氯代烃污染场地微生物修复技术研究进展

Bioremediation technologies for cleaning up chlorinated-hydrocarbon contaminated sites—a review

摘要

氯代烃(CAHs)是工农业生产中广泛应用的重要化工原料,其处置不当或意外泄漏使其成为土壤和地下水中最常检测出的有毒有害污染物之一,对人体和生态环境危害巨大。生物修复技术因具有绿色、经济、高效和无二次污染等优势,是氯代烃污染治理的理想技术手段。文章在分析CAHs的理化性质、在环境中的迁移特征和生物降解机制的基础上,对实验室小试、中试等不同规模的微生物修复研究实例、联合修复的进展和降解转化机制进行梳理,同时对CAHs污染生物修复技术的影响因素进行概述,最后,对CAHs污染微生物修复技术的研究进行展望,未来应在采用微孔芯片与极限稀释技术开展低丰度降解菌的挖掘与解析、研发太阳能加热-生物原位修复等高效联合修复技术并分析修复效果影响因素等方面开展研究,以期为CAHs污染的高效、绿色治理提供技术支持。

关键词

氯代烃 / 污染 / 理化性质 / 迁移转化 / 生物降解机制 / 生物修复技术

Key words

chlorinated hydrocarbons / pollution / physical and chemical properties / migration and transformation / biodegradation mechanism / bioremediation technology

0 引言

氯代烃(Chlorinated hydrocarbons,CAHs)是一类人工合成并用于工业和农业生产活动中的有机氯化物的统称,包括氯代烷烃、氯代烯烃和氯代芳烃,被广泛应用于医药、化工、电子、皮革等领域,常见工业产品包括除草剂、溶剂、阻燃剂和干洗剂等^[1]。CAHs处置不当或意外泄漏会导致其进入大气、土壤和地下水,目前CAHs已成为世界多个地区的典型污染物^[2]。美国环保局在39个小城镇地下水供水水源地及常用场地中,检测出11种挥发性氯代烃,其中检出率最高的是三氯乙烯(TCE)和氯仿(CF)^[3]。德国Bitterfeld地区约2亿m³地下水和25 km²土壤被CAHs严重污染^[4]。2012年,长三角地区南京、上海、吴江和启东四市采样调查发现六六六(HCHs)和滴滴涕(DDTs)检出率分别高达91%和60%^[5-6]。CAHs大多属持久性有机污染物,具有“三致”效应(致癌、致畸和致突变)、生物蓄积性和远距离迁移性,严重威胁人类健康^[7]。因此美国、欧盟和中国等都将CAHs作为优先控制的有机污染物之一,由此催生出对CAHs污染防治技术的迫切需求。

CAHs污染修复技术可分为气相抽提^[8](SVE)、热强化处理^[9](TE)、多相抽提^[10](MPE)、原位化学氧化^[11](ISCO)、可渗透反应墙^[12](PRB)和表面活性剂强化抽出^[13](SEAR)等非生物修复技术和生物修复技术两大类。非生物修复技术是用物理或化学手段将氯代烃去除的过程。大多数非生物修复技术对应用环境有较明确要求,如:SVE技术大多适用于透气性较好的土壤^[14];TE技术虽对环境普适性更强,实地修复效率较高,但应用范围较小且可能破坏土壤生态功能^[15-16];MPE技术修复效果较理想^[17⇓-19],但对污染场地的渗透系数、渗透率、地下水埋深、含氧量和污染物的饱和蒸气压、沸点等要求较高^[17];ISCO技术如高锰酸钾对三氯乙烯(TCE)和四氯乙烯(PCE)等有较好的降解效果,但常因无效氧化而影响微生物多样性及氧化还原环境^[20-21];PRB技术在修复地下水中的CAHs时较依赖地下水流速与反应介质对污染物修复的半衰期,大规模应用可能改变环境pH和氧化还原电位(Eh)^[22⇓-24];SEAR技术大多处于实验室研究阶段^[25]。综上可知,当污染场地较大或环境复杂时,这些非生物修复技术很难在不大幅扰动原生环境的前提下达到较好的修复效果;而生物修复技术则具有降解较高效、对环境扰动小和成本较低等优点。本文所述生物修复技术特指微生物修复技术,主要包括原位生物刺激、生物强化和联合修复技术等。本文对典型CAHs的理化性质、迁移转化特征及生物降解机制进行了分析总结,梳理了CAHs生物修复技术的研究进展及其影响因素^[26],并对未来CAHs污染生物修复技术研究方向进行展望,以期为绿色高效治理CAHs污染提供参考方法。

