1、應(yīng)用與環(huán)境生物學(xué)報(bào) Chin J Appl Environ Biol Doi: 10.19675/ki.1006-687x.2021.02043收稿日期 Received: 2021-02-09 接受日期 Accepted: 2021-05-27國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目（51978117）和重慶市技術(shù)創(chuàng)新與應(yīng)用示范項(xiàng)目（stc2018jszx-zdyfxmX0019）資助 Supported by the National Natural Science Foundation of China (51978117) and the Chongqing Technology Innovation a

2、nd Application Demonstration Project (stc2018jszx-zdyfxmX0019)*通訊作者 Corresponding author (E-mail: HYPERLINK mailto:xingzhilin xingzhilin)包氣帶中氯代烴運(yùn)移特性及原位生物修復(fù)研究進(jìn)展胡文慶,2 邢志林1* 趙天濤11重慶理工大學(xué)化學(xué)化工學(xué)院 重慶 4000502日本山口大學(xué)建設(shè)與環(huán)境學(xué)院 山口 755-0097摘 要 氯代烴（chlorinated hydrocarbon solvent，CHS）污染廣泛存在于土壤包氣帶中，明晰CHS在包氣帶中的運(yùn)移特性及生物

3、降解規(guī)律對(duì)原位生物修復(fù)有重要意義。首先對(duì)CHS在包氣帶中的相態(tài)分布、不同相態(tài)間相互作用關(guān)系及運(yùn)移特性進(jìn)行系統(tǒng)總結(jié)，CHS在包氣帶中存在NAPL、溶解相、吸附相、氣相和其他相態(tài)等多種相態(tài)，其在包氣帶中存在早期、中期和后期三個(gè)衰減演變階段，相態(tài)變化及擴(kuò)散矩陣大小是不同階段的重要指示指標(biāo)；同時(shí)，氣、固、液及NAPL相態(tài)CHS在包氣帶中存在多種相互作用關(guān)系。隨后概述CHS在包氣帶中好氧共代謝、直接氧化和厭氧還原脫氯3種主要生物代謝途徑特征及其影響因素，一般而言厭氧脫氯能力隨氯原子個(gè)數(shù)減小而降低，好氧降解能力隨氯原子個(gè)數(shù)減小而增大。然后總結(jié)當(dāng)前包氣帶中基于生物刺激和生物強(qiáng)化手段原位修復(fù)CHS研究現(xiàn)狀，表

4、明添加營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)和注入?yún)捬趺撀染戤a(chǎn)乙烯脫鹵擬球菌Dehalococcoides是有效的修復(fù)手段。同時(shí)，對(duì)包氣帶中CHS生物降解的影響因素進(jìn)行概述，明晰調(diào)控氧化還原特性（氧氣）對(duì)CHS降解的重要性。最后就包氣帶中CHS的生物降解研究進(jìn)行展望，未來(lái)研究中需要在CHS不同相態(tài)相互作用關(guān)系、包氣帶CHS的數(shù)據(jù)監(jiān)測(cè)、功能菌群落結(jié)構(gòu)及活性菌株研發(fā)方面開(kāi)展研究，以期為包氣帶CHS原位修復(fù)提供理論指導(dǎo)。關(guān)鍵詞 包氣帶；氯代烴；運(yùn)移特性；降解機(jī)理；原位修復(fù)Migration behavior and in-situ bioremediation of Chlorinated Hydrocarbon Solven

5、t in vadose zone: a reviewHU Wenqing1,2, XING Zhilin1*, ZHAO Tiantao11 College of Chemistry and Chemical Engineering, Chongqing University of Technology, 400050 Chongqing, China2 College of Construction and Environmental Engineering, Yamaguchi University, 755-0097 Yamaguchi, Japan Abstract It is of

6、great significance for in-situ bioremediation to clarify the migration behavior and biodegradation laws of chlorinated hydrocarbon solvent (CHS) in vadose zone. We systematically summarized the phase distribution of CHS, the interaction between different phases and the migration characteristics, and

7、 clarified the evolution rules of CHS under different phases in the polluted vadose zone. CHS exist in the vadose zone as the NAPL, dissolved phase, adsorbed phase, gas phase and other phases, where there are three decay evolution stages: early stage, middle stage and late stage. Phase change and di

8、ffusion matrix size are important indicators at different stages; at the same time, gas, solid, liquid and NAPL phase CHS have a variety of interactive relationships in the vadose zone. Subsequently, the characteristics of the three main biological metabolic pathways of CHS in the vadose zone, aerob

9、ic co-metabolism, direct oxidation and anaerobic reduction and dechlorination, and their influencing factors were summarized. Generally speaking, the anaerobic dechlorination capacity decreases with the decreasing number of chlorine atoms, while the aerobic degradation capacity increases with the de

10、creasing number of chlorine atoms. Then, the current research status of in-situ remediation of CHS in vadose zone was summarized using biostimulation and bioaugmentation methods, indicating that adding nutrient substance and injecting anaerobic dechlorination strains Dehalococcoides are effective me

11、ans of remediation. At the same time, the influencing factors for the biodegradation of CHS in the vadose zone were elaborated to acquire a systematic insight into the significance of redox characteristics (oxygen) to the degradation of CHS. Finally, the research on the biodegradation of CHS in vado

12、se zone is prospected, it is necessary to carry out research on the interactive relationship between different phases of CHS, the data monitoring of CHS, the structure of functional bacterial community and research & development of active strains, in hope of providing theoretical guidance for the in

13、-situ remediation of CHS in the vadose zone.Keywords vadose zone; chlorinated hydrocarbon solvent; migration behavior; mechanism of degradation; in-situ remediation氯代烴（chlorinated hydrocarbon solvent，CHS）包括氯代烷烴、氯代烯烴和氯代芳烴，作為重要的有機(jī)溶劑和產(chǎn)品中間體，在化工、醫(yī)藥、農(nóng)藥等領(lǐng)域被廣泛使用。由于儲(chǔ)存和處置不當(dāng)，通過(guò)揮發(fā)、泄漏、違規(guī)/非法排放等方式大量存在于環(huán)境中，已對(duì)大氣、土壤和

