氯代烃污染地下水的修复问题一直受到关注[1].根据我国场地调查的结果,四氯乙烯(PCE)是氯代烃污染中检出率最高的污染物之一[2],其被广泛用于干洗、金属清洁等领域,有强烈的毒性和挥发性,具有致癌、致畸、致突变等性质,对地下水环境和人体有极大危害[3].

零价铁颗粒(ZVI)具有价格低、无毒性的优点,其标准电极E0(Fe2+/Fe0)=-0.440V[4],还原性较强,因而以其为基础的原位化学还原技术在去除含氯有机物时被广泛使用.随着纳米技术的发展,研究人员开发制备了活性更强、粒径更小的纳米零价铁(NZVI)材料[5].与普通的ZVI相比,NZVI具有更大的比表面积,从而对污染物具有更强的反应活性,有研究表明,NZVI可将三氯乙烯(TCE)的降解速率提高2～3倍[6-7].由于NZVI颗粒粒径较小,可将其制备成浆液注入地下环境中,形成可去除污染物的原位反应带[4,8].基于NZVI的化学还原技术已被证实对氯代有机物有良好去除效果[9-11].然而NZVI的使用具有许多局限性:(1)易被氧化.NZVI比表面积大,表面活性强,在使用过程中,易在表面形成氧化膜,降低反应活性[12-14].(2)易团聚.NZVI作为一种磁性材料,受到范德华力和磁性的影响,容易在地下水环境中发生团聚沉降现象,从而影响其稳定性[15-16].(3)迁移性差.由于团聚作用的存在,形成的大NZVI颗粒难以穿过含水层介质与污染物接触[17].乳化油(EVO)的主要成分是大分子脂肪酸,厌氧状态下,可以被微生物分解为短链羧酸和小分子的脂肪酸[18].在地下水污染修复中,EVO常被作为营养物质注入地下水环境中,用以强化原位微生物反应.由于微生物对大分子脂肪酸的分解速度较慢,因而EVO具有良好的缓释性能,可长期提供电子[19].此外,由于EVO是一种水包油的液体,所以其在地下水环境中具有良好的迁移性,可以形成范围较大的原位生物反应带,扩大了修复范围.EVO的特性为NZVI的改性提供了新思路.在EVO中添加NZVI,可以制备成乳化纳米铁(EZVI),该材料具有更好的迁移性和稳定性,其迁移距离是NZVI的8倍[20],团聚和沉降现象明显减少[21].目前,基于EZVI的原位反应带技术已被应用于氯代烃污染场地的修复,且被证实具有良好的修复效果.Quinn等[22]在美国宇航局34号场地实验证明大部分EZVI浆液可以迁移至目标处理深度,可将TCE浓度降低57%～100%.Sheu等[23]发现向地下注入EZVI浆液后,使得地下水中的TOC浓度迅速增加,地下环境转变为厌氧环境,对PCE去除率可达98%.国内外虽然已有利用EZVI修复氯代烃污染场地的研究,然而EZVI对PCE的降解途径、降解过程中EZVI各组分和PCE及其中间产物等物质的变化特征尚待进一步明确.此外前人的研究表明,地层矿物反应与NZVI对污染物的降解反应可以相互影响.例如,在NZVI中加入蒙脱石可以在NZVI表面形成次生富铁蒙脱石,该物质可以抑制氧化铁的形成,防止钝化,降低污染物的迁移,同时为脱氯微生物提供铁源,从而提高对TCE的吸附和还原能力[24];有研究表明,在浅层含水层中注入EZVI去除场地中的PCE的过程中,含水层内大部分黑色NZVI转化为了磁铁矿(Fe3O4),之后转化为纤铁矿(γ-Fe OOH)和针铁矿(α-Fe OOH)[25].然而目前EZVI降解PCE过程对含水层介质矿物的影响鲜有报道.针对厌氧微生物脱氯目前已有大量研究,已报道的厌氧还原脱氯微生物主要来自被氯代烃污染的沉积物和地下水[26-27]、土壤[28],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[29]等.研究发现,只有Dehalococcoides可将PCE和TCE完全脱氯[30].目前对于EZVI降解PCE过程中微生物群落的演变、优势菌属的种类及功能尚待探究.

本研究拟通过室内实验,考察修复过程中不同反应体系中EZVI及其相关物质、PCE及其降解产物的变化特征,探究EZVI降解PCE的过程;研究修复过程中介质矿物的作用机理和微生物群落演变过程;阐明各反应间的耦合关系,明确EZVI修复PCE污染含水层的机理,以期为EZVI在实际场地的应用提供理论参考.

