生物与化学表面活性剂协同洗脱土壤中 PCBs 的研究
刘有势1马满英1*邓 燕2
( 1． 湖南工业大学科技学院，株洲 412008; 2． 湖南工业大学绿色包装与生物纳米技术应用重点实验室，株洲 412007)
摘 要 通过序批实验和土柱淋洗实验研究了由生物表面活性剂鼠李糖脂( RL) 与非离子化学表面活性剂十二烷基醇聚氧乙烯( 6) 醚( POE( 6) ) 混合得到的复配试剂洗脱污染土壤中多氯联苯( PCBs) 的作用效果及其作用机理。结果表明，同一土样中，从批实验得到的 PCBs 洗脱率略高于土柱淋洗实验。RL 与 POE( 6) 两种单一试剂对人工污染土样中的 PCBs洗脱率均大于 60%，而对陈化土样中的洗脱率均不到 20%，且土壤中的 TOC 含量越高，PCBs 的洗脱率越低。在质量浓度为 301 mg/L( 10 CMC) 及1 505 mg/L( 50 CMC) 的 RL-POE( 6) 复配试剂中，RL 与 POE( 6) 对人工污染土壤中 PCBs 的洗脱具有一定的协同作用。当复配试剂的浓度为 301 mg/L 时，RL 与 POE( 6) 对陈化土样中 PCBs 的洗脱没有协同作用; 但当 RL-POE( 6) 的浓度增加到 1 505 mg / L 时，RL 与 POE( 6) 对陈化土样中 PCBs 的洗脱具有明显的协同作用。
关键词 生物表面活性剂 化学表面活性剂 鼠李糖脂 协同洗脱 多氯联苯
中图分类号 X172 文献标识码 A 文章编号 1673-9108( 2012) 02-0641-06
多氯联苯( PCBs) 是一类典型的持久性有机致癌物。在20 世纪30—70 年代，世界各国大量使用PCBs作为电力设备的绝缘介质，目前这些设备多已报废，进入了垃圾堆放场，PCBs 通过迁移大部分进入了土壤中。PCBs 是憎水性物质，易和土壤中的有机质结合，导致其生物利用性降低，从而阻碍受其污染土壤的修复［1］。国内外近几十年来广泛应用化学表面活性剂( SAA) 来洗脱吸附在土壤颗粒中的 PCBs，使土壤得到修复。但 SAA 对 PCBs 的生物降解有抑制作用，同时对土壤产生二次污染［2］。由微生物产生的鼠李糖脂( RL) 是一种优良的胞外阴离子型生物表面活性剂，具有高效、无毒和易于生物降解等特性，其乳化性能优于常用的 SAA 吐温( Tween)［3，4］。RL 对石油烃、氯代有机物、长链烷烃及多环芳烃等疏水有机污染物具有较好的增溶及解吸附作用［5-7］。然而，RL 在微生物发酵液中的产量很低且发酵液成分复杂，从发酵液中提取 RL 的难度较大，使得 RL 的生产成本较高，是常用化学表面活性剂的3 ～10 倍［3，8］。因此，用单一的 RL 作为有机污染物修复剂在经济上是不合理的，如能将其与 SAA 复配，既发挥 RL 优良的表面活性，又能降低 SAA 的用量，将显示出在修复疏水有机物污染中的巨大潜力。
研究发现，阴离子与非离子 SAA 能对水中的有机污染物产生协同增溶作用，显著提高难溶有机物的溶解度［9，10］。但迄今为止，国内外对于利用阴离子生物表面活性剂 RL 与非离子 SAA 对土壤中的PCBs 进行协同洗脱的研究还鲜见报道。RL 和非离子化学表面活性剂 POE( 6) 的临界胶束质量浓度( CMC) 和亲水亲油平衡值( HLB) 接近，两者的相容性很好，具有代表性，价格也相对便宜。因此，本文比较研究了单一表面活性剂( RL、POE( 6) ) 及混合表面活性剂 RL-POE( 6) 对污染土壤中 PCBs 的洗脱作用，重点探讨 RL 与 POE( 6) 对 PCBs 的协同洗脱作用及其机理，为探索 PCBs 污染土壤的表面活性剂修复技术提供科学依据。
