要一定的时间才能够形成并发挥作用。随着原有菌群逐渐死亡和土壤中所含有机化合物的数量减少，两种电子受体浓度均上升至初始浓度400mg/L附近。因此试验初期的几天内，在吸附作用和BTEX的毒性作用下，厌氧微生物降解作用并未发挥很好的净化效果。

经过这段滞后期，其中以 为电子受体的系统中滞后5d，而以 为电子受体的系统中滞后8d。随着吸附作用的去除效果逐渐降低，以及在淋滤液的作用下利于BTEX降解的微生物逐渐生长，淋滤试验进行到中期后较长的一段时间内，土柱当中微生物以BTEX作为生长基质，以 、 作为电子受体，促使两者之间发生了上述氧化还原反应，并大量繁殖，导致BTEX四种组分和两种电子受体的浓度均出现大幅度下降，其中间二甲苯下降幅度最大，介于10.41～75.70mg/L之间，平均降幅为50.91mg/L；苯的浓度降幅最小，下降幅度介于10.84～68.57mg/L之间，平均降幅为39.67mg/L，而两种电子受体的浓度也降到了未检出的水平。所以可以推测，当存在电子受体的情况下，污染河水中的BTEX能在河流渗滤系统中发生吸附作用和微生物降解作用而被净化，且去除率较高。在两种不同电子受体的系统中BTEX四种组分的去除率可以用下面的方法计算：

河流渗滤系统污染去除机理研究

式中：R为去除率；C0为初始浓度，mg/L；Ce为渗出液浓度，mg/L。两种不同的电子受体情况下，BTEX各组分的去除率见表3-25和表3-26。

表3-25 以 为电子受体条件下BTEX各组分去除率 单位：％

表3-26 以 为电子受体条件下BTEX各组分去除率 单位：％

从去除率的比较来看，两套系统中，间二甲苯的平均去除率都最高，分别为85.5％和82.4％，其次是乙苯，平均去除率分别为72.8％和73.9％，再次是甲苯，平均去除率分别为71.9％和65.9％，去除率最差的是苯，平均去除率分别为68.5％和63.5％。但是前人研究发现，一般情况下，苯与甲苯相比，甲基的引入提高了化合物的可生物降解性。与甲苯相比，二甲苯和三甲苯的生物降解性随甲基数量的增加而变得困难。甲苯和乙苯相比，微生物降解甲苯的驯化期短，平均降解速率也大。说明取代基碳链越长，生物降解越困难。另外，Dou et al.（2008a，b）运用驯化的反硝化混合菌群进行了BTEX的厌氧降解试验。他们给出了混合细菌属在硝酸盐和硫酸盐还原条件下对BTEX六种测试基质的厌氧降解速率的顺序是：甲苯>乙苯>间二甲苯>邻二甲苯>苯>对二甲苯。而本次试验的结果显示，利用黄河花园口区采集的河流沉积物模拟的河流渗滤系统中，苯的平均降解效率最低，符合一般规律，这说明苯的结构稳定是决定土著微生物对其降解效率低的决定性因素，但苯的最高去除率也高达94.2％。由吸附试验证明，土壤对苯的吸附作用较为强烈，因此吸附作用对于苯的去除效果贡献也较大。但随着试验的进行，由于苯降解较为微弱，而随着水的流动速率增加，苯的不可逆吸附部分减少（Kim et al.，2006），所以导致试验后期渗出液中苯的浓度较高，总的去除效率较低。甲苯与乙苯、间二甲苯的降解效率相比，所得的结论与前人的研究并不一致，甲苯的平均去除率在两套系统中分别为71.9％和65.9％，均低于相同条件下乙苯和间二甲苯的平均去除率，其中在以 为电子受体的系统中，乙苯和间二甲苯的平均去除率分别为72.8％和85.5％，而在以 为电子受体的系统中，乙苯和间二甲苯的平均去除率分别为73.9％和82.4％。这可能有两方面的原因，一方面本次试验所采用的土壤中的土著微生物并非以甲苯作为优先利用的基质；另一方面可能是由于土壤对甲苯的吸附作用比其他两种物质强烈，而甲苯的解吸过程比较微弱，因此不能够有效地为微生物所利用，造成了降解效率较低。而后期随着土壤吸附逐渐饱和，以及水的流动性使甲苯迁移性增强，出水的甲苯浓度也逐渐升高，导致甲苯总的去除效率较低。因此从本次试验中各组分的去除率来看，在河流渗滤系统中能够有效去除BTEX污染的机制包括吸附作用和微生物降解作用，但是在渗滤过程中对于不同组分两种去除机理产生的影响程度有所不同，而吸附作用会对降解产生一定的影响，关于这一点将在后面进行讨论。