1 CAHs理化特性及在环境介质中的迁移转化

1.1 CAHs理化性质

CAHs按分子结构可分为氯代直链脂肪烃、氯代脂环烃和氯代芳香烃3类。不同种类的CAHs因分子结构不同,其挥发性、持久性和毒性以及对环境的污染程度差异很大^[27],典型CAHs的理化性质如表1^[28]所示。

CAHs在环境介质中不易分解,某些条件下,四氯化碳(CT)半衰期可达几千年^[29],1,2,3-三氯丙烷(1,2,3-TCP)在25 ℃、pH为7时的半衰期可达数百年^[30]。大多数CAHs,若长期接触可导致神经系统损伤、基因突变、致畸和致癌等疾病^[31],如TCE可诱发儿童白血病、多发性骨髓瘤和宫颈癌、系统性红斑狼疮(SLE)等严重疾病^[32]。1,2,3-TCP浓度高于5.29×10^-6 mol·L^-1时对人体有潜在致癌效应^[33]。

1.2 CAHs在土壤和地下水中迁移转化

要修复CAHs污染并消除其对人类健康和生态环境造成的严重威胁,首先应明确CAHs在土壤和地下水中的分布及赋存状态。研究发现CAHs在土壤和水中的赋存状态主要有以下4种:残留相、溶解相、自由相和气相^[34]。不同赋存状态的CAHs,其迁移转化受到污染物密度、溶解度、黏度、亨利常数和辛醇-水分配系数等因素和环境自身的影响。CAHs在土壤和地下水中的迁移转化过程如图1所示。

在氯代烃中,除氯甲烷(CM)、氯乙烷(CA)和氯乙烯(VC)外,大多在室温(25 ℃)下呈液态,且密度大于水(表1)。若CAHs不慎泄漏到环境中,部分经雨水或地表水淋溶冲刷后,在重力作用下垂向迁移穿透沉积物进入地下水,土壤渗透性越大,CAHs越易向下迁移^[35]。密度越大的CAHs垂向迁移距离越深,如4-羟基-百菌清(4-OH-TPN,一种含羟基和氰基的氯苯类杀菌剂)密度大于水((1.75±0.1) g·cm^-3),更倾向渗入地下水,且多次在深层地下水中被检出^[36],而低密度CAHs更倾向水平迁移^[37]。部分CAHs溶解在水中,作为溶解相氯代烃,在水力梯度作用下随水流沿水平方向迁移,重力作用下垂向迁移,在迁移过程中污染羽逐渐扩大,是CAHs污染的主要污染源^[34]。CAHs难溶或微溶于水,虽然水中溶解相氯代烃占比较小,但对人类生产生活影响较大^[38-39]。另有部分CAHs进入土壤和包气带,在毛细作用下被吸附于孔隙或裂隙中,作为残留相氯代烃存在。亨利常数较小的CAHs,不易从水相中脱吸附,却更倾向在水相中积累^[27]。不溶于水且辛醇-水分配系数较小的CAHs,不易受吸附作用影响,但易受地下水流速影响,流速过大可能导致污染范围在短时间内扩大^[40],形成大面积持久性污染源,称为自由相氯代烃。CAHs是挥发性有机污染物,蒸气压普遍较高,在迁移过程中,不断挥发进入土壤空隙和大气环境中,称为气相氯代烃^[26]。

4种赋存状态下的CAHs彼此联系紧密,在一定条件下可相互转化(图1)。残留相氯代烃可被解吸转化为自由相、气相或溶解相氯代烃;溶解相氯代烃可挥发成气相氯代烃,也可被吸附为残留相氯代烃;自由相氯代烃可挥发成气相氯代烃,溶解为溶解相氯代烃或被吸附为残留相氯代烃;气相氯代烃可被吸附转化为残留相氯代烃,也可被溶解转化为溶解相氯代烃^[26]。

2 微生物降解脱氯机制

CAHs的微生物降解机制可分为厌氧还原脱氯^[41]、好氧共代谢^[42]和异养同化(直接好氧氧化)作用^[43]3类,且以厌氧还原为主^[1,41]。

2.1 厌氧还原脱氯

2.1.1 厌氧还原脱氯的微生物

已报道的厌氧还原脱氯微生物主要来自被CAHs污染的沉积物和地下水^[44-45]、土壤^[46]和葡萄渣堆肥^[47]。典型的厌氧还原脱氯微生物有脱卤拟球菌属Dehalococcoides、脱卤杆菌属Dehalobacter、脱硫杆菌属Desulfitobacterium、脱硫单胞菌属Desulfuromonas和地杆菌属Geobacter^[48]等。目前研究发现,只有Dehalococcoides可将PCE和TCE完全脱氯^[49]。Dehalobacter和Dehalococcoides属的菌株仅限于对CAHs进行代谢,而Geobacter、Desulfitobacterium和Desulfuromonas等属的成员是具多种代谢的兼性细菌。