1 实验部分
1． 1 主要试剂和仪器
商业多氯联苯 Aroclor1242 为色谱纯试剂，购自Accustandard Inc． ，RL 在本实验室由铜绿假单胞菌AB93066 发酵产生［11］，主要成分为单鼠李糖脂 R2和二鼠李糖脂 R1，纯度在 95% 以上。十二烷基醇聚氧乙烯 ( 6) 醚( POE ( 6) ) ，纯度为 99%，购自Aldrich Chemical Co． 。所用多氯联苯及表面活性剂性质见表 1。五氯苯、正己烷和丙酮均为色谱纯试剂。
主要仪器有 MLS-3750 型高压蒸汽灭菌锅，TGL-20M 型高速台式冷冻离心机，TU-1901 型紫外分光光度计，N-1000 型旋转蒸发仪，BS-2F 型恒温振荡培养箱，GC-14B 型气相色谱仪，索氏提取器，带活塞的层析柱装置( 25 mm ×300 mm) 。
1． 2 实验装置
土柱淋溶装置主要由蠕动泵和土壤淋洗柱组成。柱子用不锈钢制作，如图 1 所示，外径 38 mm，内径 35 mm，高度 30 cm，底层有开孔的特氟龙垫片，垫片孔径 1 mm。垫片上铺一层脱脂棉，从脱脂棉往上分别铺有玻璃珠、石英砂、土壤、石英砂、玻璃珠和卵石。玻璃珠的直径为 3 mm，土壤厚度 2 cm，上下层石英砂的厚度均为 8 cm，上下层玻璃珠厚度均为 3 cm，卵石厚度 3 cm，卵石上面留 3 cm 空隙。
1． 3 实验方法
1． 3． 1 土壤的预处理
陈化土样 A: 取自浙江省一废旧变压器 PCBs 污染区。去除砂砾、根茎及树叶等残骸，室内风干，混匀研磨，过 0． 3 mm 筛; 用去离子水清洗并去除液面上的悬浮物，自然风干后再高压灭菌。用索氏提取器萃取土壤所吸附的 PCBs，经测定，污染土壤中的PCBs 是 Aroclor1242，其本底浓度为 6． 600( 0． 2 mg /g。其他参数为: 粘粒含量 41． 32% 、含水率 15% 、TOC = 1． 09% 、pH = 7． 2。
人工污染土样 B 和 C: 从长沙岳麓山采集了 2种清洁土样，分别来自无植物生长和有浓密植物生长的土壤的次表层( 5 ～ 10 cm) 。2 种土样除 TOC含量相差较大外，其他特征数值基本相同。将土样通过预处理( 方法与陈化土壤的相同) 后进行人工污染［11］，直到土壤中的 PCBs 浓度与陈化土壤中的
接近。经测定，来自无植物生长的土壤次表层的人工污染土样 B 的有关参数为: Aroclor 1242 浓度6． 307 ± 0． 2 mg / g、TOC 含量 0． 51% 、粘粒含量34． 24% 、含水率 12% 、pH = 6． 9; 另一种人工污染土样 C 的有关参数为: Aroclor1242 浓度 7． 047 ± 0． 2mg / g，TOC 含量 1． 63% 、粘粒含量 36． 17% 、含水率11% 、pH = 6． 8。
1． 3． 2 批量洗脱实验
将 0． 5 g 污染土样放入 200 mL 带特氟龙塑料盖的玻璃试管中，加入 40 mL 表面活性剂溶液并充分混 匀，混 合 溶 液 中 的 pH = 7，Na+强 度 为0． 1 mol / L，溶 液 中 加 入 生 物 抑 制 剂 0． 5% 的HgCl［6］2。用铝箔包裹试管，置于恒温振荡箱中以150 r / min 的速度摇振 48 h。将溶液倒入塑料离心管中，以 12 000 r/min 的速度离心 20 min，静置 10min。取 2 mL 上清液与 4 mL 正己烷充分混匀，再次置于恒温振荡箱中振荡 20 min，静置 10 min。取0． 5 mL萃取液，用气相色谱仪测定 PCBs 浓度。对照实验在同样条件下进行，将表面活性剂溶液换成去离子水。每组实验重复 3 次。
