摘要 石油在生產(chǎn)、加工和運(yùn)輸過程中，可能通過各種途徑進(jìn)入土壤和地下水。進(jìn)入地下水的石油烴污染物以苯系物為主，嚴(yán)重威脅人類健康。從國內(nèi)外地下水石油烴污染現(xiàn)狀、石油烴污染地下水模式以及修復(fù)控制技術(shù)等方面，對該領(lǐng)域近幾年的研究成果進(jìn)行了綜述。同時(shí)，對未來的研究方向進(jìn)行了展望。

關(guān)鍵詞 地下水污染；石油烴；修復(fù)技術(shù)

中圖分類號 S181.3 文獻(xiàn)標(biāo)識碼 A 文章編號 0517-6611（2014）17-05567-05

Abstract Petroleum products can contaminate soil and groundwater in the process of its production， transport and consuming. Petroleum hydrocarbon pollutants in groundwater were dominated by BTEX that threatens human’s health severely. From aspects of status， mode and remediation technology of petroleum hydrocarbon contamination on groundwater at home and abroad， the research achievements in recent years were reviewed. The research direction in the future was forecasted.

Key words Groundwater pollution； Petroleum hydrocarbon； Remediation technology

石油作為重要能源被廣泛使用，石油產(chǎn)品常用作燃油，同時(shí)也是許多化學(xué)工業(yè)產(chǎn)品原料。在石油開采、加工和運(yùn)輸過程中，由于跑、冒、滴、漏以及突發(fā)性事故，致使大量石油進(jìn)入環(huán)境[1]。石油烴污染組分復(fù)雜且部分組分不易降解。研究表明，進(jìn)入土壤的石油類有機(jī)污染物不僅殘留在包氣帶，并向下遷移進(jìn)入含水層，對土壤及地下水均可造成嚴(yán)重污染[2]。進(jìn)入地下水的石油烴污染物以苯系物（BTEX，即苯、甲苯、乙苯和二甲苯）為主；其中苯和甲苯具有致癌、致畸、致突變作用，嚴(yán)重威脅人類健康[3-5]。地下水石油烴污染具有普遍性、危害性及復(fù)雜性，是國內(nèi)外專家關(guān)注的熱點(diǎn)問題[1]。該研究即總結(jié)了目前國內(nèi)外對地下水石油烴污染修復(fù)技術(shù)的研究成果，并進(jìn)行了研究展望。

1 國內(nèi)外地下水石油烴污染現(xiàn)狀

石油烴主要是由正烷烴、支鏈烷烴、環(huán)烷烴、芳香烴等各種碳?xì)浠衔锝M成的復(fù)雜混合物，廣泛存在于原油和石油制品中[6]。突發(fā)性事故，污水的不合理排放，固體廢物的淋濾，地下儲油罐和輸油管線的泄漏是土壤和地下水石油烴污染的重要來源。世界石油總產(chǎn)量每年約22～30億t，全球每年約有1億t石油及其產(chǎn)品通過各種途徑進(jìn)入環(huán)境中[7-9]。全球每年油田開采過程中產(chǎn)生的落地油超過1 000萬t，排放的各種含油廢水達(dá)3 000萬t[10]。我國每年石油企業(yè)產(chǎn)生落地原油約7萬t[11]。石油開采過程產(chǎn)生的落地原油，是土壤礦物油污染的主要來源。石油烴已成為地下水有機(jī)污染中普遍的污染物[12]。1984年美聯(lián)邦政府地下儲油罐計(jì)劃實(shí)施以來，美國關(guān)閉了170萬個(gè)地下儲油罐。在美國環(huán)保局及其指定州管理下運(yùn)營使用的儲油罐約200萬個(gè)[12]。根據(jù)地下儲油罐技術(shù)管理規(guī)范，美國對正在運(yùn)營使用的21萬個(gè)加油站的58萬個(gè)地下儲油罐進(jìn)行監(jiān)測，結(jié)果顯示20世紀(jì)70年代以前建設(shè)的加油站幾乎都存在泄漏現(xiàn)象，約51萬個(gè)儲油罐出現(xiàn)泄露問題，13萬個(gè)滲漏污染點(diǎn)急待清理[12]。1993年，殼牌石油公司對其設(shè)在英國的1 100個(gè)加油站調(diào)查，發(fā)現(xiàn)33%的站點(diǎn)已對當(dāng)?shù)赝寥篮偷叵滤斐闪宋廴尽Ｔ诩幽么螅?990年以前的加油站地下儲存罐以及輸油管線幾乎均出現(xiàn)了泄漏，對地下水造成嚴(yán)重的污染[9，13]。2011年，秘魯輸油管道發(fā)生泄漏，約1 100桶原油泄漏，對亞馬遜原始森林造成了嚴(yán)重的污染[5]。

