包气带中氯代烃运移特性及原位生物修复研究进展

1、应用与环境生物学报 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国家自然科学基金项目（51978117）和重庆市技术创新与应用示范项目（stc2018jszx-zdyfxmX0019）资助 Supported by the National Natural Science Foundation of China (51978117) and the Chongqing Technology Innovation a

2、nd Application Demonstration Project (stc2018jszx-zdyfxmX0019)*通讯作者 Corresponding author (E-mail: HYPERLINK mailto:xingzhilin xingzhilin)包气带中氯代烃运移特性及原位生物修复研究进展胡文庆,2 邢志林1* 赵天涛11重庆理工大学化学化工学院 重庆 4000502日本山口大学建设与环境学院 山口 755-0097摘 要 氯代烃（chlorinated hydrocarbon solvent，CHS）污染广泛存在于土壤包气带中，明晰CHS在包气带中的运移特性及生物

3、降解规律对原位生物修复有重要意义。首先对CHS在包气带中的相态分布、不同相态间相互作用关系及运移特性进行系统总结，CHS在包气带中存在NAPL、溶解相、吸附相、气相和其他相态等多种相态，其在包气带中存在早期、中期和后期三个衰减演变阶段，相态变化及扩散矩阵大小是不同阶段的重要指示指标；同时，气、固、液及NAPL相态CHS在包气带中存在多种相互作用关系。随后概述CHS在包气带中好氧共代谢、直接氧化和厌氧还原脱氯3种主要生物代谢途径特征及其影响因素，一般而言厌氧脱氯能力随氯原子个数减小而降低，好氧降解能力随氯原子个数减小而增大。然后总结当前包气带中基于生物刺激和生物强化手段原位修复CHS研究现状，表

4、明添加营养物质和注入厌氧脱氯菌株产乙烯脱卤拟球菌Dehalococcoides是有效的修复手段。同时，对包气带中CHS生物降解的影响因素进行概述，明晰调控氧化还原特性（氧气）对CHS降解的重要性。最后就包气带中CHS的生物降解研究进行展望，未来研究中需要在CHS不同相态相互作用关系、包气带CHS的数据监测、功能菌群落结构及活性菌株研发方面开展研究，以期为包气带CHS原位修复提供理论指导。关键词 包气带；氯代烃；运移特性；降解机理；原位修复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氯代烃（chlorinated hydrocarbon solvent，CHS）包括氯代烷烃、氯代烯烃和氯代芳烃，作为重要的有机溶剂和产品中间体，在化工、医药、农药等领域被广泛使用。由于储存和处置不当，通过挥发、泄漏、违规/非法排放等方式大量存在于环境中，已对大气、土壤和

14、地下水造成严重污染1-3。CHS具有“致癌、致畸、致突变”的三致效应，严重危及人类健康和生态安全4。土壤包气带作为一种非饱和带，位于地面以下，潜水面以上，由土壤微粒、空气和水构成5-6。研究表明，由于包气带与大气和地下水有较好的连通性，经相态转化后的CHS能轻易进入包气带土壤，进而污染地下水，因此包气带在控制地下水污染过程中起重要作用7。这种作用一方面表现在包气带可吸附各种污染物，减缓CHS进入地下水的速度1, 8；另一方面包气带可利用自身净化能力，在一定程度上消除污染物对环境的影响9-10。作为大气环流、地表水和地下水中最重要的环境物质交换界面11，包气带具有丰富的污染降解生物资源和极强的污

15、染物容纳能力3, 12-13，全面认知包气带中CHS迁移转化规律并实施有效的污染控制十分重要2, 14-15。近年来，研究者就CHS在土壤中的吸附平衡预测、吸附等温线拟合、最大吸附量推演等方面开展了研究。并探究了土壤含水量、孔隙率等介质特性及温度、压力等环境因子对吸附能力的影响。在此基础上，研究者还通过模拟及场地监测等手段，开展了包气带中CHS扩散机理推导与模型构建等研究。龙雨等15用Millington-Quirk模型模拟了三氯乙烯（TCE）和四氯乙烯（PCE）在果园包气带土壤中的迁移扩散过程，White等16用数值模型研究了四氯化碳（CT）在化工厂周围包气带土壤中的迁移过程。这些研究充分评