14、地下水造成嚴(yán)重污染1-3。CHS具有“致癌、致畸、致突變”的三致效應(yīng)，嚴(yán)重危及人類(lèi)健康和生態(tài)安全4。土壤包氣帶作為一種非飽和帶，位于地面以下，潛水面以上，由土壤微粒、空氣和水構(gòu)成5-6。研究表明，由于包氣帶與大氣和地下水有較好的連通性，經(jīng)相態(tài)轉(zhuǎn)化后的CHS能輕易進(jìn)入包氣帶土壤，進(jìn)而污染地下水，因此包氣帶在控制地下水污染過(guò)程中起重要作用7。這種作用一方面表現(xiàn)在包氣帶可吸附各種污染物，減緩CHS進(jìn)入地下水的速度1, 8；另一方面包氣帶可利用自身凈化能力，在一定程度上消除污染物對(duì)環(huán)境的影響9-10。作為大氣環(huán)流、地表水和地下水中最重要的環(huán)境物質(zhì)交換界面11，包氣帶具有豐富的污染降解生物資源和極強(qiáng)的污

15、染物容納能力3, 12-13，全面認(rèn)知包氣帶中CHS遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律并實(shí)施有效的污染控制十分重要2, 14-15。近年來(lái)，研究者就CHS在土壤中的吸附平衡預(yù)測(cè)、吸附等溫線(xiàn)擬合、最大吸附量推演等方面開(kāi)展了研究。并探究了土壤含水量、孔隙率等介質(zhì)特性及溫度、壓力等環(huán)境因子對(duì)吸附能力的影響。在此基礎(chǔ)上，研究者還通過(guò)模擬及場(chǎng)地監(jiān)測(cè)等手段，開(kāi)展了包氣帶中CHS擴(kuò)散機(jī)理推導(dǎo)與模型構(gòu)建等研究。龍雨等15用Millington-Quirk模型模擬了三氯乙烯（TCE）和四氯乙烯（PCE）在果園包氣帶土壤中的遷移擴(kuò)散過(guò)程，White等16用數(shù)值模型研究了四氯化碳（CT）在化工廠周?chē)鼩鈳寥乐械倪w移過(guò)程。這些研究充分評(píng)

16、估了包氣帶土壤特性對(duì)CHS的污染控制影響，為原位修復(fù)提供了一定的理論基礎(chǔ)。此外，研究還涉及到CHS生物降解機(jī)理，在單一條件下針對(duì)單一菌種CHS的降解途徑已逐漸明晰。根據(jù)環(huán)境因子、關(guān)鍵降解基因和代謝產(chǎn)物特征，將降解途徑分為厭氧脫氯、好氧共代謝和異養(yǎng)氧化三大類(lèi)17-19。另外，還有研究者在實(shí)驗(yàn)室中模擬了包氣帶中CHS的降解過(guò)程，Zohre Kur和Jim C.Spain20利用注入氯代芳烴降解混合菌劑的生物強(qiáng)化手段模擬了沙質(zhì)包氣帶中一氯苯（CB），1,2-二氯苯（1,2-DCB）和1,4-二氯苯（1,4-DCB）的原位修復(fù)過(guò)程，結(jié)果發(fā)現(xiàn)大部分生物降解發(fā)生在包氣帶邊緣且增加了污染物向上遷移通量，增強(qiáng)

17、了對(duì)污染物的消除能力。研究表明包氣帶中復(fù)雜的功能微生物群落通過(guò)轉(zhuǎn)化CHS為無(wú)害污染物，可有效控制包氣帶的污染風(fēng)險(xiǎn)；與土壤氣相抽提等物化法相比，在包氣帶環(huán)境中應(yīng)用生物修復(fù)展現(xiàn)了適用范圍廣、二次污染小和處理成本低等優(yōu)勢(shì)21-22，生物修復(fù)在包氣帶CHS治理中展現(xiàn)了巨大潛力。CHS在包氣帶中的相態(tài)演變規(guī)律、不同相態(tài)間的相互作用關(guān)系、運(yùn)移特性等信息的認(rèn)知是實(shí)現(xiàn)CHS污染修復(fù)的重要前提。此外，明晰包氣帶中CHS生物降解的影響因素是開(kāi)展CHS修復(fù)工作的重要步驟，但由于相關(guān)信息的缺乏，其應(yīng)用比例十分小，成功實(shí)施包氣帶CHS原位修復(fù)的案例還十分有限。因此，系統(tǒng)認(rèn)知包氣帶特性，CHS遷移轉(zhuǎn)化特性及生物修復(fù)研究現(xiàn)

18、狀對(duì)成功實(shí)現(xiàn)包氣帶中CHS的生物修復(fù)具有重要的指導(dǎo)價(jià)值。據(jù)此，本文對(duì)包氣帶中的CHS污染特性研究現(xiàn)狀開(kāi)展調(diào)研，總結(jié)歸納了包氣帶中CHS的相態(tài)分布、運(yùn)移特性及其降解機(jī)理，對(duì)于包氣帶中特定CHS污染物的生物修復(fù)方法與效果進(jìn)行了討論；基于包氣帶中CHS的原位修復(fù)現(xiàn)狀，歸納了CHS微生物原位修復(fù)存在的問(wèn)題并提出了未來(lái)發(fā)展方向。以期為包氣帶中難降解的CHS類(lèi)污染物的原位生物修復(fù)提供理論指導(dǎo)。1 包氣帶中CHS的遷移轉(zhuǎn)化特性1.1 包氣帶特性包氣帶結(jié)構(gòu)及污染物的潛在遷移路徑如圖1所示。包氣帶從土壤表面一直延伸到地下水表面，包括土壤帶、中間滲流帶和毛細(xì)帶，包氣帶也被稱(chēng)為不飽和帶，其厚度由地下水位的深度決定，