在我國加油站點(diǎn)、油氣田地區(qū)以及石油化工廠地，地下水石油烴污染嚴(yán)重。我國加油站已有10余萬座，其中北京市達(dá)1 000余座；上海地下儲油罐約6 000個(gè)。據(jù)調(diào)查，20世紀(jì)80年代建立的加油站的地下儲油罐和輸油管線相繼出現(xiàn)腐蝕泄漏現(xiàn)象，對土壤和地下水造成污染[14]。對北京市和天津市加油站區(qū)地下水污染調(diào)查數(shù)據(jù)顯示，北京市加油站區(qū)約50%的地下水石油烴污染物超標(biāo)，天津市地下水石油烴的檢出率高達(dá)85%[9]。河南中原油田由于儲油罐和輸油管線的泄漏，大面積的土壤和地下水受到污染，受污染土壤中石油烴含量從1%～10%不等[2]；油田區(qū)內(nèi)雙河某水源地和魏崗某水源地地下水均受到石油烴污染。華北平原某石油類污染場地土壤和地下水受到不同程度的污染，特征污染物為單環(huán)芳烴和鹵代烴，且單環(huán)芳烴濃度高于其他有機(jī)污染物[15]。西北某省會城市石油化工污染場地地下水中石油烴檢出率40%，超標(biāo)率30%[16]。

2 地下水石油烴污染模式及修復(fù)技術(shù)研究進(jìn)展

2.1 石油烴對地下水污染的模式

石油烴在地下環(huán)境中的遷移轉(zhuǎn)化過程見圖1。由圖1可見，泄漏的原油或成品油在重力作用下通過包氣帶向下擴(kuò)散，最終進(jìn)入含水層的過程中，大部分被包氣帶截留[17]。吸附作用是控制石油烴類在包氣帶運(yùn)移的主要因素[18]。土柱淋濾試驗(yàn)表明，土層對油類的截留率達(dá)85%，垂直方向上土層油類污染物濃度隨深度呈負(fù)指數(shù)遞減[19]。流經(jīng)包氣帶的石油烴，部分被土壤和沉積物顆粒吸附殘留在細(xì)小的土壤顆粒中，形成殘留的非水溶相液體（殘留相NAPLs），并向包氣帶空隙揮發(fā)擴(kuò)散或被生物降解，殘留在土壤顆粒以及毛細(xì)帶中的NAPLs是地下水和大氣的持續(xù)污染源。到達(dá)地下水面的石油烴，由于密度比水小，在地下水面以上形成一個(gè)污染體（自由相NAPLs），并持續(xù)溶解進(jìn)入含水層（溶解相LNAPLs）[18，20]。

在石油烴上述遷移過程中，大部分分子量較小的烷烴和環(huán)烷烴揮發(fā)去除，而分子量較大的（nC18以上）的烷烴和環(huán)烷烴被吸附于土壤中[21]。石油中的芳香烴（BTEX）降解性能差，遷移性能較強(qiáng)，是構(gòu)成地下水石油烴污染的主要組分[3，16，22-23]。苯系物中苯最難被生物降解，是地下水石油類污染常見的芳香烴組分之一[5]。

2.2 地下水石油烴污染修復(fù)技術(shù)研究進(jìn)展

地下水石油污染修復(fù)技術(shù)可分為原位修復(fù)技術(shù)和異位修復(fù)技術(shù)[4]。其中異位技術(shù)指抽出-處理技術(shù)（Pump and Treat），原位修復(fù)技術(shù)中較成熟的包括地下水曝氣技術(shù)（Air Sparging，AS），可滲透反應(yīng)墻修復(fù)技術(shù)（Permeable Reactive Barrier，PRB）和原位生物修復(fù)技術(shù)等。