16、估了包气带土壤特性对CHS的污染控制影响，为原位修复提供了一定的理论基础。此外，研究还涉及到CHS生物降解机理，在单一条件下针对单一菌种CHS的降解途径已逐渐明晰。根据环境因子、关键降解基因和代谢产物特征，将降解途径分为厌氧脱氯、好氧共代谢和异养氧化三大类17-19。另外，还有研究者在实验室中模拟了包气带中CHS的降解过程，Zohre Kur和Jim C.Spain20利用注入氯代芳烃降解混合菌剂的生物强化手段模拟了沙质包气带中一氯苯（CB），1,2-二氯苯（1,2-DCB）和1,4-二氯苯（1,4-DCB）的原位修复过程，结果发现大部分生物降解发生在包气带边缘且增加了污染物向上迁移通量，增强

17、了对污染物的消除能力。研究表明包气带中复杂的功能微生物群落通过转化CHS为无害污染物，可有效控制包气带的污染风险；与土壤气相抽提等物化法相比，在包气带环境中应用生物修复展现了适用范围广、二次污染小和处理成本低等优势21-22，生物修复在包气带CHS治理中展现了巨大潜力。CHS在包气带中的相态演变规律、不同相态间的相互作用关系、运移特性等信息的认知是实现CHS污染修复的重要前提。此外，明晰包气带中CHS生物降解的影响因素是开展CHS修复工作的重要步骤，但由于相关信息的缺乏，其应用比例十分小，成功实施包气带CHS原位修复的案例还十分有限。因此，系统认知包气带特性，CHS迁移转化特性及生物修复研究现

18、状对成功实现包气带中CHS的生物修复具有重要的指导价值。据此，本文对包气带中的CHS污染特性研究现状开展调研，总结归纳了包气带中CHS的相态分布、运移特性及其降解机理，对于包气带中特定CHS污染物的生物修复方法与效果进行了讨论；基于包气带中CHS的原位修复现状，归纳了CHS微生物原位修复存在的问题并提出了未来发展方向。以期为包气带中难降解的CHS类污染物的原位生物修复提供理论指导。1 包气带中CHS的迁移转化特性1.1 包气带特性包气带结构及污染物的潜在迁移路径如图1所示。包气带从土壤表面一直延伸到地下水表面，包括土壤带、中间渗流带和毛细带，包气带也被称为不饱和带，其厚度由地下水位的深度决定，

19、可能十分浅（1 m），也可延伸数百米21。包气带中含有大量微生物，在中间渗流带，每克土壤中大约106108个细菌。土壤包气带在污染物的输送、储存、滞留和降解过程中都发挥了重要作用，作为土壤和地下水之间的联系通道，其对地表污染物的截留作用使之成为地下水免受污染的一道天然屏障6。此外，深层包气带是多种土壤营养物质的重要储存位置，也是溶解性有毒元素的过滤器，物质在包气带的垂直传输过程中伴随生物化学反应，能有效控制地下水中的污染物转化。图1 包气带结构及污染源在包气带中的潜在迁移路径（根据文献24修改）。Fig. 1 Structure of vadose zone and potential mig

20、ration path of pollution sources (according to Ref 24).1.2 包气带中CHS的相态分布及运移特性CHS存在多种相态，主要包括非水相液体（NAPL）、溶解相、吸附相、气相和其他相态25，主要相态分布如图2（A）所示。NAPL是指不能与水混溶的有机污染物，在地下环境中以纯有机相存在。根据比重，NAPL通常又分为轻质非水相液体（LNAPL）和重质非水相液体（DNAPL），大多数CHS属于DNAPL。地下储罐、管道泄露过程中NAPL是引入到地下污染物的主要相态。NAPL进入包气带，在重力作用下发生迁移，迁移过程中NAPL受土壤颗粒、土壤水、空气和