1、材料与方法

1.1 实验材料

本次实验所用含水层介质为新鲜河砂,采集自长春市某砂厂,阴干筛分(0.1～0.25mm)后使用.所用植物油为商用食品级大豆油.供试试剂氢氧化钠、七水合硫酸亚铁、硼氢化钾、四氯乙烯、酵母浸粉、无水乙醇、吐温80、司盘80均为分析纯.

1.2 EZVI的制备

NZVI的制备采用高效液相还原法[21].在锥形瓶中加入1g植物油,0.1g吐温80,0.05g司盘80,0.1g酵母浸粉,100mL去离子水,磁力搅拌器1000r/min搅拌24h使其混合均匀,制备得1%EVO.在氮气保护下,将EVO与NZVI混合,振荡30min,使NZVI在EVO中分布均匀,制得EZVI.

1.3 实验设计

在3个500mL培养瓶中,分别加入500g筛分后的河砂,加入350mL PCE溶液(40mg/L),置于恒温摇床中摇匀24h,模拟被PCE污染的含水层.向1号瓶中加入40mL EVO作为EVO组;在2号瓶中加入40mL EZVI浆液作为EZVI组,在3号瓶中加入40mL EZVI浆液并对其进行高压蒸汽灭菌处理作为EZVI(灭活)组.将以上3个反应体系密闭后,置于25℃恒温摇床中.定期用液体取样针抽取液体,测定PCE、三氯乙烯(TCE)、二氯乙烯(DCE)、氯乙烯(VC)、Cl-、Fe2+、CH3COO-、K+、Na+、SiO2等物质浓度以及p H值、氧化还原电位(ORP).用气密式取样针抽取瓶顶空气测试CH4浓度.分别于0d,20d,40d取含水层介质进行矿物成分分析和表面微生物群落分析.

1.4 测试及分析方法

PCE、TCE、DCE、VC浓度采用气相色谱质谱仪(美国Thermo Scientific,Trace/ISQ,Agilent Pora Plot Q)测定.Cl-、CH3COO-浓度采用离子色谱仪(美国戴安,ICS-2100,Dionex Ion Pac Af S11-HC)测定;CH4浓度用气相色谱仪(美国Agilent,Agilent6890,Agilent Technological HP-Plot/Q柱)测定;pH值和ORP分别用p H计(上海仪电科学仪器股份有限公司,PHBJ-260型p H计)和ORP计(上海三信仪表厂,SX721型ORP计)进行测定.Fe2+浓度用硫氰酸盐分光光度法测定.K+、Na+浓度采用原子吸收分光光度计(日本shimadzu岛津,Shimadzu AA-6000CF)测定.SiO2浓度采用硅钼黄比色法[31]测定.含水层介质成分用X射线衍射仪(德国BRUKER,D8ADVANCE)进行分析.

1.5 微生物群落分析

采用DNA纯化试剂盒(美国Promega)提取样品DNA,用1%的琼脂糖凝胶电泳检测DNA的提取质量.用515F(5-GTGCCAGCMGCCGCGG-3)和806R(5-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3)引物对16S rDNA基因V4区进行PCR扩增.将PCR产物回收后,用2%琼脂糖凝胶电泳检测,并用QuantiFluorTM-ST蓝色荧光定量系统(美国Promega)对回收产物进行检测、定量.使用NEXTFLEX Rapid DNA-Seq Kit建库.利用Illumina公司的Miseq PE300平台测序.