2.2.1 抽出-處理技術(shù)。

抽出-處理技術(shù)是指在規(guī)劃的位置安裝抽水井，抽出被污染的地下水，在地表進(jìn)行處理，處理后的水可排入地表水或市政污水處理系統(tǒng)，也可回注到地下。其設(shè)計(jì)目標(biāo)是通過水力控制來避免污染羽擴(kuò)散。抽出-處理技術(shù)是最早出現(xiàn)的地下水污染修復(fù)技術(shù)，常被應(yīng)用于地下水中易揮發(fā)且易溶污染質(zhì)（VOCs，SVOCs）的修復(fù)和治理。此技術(shù)應(yīng)用時(shí)間長、范圍廣，在美國的超基金修復(fù)工程中，75%采用了抽出-處理系統(tǒng)。但隨著處理要求的提高，抽出-處理系統(tǒng)的費(fèi)用和耗時(shí)呈指數(shù)上升[24]。在系統(tǒng)處理后期，污染物濃度降低，系統(tǒng)運(yùn)行效率低且易出現(xiàn)拖尾現(xiàn)象。修復(fù)周期長，運(yùn)行和維護(hù)費(fèi)用高，使得抽出-處理技術(shù)的使用受到限制。EPA報(bào)告顯示，美國超基金建立的32個(gè)抽出-處理系統(tǒng)的平均費(fèi)用為590萬美元，平均年維護(hù)費(fèi)用為32美元/千加侖水[25]。這是由于殘留在含水層孔角的NAPLs難以被抽出，尤其是比水重的非水溶性液體（DNAPLs）會沉到含水層底部，致使抽出-處理系統(tǒng)難以對其產(chǎn)生效果。近年來出現(xiàn)的表面活性劑強(qiáng)化含水層修復(fù)技術(shù)（Surfactant Enhanced Aquifer Remediation，SEAR），是對抽出-處理技術(shù)的改進(jìn)。表面活性劑對疏水性有機(jī)污染物具有增溶和增流作用，能有效提高DNAPLs在地下水中的溶解性和遷移性，從而大幅度提高抽出一處理技術(shù)對于DNAPLs修復(fù)的有效性[26-27]。

2.2.2 地下水曝氣技術(shù)。

地下水曝氣技術(shù)是將空氣注入污染區(qū)地下水位以下，形成的氣泡在上升過程中將液相中的污染物分離進(jìn)入氣相。含有污染物的空氣到達(dá)非飽和帶后，通過上面的土壤氣相抽提（Soil Vapor Extraction，SVE）系統(tǒng)把土壤中的空氣和污染物抽出，抽出的污染物再用回收系統(tǒng)處理。地下水曝氣技術(shù)成本低、效率高，還可與生物降解等方法配套使用，對場地土體擾動小。AS是去除飽和土壤和地下水中揮發(fā)性有機(jī)污染物的有效方法，被廣泛應(yīng)用于地下儲油罐泄漏引起的石油污染治理中[28]。

影響地下水曝氣技術(shù)效率的主要因素包括污染場地水文地質(zhì)條件、污染物類型、曝氣方式等。污染場地的地層結(jié)構(gòu)和地層滲透性直接影響著曝氣技術(shù)應(yīng)用的有效性，滲透性低的土壤很難處理，土壤的各向異性也會使空氣分布不均，而不均的空氣分布可能會使污染物的運(yùn)移無法控制。地下水曝氣技術(shù)的去除機(jī)理是揮發(fā)和好氧生物降解，污染物的亨利常數(shù)低時(shí)很難從液相剝離，因此揮發(fā)性差難于生物降解的污染物，此技術(shù)不適用。

國外地下水曝氣技術(shù)應(yīng)用廣泛，始于20世紀(jì)80年代。1982～1999年，美國超基金原位地下水污染修復(fù)項(xiàng)目中，地下水曝氣技術(shù)占51%。Bass等總結(jié)了49個(gè)AS技術(shù)的實(shí)地應(yīng)用效果，其中36個(gè)是石油類污染場地，47%的實(shí)地處理獲得了95%以上的有機(jī)物去除[29]。

2.2.3 可滲透反應(yīng)墻修復(fù)技術(shù)。

可滲透反應(yīng)墻是一種原位被動修復(fù)技術(shù)。于20世紀(jì)90年代初出現(xiàn)，已經(jīng)成為歐美發(fā)達(dá)國家用于原位去除污染水體污染組分的有效方法[23]。PRB技術(shù)是將裝有活性材料的墻體垂直置入地下含水層，攔截地下水污染羽，為污染地下水提供一個(gè)高滲透性的反應(yīng)區(qū)。當(dāng)?shù)叵滤鹘?jīng)反應(yīng)墻時(shí)，反應(yīng)介質(zhì)可以通過吸附、沉淀、氧化-還原、生物降解等作用，使污染物被固定或轉(zhuǎn)化降解；從而使流過的地下水中污染物質(zhì)含量達(dá)到環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)目標(biāo)[30-31]。與傳統(tǒng)的抽出處理技術(shù)相比，PRB技術(shù)具有時(shí)效長、運(yùn)行維護(hù)費(fèi)用低等優(yōu)點(diǎn)，可用于DNAPLs、重金屬以及石油烴污染的控制與修復(fù)。