1． 3． 3 土柱淋洗实验
将 12 根土柱编号，在编号为 1#～ 4#的土柱中装入陈化土样 A，在编号为 5#～ 8#和 9#～ 12#的土柱中分别装入人工污染土样 B 和 C，其中土样和石英砂混匀后再装填。其中 1#～ 3#、5#～ 7#和 9#～ 11#是 3组平行实验柱，4#、8#和 12#为对照实验柱。采用马氏瓶供水方式，用去离子水饱和土柱。土柱饱和后，蠕动泵恒速供水稳定土柱，使土柱出流速度与入流速度一致，土柱达到稳定。用表面活性剂溶液持续淋洗土柱 1#～ 3#、5#～ 7#和 9#～ 11#，淋洗液的 pH =7，Na+强度为 0． 1 mol/L，淋洗液中还包含 0． 5 % 的生物抑制剂 HgCl2。蠕动泵的流速控制为 6 mL/min，淋洗剂的总用量为 2 040 mL，每隔 10 min 用塑料离心试管收集 8 mL 洗脱液( 将 60 mL 的所有淋洗剂混合均匀后取 8 mL) 。以 12 000 r/min 的速度离心 20 min，再静置 10 min。取 2 mL 上清液与 4mL 正己烷充分混匀，再次置于恒温振荡箱中振荡20 min，静置 10 min。取 0． 5 mL 萃取液，用气相色谱仪测定 PCBs 浓度。对照实验在同样条件下进行，但将表面活性剂溶液换成去离子水。
1． 3． 4 PCBs 的测定及浓度计算
使用配置电子捕获检测器( ECD) 的气相色谱仪用内标法( 以五氯苯为内标物) 对 PCBs 进行定量测定。整个实验过程中 PCBs 的回收率为 88% ～105% ，达到了 US EPA 8080 方法对 PCBs 的回收率要求［12］。根据 Frame 所报道［13］的标准 Aroclor1242中每个色谱峰对应的 PCBs 同族体的重量分数，采用内标法确定每个 PCBs 同族体的浓度，各色谱峰对应的 PCBs 同族体的浓度之和为试样中 Aro-clor1242 的浓度。具体计算方法见参考文献［11］和［13］。PCBs 的总洗脱率 = ( 洗脱液中 PCBs 的浓度× 洗脱液体积 － 空白样品洗脱液中 PCBs 的浓度 ×空白样品洗脱液体积) /被洗脱的原土样中的 PCBs总量。
2 结果与讨论
2． 1 单一表面活性剂 RL 及 POE(6) 对污染土壤中 PCBs 的洗脱
原位淋洗技术和溶剂浸提技术是用于修复污染土壤的最常用的 2 种方法。原位淋洗技术是借助表面活性剂等溶剂，通过水力压头将清洗液注入到被污染的土层中，把包含有机污染物的液体从土层中抽取出来。而溶剂浸提技术是利用批量平衡法，只适用于少量污染土壤的修复。本研究通过土柱淋洗实验和序批实验分别模拟了这两种修复方法。配制质量浓度为分别为 306 mg/L 和 302 mg/L( 均为 10CMC) 的 RL 及 POE( 6) 溶液，对陈化土样 A、人工污染土样 B 和 C 分别洗脱 48 h，计算 PCBs 的总洗脱率。实验结果( 见表 2) 表明，RL 对污染土壤中PCBs 的洗脱效果要优于 POE( 6) 。同一土样中，从批实验得到的 PCBs 洗脱率略高于土柱淋洗实验。RL 与 POE( 6) 对人工污染土样中的 PCBs 洗脱率均大于 60%，而对陈化土样中的洗脱率均不到 20%，TOC 含量较高的土壤 C 中的 PCBs 洗脱率低于 TOC含量较低的土壤 B。鉴于土柱淋洗实验能更好地模拟土壤的现场修复且修复效果良好，以下实验均采用土柱淋洗。