本次试验结果显示，除了乙苯在以 为电子受体的系统中的平均去除率73.9％略高于在以 为电子受体的系统中的平均去除率72.8％以外，其余各组分的平均去除率都显示，在以 为电子受体的系统中较高。通过比较两套系统中BTEX各组分的降解效率，可以发现厌氧条件下河流渗滤系统中在其他条件相同的情况下，以 为电子受体的模拟河流渗滤系统中各组分的降解速度比以 为电子受体的系统快，降解效率也较高。因此可以说，相比于硫酸盐，硝酸盐是一种更佳的电子受体。

需要说明的是，因为本次试验是为了模拟河流渗滤系统的自然净化过程，试验过程中并没有采取一定的方法去除溶液中的溶解氧，因此不排除试验初期存在好氧微生物降解，但由于土柱密封性能良好，而且试验期间均保证是在饱水状态下进行的，而氧在水中的溶解度低，会很快被消耗，正如自然地下水系统中的污染区多处于厌氧状态，因此好氧降解对污染去除特别是在初期可能会起到一定的作用，但随着溶解氧的迅速消耗，起到主要作用的仍然是吸附作用和厌氧条件下的微生物降解作用。

在淋滤试验后期，特别是25d以后，系统各目标组分的渗出浓度均出现上升，BTEX四种单组分浓度均有一定幅度的上升，其中在两套系统中上升最明显的都是苯和甲苯，而电子受体的浓度上升到初始浓度附近，并在到试验结束的这段时间中保持较为稳定的状态。前人的研究表明，几乎所有的高浓度有机污染物对微生物都有毒性。通常，BTEX各组分中苯对微生物的毒性比其他化合物更大，并且其结构较为稳定，只在很小的浓度范围内能够被降解。

目前，关于BTEX对微生物毒性的阈值并未形成一致的意见。在Alvarez et al.（1991）的研究中发现，如果BTEX污染物总量达到200mg/L，在好氧含水层物质中能够被降解。1995年有报道指出，浓度高达80mg/L的甲苯能够被已驯化的反硝化菌降解（Alvarez et al.，1995）。豆俊峰等（2006）在对BTEX在硝酸盐还原条件下的生物降解性能的研究中也发现，在30d内，初始浓度分别为80mg/L的苯、甲苯、乙苯和间二甲苯浓度分别下降到40mg/L、0mg/L、0mg/L和40mg/L，而高浓度的BTEX对降解混合菌群存在抑制作用。在某含水层物质的富集培养试验中，甲苯单独存在时，7d内其浓度由28mg/L降至0.01mg/L；浓度为30mg/L的BTEX共同存在时，27d后甲苯开始降解，40d后能够被完全去除，均认为是BTEX对微生物的抑制作用（Hutchins et al.，1991）。

本次试验结果显示，在模拟的河流渗滤系统中连续不断地输入BTEX污染河水，试验后期渗出液中BTEX各组分浓度都出现不同程度上升，另外两种电子受体浓度也均上升至初始浓度附近并在一定时段内保持稳定，这可能是由于淋滤液的持续作用，土柱中累积的污染物浓度不断升高，土壤中的微生物活性受到抑制，反硝化作用和硫酸盐的还原反应趋于终止所导致的。