2.1.2 CAHs的微生物厌氧还原脱氯机制

CAHs厌氧还原脱氯是指在严格厌氧条件下,CAHs作为电子受体,额外添加还原性物质作为电子供体,在水解作用或者亲核反应下脱去氯原子的过程^[50],目前在这方面已开展广泛研究^[51⇓-53]。厌氧还原脱氯通常是依次脱去氯原子的过程(图2A^[54])。但在探索厌氧脱氯过程时,学者发现CAHs几乎均可发生厌氧还原脱氯,但主要发生在TCE、PCE和HCB等氯代烃中,且对高氯代烃的还原脱氯效果优于低氯代烃,随着CAHs中氯原子的减少,还原速率逐渐降低,甚至某些低氯代烃的存在会抑制厌氧还原过程^[55]。厌氧还原脱氯过程对环境要求苛刻,厌氧条件下相关菌群数量和活性通常不高,反应过程需不断添加电子供体,很容易造成有毒的低氯取代物和副产物大量积累,如HCB降解产生的五氯苯或TCBs会反抑制其厌氧降解^[51]。

脱卤杆菌属、脱卤拟球菌属和脱卤单胞菌属等有机卤呼吸细菌在自然界中广泛存在,对CAHs降解和自然界中卤素循环有着重要作用^[53,56]。Yang等^[56]认为Dehalococcoidia在缺氧寡营养生态系统的碳循环和能量循环中有重要作用,氯化-脱氯反应平衡下低稳态有机氯化物将为Dehalococcoidia种属存活提供充足碳源和能量,还可在厌氧环境中通过消耗氢气并经生物酶催化断裂碳-氯分子键实现脱氯过程,在顽固CAHs的最终降解中发挥关键作用。Dehalococcoides ethenogenes strain 195作为可降解TCE的严格厌氧菌,低浓度氧含量下其还原脱卤酶基因tceA,vcrA和bvcA的表达量下降了1~1.5个数量级,表明催化VC到乙烯步骤的菌株更容易受到氧抑制^[57]。Qiao等^[36]经两年半培养出降解4-OH-TPN的菌株Dehalogenimonas sp.(脱卤单胞菌属)strain 4-OH-TPN,并证明其以4-OH-TPN作为末端电子受体进行生长代谢并依次脱氯得到中间产物4-羟基-二氯间苯二甲腈(4-OH-DPN)、4-羟基-一氯间苯二甲腈(4-OH-MPN)和终产物4-羟基间苯二甲腈(4-OH-PN)的厌氧还原脱氯过程。

2.2 好氧共代谢

2.2.1 好氧共代谢的微生物

与厌氧还原脱氯相比,CAHs的好氧共代谢有更高降解效率和更低毒副产物积累^[58]。学者发现好氧共代谢微生物对目标污染物的降解效率和降解能力与环境和添加的生长底物均有关系。已报道的参与好氧共代谢的微生物有甲烷氧化菌属Methanotrophs、假单胞菌属Pseudomonas、分枝杆菌属Mycobacterium和黄色杆菌属Flavobacterium^[59]。Elango等^[60]分离出菌株Ralstonia spp.在降解顺式-二氯乙烯(cis-DCE)时,分别添加氯苯(CB)和1,3-二氯苯(1,3-DCB)作为其生长底物,在相同实验条件(cis-DCE初始浓度和反应温度相同)下,以CB作为生长底物时,cis-DCE的转化能力和CB的转化率均优于1,3-DCB。

2.2.2 CAHs的好氧共代谢机制

CAHs好氧共代谢指在好氧条件下其被细胞代谢生长过程中产生的单加氧酶或双加氧酶降解的过程^[61](图2B^[54]),微生物不以CAHs作为碳源或能源^[62],反应期间需额外添加生长基质。微生物共代谢类型主要分为基质共代谢和微生物共代谢两类^[62]。基质共代谢指由生长基质提供微生物所需碳源或能源,或诱导微生物产生相应代谢酶系以降解污染物的过程,但这种诱导作用大多针对单加氧酶和双加氧酶等低特异性代谢酶的初始氧化,且生长基质和目标污染物有时存在底物竞争关系^[62]。微生物共代谢指一种微生物利用其他微生物的降解产物作为自身生长物质从而协同代谢目标污染物的过程^[62]。共代谢过程还可能产生有毒环氧化合物和氯代醛类化合物等来抑制微生物活性,如CM共代谢中间产物为甲醇,二氯甲烷(DCM)中间产物为CO和甲醛等^[63]。与厌氧还原脱氯不同,CAHs好氧共代谢常发生在TCE和DCE及其异构体等低氯代烃中。共代谢反应需选择性添加生长基质,如反式-1,2-二氯乙烯(trans-1,2-DCE)在共代谢时需额外添加氨、甲烷或者氯乙烷等生长底物^[61]。共代谢TCE时选择添加甲苯以刺激微生物代谢酶系统,去除效率高达90.9%^[64]。赵建国等^[65]发现分别以可溶性淀粉(DS)和乙酸钠(SA)作为共代谢碳源,对4-氯苯酚(4-CP)去除率可达85%,但以SA为共代谢碳源,更易诱导微生物分泌胞外蛋白质,促进4-CP在胞外水解代谢。