2． 2 混合表面活性剂 RL-POE(6) 对污染土壤中PCBs 的洗脱
将各种浓度的 RL 溶液与 POE( 6) 溶液进行复配，并测试混合表面活性剂中的临界胶束浓度( CMC) ，结果发现，当 RL 溶液与 POE( 6) 溶液的质量浓度为 0． 434∶ 1( 3 CMC∶ 7 CMC) 时，混合表面活性剂 RL-POE( 6) 的 CMC 最低，为30． 1 mg/L。依据此比例，将 RL 溶液与 POE( 6) 混合，得到 301 mg/L的复配溶液 RL-POE( 6) 。分别用质量浓度为 301mg / L 的 RL-POE( 6) 混合表面活性剂、单一表面活性剂 RL 以及 POE( 6) 的水溶液对分别装入 A、B 土样的两根土柱进行持续淋洗。淋洗结果如图 2 和图 3 所示。根据高等数学中定积分的含义［14］，对于每一种土样，其淋洗曲线 y = f( x) 与标示淋洗液体积的 x 轴以及两条直线 x =0． 06 L，X =2． 04 L( 淋洗液初始体积为 60 mL，总体积为 2 040 mL) 所围成的
利用定积分的近似计算方法-梯形法［14］可求出M，设未淋洗前土壤中含有的 PCBs 的总量为 M0，则M / M0为土壤中 PCBs 的总洗脱率。经计算，301mg / L 的 RL-POE( 6) 、RL 及 POE( 6) 对陈化土样 A的总 PCBs 洗 脱 率 分 别 为 17． 51%、19． 45% 与17． 44% ; 对人工污染土壤 B 的总 PCBs 洗脱率分别为 76． 42%、69． 39%、66． 94%。以上结果表明，301mg / L 的 RL-POE( 6) 复配溶液对陈化土样 A 中的PCBs 洗脱没有产生协同作用，但对人工污染土壤 B中的 PCBs 洗脱有明显的协同作用。
2． 3 复配试剂 RL-POE(6) 洗脱 PCBs 时的作用机理
301 mg / L 的 RL-POE( 6) 复配溶液对陈化土样A 中的 PCBs 洗脱没有产生协同作用的原因可能是由于混合表面活性的浓度偏低造成的。与人工污染土壤相比，陈化土壤中 PCBs 的迁移能力更低，增流作用对 PCBs 的洗脱影响更大，而增溶作用产生的影响较小［15］。因此，在陈化土壤的淋洗中，将混合表面活性剂的浓度增加到一定值时，RL 及 POE( 6)的协同增溶作用可能会对 PCBs 的洗脱产生有利影响，从而提高 PCBs 的洗脱率。为验证上述机理，按照 RL 溶液与 POE( 6) 溶液的质量浓度为 0． 434∶ 1的配比，分别配制质量浓度为 301、602、903、1 204、1 505、1 806 和 2 107 mg / L 的 RL-POE ( 6 ) 复配溶液。用上述 RL-POE( 6) 复配溶液和相同质量浓度的单一表面活性剂 RL、POE( 6) 溶液分别对装入土样 A 的土柱进行持续淋洗。淋洗结果如图 4 和图5 所示。