19、可能十分淺（1 m），也可延伸數(shù)百米21。包氣帶中含有大量微生物，在中間滲流帶，每克土壤中大約106108個(gè)細(xì)菌。土壤包氣帶在污染物的輸送、儲(chǔ)存、滯留和降解過(guò)程中都發(fā)揮了重要作用，作為土壤和地下水之間的聯(lián)系通道，其對(duì)地表污染物的截留作用使之成為地下水免受污染的一道天然屏障6。此外，深層包氣帶是多種土壤營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的重要儲(chǔ)存位置，也是溶解性有毒元素的過(guò)濾器，物質(zhì)在包氣帶的垂直傳輸過(guò)程中伴隨生物化學(xué)反應(yīng)，能有效控制地下水中的污染物轉(zhuǎn)化。圖1 包氣帶結(jié)構(gòu)及污染源在包氣帶中的潛在遷移路徑（根據(jù)文獻(xiàn)24修改）。Fig. 1 Structure of vadose zone and potential mig

20、ration path of pollution sources (according to Ref 24).1.2 包氣帶中CHS的相態(tài)分布及運(yùn)移特性CHS存在多種相態(tài)，主要包括非水相液體（NAPL）、溶解相、吸附相、氣相和其他相態(tài)25，主要相態(tài)分布如圖2（A）所示。NAPL是指不能與水混溶的有機(jī)污染物，在地下環(huán)境中以純有機(jī)相存在。根據(jù)比重，NAPL通常又分為輕質(zhì)非水相液體（LNAPL）和重質(zhì)非水相液體（DNAPL），大多數(shù)CHS屬于DNAPL。地下儲(chǔ)罐、管道泄露過(guò)程中NAPL是引入到地下污染物的主要相態(tài)。NAPL進(jìn)入包氣帶，在重力作用下發(fā)生遷移，遷移過(guò)程中NAPL受土壤顆粒、土壤水、空氣和

21、多孔介質(zhì)等多相相互作用影響。DNAPL在包氣帶中的衰減演變可分為3個(gè)階段，演變過(guò)程及不同階段的關(guān)鍵特征如圖2（C）、（D）和（E）所示。在污染早期，CHS首先通過(guò)包氣帶毛細(xì)裂縫快速進(jìn)入，隨DNAPL的緩慢溶解，污染積液在頂部界面處產(chǎn)生蒸汽，且地下水污染羽呈現(xiàn)矩陣型擴(kuò)散，此時(shí)揮發(fā)性有機(jī)物（VOCs）存在于DNAPL和吸附相中，且主要分布在水相可自由流動(dòng)的滲流帶。污染中期時(shí)，溶劑在污染羽中通過(guò)擴(kuò)散進(jìn)入低滲透性區(qū)（也稱(chēng)基質(zhì)擴(kuò)散）。在污染后期，幾乎沒(méi)有DNAPL相態(tài)的存在，少量VOCs存在于滲流帶，逆向擴(kuò)散和解吸過(guò)程持續(xù)發(fā)生1, 14, 26-27。NAPL可穿過(guò)包氣帶污染地下水，也可能在到達(dá)地下水之

22、前停止。NAPL遷移過(guò)程，在包氣帶中可產(chǎn)生殘余污染，成為CHS蒸汽和溶解相污染的持續(xù)來(lái)源。包氣帶中殘余NAPL往往所占體積較小，在土壤中分布十分不均，給土壤污染的檢測(cè)、表征和修復(fù)增加難度。溶解相CHS的來(lái)源包括含CHS廢水的排放和DNAPL直接在包氣帶中的溶解，溶解相污染物隨土壤水的移動(dòng)而遷移。吸附相是CHS在包氣帶中存在的另一相態(tài)，包氣帶中的固體顆?；蚋缓袡C(jī)碳的介質(zhì)都可以吸附CHS。吸附程度主要受污染物性質(zhì)和環(huán)境介質(zhì)影響，Tanford-Waterloo28通過(guò)加入示蹤劑，在模擬包氣帶中注入PCE、CT和六氯乙烷（HCA），監(jiān)測(cè)CHS濃度隨時(shí)間的變化，證實(shí)了吸附作用對(duì)CHS流動(dòng)性的影響。發(fā)

23、現(xiàn)PCE和CT相對(duì)于其他污染物更易受到阻滯作用影響。污染物在吸附相與其他相之間存在動(dòng)態(tài)平衡，受土壤的有機(jī)碳含量和CHS的理化性質(zhì)影響，吸附相污染物可能會(huì)占污染物總質(zhì)量的很大一部分。由于CHS蒸氣壓很高，相當(dāng)一部分污染物可以蒸汽形式存在于包氣帶中，氣相相對(duì)濃度取決于化合物的理化性質(zhì)。CHS蒸汽是一種高度流動(dòng)的相，能橫向擴(kuò)散，當(dāng)NAPL或溶解相運(yùn)移停止時(shí)，也可向地下水運(yùn)移。氣相CHS可能是污染物顯著擴(kuò)散的主要原因，常常被作為運(yùn)移分析的重要組成。除NAPL、溶解、吸附和蒸汽相外，一些有機(jī)污染物分子可能存在于其他無(wú)法分類(lèi)的相態(tài)中。McCarthy和Zachara29在1989年首次描述了膠體對(duì)地下有機(jī)