2.3 异养同化作用

2.3.1 异养同化作用的微生物

已报道的异养同化微生物较少,主要来自被CAHs污染的土壤、地下水和化工废水处理厂的活性污泥和人工驯化的菌株^[66-67]。典型的异养同化微生物主要有假单胞菌属Pseudomonas、生丝微菌属Hyphomicrobium、不动杆菌属Acinetobacter、芽孢杆菌属Bacillus和类诺卡氏菌属Nocardioides等。这些已分离菌株大部分只可特异降解CAHs,只有少部分菌株能降解多种CAHs^[68-69]。

2.3.2 CAHs的异养同化机制

异养同化作用指以CAHs为唯一碳源和能源生长,将其矿化为H₂O、CO₂和Cl^-等并合成自身生长物质的过程^[70](图2C^[54])。该降解方式不同于厌氧脱氯和共代谢,无需添加营养基质作为碳源以供微生物生长,仅需氧气,且在降解过程中不会产生有毒副产物。但异养同化作用的降解底物范围较为局限,大多是含1~3个氯原子的氯化物,例如CM^[71]、DCM^[72-73]、CF、VC^[74]、DCE^[75]、TCE、CB^[76-77]和一些二氯苯^[66,78]与三氯苯^[68],四氯化碳(CT)^[67]是少有可被异养同化的全氯取代烃。典型DCE好氧降解功能基因主要有etnC、etnE、mmoX和pmoA,这些基因可作为生物标记物,用于探究场地中相关降解菌及转录基因的丰度和表达^[79-80]。Liang等^[79]以编码甲烷单加氧酶的mmoX和pmoA基因、编码烯烃单加氧酶的etnC基因和编码环氧烷烃辅酶M转移酶的etnE基因作为生物标记物,采集6个VC污染场地的95个地下水样品,用于分析功能基因、场地地球化学参数和低浓度VC衰减速率三者的关系,发现所有功能基因及其转录与溶解氧浓度都无关,但是etnC、etnE和pmoA与Eh呈负相关,且在VC衰减速率高的区域,etnC和etnE基因的丰度也较高。

3 CAHs微生物修复技术研究进展

3种微生物脱氯降解机制各有其优缺点,如厌氧还原和好氧共代谢需额外添加电子供体(碳源),但某些污染场地中可能仅存在极低丰度土著微生物或缺乏电子供体和营养基质,这导致脱氯菌生长繁殖停滞和活性难以激活等情况发生而使CAHs降解效率不高,修复效果不佳。为解决以上问题,生物刺激、生物强化和系列联合修复技术应运而生。

3.1 生物刺激

生物刺激指将外源营养物质注入土壤或地下水介质以促进微生物种群增长、强化土著微生物活性来实现目标污染降解的技术^[81-82]。这项技术现主要用于促进厌氧还原脱氯,通过向地下输送有机底物以产氢或输送电子供体(氢、醋酸盐等)来促进厌氧微生物生长。生物刺激已应用于多处CAHs污染场地修复^[82]。Atashgahi等^[83]在比利时某工业区场地进行原位甘油注射实验,刺激含水层中的cis-DCE(TCE的降解产物)并在第195天出现脱氯反应,Dehalococcoides为起作用的脱氯微生物,场地修复后的主要产物为VC,推测未能实现完全脱氯可能是实验结束时场地环境已不具备富有机质条件,即因环境中微生物丰度下降而无法继续脱氯。Wilson等^[84]以甲苯作为生长底物,在博福特石油泄漏污染的含水层对TCE进行生物刺激修复,Dehalobacter restrictus(脱卤素杆菌属)和Dehalospirillum multivorans(多食螺旋菌)为功能微生物,场地中TCE去除率达90%以上。

3.2 生物强化

生物强化指在场地中加入预先培养的微生物或基因工程菌,快速增加微生物种群数量,增强微生物活性来实现目标污染物降解^[85-86]。许多CAHs污染场地存在土著降解菌群,但也有场地缺乏CAHs降解菌或其丰度极低,需引入特定降解菌群来促进降解。