从图 4 可见，当表面活性剂的浓度从 301 mg/L增加到 1 505 mg/L 时，表面活性剂 RL-POE( 6) 、RL及 POE( 6) 对陈化土样 A 的 PCBs 总洗脱率分别从17． 51% 、19． 45 % 与 17． 44% 增 加 到 38． 49% 、32． 37% 与 28． 87% ，RL 与 POE( 6) 对陈化土壤 A 的洗脱产生了明显的协同作用。1 505 mg/L 的混合及单一表面活性剂对土壤 A 的柱洗脱曲线如图 5 所示，用 RL-POE( 6) 作淋洗剂时，其洗脱液中的 PCBs质量浓度始终大于用 RL 与 POE( 6) 作淋洗剂时洗脱液中的 PCBs 质量浓度，结果表明这种协同作用体现在淋洗的全过程之中。当混合表面活性剂 RL-POE( 6) 的浓度超过 1 505 mg / L 后，这种协同洗脱作用更加显著。
有研究表明［16］，表面活性剂对疏水性有机污染物( HOCs) 的洗脱主要基于两种机理: ( 1) 驱替解吸作用，即增流作用; ( 2) 增溶作用。RL 与 POE( 6) 复配在陈化土壤和人工污染土壤的 PCBs 洗脱中表现出的影响作用的差异可能与表面活性剂对不同污染类型土壤中 PCBs 的洗脱机理有关。对于人工污染土壤，由于 PCBs 与土壤颗粒组分的作用时间较短，因此表面活性剂对 PCBs 的增溶作用是洗脱的主要机理; 而对于陈化土壤，PCBs 在土壤中的滞留时间增长，其质量转移速度减小，导致其在土壤基质中的迁移能力变差。同时，土壤中的其他有机污染物可能与 PCBs 相互作用，从而削弱表面活性剂对陈化土壤中 PCBs 的增溶作用，因此表面活性剂对陈化
土壤中 PCBs 的解吸与对人工污染土壤中 PCBs 的解吸机理不完全相同。表面活性剂对 PCBs 在土壤中的增流作用是洗脱的主要机理。加大表面活性剂的浓度，可增强增溶作用在洗脱陈化土壤中 PCBs的作用。因此，当混合表面活性剂 RL-POE( 6) 的浓度从 10CMC 提高到 50CMC 后，RL 与 POE( 6) 的协同增溶作用才在洗脱陈化土壤的 PCBs 中发挥了有利作用。
3 结 论
( 1) RL 对污染土壤中 PCBs 的洗脱效果要优于POE( 6) 。同一土样中，从批实验得到的 PCBs 洗脱率略高于土柱淋洗实验。土壤污染类型对 PCBs 的洗脱有显著的影响，RL 与 POE( 6) 对人工污染土样中的 PCBs 洗脱率均大于 60%，而对陈化土样中的洗脱率均不到 20%; TOC 含量较高的土样中 PCBs的洗脱率低于 TOC 含量较低的土样。
( 2) 在质量浓度为301 mg/L 及1 505 mg/L 的混合表面活性剂 RL-POE( 6) 中，RL 与 POE( 6) 复配对人工污染土壤中 PCBs 的洗脱具有明显的协同作用。
( 3) 在 301 mg/L 的 RL-POE( 6) 溶液中，RL 与POE( 6) 复配对陈化土样 A 中 PCBs 的洗脱没有协同作用; 但在 1 505 mg/L 的 RL-POE( 6) 溶液中，RL与 POE( 6) 复配对陈化土样 A 中 PCBs 的洗脱具有明显的协同作用。当 RL-POE( 6) 的浓度超过 1 505mg / L 后，这种协同洗脱作用更加显著。
( 4) 表面活性剂对 PCBs 的增溶作用是洗脱人工污染土壤中 PCBs 的主要机理; 表面活性剂对PCBs 的增流作用是洗脱陈化土壤中 PCBs 的主要机理。提高混合表面活性剂的浓度，可加强 RL 与POE( 6) 的协同增溶作用在洗脱陈化土壤中 PCBs的作用效果，从而提高陈化土壤中 PCBs 的洗脱率。
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来源：中国化学试剂网