21、多孔介质等多相相互作用影响。DNAPL在包气带中的衰减演变可分为3个阶段，演变过程及不同阶段的关键特征如图2（C）、（D）和（E）所示。在污染早期，CHS首先通过包气带毛细裂缝快速进入，随DNAPL的缓慢溶解，污染积液在顶部界面处产生蒸汽，且地下水污染羽呈现矩阵型扩散，此时挥发性有机物（VOCs）存在于DNAPL和吸附相中，且主要分布在水相可自由流动的渗流带。污染中期时，溶剂在污染羽中通过扩散进入低渗透性区（也称基质扩散）。在污染后期，几乎没有DNAPL相态的存在，少量VOCs存在于渗流带，逆向扩散和解吸过程持续发生1, 14, 26-27。NAPL可穿过包气带污染地下水，也可能在到达地下水之

22、前停止。NAPL迁移过程，在包气带中可产生残余污染，成为CHS蒸汽和溶解相污染的持续来源。包气带中残余NAPL往往所占体积较小，在土壤中分布十分不均，给土壤污染的检测、表征和修复增加难度。溶解相CHS的来源包括含CHS废水的排放和DNAPL直接在包气带中的溶解，溶解相污染物随土壤水的移动而迁移。吸附相是CHS在包气带中存在的另一相态，包气带中的固体颗粒或富含有机碳的介质都可以吸附CHS。吸附程度主要受污染物性质和环境介质影响，Tanford-Waterloo28通过加入示踪剂，在模拟包气带中注入PCE、CT和六氯乙烷（HCA），监测CHS浓度随时间的变化，证实了吸附作用对CHS流动性的影响。发

23、现PCE和CT相对于其他污染物更易受到阻滞作用影响。污染物在吸附相与其他相之间存在动态平衡，受土壤的有机碳含量和CHS的理化性质影响，吸附相污染物可能会占污染物总质量的很大一部分。由于CHS蒸气压很高，相当一部分污染物可以蒸汽形式存在于包气带中，气相相对浓度取决于化合物的理化性质。CHS蒸汽是一种高度流动的相，能横向扩散，当NAPL或溶解相运移停止时，也可向地下水运移。气相CHS可能是污染物显著扩散的主要原因，常常被作为运移分析的重要组成。除NAPL、溶解、吸附和蒸汽相外，一些有机污染物分子可能存在于其他无法分类的相态中。McCarthy和Zachara29在1989年首次描述了胶体对地下有机

24、污染物的运移影响，包括溶解有机碳的大分子组分，如腐殖质物质、微生物、NAPL的微乳液、矿物沉淀物、岩石和矿物碎屑等。根据胶体的性质，CHS和其他有机污染物可以与流动的胶体一起移动，增加了污染物的表观迁移率。由于取样困难和缺乏有关胶体的基本信息，胶体对地下污染物运移的影响仍有待确定30-31。不同相态CHS在包气带中存在多种相互作用关系，如图2（B）所示。NAPL-土壤水相互作用。CHS在NAPL和土壤水之间的分布取决于化合物的溶解度。与其他有机化合物相比，大多数含1-2个碳的CHS水溶性相对较低。NAPL-水分配系数是表示这两相相互作用的重要参数，NAPL到溶解相CHS是单向过程。NAPL-空

25、气相互作用。NAPL-空气分配系数是描述这两相相互作用的重要参数，NAPL挥发为气相过程大多数是单向过程。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）决定了有机污染物相对于水的迁移速率，只要两相的浓度比有利于转移方向，污染物就有可能转移到水相或固相。水相-空气。CHS在水相和空气相态中的挥发和迁移可由亨利系数预测。其他相互作用。土壤-空气和土壤-NAPL的相互作用研究较少，对干旱或半干旱条件下土壤-空气相互作用而言，土壤基质对CHS有很强的直接吸附作用，土壤水分的轻微增加会大幅减少污染物的吸附，这可能由于水分子与溶剂分子对土壤颗粒结合位点的竞争。图2 包气带中

26、CHS的相态分布、相互作用及演变过程（根据文献14, 30修改）。（A）包气带中CHS的相态分布；（B）不同相态CHS的相互作用；（C）包气带中CHS污染早期；（D）包气带中CHS污染中期；（E）包气带中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在包气带中的生物降解机制相态转化和迁移过程可使包气带中CHS的浓度减小，但无法从根本上去除。包气带土壤环境复杂度极高，其微生物群落的多样性和各种微生物的生命活动形成了庞大的代谢体系，生物修复技术被认为是CHS类污染物在包气带中去除的最有效途径之一31。研究者就CHS生物降解机理开展了大量研究，根据环境因子、关键降解基因和代谢产物特征，包气带中