生物强化过程中所添加的微生物,一般是从被污染的土壤、活性污泥和沉积物中驯化筛选出的(表2^{[49,60,66⇓-68,76-77,87⇓⇓⇓⇓-92]}),但分离纯化的菌株不多,可完全脱氯的更少。如已报道文献中发现仅Dehalococcoides能实现PCE和TCE的完全厌氧还原脱氯^[49]。更多污染物是在多种功能菌共同作用下实现完全降解,如Qiao等^[93]发现1,2,4-三氯苯(1,2,4-TCB)在Dehalogenimonas、Dehalobacter和Deltaproteobacteria ORM2 3种菌共同作用下才能降解为无毒的CO₂。因此,当前许多CAHs污染场地大多采用菌株混合培养的方式来进行生物强化^[94-95]。如Kurt等^[96]在包气带和地下水界面,对CB、DCB采取生物强化修复,发现氯代芳香烃在氧-缺氧界面有很强的生物降解能力,降解微生物主要为寡养单胞菌Stenotrophomonas sp. B3a、嗜麦芽寡养单胞菌Stenotrophomonas maltophilia strain YSP48和假产碱假单胞菌Pseudomonas pseudoalcaligenes strain 2-3。Gong等^[97]通过生物工程技术,在Pseudomonas putida KT2440胞内导入可表达卤烷脱卤酶、卤醇脱卤酶和环氧化物水解酶的基因,通过多酶催化合成途径,获得的菌株KTU-TGVF能有效利用1,2,3-TCP作为生长的唯一碳来源并将其转化为甘油。

3.3 生物刺激和生物强化联合修复

生物刺激和生物强化两种修复技术均可提升生物修复效果,但两者单独应用仍存在一定局限。生物刺激所添加的营养基质如选择不当可能引起二次污染,生物强化添加的菌剂则可能因定植能力不佳而影响修复效果。影响微生物修复效果的因素,除温度、湿度、pH等因素外,还有营养物质的适量性,因此实际修复中可采用生物刺激和生物强化联合修复技术。Riha等^[98]以油、营养物质和缓冲液作为生长底物,与Dehalococcoides混合后投放到萨凡纳河TCE污染区域,PCE和TCE等浓度迅速下降,但产生了cis-DCE、trans-DCE、1,1-DCE和VC等中间代谢产物。Scheutz等^[99]以大豆油作为底物,与Dehalococcoides混合后注射到一个黏土断裂处脱氯微生物活性区,148 d后此处cis-DCE均被脱氯为VC。

3.4 化学与生物联合修复

化学与生物联合修复主要分为还原与生物联合和氧化与生物联合修复。前者以纳米零价铁(Nano zero-valent iron, nZVI)与厌氧还原脱氯为例,后者以Fenton化学氧化和生物刺激技术为例。

nZVI因其使用限制条件更少,成本更低,被更广泛用于处理水、土壤和沉积物污染^[100-101],但其修复效率可能受到污染物解吸能力、氧气和其他阴离子影响。CAHs污染严重的场地环境条件较为复杂,Eh较高,功能微生物尤其是革兰氏阴性细菌的生物活性可能受到抑制^[102]。学者发现将nZVI和厌氧还原脱氯技术联合能较好解决上述问题。nZVI能以Fe(0)作为电子供体,有机卤代物作为电子受体进行脱卤还原,还能去除大部分抑制微生物降解的物质,使环境介质中的Eh降低并保持相对稳定,其后功能菌再发挥作用,以达到CAHs完全脱氯^[103-104]。Chen等^[105]成功将nZVI和本地微生物介导的还原脱氯相结合,nZVI的化学还原和醋酸盐的添加降低了Eh值,并为特定微生物(如脱硫菌、脱卤杆菌和脱硫单胞菌等)作用提供了独特环境,提高了六氯环己烷的降解效率。

化学氧化去除污染物和抑制微生物活性往往同时发生,并引起微生物群落结构变化。此外,氧化剂可优先氧化环境介质中微生物可利用的有机物质,使得环境中缺乏微生物生长所需的碳^[106],因此化学氧化可与生物刺激技术联合使用,如在处理Fenton氧化土壤或地下水中污染物时,可适时适量添加乳酸等碳源^[107]。Dolinova等^[107]用类Fenton氧化和乳酸钠生物刺激对氯代烯烃污染场地进行处理,探究其脱卤菌及相关基因变化,发现类Fenton反应初期,场地中标记物(分子遗传技术标记的脱卤呼吸菌Dehaloccocoides spp.、Desulfitobacterium、Dehalobacte和还原酶基因vcrA、bvcA)的相对丰度开始下降,但在13 d后开始增加并逐渐恢复至原始水平,而当乳酸钠投入后,场地中标记物相对丰度快速提高,在投入2个月后与脱卤菌相关的标记物相对丰度是原来的3~7倍。