24、污染物的運(yùn)移影響，包括溶解有機(jī)碳的大分子組分，如腐殖質(zhì)物質(zhì)、微生物、NAPL的微乳液、礦物沉淀物、巖石和礦物碎屑等。根據(jù)膠體的性質(zhì)，CHS和其他有機(jī)污染物可以與流動(dòng)的膠體一起移動(dòng)，增加了污染物的表觀遷移率。由于取樣困難和缺乏有關(guān)膠體的基本信息，膠體對(duì)地下污染物運(yùn)移的影響仍有待確定30-31。不同相態(tài)CHS在包氣帶中存在多種相互作用關(guān)系，如圖2（B）所示。NAPL-土壤水相互作用。CHS在NAPL和土壤水之間的分布取決于化合物的溶解度。與其他有機(jī)化合物相比，大多數(shù)含1-2個(gè)碳的CHS水溶性相對(duì)較低。NAPL-水分配系數(shù)是表示這兩相相互作用的重要參數(shù)，NAPL到溶解相CHS是單向過(guò)程。NAPL-空

25、氣相互作用。NAPL-空氣分配系數(shù)是描述這兩相相互作用的重要參數(shù)，NAPL揮發(fā)為氣相過(guò)程大多數(shù)是單向過(guò)程。水-固相互作用。CHS在水-固相界面的相互作用研究最多，水-固相互作用（吸附）決定了有機(jī)污染物相對(duì)于水的遷移速率，只要兩相的濃度比有利于轉(zhuǎn)移方向，污染物就有可能轉(zhuǎn)移到水相或固相。水相-空氣。CHS在水相和空氣相態(tài)中的揮發(fā)和遷移可由亨利系數(shù)預(yù)測(cè)。其他相互作用。土壤-空氣和土壤-NAPL的相互作用研究較少，對(duì)干旱或半干旱條件下土壤-空氣相互作用而言，土壤基質(zhì)對(duì)CHS有很強(qiáng)的直接吸附作用，土壤水分的輕微增加會(huì)大幅減少污染物的吸附，這可能由于水分子與溶劑分子對(duì)土壤顆粒結(jié)合位點(diǎn)的競(jìng)爭(zhēng)。圖2 包氣帶中

26、CHS的相態(tài)分布、相互作用及演變過(guò)程（根據(jù)文獻(xiàn)14, 30修改）。（A）包氣帶中CHS的相態(tài)分布；（B）不同相態(tài)CHS的相互作用；（C）包氣帶中CHS污染早期；（D）包氣帶中CHS污染中期；（E）包氣帶中CHS污染后期。Fig. 2 Phase distribution, interaction and evolution of CHS in vadose zone (according to Ref 14, 30). (A) Phase distribution of CHS in vadose zone; (B) Interactions of different phases of CH

27、S; (C) Early Sources of CHS in vadose zone; (D) Mature Source of CHS in vadose zone; (E) Aged Source of CHS in vadose zone.2 CHS在包氣帶中的生物降解機(jī)制相態(tài)轉(zhuǎn)化和遷移過(guò)程可使包氣帶中CHS的濃度減小，但無(wú)法從根本上去除。包氣帶土壤環(huán)境復(fù)雜度極高，其微生物群落的多樣性和各種微生物的生命活動(dòng)形成了龐大的代謝體系，生物修復(fù)技術(shù)被認(rèn)為是CHS類(lèi)污染物在包氣帶中去除的最有效途徑之一31。研究者就CHS生物降解機(jī)理開(kāi)展了大量研究，根據(jù)環(huán)境因子、關(guān)鍵降解基因和代謝產(chǎn)物特征，包氣帶中

28、CHS的生物降解過(guò)程如表1所示。包氣帶大部分區(qū)域?yàn)閰捬醐h(huán)境，在這些區(qū)域中厭氧脫氯是CHS去除的主要方式。在還原脫鹵酶作用下，高氯取代烴還原為低氯取代烴并產(chǎn)生氯離子，厭氧脫氯降解需要充足的電子供體和嚴(yán)格的厭氧環(huán)境。因此電子供體含量（如甲酸鹽，葡萄糖，乳酸鹽和醋酸鹽等）和氧氣濃度是影響CHS厭氧脫氯程度的重要因子。監(jiān)測(cè)電子受體、降解中間產(chǎn)物等的變化可有效判別氯代污染物是否發(fā)生了脫氯作用。包氣帶表層與大氣相連，是CHS好氧反應(yīng)的主要區(qū)域，在該區(qū)域內(nèi)CHS發(fā)生好氧共代謝和異養(yǎng)氧化反應(yīng)。微生物以多種小分子有機(jī)化合物為底物，包括烷烴類(lèi)，醇類(lèi)，糖類(lèi)甚至氨類(lèi)，產(chǎn)生的單/雙加氧酶催化CHS發(fā)生轉(zhuǎn)化，產(chǎn)生二氧化碳

29、、氯代醛/酸和氯離子。共代謝降解受氧氣，生長(zhǎng)底物類(lèi)型、濃度和CHS結(jié)構(gòu)影響。當(dāng)微生物以CHS為唯一碳源和能源時(shí)，CHS發(fā)生異養(yǎng)氧化反應(yīng)，轉(zhuǎn)化為二氧化碳和氯離子，該過(guò)程無(wú)氯代有機(jī)物副產(chǎn)物產(chǎn)生。除場(chǎng)地條件影響外，CHS結(jié)構(gòu)也與其降解途徑密切相關(guān)。一般而言厭氧脫氯能力隨氯原子個(gè)數(shù)減小而降低，好氧降解能力隨氯原子個(gè)數(shù)減小而增大。如PCE只能在厭氧條件下降解，而TCE既能發(fā)生厭氧脫氯又能發(fā)生好氧共代謝，異養(yǎng)氧化只能降解氯原子數(shù)小于3的CHS32。厭氧脫氯反應(yīng)和好氧共代謝降解往往產(chǎn)生大量有毒副產(chǎn)物，而異養(yǎng)氧化途徑可代謝的CHS種類(lèi)很少，無(wú)法滿(mǎn)足廣泛的污染場(chǎng)地。因此如何針對(duì)包氣帶污染場(chǎng)地情況，開(kāi)發(fā)合理的聯(lián)合