在地下水石油烴污染修復(fù)方面，主要有吸附反應(yīng)墻和生物降解反應(yīng)墻，其機(jī)理為介質(zhì)吸附和微生物降解。近年來發(fā)展的新型生物降解反應(yīng)墻修復(fù)石油烴污染十分有效。在澳大利亞Brunnam Gebirge的一個(gè)舊工業(yè)場地，將沸石、活性炭等吸附材料添加到墻體內(nèi)，利用其物理吸附修復(fù)了芳香烴污染的地下水[32] 。Bianchi等利用MgO2作為釋氧化合物去除地下水中的苯和甲苯，監(jiān)測數(shù)據(jù)表明，運(yùn)行18 d，距離污染源0.5 m及更遠(yuǎn)的檢測井中，苯和甲苯質(zhì)量濃度均低于0.5 mg/L[33]。馬會強(qiáng)等利用泥炭生物反應(yīng)墻對石油烴污染地下水進(jìn)行了室內(nèi)模擬修復(fù)。結(jié)果表明，反應(yīng)墻運(yùn)行80 d時(shí)，苯系物、萘系物及菲去除率為83.60%～99.85%；泥炭對石油烴具有很強(qiáng)的吸附能力，且生物降解有效延長了泥炭的吸附壽命[23]。張瑩等利用經(jīng)過熱處理改性后的草炭土、功能微生物為填充介質(zhì)設(shè)計(jì)的化學(xué)生物修復(fù)反應(yīng)墻，經(jīng)過動態(tài)吸附試驗(yàn)，草炭土對石油類污染物的去除效果很好，去除率可達(dá)到83.10%[34]。

上述研究表明生物降解反應(yīng)墻應(yīng)用于地下水石油烴污染治理是可行的，但要應(yīng)用于實(shí)際工程還不成熟。在實(shí)際修復(fù)過程中，地下水環(huán)境溫度低、營養(yǎng)物質(zhì)缺乏、菌群間存在相互競爭、反應(yīng)介質(zhì)堵塞、生物活性低等均會影響降解菌和生物反應(yīng)器墻功能的穩(wěn)定發(fā)揮，導(dǎo)致PRB生物修復(fù)效率低。因此，如何有效提高原位生物活性，防止填充介質(zhì)堵塞是PRB技術(shù)需要解決的關(guān)鍵問題。

2.2.4 原位生物修復(fù)技術(shù)。

原位生物修復(fù)技術(shù)（In situ Bioremediation）是利用微生物的代謝作用將土壤和地下水中的石油烴類污染物降解、吸附或富集的生物工程技術(shù)。主要包括自然生物修復(fù)技術(shù)、強(qiáng)化生物修復(fù)技術(shù)（生物刺激技術(shù)）（Enhanced Biodegradation or Biostimulation）、人工生物強(qiáng)化修復(fù)技術(shù)。20世紀(jì)70年代初，生物修復(fù)技術(shù)首次應(yīng)用于美國賓夕法尼亞州的Ambler管線泄漏導(dǎo)致的地下水石油烴污染治理并取得成功[35]。原油中的大部分成分是可以進(jìn)行生物降解的，許多微生物能夠降解石油烴并且以烴類作為其生長的唯一碳源和能源。生物修復(fù)成本低、效果好、無二次污染，是處理土壤石油烴污染最為有效的方法之一。在歐美發(fā)達(dá)國家，生物修復(fù)技術(shù)廣泛應(yīng)用于土壤和地下水石油烴污染修復(fù)與治理中[1，3，10，25]。在生物修復(fù)方法中，微生物修復(fù)技術(shù)是最為有效的，但微生物溶解度低且高分子量烴吸附微生物限制了其可用性。近幾年來，生物表面活性劑的加入增強(qiáng)了石油烴污染物的溶解性，提高生物的可利用性，大大提高了石油的微生物降解率[1，36]。

自然生物修復(fù)技術(shù)（Natural Bioremediation）又叫監(jiān)測自然衰減（Monitored Natural Attenuation，MNA），是指在沒有人為干擾的條件下，土著微生物利用地下水中的有機(jī)污染物作為碳源和能源，用地下水中的O2、NO3-、SO42-、Fe3+、CO2等作為電子受體，通過微生物降解去除有機(jī)污染。自然生物修復(fù)技術(shù)常作為傳統(tǒng)的地下水抽出-處理修復(fù)技術(shù)的補(bǔ)充手段，在抽提處理后期，隨著污染物濃度的降低，處理效率降低且常出現(xiàn)拖尾現(xiàn)象。此時(shí)，可以考慮利用天然生物修復(fù)去除剩余污染物。實(shí)施自然生物修復(fù)技術(shù)最關(guān)鍵的是建立監(jiān)測系統(tǒng)，監(jiān)測污染羽的遷移速度和自然生物降解速率。