3.5 酶制剂等高效生物制剂修复技术

CAHs微生物降解本质是通过微生物产酶对目标污染物进行催化降解的过程^[108]。但CAHs具有较强的稳定性,绝大部分CAHs自然降解能力差,毒性高,使得这种基于细胞水平的降解过程因依赖微生物生长而受到制约^[109]。生物酶法作为一种有效的替代方法受到广泛关注^[110],如:廖茜^[109]结合卤代烷烃脱卤酶突变体(DhaA31)、野生型卤代烷烃脱卤酶(Hhec)和环氧化物水解酶(EchA)的三酶级联反应实现1,2,3-TCP生物降解,发现依次添加3种酶,且添加比为1∶1∶1时,1,2,3-TCP经2 h反应后的降解效率可达97%以上;Bogale等^[111]采用交联酶聚合技术,将DhaA31和Hhec组合,通过阻断环氧氯丙烷和1,3-DCP之间的循环反应,从1,2,3-TCP中定向合成有价值的(S)-2,3-DCP(可用于精细化工),为之后较大体积1,2,3-TCP废水的降解提出资源化利用的新方向。

3.6 其他联合修复技术

CAHs属于重质非水相液体(DNAPLs),受环境因素、修复技术和修复目标等多方面限制,仅凭单一技术往往难以在短时间内达到预定修复目标,因此多技术协同应用成为值得深入研究的方向^[112]。表面活性剂,如TWEEN-80(TW-80)和十二烷基硫酸钠(SDS)等对CAHs有增溶和增流作用^[113],可增强CAHs抽出效率,提高修复效率,也会影响CAHs氧化还原反应。Xu等^[114]研究发现,TW-80或SDS存在时nZVI可促进Fe(Ⅱ)活化过硫酸盐(PS/Fe(Ⅱ))降解TCE,且降解效率随PS/Fe(Ⅱ)与nZVI/TCE的物质的量比增加而升高,但TW-80浓度增加会抑制TCE降解,而SDS浓度增加会促进TCE降解。表面活性剂会使CAHs界面张力降低,促进其垂向迁移,可能增加更深含水层的污染风险。污染场地地层和水文地质条件差异很大,使得我们在如何确定表面活性剂用量和判定表面活性剂使用对生态环境的影响情况方面知之甚少^[115],因而现有表面活性剂修复CAHs污染大多处于实验室研究阶段。

上海某区域占地29 000 m²,该地土壤和地下水的1,2-二氯乙烷(1,2-DCA)最大检出含量和浓度分别为1.8 mg·kg^-1和5 120 μg· {{\mathrm{L}}^{-1}}^{\mathrm{}}^[112]。诸毅^[112]将多相抽提和强化原位生物修复技术联合使用,多相抽提60 d后分两轮原位注药,间隔80 d,成功将土壤和地下水中的1,2-DCA分别降至0.52 mg·kg^-1和121 μg·L^-1及以下。在捷克共和国曾使用TCE作为脱脂剂的某废弃工厂中,中、低层含水层的VOCs浓度分别为249~1 213和5 340~7 004 μg·L^-1,主要污染物是VC和cis-DCE^[116]。Něme \check{\mathrm{c}}ek等^[116]将此地当作中试场地,提取地下水并用太阳能加热到35~40 ℃,再注回地下水中,持续约3个月,注入水温第10~35天为40 ℃,之后一直持续到第103天都保持在35 ℃,在此期间分3批(第0、48和78天)向试验井和对照注射井中同时注入共5.2 m³乳酪上清液作为发酵底物。结果证实:在第34天时,受热-生物强化处理的某些监测井地下水VOCs浓度下降了87%~96%,在第103天时其浓度已低于检测限;而只受加热处理的地下水中VOCs浓度几乎无改变。qPCR检测到,当环境温度上升且底物增加时,Dehalococcoides mccartyi、Dehalobacter sp. 和功能基因如vcrA和bvcA的丰度都迅速增加,表明适当的热和发酵底物共同作用可以加速VC生物降解^[116]。

4 影响微生物降解CAHs效能的主要因素

生物修复技术成功与否的关键是参与降解的微生物能否适应环境并在其中发挥作用。研究生物修复过程的影响因素有助于我们对污染场地进行现场快速针对性分析,对后续修复技术的选择、调整与场地现场应用具重要意义。