本次试验所配制的淋滤液浓度较高，试验结果表明，在BTEX污染较高的浓度范围内，河流渗滤系统能够在污染发生后一段时间内有效去除BTEX各组分，特别是试验中期对间二甲苯的去除率高达90％以上，对乙苯的去除率在80％以上，但这样的去除效果并不能维持较长时间，而且从试验期间的平均去除率来看，也并不能将污染物完全去除。因此，虽然河流渗滤系统由于存在吸附作用和微生物降解作用能够有效降低BTEX污染物浓度，对地下水环境具有一定的保护作用，但是其净化效果只能局限于一定浓度范围和一定时间内。当土壤吸附达到饱和、微生物活性受到抑制的情况下，BTEX能够穿透包气带进入含水层，对地下水产生危害。通常，石油污染场地的地下水中苯的检出值远低于在实验室或现场测定的浓度，这表明野外天然条件下，BTEX对微生物的毒性不足以阻碍BTEX的微生物降解。

从微生物指标的变化来看，经过淋滤作用的各种土壤样品中细菌菌落总数均比未经淋滤的土壤明显增加，分别上升了1～3个数量级，说明在淋滤试验中，微生物以BTEX作为生长基质大量繁殖，因此也说明在河流渗滤系统中存在微生物降解作用，能够有效去除BTEX污染。其中，硝化细菌是硝化作用的主要功能细菌，在未经淋滤的三种土样中，硝化细菌均占据了一定的优势，而在淋滤试验中主要发生的是反硝化作用，且淋滤液中的BTEX组分对土壤中原有菌群具有毒性，因此硝化细菌数在淋滤试验后总的趋势是受到抑制而大量死亡。而从反硝化细菌的试验结果来看，其在淋滤试验结束后也大量减少，只有在粗砂柱2中的反硝化细菌数量有一定程度增长，由于试验条件的限制未能实现在试验中期也就是降解作用发挥的过程中取出一定量的土样进行微生物指标测定，因此只能推测反硝化细菌在淋滤试验中期可能大量繁殖，而试验后期由于BTEX在土柱中累积的数量越来越多，对于反硝化细菌也产生了毒性，导致其大量死亡。同时这也说明在试验过程中可能存在其他的微生物菌群参与到BTEX降解过程中。

2.BTEX的吸附行为

在河流渗滤系统中，BTEX主要发生吸附和降解两种环境行为，而两者之间存在一定的相互影响。一般说来，吸附行为是影响有机污染物降解的主要制约因素，污染物的吸附性越强，则其存在于沉积物水溶液中的质量百分比越小，那么它的生物降解性能就越差（刘凌等，2000）。在河流渗滤系统中，有机污染物要发生微生物降解作用，必须暴露给微生物，也就是说，只有能够直接接触到微生物的那部分有机污染物，才可能被其作为生长基质所利用，从而发生降解作用。

影响有机污染物生物降解性能的主要制约因素是其与微生物之间的物理性分隔。Leh-ninger（1975）指出，微生物的新陈代谢作用发生于细胞质中，而细胞质与外部环境之间通过细胞膜相隔，对大多数有机污染物来说，这些细胞膜是不可渗透的。因此要使污染物通过细胞膜，必须利用特殊的蛋白质作为载体，由于这些蛋白质载体只有在水溶液中才能够有效地发挥作用，因此微生物也只能有效地降解能够溶解于水中的有机污染物。

在土壤水环境系统中，有机污染物的存在方式并不仅仅是存在于土壤颗粒外部水相中这一种状态，它还可能吸附在土壤颗粒的内部，天然条件下土壤颗粒中包含了许多大小不同的内孔隙（Schwarzenbach et al.，1992）。Ball et al.（1991）通过对美国波顿流域采集的土壤颗粒分析发现，大约有超过50％的土壤颗粒的内孔隙小于0.1μm，大约有12％的土壤颗粒的内孔隙大于1μm，只有5％的土壤颗粒的内孔隙大于2μm。由于土壤中存在的大多数土著微生物的长度介于0.5～1μm之间（Alexander et al.，1977），并且微生物能够进入的土壤内孔隙的直径必须大于2μm（Jones et al.，1993）。因此，大多数土壤中的土著微生物将被阻挡在土壤颗粒内孔隙之外，也就是只能存在于颗粒外部水溶液中。那些吸附在土壤颗粒内部的有机污染物，由于不能直接接触到微生物，因而也不能直接发生微生物降解作用。污染物必须首先从颗粒内部固定相上被解吸下来，进入内孔隙水相，然后再通过扩散作用，扩散到外部的水溶液中，才能够被外部水溶液中的微生物降解。Smith etal.（1992）通过试验研究发现，被土壤吸附的喹啉，其生物降解速度比纯水相中喹啉的生物降解速度慢30倍，所以吸附作用是影响有机污染物在河流渗滤系统中微生物降解作用的制约因素。