強(qiáng)化生物修復(fù)技術(shù)（Enhanced Biodegradation），又稱生物刺激（Biostimulation）。在污染場地注入特定的營養(yǎng)物質(zhì)或電子受體，刺激土著微生物的生長，使其數(shù)量增加、活性增強(qiáng)，提高有機(jī)污染物的生物降解效率。石油烴的耗氧降解速度要比厭氧降解快得多，向污染的含水層中添加氧化劑和養(yǎng)分，可以提高生物降解率。如何將氧化劑和養(yǎng)分輸送給非均質(zhì)的地下水系統(tǒng)是地下水好氧原位生物修復(fù)的關(guān)鍵問題。生物曝氣技術(shù)有效地解決了這一問題。生物曝氣是利用空氣注入井向飽和帶引入空氣（或氧化流），強(qiáng)化生物降解來消除污染物[37]。生物曝氣的過程與原位氣提法（AS）相似，但是它的氣流速率比較低，用來促進(jìn)生物組分降解減少揮發(fā)。而原位氣提主要通過揮發(fā)去除污染物。生物曝氣法已成功應(yīng)用于中、重石油污染的場地，如柴油、航空煤油及輕的石油產(chǎn)品，包括汽油（它很容易揮發(fā)，可以用AS法去除）[38]。然而，重?zé)N如潤滑油，需要長時(shí)間降解，也可以用生物曝氣法在一定程度上降解。

人工生物強(qiáng)化技術(shù)，是指把經(jīng)過篩選和培養(yǎng)的微生物引入地下環(huán)境，以增強(qiáng)對特定有機(jī)污染物的降解。此特殊的微生物為人為富集和培養(yǎng)的高效復(fù)合菌群；或采用基因工程技術(shù)，獲得廣譜降解能力的基因工程菌。但基因工程菌可能對環(huán)境造成污染，所以很少用于生物技術(shù)修復(fù)中。

近年來發(fā)展起來的原位生物反應(yīng)墻技術(shù)實(shí)質(zhì)是原位強(qiáng)化生物修復(fù)新技術(shù)，通過向墻體內(nèi)輸入營養(yǎng)基質(zhì)、電子受體來刺激土著微生物的活性增強(qiáng)、數(shù)量增加或直接引入具有特殊代謝功能的外源微生物作為污染物降解菌，使石油烴產(chǎn)生好氧生物降解或共代謝降解。它可以控制合適的運(yùn)行條件并延長外源菌的生物活性，同時(shí)可以處理復(fù)合污染物。

總之，原位生物修復(fù)技術(shù)經(jīng)濟(jì)、高效、環(huán)境影響小，被廣泛應(yīng)用于石油類污染場地的修復(fù)治理。但是此技術(shù)不能降解所有的有機(jī)污染物；介質(zhì)滲透性太低時(shí)，微生物生長可能會產(chǎn)生堵塞。降解不完全可能會產(chǎn)生比母體危害更大的中間產(chǎn)物。引入的營養(yǎng)物質(zhì)可能會引起水體的污染。有機(jī)物濃度太低時(shí)，不能滿足生物生長碳源的需求。地下環(huán)境的溫度、pH等環(huán)境因素可能會影響生物修復(fù)技術(shù)的運(yùn)行效果。

3 地下水石油烴污染修復(fù)典型案例

國外地下水石油污染修復(fù)案例很多，始于20世紀(jì)80年代。為了評價(jià)和檢測地下水中石油烴污染，美國地質(zhì)調(diào)查局組織相關(guān)學(xué)術(shù)機(jī)構(gòu)及專家開展了一個(gè)長期的跨學(xué)科的水污染研究計(jì)劃。該計(jì)劃資助開展了明尼蘇達(dá)石油泄漏污染場地調(diào)查修復(fù)示范項(xiàng)目，研究成果被廣泛應(yīng)用于全球類似污染場地修復(fù)治理[39]。

3.1 污染場地概況

1979年，在美國明尼蘇達(dá)州發(fā)生了一起原油管道爆裂事故，原油泄漏量達(dá)1 700 m3，經(jīng)過應(yīng)急清理后約有400 m3原油留在環(huán)境中。污染場地位于冰水沉積平原，下伏冰水沉積含水層由砂和礫石組成，偶夾有一些薄層粘土。地下水位埋深約6～10 m。

3.2 場地修復(fù)方案及效果

修復(fù)方案主要包括：建立監(jiān)測系統(tǒng)；采集油、水體、土壤、氣體以及沉積物樣品；建立了污染物質(zhì)量平衡方程，識別污染含水層微生物數(shù)量及生物降解速率；建立了微生物降解作用下的石油多相流溶質(zhì)運(yùn)移數(shù)值模型。