4.1 CAHs对微生物降解性能的影响

CAHs可降解性是微生物修复技术能否成功的关键影响因素之一。生物修复效果易受CAHs氯代程度、溶解度、毒性、挥发性和浓度的影响。一般在厌氧环境中CAHs氯代程度越低越难降解,而在好氧环境中氯代程度越低越易降解^[117]。如在厌氧脱氯过程中高氯代烃的降解效果优于低氯代烃,CAHs的还原率随氯原子减少而降低,甚至有些低氯代烃会抑制厌氧还原过程^[55]。PCE等全氯取代烃有较高厌氧还原脱氯倾向,但中间产物如cis-DCE和VC等会在场地中累积^[118-119]。氧气充足时,CM、DCM和VC等低氯取代烃能直接被好氧微生物氧化,高氯取代烃则多为好氧共代谢^[120]。CAHs的毒性也会抑制微生物活性,且不同的CAHs可能存在底物竞争关系,导致修复效果下降。Distefano等^[121]发现PCE和TCE的存在会抑制VC降解为乙烯,导致中间产物积累,影响PCE全脱氯。CAHs的浓度也是重要的影响因素,当CAHs浓度较低时,微生物生长较缓慢,而当CAHs浓度较高时,其毒性可能抑制微生物生长^[77]。

4.2 环境条件对微生物降解性能的影响

土壤有机质含量、土壤孔隙、环境温度、湿度、电子供体、Eh、pH、氧气浓度和地下水动态变化等^[122]均会影响微生物对污染物的降解。Wang等^[123]发现土壤有机质含量会显著影响细菌、古菌及氮循环过程相关基因丰度,微生物丰度与土壤中有机碳含量呈显著正相关^[123-124]。解雪峰等^[125]认为较大的土壤孔隙度利于好氧微生物活动,而厌氧或兼氧微生物则在较小的土壤孔隙度中正常活动。氧气浓度受地层条件影响并决定所处点位厌氧/好氧微生物的主导地位,测定场地中氧浓度可辅助判断不同生物修复技术的预期效果以及是否需采取联合修复手段。pH也是生物修复中重要因素之一,许多微生物最适合在pH为中性的环境中生长,其代谢活性会随pH变化而降低。Mukherjee等^[126]发现TCE的异养同化菌株Stenotrophomonas maltophilia PM102在pH为7、温度为37 ℃时,2 h内降解率可达90%,而当pH为5时,其降解率下降至77%。生物降解需在适宜的湿度下进行,湿度过大或者过小都会影响生物降解进程。

CAHs和无机污染物(如高氯酸盐、硫酸盐和重金属离子)或CAHs和苯系污染物形成的复合污染场地也很常见,这些与CAHs共存物质对其降解脱氯的影响不可忽略^[127]。温丽莲^[128]发现当高氯酸盐和TCE共存时,一旦高氯酸盐浓度高于0.1 mmol·L^-1,TCE还原速率就会降低,认为从TCE降解产生副产物VC到最终降解为乙烯的整个过程被抑制的主要原因是优先发生高氯酸盐还原反应。Amos等^[129]认为TCE等CAHs降解过程被抑制是由于高氯酸盐在微生物还原过程中产生的O₂抑制了脱氯菌Dehalococcoides生长。郭莹和崔康平^[130]发现 {\mathrm{SO}}_4^{2-}会促进TCE降解, {\mathrm{SO}}_4^{2-}/TCE值越大,TCE降解率越高。而李烨等^[131]发现 {\mathrm{SO}}_4^{2-}会抑制PCE降解,未加入 {\mathrm{SO}}_4^{2-}时22 d后PCE可完全去除,而加入100 mg·L^-1 {\mathrm{SO}}_4^{2-}时PCE去除率仅47.79%。金属离子对CAHs降解的影响主要与金属离子类型和浓度有关,李明堂^[132]发现10 mg·L^-1的Hg²⁺和Cd²⁺会明显抑制氯苯的降解,且Hg²⁺抑制更强。苯、甲苯、乙苯、二甲苯等苯系物和CAHs(如TCE)共存会加强TCE的生物降解作用,因其强化了还原脱氯菌的定向富集并使得脱氯菌和苯系物降解菌等表现出协同作用,从而促进了CAHs还原脱氯^[133-134]。

4.3 降解微生物

微生物是生物修复的核心因素之一,在生物修复时要考虑微生物能否在复杂的环境中定植并发挥降解效能。微生物种类、活性和群落间的竞争或者协同作用都会影响生物修复^[135]。不同微生物的代谢底物范围和底物亲和性不同,其对CAHs的降解范围和效率也有差异^[135]。