30、修復(fù)方式將是未來(lái)研究的重點(diǎn)。包氣帶作為CHS污染物持續(xù)停留場(chǎng)所，深入認(rèn)識(shí)其在污染場(chǎng)地中的遷移轉(zhuǎn)化機(jī)制，將為強(qiáng)化包氣帶原位生物修復(fù)提供重要理論支撐。表1 CHS生物降解主要途徑及特點(diǎn)17, 18, 22, 31, 33-34Table 1 Main pathways and characteristics of chlorinated hydrocarbon biodegradation降解途徑Degradation pathway厭氧脫氯Anaerobic dichlorination好氧共代謝Aerobic co-metabolism異養(yǎng)氧化Heterotrophic oxidation機(jī)理

31、Mechanism主要影響因素Main impact factor電子供體，含氧量Electron donor, oxygen content含氧量，生長(zhǎng)底物Oxygen content, growth substrate type含氧量Oxygen content關(guān)鍵酶Key enzyme還原脫鹵酶Reducing dehalogenase單/雙加氧酶Mono/dioxygenase烴單加氧酶Hydrocarbon Monooxygenase中間產(chǎn)物Mid product低氯取代物L(fēng)ow chlorine substitution環(huán)氧化合物Epoxy compound最終產(chǎn)物Final pr

32、oduct低氯取代物/烴和Cl-Low chlorine substitutes/hydrocarbons and Cl-二氧化碳和Cl- CO2 and Cl-二氧化碳和Cl- CO2 and Cl-反應(yīng)場(chǎng)所Occurrence area嚴(yán)格厭氧區(qū)Strictly anaerobic zone好氧區(qū)Aerobic zone好氧區(qū)Aerobic zone3 包氣帶中CHS原位生物修復(fù)研究現(xiàn)狀基于包氣帶中污染物遷移轉(zhuǎn)化理論，研究者在CHS生物修復(fù)技術(shù)方面主要開(kāi)發(fā)了生物強(qiáng)化和生物刺激兩種主要手段35-36。生物強(qiáng)化主要是注入脫氯功能微生物；生物刺激則主要是提供適宜營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)和優(yōu)化環(huán)境因子。3.1 生

33、物刺激生物刺激是通過(guò)向包氣帶注入外源物質(zhì)即改良劑強(qiáng)化土著微生物活性，進(jìn)而實(shí)現(xiàn)CHS快速轉(zhuǎn)化的技術(shù)37-38。當(dāng)前，生物刺激主要用于刺激厭氧脫氯過(guò)程，通過(guò)向包氣帶輸送一種可發(fā)酵的有機(jī)底物（產(chǎn)生氫）或直接輸送電子供體（如氫或醋酸鹽)以促進(jìn)厭氧土著微生物生長(zhǎng)，生物刺激法注射電子供體過(guò)程如圖3所示。添加電子供體一方面可加快形成有益于CHS生物降解的厭氧區(qū)；另一方面可加速已經(jīng)處于厭氧環(huán)境的脫鹵速率。電子供體注射一般有兩種方法：第一種是將固體或半固體電子供體，如植物油，通過(guò)注射井注射到污染區(qū)。這種方法幾乎完全依靠生物過(guò)程來(lái)促進(jìn)污染物的傳質(zhì)和降解，反應(yīng)較慢39。第二種是頻繁注射液態(tài)電子供體，如乳酸鹽或糖蜜，

34、甚至將液相電子供體在目標(biāo)區(qū)域循環(huán)流動(dòng)。這種方法可以使基質(zhì)在包氣帶中充分?jǐn)U散，除了生物學(xué)機(jī)制加強(qiáng)DNAPL的傳輸，基質(zhì)及其代謝物也可強(qiáng)化DNAPL增溶和解吸作用。電子供體可在包氣帶中存在幾周到幾年，存留時(shí)間是影響電子供體傳輸深度的重要因素40。研究發(fā)現(xiàn)醋酸鹽是最有效的電子供體，使PCE的降解率可達(dá)94%36。電子供體注射需結(jié)合特定包氣帶受污染程度，以選擇注射量及濃度。圖3 注射電子供體原理圖。Fig. 3 Schematic diagram of injecting electron donor.3.2 生物強(qiáng)化生物強(qiáng)化是將外源微生物引入包氣帶，增強(qiáng)生物活性，主要以強(qiáng)化厭氧脫氯為主，生物強(qiáng)化微生

35、物主要有土著微生物，生物強(qiáng)化細(xì)菌和基因工程菌8, 41。生物強(qiáng)化微生物常常在被污染的土壤、沉積物或活性污泥中馴化和篩選，馴化后的微生物代謝活性高，但目前已分離的可進(jìn)行厭氧脫氯的菌株很少，能進(jìn)行完全脫氯的菌株十分有限。Maymo-Gatell等42發(fā)現(xiàn)許多細(xì)菌能把PCE和TCE還原成二氯乙烯（DCE），但是只有產(chǎn)乙烯脫鹵擬球菌Dehalococcoides能把PCE和TCE完全還原成乙烯。Yang和Pesaro等43研究厭氧培養(yǎng)對(duì)PCE的還原脫氯作用，檢測(cè)到只有產(chǎn)乙烯脫鹵擬球菌和脫亞硫酸菌屬Desulfitobacterium兩類(lèi)細(xì)菌具有還原脫氯作用。通過(guò)組合分析發(fā)現(xiàn)產(chǎn)乙烯脫鹵擬球菌以氫為電子供