在污染場地布置監(jiān)測網(wǎng)，共安裝370眼監(jiān)測孔進(jìn)行地下水取樣及相關(guān)組分分析。監(jiān)測污染羽的運(yùn)移范圍、烴類污染物濃度變化和微生物降解的指示參數(shù)。

為了綜合研究污染場地包氣帶和飽水帶中石油分布特征，采集并分析原油、水體、土壤、氣體以及沉積物樣品。計(jì)算了松散沉積物中三相流——油相、水相、氣相分別占據(jù)的孔隙空間，油的分布數(shù)據(jù)被用來校正多相流數(shù)值模型。

為了測定場地微生物數(shù)量，沿地下水流向，在背景區(qū)以及污染羽狀體軸線不同區(qū)域采集地下水和沉積物樣品[40]。用不同方法枚舉在不同的氧化還原條件下可降解的微生物。在背景區(qū)，需氧菌和發(fā)酵菌是唯一的被檢測出的具有指示意義的微生物。在污染羽內(nèi)部，微生物計(jì)數(shù)與從氧化態(tài)-鐵錳還原態(tài)-產(chǎn)甲烷態(tài)的氧化還原序列概念模型是一致的。與未污染的背景區(qū)未檢測到鐵還原菌相比，受污染的含水層每克土體有104～105個(gè)鐵還原菌。同樣，背景區(qū)未檢測到甲烷菌，而污染區(qū)每克土體有102個(gè)甲烷菌。通常在污染體周圍或污染羽的上半?yún)^(qū)，微生物數(shù)量較多。與其他類型的微生物相比，反硝化菌和硫酸鹽還原菌數(shù)量較少，這與地下水中硝酸鹽和硫酸鹽的低利用性是一致的。檢測數(shù)據(jù)被用來建立與微生物菌落數(shù)相耦合的污染物微生物降解模型。

為了計(jì)算微生物自然降解速率，開發(fā)了微生物降解作用下的二維多相流溶質(zhì)運(yùn)移模型代碼，模擬預(yù)測污染羽演化規(guī)律，評價(jià)污染物生物降解限制因素，評估自然衰減作為長期修復(fù)策略的效果。且模型被廣泛應(yīng)用于美國其他修復(fù)場地。

研究成果表明，泄漏事故發(fā)生1年后，油透過非飽和帶向飽水帶遷移，形成一個(gè)約1 m厚的透鏡體飄浮在潛水面上，被污染的表層含水層厚約20 m[41]。從20世紀(jì)80年代到90年代，系列水質(zhì)檢測數(shù)據(jù)表明，石油烴污染羽（主要是苯系物）向下游遷移；從污染羽邊緣到污染源，地下水的氧化性減弱，表現(xiàn)為溶解氧和Eh值減?。簧锝到庾饔靡来螐暮醚踝饔?、鐵錳還原作用過渡為產(chǎn)甲烷作用；在該場地，厭氧微生物降解作用同樣能夠去除大量的石油烴污染物[41-42]。1985年BTEX污染羽在距離透鏡體150m的下游停止了擴(kuò)散，污染羽總?cè)芙庥袡C(jī)物濃度和溶解氧保持相對穩(wěn)定，表明污染物經(jīng)淋濾從包氣帶進(jìn)入含水層的速率與石油烴污染物的生物降解、自然衰減速率達(dá)到了動態(tài)平衡[39，42]。

4 對地下水石油烴污染研究的展望與建議

地下水石油烴污染是一個(gè)漫長的過程，具有普遍性、復(fù)雜性、危害性，治理困難、費(fèi)用昂貴。石油烴污染以工業(yè)發(fā)達(dá)國家和石油生產(chǎn)國最為嚴(yán)重，要解決石油污染問題，必須同時(shí)關(guān)注生產(chǎn)領(lǐng)域和消費(fèi)領(lǐng)域，加大了石油污染治理的難度。在歐美等發(fā)達(dá)國家，眾多的修復(fù)技術(shù)被研發(fā)并應(yīng)用于土壤和地下水污染治理。但是，由于地下水系統(tǒng)的復(fù)雜性，確定所需的修復(fù)技術(shù)或技術(shù)組合以及將技術(shù)應(yīng)用于實(shí)際場地仍然面臨巨大的挑戰(zhàn)。在我國，地下水石油烴研究仍處于起步階段，石油及其衍生物造成的地下水石油烴污染越來越嚴(yán)重，急需加強(qiáng)理論和實(shí)踐研究。筆者認(rèn)為未來的發(fā)展方向主要包括以下兩個(gè)方面。

（1）發(fā)展地下水石油污染的微生物修復(fù)技術(shù)。如何有效提高生物降解速率、降低修復(fù)耗時(shí)是今后研究的重點(diǎn)。急需深入研發(fā)高降解能力的石油烴降解菌，深入開展原位修復(fù)技術(shù)應(yīng)用，開展降解動力學(xué)研究。