若污染环境中降解菌与其他种群对相同电子供体存在竞争关系,可能影响修复效率并增加修复成本。若微生物之间存在协同关系,如一种微生物分解污染物所产生的有毒副产物被其他微生物利用,就可考虑将其混合培养以提高降解效率。学者发现混合菌相较纯菌对环境适应力更强,对污染物降解效率更高^[136]。Dehalococcoides ethenogenes strain 195 20 d可将TCE降解为乙烯,当和Desulfovibrio vulgaris Hildenborough共培养时,只需7 d就可完成降解^[49]。Sing等^[137]分离的混合菌可迅速降解初始浓度为50~250 μmol·L^-1的VC。Schmidt等^[138]首次报道TCE能在SF混合菌群作用下发生稳定持久的好氧降解。Major等^[139]向累积还原脱氯中间产物cis-DCE的PCE污染场地中添加0.02% KB-1混菌群,实现了PCE快速完全脱氯降解。已报道常见具有还原脱氯能力的混合菌群主要有Pinellas混菌、KB-1混菌和Victoria混菌^[140]。在污染场地中,降解功能基因是一类特殊的指示指标,通常监测降解功能基因可用来评估氯代烃转化潜力。典型DCE好氧降解功能基因主要有etnC、etnE、mmoX和pmoA;CAHs厌氧转化基因主要为tceA、vcrA和bvcA。对上述降解功能基因的定量分析,可初步判断该场地氯代烃的生物修复潜力并指导好氧、厌氧生物修复方式的选择。

5 结论与展望

随着城市化的快速推进,化工和农药等企业关闭搬迁形成了大量氯代烃污染场地,对其进行有效和经济的修复是当前土壤修复行业的重要工作。今后如何使用微生物修复技术高效修复氯代烃污染场地,亟待解决以下难点。

(1)CAHs具有水平、垂向双向迁移和环境介质中的多相态转化特性,有时与其他有机污染物和重金属共存,整体环境条件复杂。

(2)场地内标记物(降解微生物及降解基因)的定性与定量技术需要突破,标记物数量少、定性不清、定量不准会极大影响对氯代烃污染场地生物修复潜力的判断。

(3)已分离获取的脱氯菌株较少,降解谱较窄,能实现完全脱氯的菌株很少,降解过程中存在中间产物抑制作用和不同氯代烃的底物竞争矛盾,且对CAHs的代谢路径和降解机理研究不够深入细致。

(4)已有的修复技术从实验室小试放大到现场中试时存在部分参数失效失真。

面对CAHs生物修复技术遇到的上述瓶颈问题,未来可从以下方面加强研究。

(1)修复技术筛选应结合场地的精准调查开展,明确氯代烃在土壤和地下水中的赋存特征、污染深度与污染范围以及污染热点分布和高、低氯代烃的污染物构成是生物修复技术得以应用的前提,根据场地污染特征可采用不同修复技术分区修复。

(2)应利用微孔芯片、极限稀释等单细胞分离技术,深度挖掘自然生境中低丰度的CAHs降解菌种资源,结合微生物基因组测序、降解功能基因克隆、定量PCR和荧光探针等分子生物学手段,深入研究CAHs的代谢路径和降解机理,以拓宽生物标记物的范围,实现基于降解基因和细胞精确定量的CAHs生物修复潜力分析。

(3)通过基因异源表达技术解决已有菌株对CAHs降解不完全和矿化效率低的问题,或利用厌氧脱氯、好氧共代谢和异养同化三者优点构建核心功能菌群,以厌氧脱氯-好氧共代谢、厌氧脱氯-异养同化、厌氧脱氯-好氧共代谢-异养同化联合方式,解除中间产物毒性和底物竞争关系,实现多种氯代烃的厌氧-好氧梯次降解,提高矿化降解效率。

(4)加强生物修复效果影响因素的研究,除加强常规环境条件研究外,尤其注重不同土壤质地对CAHs吸附、地下水埋深时空变化对CAHs迁移的影响以及其他种类污染物对微生物的抑制作用等方面研究,为现场中试放大过程参数失效分析提供新的佐证。

(5)加大新型联合修复技术的探索,如深入探索太阳能加热-生物原位修复、生物表面活性剂-多相抽提修复、生物酶定向降解-中间产物绿色回收等技术,秉承降低能源消耗、减少环境影响、实现污染物资源转化的理念治理CAHs污染,并在探索过程中不断优化组合各类修复技术,逐步实现低碳生态可持续修复。

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基金资助

国家重点研发计划项目(2018YFCl801301)

国家重点研发计划项目(2018YFCl801206)

国家自然科学基金项目(42077146)

北京市科学技术研究院北科学者计划项目(2022A-0007)