2、结果和讨论

2.1 EZVI降解PCE机理的研究

图1为EZVI降解PCE过程中各物质浓度变化情况.0～16d,EZVI组及EZVI(灭活)组的PCE浓度大幅度下降至5mg/L左右(图1(a)),Fe2+浓度明显上升(图1(e)).12d时,两组反应体系TCE浓度分别达到最大值35mg/L和30.9mg/L.16d时,两组反应体系DCE浓度达到最大值,分别为30和18.5mg/L,且生成大量Cl-(图1(d)).以上分析说明这一阶段Fe0的化学还原作用去除了大部分PCE.同时注意到EVO组PCE浓度由35mg/L小幅下降至28mg/L,然而该组的TCE、DCE、Cl-浓度均未明显上升,造成这一现象的原因是EVO表面的油膜具有吸附效应[32],可以通过物理吸附机制去除部分PCE.除Fe0外,EVO也在此阶段发生反应.CH3COO-的浓度可以间接反映EVO的分解情况[33].这一阶段EZVI组和EVO组的CH3COO-浓度显著升高,在16d时分别达到368和201mg/L,而EZVI(灭活)组的CH3COO-浓度仅为54mg/L(图1(f)),说明该过程中EVO的分解反应是由微生物作用造成的.CH4的浓度变化特征与CH3COO-相同,均为EZVI组>EVO组>EZVI(灭活)组(图1(g)).由于EZVI(灭活)组中几乎未生成CH4,所以EZVI组中的CH4浓度上升不是PCE及其降解的中间产物化学脱氯反应的结果,而是EVO在微生物作用下的厌氧发酵反应导致[34].同时,EZVI组的CH4浓度大于EVO组,说明Fe0对该厌氧发酵反应具有促进作用,这与前人的研究结论一致[35-36].因此,在0～16d,EZVI中的Fe0与EVO均发生反应.其中Fe0的化学还原作用将大部分PCE降解,EVO在微生物分解作用和Fe0的促进作用下快速厌氧发酵,为微生物提供营养.

16～40d,EZVI组和EVO组的PCE继续降解,Cl-浓度持续上升,EVO组TCE、DCE等物质先生成后降解,然而EZVI(灭活)组的PCE和Cl-浓度未出现明显改变,说明该阶段内存在生物脱氯作用.实验结束时,EVO组和EZVI(灭活)组PCE去除率分别为70%、84%,EZVI组最终浓度为0.27mg/L,PCE去除率为99.3%,与另外两组相比,去除率分别提高了41.9%、18.21%.经计算,EZVI降解PCE过程中,化学还原作用去除的PCE占总量的74.4%.说明EZVI降解PCE过程中,化学还原是主要的还原途径.在反应中未检测到VC.有研究发现,酸性条件下,氯代乙烯的β-Cl消除反应易被激活[37],且相对于PCE和TCE,氯化程度较低的DCE更容易发生该反应[38].此外,乙酸(CH3COOH)可以极大地促进PCE化学还原脱氯生成乙炔(C2H2)的反应[39].因此,未检测到VC的原因可能是由于反应过程中发生了β消除反应,PCE及其中间产物TCE、DCE经脱氯后生成了C2H2.

图1 不同反应体系中PCE、TCE、DCE、Cl-、Fe2+、CH3COO-、CH4浓度随时间变化情况

图2分别显示了3个反应体系p H值和ORP随时间的变化情况.EZVI组与EVO组的p H值变化趋势相同,均为先降低后上升,这是由于EVO在微生物作用下厌氧发酵,生成了CH3COOH等酸性物质.由于Fe0作为电子供体还原PCE等氧化性物质,EZVI组中的ORP快速下降,至28d时,达到最小值-49mV,这为厌氧微生物提供了更加有利的生存环境[40].

图2 不同反应体系中pH值和ORP随时间变化情况

综上所述,在EZVI降解PCE过程中,存在两种还原反应.在0～16d,Fe0作为电子供体,对PCE及降解中间产物进行化学还原,降低了反应体系的ORP,为厌氧脱氯微生物的生长和反应营造了有利环境.同时,在Fe0颗粒的促进作用下,微生物以EVO为底物厌氧发酵,反应体系p H值下降.在16～40d,反应体系内厌氧脱氯微生物驯化完成,脱氯微生物对PCE进行生物还原.在整个降解过程中,化学还原作用作为主要还原反应,去除了大部分PCE.

2.2 EZVI降解PCE过程中介质矿物反应机理研究

图3为实验前后介质的XRD表征结果,表1为介质的矿物组分分析结果.

图3 不同反应体系介质XRD图谱

表1 反应前后介质矿物成分相对含量(wt.%)

由XRD分析可知,初始介质的矿物成分主要是石英(Qtz,SiO2),占比达85.8%,除此以外还有一部分钠长石(Ab,NaAlSi3O8)和钾长石(Kfs,KAlSi3O8),Kfs主要包括透长石(Sa)、微斜长石(Mc)、正长石(Or).