（2）結(jié)合地下水曝氣技術(shù)進(jìn)行多種技術(shù)組合應(yīng)用。AS技術(shù)具有成本低、效率高、對土體擾動小等優(yōu)點(diǎn)，且可以和多種技術(shù)配合使用。在發(fā)達(dá)國家已被廣泛應(yīng)用于石油污染修復(fù)治理中，在我國也具良好的應(yīng)用前景，因此急需加強(qiáng)此技術(shù)的現(xiàn)場應(yīng)用研究。

參考文獻(xiàn)

[1]BIJAY THAPA，AJAY KUMAR K C，ANISH GHIMIRE.A review on bioremediation of petroleum hydrocarbon contaminants in soil[J].Kathmandu University Journal of Science，Engineering and Technology，2012，8（1）：164-170.

[2] 韓慧龍，陳鎮(zhèn)，楊健民，等.真菌細(xì)菌協(xié)同修復(fù)石油污染土壤的場地試驗(yàn)[J].環(huán)境科學(xué)，2008，29（2）：454-461.

[3] 王業(yè)耀，孟凡生.石油烴污染地下水原位修復(fù)技術(shù)研究進(jìn)展[J].化工環(huán)保，2005，25（2）：117-120.

[4] LIN T C，PAN P T，CHENG S S.Ex situ bioremediation of oilcontaminated soil [J].Hazard Mater，2010，176（1/3）：27-34.

[5] 王威.淺層地下水中石油類特征污染物遷移轉(zhuǎn)化機(jī)理研究[D].長春：吉林大學(xué)，2012.

[6] 張子問，劉勇弟，孟慶梅，等.微生物降解石油烴污染物的研究進(jìn)展[J].化工環(huán)保，2009，29（3）：193-198.

[7] WATANABE K，KODAMA Y，SYUTSUBO K.Molecular characterization of bacterial populations in petroleum contaminated groundwater diseharged from underground crude oil storage eavities[J].APPI Environ Mierobiol，2000，66（11）：4803-4809.

[8] 馬強(qiáng)，林愛軍，馬薇，等.土壤中總石油烴污染（TPH）的微生物降解與修復(fù)研究進(jìn)展[J].生態(tài)毒理學(xué)報(bào)，2008，3（1）：1-8.

[9] 劉虹.原位修復(fù)石油烴污染地下水的PRB技術(shù)及長效性研究[D].長春：吉林大學(xué)，2012.

[10] ATLAS R M.Microbial hydrocarbon degradation-bioremediation of oil spills[J].Chem Teeh Bioteehnology，1991，52：149-156.

[11] 劉五星，駱永明，王殿璽.石油污染場地土壤修復(fù)技術(shù)及工程化應(yīng)用[J].環(huán)境監(jiān)測管理與技術(shù)，2011，23（3）：47-51.

[12] USEPA，2013.UST Program Facts，Washington，DC.[EB/OL].http：//www.epa.gov/oust/pubs/ustfacts.pdf.

[13] CHEN Z.Integrated environmental modeling and risk assessment under uncertainty[D].Saskatchewan，Canada：University of Regina，2000.

[14] 鄧海靜.地下水石油烴生物降解特性及室內(nèi)模擬修復(fù)效果研究[D].長春：吉林大學(xué)，2011.

[15] 劉雪松，蔡五田，李勝濤.石油類污染場地土壤與地下水污染調(diào)查實(shí)例分析[J].水文地質(zhì)工程地質(zhì)，2010，37（4）：121-125.

[16] 呂曉立，邵景力，劉景濤，等.某石油化工污染場地地下水中揮發(fā)性有機(jī)物染特征及成因分析[J].水文地質(zhì)工程地質(zhì)，2012，39（6）：97-102.

[17] DAWN ZEMO.Forensic tools for petroleum hydrocarbon releases[J].Southwest Hydrology，2007，7：26-28.

[18] 張亮.某煉油廠地下水系統(tǒng)石油烴運(yùn)移機(jī)理研究[D].濟(jì)南：濟(jì)南大學(xué)，2010.

[19] 高慶然.齊魯石化公司地下水石油污染現(xiàn)狀及污染模擬研究[D].蘇州：蘇州大學(xué)，2007.

[20] 盧文喜，羅建男，辛欣，等.表面活性劑強(qiáng)化的DNAPLs污染含水層修復(fù)過程的數(shù)值模擬[J].地球科學(xué)-中國地質(zhì)大學(xué)學(xué)報(bào)，2012，37（5）：1075-1081.