从本次试验的结果来看，从淋滤试验开始，土壤对BTEX的吸附作用即开始发挥，因为四种BTEX单组分浓度迅速降低，而 、 的浓度并未与BTEX同步下降，其中从第五天开始 降低，而 从第八天开始降低，说明在试验初期的几天内，微生物降解作用并未有效去除BTEX，而导致BTEX浓度下降的主要原因是吸附作用。吸附在土壤颗粒内部的有机污染物，必须通过解吸和扩散过程传输到土壤颗粒外部的水溶液中，然后才能被微生物降解。因此微生物降解作用相对于BTEX浓度变化存在一个滞后期。

在河流渗滤系统中，吸附过程发生于土壤颗粒的各个表面与有机污染物之间，在一定的温度与压力条件下，吸附过程是一个动态的可逆平衡过程，有机污染物在土壤中的浓度q与在水相中的浓度Ce之间呈线性关系，两者之间的比例系数称为有机污染物的土壤-水吸附分配系数，用Kd表示，单位为L/kg。本次试验的结果表明，BTEX在粉土和细砂中的吸附过程符合上述线性吸附模型。吸附试验也获得了BTEX四种组分在粉土和细砂中的分配系数Kd，可以看到这两种土壤对苯的吸附能力最强，甲苯次之，乙苯和间二甲苯相对较小。而淋滤试验的结果表明，在存在电子受体的情况下，降解作用对间二甲苯的去除率最高，其次是乙苯、甲苯，去除率最差的是苯，这也说明了在河流渗滤过程中有机污染的吸附过程很大程度上制约着化合物被微生物降解的效率。

当吸附达到平衡时，有机污染物在土壤水溶液中所占的质量百分比fw可用下式计算（刘凌等，2000）：

河流渗滤系统污染去除机理研究

式中：Vw为土壤水溶液的体积，L；Ms为土壤固体的质量，kg。

土壤水环境的土水比表示土壤固体质量Ms与土壤水溶液体积Vw之比，其在饱和土壤水环境中的计算式为

河流渗滤系统污染去除机理研究

式中：ρs为土壤的容重；n为土壤的总孔隙率。

将式（3-20）带入式（3-21）可得

河流渗滤系统污染去除机理研究

由此可知，如果有机污染物在土壤的吸附性越强，也就是其土壤-水分配系数越大，则有机污染物存在于土壤水溶液的质量百分比就越小，发生生物降解作用的可能性越低。据此可以将吸附试验获得的BTEX四种组分在粉土和细砂中的土壤-水分配系数Kd代入式（3-22），计算出BTEX各组分在土壤水溶液中所占的质量百分比fw，计算结果见表3-27。

表3-27 BTEX四种组分在土壤水溶液中所占的质量百分比fw 单位：％

由表3-27可知，BTEX各组分中土壤吸附性最强的是苯，其次是甲苯，而淋滤试验中所获得的去除率结果与此恰好相反，这说明在河流渗滤过程中吸附作用对于BTEX污染物的降解过程确实存在较大的影响。对于吸附性较强的苯、甲苯而言，在达到吸附平衡后，相当一部分会被滞留在土壤颗粒内部，解吸过程明显滞后，不能直接接触微生物，降低了其可利用性，因此不能直接发生微生物降解作用。但是动态的淋滤试验与静态吸附试验有所不同，由于水的流动性的增强会减少BTEX各组分的不可逆吸附部分，因此在试验后期一部分目标组分被解吸出来，且由于试验后期微生物活性受到抑制而并未参与微生物降解过程，而随着渗出液流出，导致试验后期各组分的输出浓度上升。