28、CHS的生物降解过程如表1所示。包气带大部分区域为厌氧环境，在这些区域中厌氧脱氯是CHS去除的主要方式。在还原脱卤酶作用下，高氯取代烃还原为低氯取代烃并产生氯离子，厌氧脱氯降解需要充足的电子供体和严格的厌氧环境。因此电子供体含量（如甲酸盐，葡萄糖，乳酸盐和醋酸盐等）和氧气浓度是影响CHS厌氧脱氯程度的重要因子。监测电子受体、降解中间产物等的变化可有效判别氯代污染物是否发生了脱氯作用。包气带表层与大气相连，是CHS好氧反应的主要区域，在该区域内CHS发生好氧共代谢和异养氧化反应。微生物以多种小分子有机化合物为底物，包括烷烃类，醇类，糖类甚至氨类，产生的单/双加氧酶催化CHS发生转化，产生二氧化碳

29、、氯代醛/酸和氯离子。共代谢降解受氧气，生长底物类型、浓度和CHS结构影响。当微生物以CHS为唯一碳源和能源时，CHS发生异养氧化反应，转化为二氧化碳和氯离子，该过程无氯代有机物副产物产生。除场地条件影响外，CHS结构也与其降解途径密切相关。一般而言厌氧脱氯能力随氯原子个数减小而降低，好氧降解能力随氯原子个数减小而增大。如PCE只能在厌氧条件下降解，而TCE既能发生厌氧脱氯又能发生好氧共代谢，异养氧化只能降解氯原子数小于3的CHS32。厌氧脱氯反应和好氧共代谢降解往往产生大量有毒副产物，而异养氧化途径可代谢的CHS种类很少，无法满足广泛的污染场地。因此如何针对包气带污染场地情况，开发合理的联合

30、修复方式将是未来研究的重点。包气带作为CHS污染物持续停留场所，深入认识其在污染场地中的迁移转化机制，将为强化包气带原位生物修复提供重要理论支撑。表1 CHS生物降解主要途径及特点17, 18, 22, 31, 33-34Table 1 Main pathways and characteristics of chlorinated hydrocarbon biodegradation降解途径Degradation pathway厌氧脱氯Anaerobic dichlorination好氧共代谢Aerobic co-metabolism异养氧化Heterotrophic oxidation机理

31、Mechanism主要影响因素Main impact factor电子供体，含氧量Electron donor, oxygen content含氧量，生长底物Oxygen content, growth substrate type含氧量Oxygen content关键酶Key enzyme还原脱卤酶Reducing dehalogenase单/双加氧酶Mono/dioxygenase烃单加氧酶Hydrocarbon Monooxygenase中间产物Mid product低氯取代物Low chlorine substitution环氧化合物Epoxy compound最终产物Final pr

32、oduct低氯取代物/烃和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-反应场所Occurrence area严格厌氧区Strictly anaerobic zone好氧区Aerobic zone好氧区Aerobic zone3 包气带中CHS原位生物修复研究现状基于包气带中污染物迁移转化理论，研究者在CHS生物修复技术方面主要开发了生物强化和生物刺激两种主要手段35-36。生物强化主要是注入脱氯功能微生物；生物刺激则主要是提供适宜营养物质和优化环境因子。3.1 生

33、物刺激生物刺激是通过向包气带注入外源物质即改良剂强化土著微生物活性，进而实现CHS快速转化的技术37-38。当前，生物刺激主要用于刺激厌氧脱氯过程，通过向包气带输送一种可发酵的有机底物（产生氢）或直接输送电子供体（如氢或醋酸盐)以促进厌氧土著微生物生长，生物刺激法注射电子供体过程如图3所示。添加电子供体一方面可加快形成有益于CHS生物降解的厌氧区；另一方面可加速已经处于厌氧环境的脱卤速率。电子供体注射一般有两种方法：第一种是将固体或半固体电子供体，如植物油，通过注射井注射到污染区。这种方法几乎完全依靠生物过程来促进污染物的传质和降解，反应较慢39。第二种是频繁注射液态电子供体，如乳酸盐或糖蜜，