36、體實(shí)現(xiàn)完全還原脫氯，而脫亞硫酸菌屬以醋酸鹽作為電子供體不能完全脫氯。產(chǎn)乙烯脫鹵擬球菌在環(huán)境中存在較少，在包氣帶中生長(zhǎng)率低，馴化時(shí)間長(zhǎng)，因此當(dāng)前在修復(fù)中多采用與其他菌屬混合培養(yǎng)的方式來(lái)進(jìn)行生物強(qiáng)化9, 44-46。國(guó)內(nèi)外基于原位生物刺激和生物強(qiáng)化實(shí)現(xiàn)包氣帶CHS原位修復(fù)的研究如表2所示。包氣帶中CHS的原位修復(fù)最早可追溯到1985年，Wilson等47等向含有TCE的土壤中注入含有0.6%天然氣的空氣，除去自然降解和揮發(fā)損失，2周TCE的去除率達(dá)95%，研究初步明確了強(qiáng)化土著微生物可實(shí)現(xiàn)氯代有機(jī)物的去除，但并未解析土壤微生物的功能菌屬。近年來(lái)生物刺激和生物強(qiáng)化技術(shù)被廣泛應(yīng)用于多種CHS污染修復(fù)中

37、，包括氯代烷烴（主要有1,1,1-三氯乙烷(1,1,1-TCA)和1,1-二氯乙烷（1,1-DCA)，氯代烯烴（主要有DCE、TCE和PCE）和氯代芳烴（CB，1,2-DCB，1,4-DCB），修復(fù)的場(chǎng)地主要為工廠泄露造成的污染土壤，臨近地下水的包氣帶土壤。絕大多數(shù)研究均采用生物刺激法，由于微生物對(duì)環(huán)境敏感性強(qiáng)，生長(zhǎng)過(guò)程必須提供充足的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)，單一利用生物強(qiáng)化并不普遍，往往采用營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)與微生物混合后的生物刺激與生物強(qiáng)化聯(lián)合技術(shù)。從大面積生物修復(fù)角度來(lái)看，生物刺激所采用的營(yíng)養(yǎng)液原則上需滿(mǎn)足廉價(jià)且使用后無(wú)二次污染的特點(diǎn)。當(dāng)前主要有緩沖液、酵母膏、植物油和乳酸鈉等，也有研究限制性通入甲苯和空氣混合蒸

38、汽法實(shí)現(xiàn)了甲苯和CHS的聯(lián)合去除48，表明自然條件下某些混合污染可能比單一CHS污染更易去除。已確認(rèn)的常在修復(fù)場(chǎng)地存在的功能菌屬主要有脫鹵素桿菌屬Dehalobacter Restrictus，多食螺旋菌Dehalospirillum multivorans，甲烷八疊球菌屬M(fèi)ethanosarcina，蒂氏脫硫念珠菌Desulfomonile tiedjei DCB-1，脫硫桿菌Desulfitobacterium sp，產(chǎn)乙烯脫鹵擬球菌Dehalococcoides sp，脫鹵球菌Dehalococcus，產(chǎn)甲烷菌Methanogens。其中產(chǎn)乙烯脫鹵擬球菌由于可以實(shí)現(xiàn)CHS全部脫氯，應(yīng)用潛

39、力巨大，已被作為生物制劑添加進(jìn)黏土中，實(shí)現(xiàn)了DCE向乙烯的轉(zhuǎn)化48。這些研究為包氣帶CHS污染原位修復(fù)提供了重要的理論基礎(chǔ)與實(shí)踐經(jīng)驗(yàn)。大多數(shù)研究者認(rèn)為原位強(qiáng)化生物修復(fù)技術(shù)是修復(fù)治理大面積污染區(qū)域的有效方法，但該技術(shù)仍具有許多局限性。許多有機(jī)污染物在地下很難被降解，通常需要馴化某些特定的微生物。污染物的毒性有時(shí)會(huì)抑制原有微生物的活性，以及污染控制需要持續(xù)的修復(fù)以及監(jiān)測(cè)6, 50-51。表2 氯代烴原位修復(fù)研究現(xiàn)狀Table 2 Research status of in situ bioremediation污染物Pollutant污染場(chǎng)所Contaminated site原位修復(fù)方法In-si

40、tu remediation method底物Substrate微生物Microorganism修復(fù)效果Remediation effect文獻(xiàn)Reference三氯乙烯TCE博福特石油泄漏污染的含水層Unsaturated zone at a gasoline spill site in Beaufort生物刺激Biostimulation甲苯Toluene脫鹵素桿菌屬，多食螺旋菌Dehalobacter Restrictus, Dehalospirillum multivoransTCE的去除率可達(dá)90%以上Removal rate of TCE reach more than 90%47

41、四氯乙烯PCE貝米吉原油泄漏的包氣帶The vadose zone of a crude oil spill site near Bemidji生物刺激Biostimulation緩沖液，酵母提取物Buffer, yeast extract甲烷八疊球菌屬，蒂氏脫硫念珠菌，脫亞硫酸菌屬M(fèi)ethanosarcina, Desulfomonile tiedjei DCB-1, Desulfitobacterium sp膜電位和/或質(zhì)子梯度參與了脫氯過(guò)程Membrane potential and/or proton gradient are involved in the dichlorinatio

42、n process52四氯乙烯，三氯乙烯PCE, TCE薩凡納河Savannah River生物刺激和生物強(qiáng)化Biostimulation and Bioaugmentation油，營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)，緩沖液Oil, nutrients, buffer產(chǎn)乙烯脫鹵擬球菌Dehalococcoides sp注射Dehalococcoides sp可使cVOC氣體濃度迅速顯著下降，產(chǎn)生cVOC副產(chǎn)物Injecting Dehalococcoides sp.can make the cVOC gas concentration drop rapidly and significantly, and produc

43、e cVOC sub-products53氯苯，1,2-二氯苯，1,4-二氯苯CB, 1,2-DCB, 1,4-DCB包氣帶與地下水界面Vadose zone and groundwater interface生物強(qiáng)化Bioaugmentation-寡養(yǎng)單胞菌，嗜麥芽寡養(yǎng)單胞菌，假產(chǎn)堿假單胞菌Stenotrophomonas sp. B3a, Stenotrophomonas maltophilia strain YSP48, Pseudomonas pseudoalcaligenes strain 2-3氯代芳香族化合物在氧/缺氧界面具有很強(qiáng)的生物降解能力Chlorinated aromat