反应结束后,EVO和EZVI反应体系中Kfs和Ab相对含量均下降,说明在这两个反应体系中,长石矿物发生了溶蚀反应,两个反应体系都生成了少量的高岭土(Kln,AlSi2O5(OH)4),且EZVI组的Kfs与Ab的相对含量均低于EVO组,说明EZVI组长石的溶蚀作用大于EVO组,EZVI(灭活)组的钾钠长石含量未发生明显改变.根据黄思静等[41]的研究,在酸性条件下,Kfs与Ab的溶蚀反应为:

图4 不同反应体系中K+、Na+、SiO2浓度随时间变化情况

从图4介质矿物的离子浓度图可知,EZVI反应体系中K+、Na+和SiO2浓度分别由初始的2.1、81.8和3.09mg/L逐步升至实验结束时的18.9、282、350.1mg/L.在EZVI组中,K+、Na+和SiO2三者的浓度均在实验结束时达到最大值.说明在EZVI降解PCE过程中,Kfs和Ab一直处于被侵蚀的状态.在3个反应体系内,3种物质的浓度大小均为EZVI组>EVO组>EZVI(灭活)组,说明EZVI组中长石的溶蚀程度最强,这与XRD的分析结果一致.结合2.1中分析,造成该现象的原因为EZVI在降解PCE时,其中的EVO在微生物作用下厌氧发酵产生大量H+,使得Kfs与Ab被侵蚀,而由于Fe0对厌氧发酵产酸存在促进作用,EZVI组的长石矿物溶蚀程度也最严重.

此外,从图3及表1分析结果可以看出,在EZVI组及EZVI(灭活)组中,生成了少量的菱铁矿(Sid,FeCO3),这种矿物的铁的价态为二价,因此Fe2+的浓度对体系中能否生成FeCO3很重要,本实验中的Fe2+浓度变化如图1 (e)所示.在PCE降解过程中,Fe0作为还原剂对PCE进行去除,生成大量Fe2+.同时,EVO作为营养物质在促进PCE进行生物脱氯的过程中被氧化为CO32-,与Fe2+发生反应,形成菱铁矿.

2.3 EZVI降解PCE过程中微生物群落的演变

2.3.1 微生物群落多样性变化

微生物群落α多样性分析结果如表2所示.由表2可见,覆盖率(Coverage)均达到99.3%以上,说明本次测序可以覆盖样品中绝大多数物种,测序结果能够代表样品的真实情况.

Chao1在生态学中常用来估计物种总数,其值越大说明群落丰富度越高.EVO组的Chao1指数初始值为1360.8,之后一直减小,实验结束时为415,下降60%,EZVI组初始值为1102.732,后缓慢上升,至实验结束时为1147.13.

表2 微生物OTU分析与α多样性指数

Table 2 Microbial OTU analysis and α diversity index table

Shannon指数值越大,说明群落多样性越高.Simpson指数值越大,说明群落多样性越低.EVO组的Shannon指数初始值为4.21,之后下降,至实验结束时为2.71,下降35.6%,Simpson指数初始值为0.05,之后上升,实验结束时为0.14,上升120%.EZVI组的Shannon指数初始值约为4.05,实验结束时约为4.00,几乎未发生变化,Simpson指数初始值和最终值均为0.05.上述变化说明在未添加Fe0的情况下,PCE的降解过程会对微生物群落的多样性造成极大影响,导致丰富度和多样性快速降低,微生物群落结构趋向单一化.

图5 样品群落结构示意(属水平)

2.3.2 微生物群落结构变化

本研究从属水平上,对EZVI降解PCE过程中微生物群落的组成进行考察.结果如图5所示.由于属水平分类下各样品的菌属数量较多,故挑选丰度较高、具有代表的菌属进行讨论(表3).结果表明,实验初期,EVO组中的反应体系内,占比最大的是Sporacetigenium(5.6%)、Clostridium＿sensu＿stricto＿12(9.75%)、Citrifermentans(7.95%),其功能主要为厌氧发酵产酸和反硝化.注意到0d时,EVO组与EZVI组微生物群落组成存在一定差异,造成该差异的原因可能是在不同培养瓶中取样时未能严格保持同一取样位点.然而,可由表2及表3看出,两个反应体系该时间点的OTU数差别不大,属水平上微生物群落虽然各菌种相对含量有所差别,然而菌属种类基本一致.因此该差异不具有显著性.反应进行到中期,EVO组中同样具备厌氧发酵产酸功能的Sporomusa、NK4A214＿group、Clostridium＿sensu＿stricto＿10相对丰度增加,成为反应体系的优势种群.反应结束时,反应体系内的优势菌属为具备分解烃类物质和脱氯功能的Aquabacterium(24.15%)、Dechlorosoma(22.09%),以及少量具备产甲烷功能的Methanosarcina(1.15%).