34、甚至将液相电子供体在目标区域循环流动。这种方法可以使基质在包气带中充分扩散，除了生物学机制加强DNAPL的传输，基质及其代谢物也可强化DNAPL增溶和解吸作用。电子供体可在包气带中存在几周到几年，存留时间是影响电子供体传输深度的重要因素40。研究发现醋酸盐是最有效的电子供体，使PCE的降解率可达94%36。电子供体注射需结合特定包气带受污染程度，以选择注射量及浓度。图3 注射电子供体原理图。Fig. 3 Schematic diagram of injecting electron donor.3.2 生物强化生物强化是将外源微生物引入包气带，增强生物活性，主要以强化厌氧脱氯为主，生物强化微生

35、物主要有土著微生物，生物强化细菌和基因工程菌8, 41。生物强化微生物常常在被污染的土壤、沉积物或活性污泥中驯化和筛选，驯化后的微生物代谢活性高，但目前已分离的可进行厌氧脱氯的菌株很少，能进行完全脱氯的菌株十分有限。Maymo-Gatell等42发现许多细菌能把PCE和TCE还原成二氯乙烯（DCE），但是只有产乙烯脱卤拟球菌Dehalococcoides能把PCE和TCE完全还原成乙烯。Yang和Pesaro等43研究厌氧培养对PCE的还原脱氯作用，检测到只有产乙烯脱卤拟球菌和脱亚硫酸菌属Desulfitobacterium两类细菌具有还原脱氯作用。通过组合分析发现产乙烯脱卤拟球菌以氢为电子供

36、体实现完全还原脱氯，而脱亚硫酸菌属以醋酸盐作为电子供体不能完全脱氯。产乙烯脱卤拟球菌在环境中存在较少，在包气带中生长率低，驯化时间长，因此当前在修复中多采用与其他菌属混合培养的方式来进行生物强化9, 44-46。国内外基于原位生物刺激和生物强化实现包气带CHS原位修复的研究如表2所示。包气带中CHS的原位修复最早可追溯到1985年，Wilson等47等向含有TCE的土壤中注入含有0.6%天然气的空气，除去自然降解和挥发损失，2周TCE的去除率达95%，研究初步明确了强化土著微生物可实现氯代有机物的去除，但并未解析土壤微生物的功能菌属。近年来生物刺激和生物强化技术被广泛应用于多种CHS污染修复中

37、，包括氯代烷烃（主要有1,1,1-三氯乙烷(1,1,1-TCA)和1,1-二氯乙烷（1,1-DCA)，氯代烯烃（主要有DCE、TCE和PCE）和氯代芳烃（CB，1,2-DCB，1,4-DCB），修复的场地主要为工厂泄露造成的污染土壤，临近地下水的包气带土壤。绝大多数研究均采用生物刺激法，由于微生物对环境敏感性强，生长过程必须提供充足的营养物质，单一利用生物强化并不普遍，往往采用营养物质与微生物混合后的生物刺激与生物强化联合技术。从大面积生物修复角度来看，生物刺激所采用的营养液原则上需满足廉价且使用后无二次污染的特点。当前主要有缓冲液、酵母膏、植物油和乳酸钠等，也有研究限制性通入甲苯和空气混合蒸

38、汽法实现了甲苯和CHS的联合去除48，表明自然条件下某些混合污染可能比单一CHS污染更易去除。已确认的常在修复场地存在的功能菌属主要有脱卤素杆菌属Dehalobacter Restrictus，多食螺旋菌Dehalospirillum multivorans，甲烷八叠球菌属Methanosarcina，蒂氏脱硫念珠菌Desulfomonile tiedjei DCB-1，脱硫杆菌Desulfitobacterium sp，产乙烯脱卤拟球菌Dehalococcoides sp，脱卤球菌Dehalococcus，产甲烷菌Methanogens。其中产乙烯脱卤拟球菌由于可以实现CHS全部脱氯，应用潜