[21] 鄭西來.土壤-地下水系統(tǒng)石油污染原理與應(yīng)用研究[M].北京：地質(zhì)出版社，2004.

[22] MARY ANN PARCHER.Assessing Various Technologies to Remediate a Hydrocarbon Contaminated Aquifer[D].Blacksburg Virginia：Virginia Polytechnic Institute and State University，1999.

[23] 馬會強(qiáng)，張?zhí)m英，張洪林，等.新型生物反應(yīng)墻原位修復(fù)石油烴污染地下水[J].重慶大學(xué)學(xué)報(bào)，2011，34（5）：99-104.

[24] NRC.Alternatives for Ground Water Cleanup[M].Washington，DC：National Research Council，National Academy Press，1994.

[25] EPA.Cost Analyses for Selected Groundwater Cleanup Project[R].Washington，DC：U.S.Environmental Protection Agency Pub.No.542R00013.Office of Solid Waste and Emergency Response，2001.

[26] PENNELL K D，JIN M，POPE G A，et al.Surfactant enhanced remediation of soil columns contaminated by residual tetrachloroethylene [J].Journal of Contaminant Hydrology，1996，16（1）：35-53.

[27] ZHONG L，MAYER A S，POPE G A.The effects of surfactant formation on nonequilibrium NAPL solubilization[J].Journal of Contaminant Hydrology，2003，60（1）：55-75.

[28] LEESON A，JOHNSON P C，VOGEL C M，et al.Air sparging design paradigm[R].Battelle Corp.，Columbus OH.Website of the Environmental Security Technology certification Program（ESTCP），2002.

[29] BASS D H，HASTINGS N A，BROWN R A.Performance of air sparging system：a review of case studies[J].Journal of Hazardous Mayerials，2000，72：101-119.

[30] PULS R W，PAUL C J，POWELL R M.The application of in situ permeable reactive （zero-valent iron） barrier technology for the remediation of chromate-contaminated groundwater：a field test[J].Applied Geochemistry，1999，14（8）：989-1000.

[31] WEBER ANNE，RUHL AKI S，AMOS RICHARD T.Investigating dominant processes in ZVI permeable reactive barriers using reactive transport modeling[J].Journal of Contaminant Hydrology，2013，151：68-82.

[32] EPA.How to Evaluate Alternative Cleanup Technologies for Underground Storage Tank Sites：A Guide for Corrective Action Plan Reviewers[R].Washington DC：U.S.Environmental Protection Agency Pub.No 510-R-04-002.，Office of Solid Waste and Emergency Response，2002.

[33] BIANCHI-MOSQUERA G C.Enhanced degradation of dissolved benzene and toluene using a solid oxygen releasing compound[J].Ground Water Monitoring Remediation，1994，14（1）：120-128.

[34] 張瑩，張玉玲，張晟瑀，等.修復(fù)石油類污染地下水的PRB反應(yīng)介質(zhì)研究[J].吉林大學(xué)學(xué)報(bào)：地球科學(xué)版，2010，40（2）：399-404.

[35] CHAPELLE F H.Bioremediation of petroleum hydrocarbon-contaminated ground water：the perspectives of history and hydrology[J].Ground Water，1999，37（1）：122-132.

[36] 張文.應(yīng)用表面活性劑強(qiáng)化石油污染土壤及地下水的生物修復(fù)[D].保定：華北電力大學(xué)，2012.

[37] KUO Y C，LIU J K，CHIEN H Y.Remediation of TCE-contaminated groundwater using integrated biosparging and enhanced bioremediation system[J].Research Journal of Chemistry and Environment，2012，16（2）：37-47.

[38] WILSON D J，NORRIS R D，CLARKE A N.Groundwater cleanup by in-situ sparging.XIV.An air channeling model for biosparging with a horizontal pipe[J].Separation Science and Technology，1998，33（1）：97-118.

[39] DELIN G N，ESSAID H I，COZZARELLI I M，et al.Ground Water Contamination by Crude Oil near Bemidji，Minnesota[R].USGS：science for a changing world，1998.

[40] ESSAID H I，BEKINS B A，GODSY E M，et al.Simulation of aerobic and anaerobic biodegradation processes at a crude oil spill site[J].Water Resources Research，1995，31：3309-3327.

[41] BAEDECKER M J，COZZARELLI I M，EGANHOUSE R P，et al.Crude oil in a shallow sand and gravel aquifer，III-Biogeochemical reactions and mass balance modeling in anoxic groundwater[J].Applied Geochemistry，1993，8：569-586.

[42] LOVLEY D R，BAEDECKER M J，LONERGAN D J，et al.Oxidation of aromatic compounds coupled to microbial iron reduction[J].Nature，1989，339：297-299.