与EVO组中Sporacetigenium相对丰度明显下降的趋势不同,在EZVI组的反应体系内,该菌属的相对丰度始终在10%以上,说明Fe0对该菌属具有保护作用,这也可能是造成EZVI组的产酸量远大于EVO组的原因.此外,实验结束时,EZVI反应体系内的优势菌属为具备厌氧发酵产酸功能的Sporacetigenium(12.65%)、具备脱氯功能的Dechlorosoma(10.03%)、可促进脱氯菌属厌氧脱氯的Sedimentibacter(7.12%)、具备产甲烷功能的Syntrophomonas(10.25%)和Methanosarcina(6.70%).说明EZVI降解PCE的过程对反应体系的微生物群落具有驯化作用,最终的微生物群落功能主要与厌氧发酵和脱氯作用有关.

表3 各样本各时期物种丰度(属水平,%)及其功能

图6 EZVI修复PCE污染含水层机理

2.4 EZVI修复PCE污染含水层机理的分析

综上所述,修复过程机理主要包括以下3个作用:(1)PCE的降解反应:在Fe0的化学还原与脱氯微生物的生物还原作用下,PCE被降解为TCE、DCE等物质.(2)EVO的厌氧发酵反应:在产酸产甲烷微生物的作用下,EVO厌氧分解,生成CH3COOH、CO2、CH4等物质.(3)矿物的溶解与生成反应:上述反应(1)和(2)中生成的物质引起含水层介质矿物的反应,包括长石类矿物的溶解与菱铁矿(Sid)的生成.EZVI修复PCE污染含水层机理具体如图6所示.

3、结论

3.1 EZVI去除PCE效果良好,去除率达到99.3%.降解过程存在两种还原作用,分别为化学还原和生物还原.其中化学还原为主要降解途径,去除77.4%的PCE.此外,在降解过程中,EVO厌氧发酵生成CH3COOH和CH4等物质,且Fe0可以促进该发酵反应.

3.2 EZVI降解含水层PCE过程中,EVO的厌氧发酵导致含水层介质发生反应.发酵产生的CH3COOH等酸性物质降低含水层环境p H值,造成Kfs与Ab的溶蚀反应,生成Kln.发酵产生的CO2溶于水后与Fe2+反应,生成了Sid.

3.3 与EVO中微生物群落多样性迅速下降不同,EZVI中的Fe0颗粒可以保护微生物群落多样性;EZVI降解PCE的过程对微生物群落具有驯化作用,最终的微生物群落具备厌氧条件下的产酸、产甲烷、脱氯功能.

参考文献:

[1]陶静,李铁纯,刁全平.我国地下水污染现状及修复技术进展[J].鞍山师范学院学报, 2017,19(4):51-57.

[2]席北斗,李娟,汪洋,等.京津冀地区地下水污染防治现状､问题及科技发展对策[J].环境科学研究, 2019,32(1):1-9.

[12]胡六江,李益民.有机膨润土负载纳米铁去除废水中硝基苯[J].环境科学学报, 2008,28(6):1107-1112.

[20]韩建江,李常锁,温春宇,等.乳化纳米铁浆液在含水层中的迁移特征研究[J].中国环境科学, 2018,38(6):2175-2181.

[21]温春宇.乳化纳米铁降解硝基苯污染地下水的研究[D].吉林:吉林大学, 2014.

[32]于东雪.EVO(乳化油)-Mg(OH)-2强化修复TCE污染地下水机理研究[D].吉林:吉林大学, 2019.

[34]高廷耀.水污染控制工程(下册)[M].北京:高等教育出版社,1999:97.

[35]魏静.废铁屑强化剩余污泥厌氧消化产甲烷机理研究[D].北京:北京建筑大学, 2016.

[41]黄思静,黄可可,冯文立,等.成岩过程中长石,高岭石,伊利石之间的物质交换与次生孔隙的形成:来自鄂尔多斯盆地上古生界和川西凹陷三叠系须家河组的研究[J].地球化学, 2009,38(5):498-506.

基金资助:国家重点研发计划项目(2020YFC1808204-02);

文章来源:赵海峰,董军,孙晨,等.乳化纳米铁修复四氯乙烯污染含水层的机理[J].中国环境科学,2024,44(09):5007-5015.