44、ic compounds have strong biodegradability at the oxygen/anoxia interface54順1,2-二氯乙烯c-DCE粘土斷裂處脫氯生物活性區(qū)Dechlorination bioactive area formed at the clay fracture生物刺激和生物強(qiáng)化Biostimulation and Bioaugmentation大豆油Soybean oil產(chǎn)乙烯脫鹵擬球菌Dehalococcoides148天后，所有c-DCE均脫氯為乙烯After 148 days, all c-DCE in the fracture wa

45、s dechlorinated to ethylene55三氯乙烯，1,1,1-三氯乙烷T(mén)CE, 1,1,1-TCA丹麥Vadsby某處土壤Soil of Vadsby, Denmark生物強(qiáng)化Bioaugmentation黏土基質(zhì)Clay matrix脫鹵球菌DehalococcusTCE和1,1,1-TCA降解為c-DCE和1,1-二氯乙烷T(mén)CE and 1,1,1-TCA degrade into c-DCE and 1,1-DCA494 包氣帶中CHS生物降解影響因素包氣帶生物修復(fù)受污染物特性，當(dāng)?shù)貧夂驐l件和場(chǎng)地水文地質(zhì)條件等因素影響6。其中非生物因子如污染物的性質(zhì)和污染位點(diǎn)的環(huán)境條件

46、都成為修復(fù)的制約條件。CHS結(jié)構(gòu)尤其是氯原子數(shù)量對(duì)其生物降解機(jī)制也有很大影響7。課題組前期研究發(fā)現(xiàn)好氧條件下降解速率會(huì)隨氯原子取代位置不同而改變。一般而言，氯原子取代數(shù)的越多，降解速率越低，且氯代烷烴的降解速率大于氯代烯烴31, 40, 56-57。因深層土壤環(huán)境的物理化學(xué)特征與表層土壤有很大不同，微生物對(duì)所處的環(huán)境具有高度的敏感性，影響包氣帶微生物活性因素與影響其它環(huán)境微生物的因素相似，主要有碳源，能源，電子供/受體，營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)，如N、P、S、微量金屬元素，適宜的環(huán)境條件，如溫度，pH值等8-9。此外，鹽度和海拔等極端條件也會(huì)影響微生物活性，F(xiàn)iller58等發(fā)現(xiàn)在極冷環(huán)境中，南極土著細(xì)菌群落

47、也具有很高的生物修復(fù)潛力。氧化還原特性是CHS降解途徑的最重要影響因素，其中包氣帶中氧分布決定氧化還原特性，監(jiān)測(cè)包氣帶中氧氣含量也成明晰CHS降解性能的重要環(huán)節(jié)50。氧在潮濕/干燥包氣帶中特征擴(kuò)散長(zhǎng)度（CDL=Dm,airk，為迂曲度因子；Dm, air為反應(yīng)性氣體在空氣中的分子擴(kuò)散系數(shù)，m2/d；k為反應(yīng)性氣體的一階反應(yīng)常數(shù)，d-1）如圖4所示。干燥條件下氧氣的擴(kuò)散深度更深，包氣帶中碳?xì)浠衔飳?duì)氧氣消耗速率k約為0.2 d-1，在均質(zhì)環(huán)境中，反應(yīng)性氣體將在3倍CDL的深度處消耗完全6。另外，其他因素如細(xì)菌之間的群體感應(yīng)、電子受體范圍、群體和群落組合之間的相互作用以及包氣帶中微生物群落之間遺傳

48、物質(zhì)的傳遞等55也是影響包氣帶污染物降解的因子。不同因子一方面影響微生物活性，另一方面各種因子之間也相互影響，綜合考察因子的聯(lián)合作用是原位修復(fù)研究中重要的環(huán)節(jié)。圖4 氧在包氣帶的特征擴(kuò)散長(zhǎng)度（根據(jù)文獻(xiàn)6修改）。a為充氣孔隙率。Fig. 4 The characteristic diffusion depth of oxygen in the vadose zone (according to Ref 6). a is the air-filled porosity.5 總結(jié)與展望土壤包氣帶在污染物的輸送、儲(chǔ)存、滯留和降解過(guò)程中都發(fā)揮了重要作用，CHS作為典型的DNAPL在包氣帶中的原位高效去除

49、是防止其進(jìn)入地下水和大氣的最佳策略之一。系統(tǒng)總結(jié)可知CHS在包氣帶中存在NAPL、溶解相、吸附相、氣相和其他相態(tài)等多種相態(tài)，其在包氣帶中存在早期、中期和后期三個(gè)衰減演變階段，相態(tài)變化及擴(kuò)散矩陣大小是不同階段的重要指示指標(biāo)；同時(shí)，氣、固、液及NAPL相態(tài)CHS在包氣帶中存在多種相互作用關(guān)系，土壤-空氣和土壤-NAPL的相互作用研究較少。CHS在包氣帶中主要存在厭氧脫氯，好氧共代謝和異養(yǎng)氧化三種降解途徑，CHS降解受自身結(jié)構(gòu)及場(chǎng)地環(huán)境的顯著影響，開(kāi)發(fā)合理的聯(lián)合修復(fù)方式正逐漸成為研究的熱點(diǎn)。對(duì)包氣帶中氯代烴原位生物修復(fù)研究現(xiàn)狀總結(jié)發(fā)現(xiàn)，生物刺激和生物強(qiáng)化是CHS原位修復(fù)的主要手段，生物刺激主要通過(guò)添

50、加電子供體或形成厭氧區(qū)刺激厭氧脫氯過(guò)程，生物強(qiáng)化主要通過(guò)添加厭氧脫氯菌株提供生物活性，產(chǎn)乙烯脫鹵擬球菌可實(shí)現(xiàn)污染物全部脫氯，備受關(guān)注。CHS在包氣帶中的降解受多種因素影響，包括其自身結(jié)構(gòu)、理化性質(zhì)和微生物群落結(jié)構(gòu)等，其中氧化還原條件是重要的影響因素，綜合考察因子的聯(lián)合作用是原位修復(fù)研究中重要的環(huán)節(jié)。包氣帶CHS污染修復(fù)已取得許多進(jìn)展，但仍存在很多問(wèn)題，未來(lái)研究中可從以下幾方面開(kāi)展研究。（1）充分認(rèn)知包氣帶中CHS的相態(tài)分布及其相互作用關(guān)系。CHS在包氣帶中存在多種相態(tài)，其中膠體狀態(tài)下CHS的運(yùn)移特性還未被廣泛認(rèn)知。另外CHS在土壤-空氣及土壤-NAPL間的相互作用也是需要繼續(xù)開(kāi)展的工作。（2）

51、廣泛檢測(cè)污染包氣帶中的污染狀態(tài)及理化特性。明晰包氣帶污染情況及理化特性參數(shù)是原位修復(fù)工作的重要前提，當(dāng)前污染包氣帶中的各種參數(shù)還十分有限，開(kāi)展廣泛的包氣帶監(jiān)測(cè)工作，構(gòu)建污染包氣帶數(shù)據(jù)庫(kù)亟待解決。（3）充分解析包氣帶中功能菌群落結(jié)構(gòu)及CHS生物降解機(jī)理。CHS生物降解十分復(fù)雜，降解過(guò)程受氧氣影響十分顯著，尤其在缺氧條件下，CHS降解途徑還不明晰，結(jié)合多組學(xué)技術(shù)解析包氣帶中微生態(tài)組成及CHS轉(zhuǎn)化機(jī)理是十分必要的。（4）高活性功能菌株的研發(fā)。當(dāng)前已報(bào)道的CHS降解功能菌十分有限，尤其是厭氧脫氯菌屬，開(kāi)發(fā)高效降解菌屬是原位生物強(qiáng)化的重要前提。附：縮略詞索引CHS：氯代烴；TCE：三氯乙烯；PCE：四氯

52、乙烯；CT：四氯化碳；CB：一氯苯；1,2-DCB：1,2-二氯苯；1,4-DCB：1,4-二氯苯；NAPL：非水相液體；LNAPL：輕質(zhì)非水相液體；DNAPL：重質(zhì)非水相液體；HCA：六氯乙烷；DCE：二氯乙烯；1,1,1-TCA：1,1,1-三氯乙烷；1,1-DCA：1,1-二氯乙烷；1,1,1-TCA：1,1,1-三氯乙烷。 CHS: Chlorinated Hydrocarbon Solvent; TCE: Trichloroethylene; PCE: Perchloroethylene; CT: Carbon Tetrachloride; CB: Chlorobenzene; 1,

53、2-DCB: 1,2-dichlorobenzene; 1,4-DCB: 1,4-dichlorobenzene; NAPL: Non-aqueous phase liquids; LNAPL: Light non-aqueous phase liquid; DNAPL: Dense non-aqueous phase liquids; HCA: Hexachloroethane; DCE: 1,2-dichloroethylene; 1,1,1-TCA: 1,1,1-trichloroethane; 1,1-DCA: 1,2-dichloroethane; 1,1,1-TCA: 1,1,1-

54、trichloroethane.參考文獻(xiàn) ReferencesBrusseau ML, Carroll KC, Truex MJ, Becker, DJ. Characterization and remediation of chlorinated volatile organic contaminants in the vadose zone: an overview of issues and approaches J. Vadose Zone J, 2013, 12 (4): 1-17Alexander M. In situ treatment of a dilute chlorina

55、ted solvent plume in an acidic aerobic aquifer J. Remediation J, 2020, 30 (2): 25-35Liu S, Ma Z, Zhang S. Analysis of chlorinated hydrocarbon source of groundwater in the eastern part of a city C. IOP Conference Series: Earth Environl Sci, 2020, 546 (4): 042022Huang B, Lei C, Wei C, Zeng G. Chlorina

56、ted volatile organic compounds (Cl-VOCs) in environment-sources, potential human health impacts, and current remediation technologies J. Environ Int, 2014, 71 (4): 118-138Chong AD, Mayer KU. Unintentional contaminant transfer from groundwater to the vadose zone during source zone remediation of vola

57、tile organic compounds J. J Contam Hydrol, 2017 204 (9): 1-10Hhener P, Ponsin V. In situ vadose zone bioremediation J. Curr Opin Biotech, 2014, 27: 1-7Filippini M, Parker BL, Dinelli E, Wanner P, Gargini A. Assessing aquitard integrity in a complex aquifer-aquitard system contaminated by chlorinated

58、 hydrocarbons J. Water Res, 2020, 171: 115388Molins S, Mayer K, Amos R, Bekins B. Vadose zone attenuation of organic compounds at a crude oil spill site-interactions between biogeochemical reactions and multicomponent gas transport J. J Contam Hydrol, 2010, 112 (1-4): 15-29Holden PA, Fierer N. Micro

59、bial processes in the vadose zone J. Vadose Zone J, 2005, 4 (1): 1-21Patterson BM, Aravena R, Davis GB, Fumess AJ, Bastow TP, Bouchard D. Multiple lines of evidence to demonstrate vinyl chloride aerobic biodegradation in the vadose zone, and factors controlling rates J. J Contam Hydrol, 2013, 153 (7

60、): 69-77Sheng Y, Liu Y, Yang J. History of petroleum disturbance triggering the depth-resolved assembly process of microbial communities in the vadose zone J. J Hazard Mater, 2021, 402: 124060Arora B, Dwivedi D, Faybishenko B. Understanding and predicting vadose zone processes J. Revi Minera Geochem