39、力巨大，已被作为生物制剂添加进黏土中，实现了DCE向乙烯的转化48。这些研究为包气带CHS污染原位修复提供了重要的理论基础与实践经验。大多数研究者认为原位强化生物修复技术是修复治理大面积污染区域的有效方法，但该技术仍具有许多局限性。许多有机污染物在地下很难被降解，通常需要驯化某些特定的微生物。污染物的毒性有时会抑制原有微生物的活性，以及污染控制需要持续的修复以及监测6, 50-51。表2 氯代烃原位修复研究现状Table 2 Research status of in situ bioremediation污染物Pollutant污染场所Contaminated site原位修复方法In-si

40、tu remediation method底物Substrate微生物Microorganism修复效果Remediation effect文献Reference三氯乙烯TCE博福特石油泄漏污染的含水层Unsaturated zone at a gasoline spill site in Beaufort生物刺激Biostimulation甲苯Toluene脱卤素杆菌属，多食螺旋菌Dehalobacter Restrictus, Dehalospirillum multivoransTCE的去除率可达90%以上Removal rate of TCE reach more than 90%47

41、四氯乙烯PCE贝米吉原油泄漏的包气带The vadose zone of a crude oil spill site near Bemidji生物刺激Biostimulation缓冲液，酵母提取物Buffer, yeast extract甲烷八叠球菌属，蒂氏脱硫念珠菌，脱亚硫酸菌属Methanosarcina, Desulfomonile tiedjei DCB-1, Desulfitobacterium sp膜电位和/或质子梯度参与了脱氯过程Membrane potential and/or proton gradient are involved in the dichlorinatio

42、n process52四氯乙烯，三氯乙烯PCE, TCE萨凡纳河Savannah River生物刺激和生物强化Biostimulation and Bioaugmentation油，营养物质，缓冲液Oil, nutrients, buffer产乙烯脱卤拟球菌Dehalococcoides sp注射Dehalococcoides sp可使cVOC气体浓度迅速显著下降，产生cVOC副产物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包气带与地下水界面Vadose zone and groundwater interface生物强化Bioaugmentation-寡养单胞菌，嗜麦芽寡养单胞菌，假产碱假单胞菌Stenotrophomonas sp. B3a, Stenotrophomonas maltophilia strain YSP48, Pseudomonas pseudoalcaligenes strain 2-3氯代芳香族化合物在氧/缺氧界面具有很强的生物降解能力Chlorinated aromat

44、ic compounds have strong biodegradability at the oxygen/anoxia interface54顺1,2-二氯乙烯c-DCE粘土断裂处脱氯生物活性区Dechlorination bioactive area formed at the clay fracture生物刺激和生物强化Biostimulation and Bioaugmentation大豆油Soybean oil产乙烯脱卤拟球菌Dehalococcoides148天后，所有c-DCE均脱氯为乙烯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TCE, 1,1,1-TCA丹麦Vadsby某处土壤Soil of Vadsby, Denmark生物强化Bioaugmentation黏土基质Clay matrix脱卤球菌DehalococcusTCE和1,1,1-TCA降解为c-DCE和1,1-二氯乙烷TCE and 1,1,1-TCA degrade into c-DCE and 1,1-DCA494 包气带中CHS生物降解影响因素包气带生物修复受污染物特性，当地气候条件和场地水文地质条件等因素影响6。其中非生物因子如污染物的性质和污染位点的环境条件

46、都成为修复的制约条件。CHS结构尤其是氯原子数量对其生物降解机制也有很大影响7。课题组前期研究发现好氧条件下降解速率会随氯原子取代位置不同而改变。一般而言，氯原子取代数的越多，降解速率越低，且氯代烷烃的降解速率大于氯代烯烃31, 40, 56-57。因深层土壤环境的物理化学特征与表层土壤有很大不同，微生物对所处的环境具有高度的敏感性，影响包气带微生物活性因素与影响其它环境微生物的因素相似，主要有碳源，能源，电子供/受体，营养物质，如N、P、S、微量金属元素，适宜的环境条件，如温度，pH值等8-9。此外，盐度和海拔等极端条件也会影响微生物活性，Filler58等发现在极冷环境中，南极土著细菌群落

47、也具有很高的生物修复潜力。氧化还原特性是CHS降解途径的最重要影响因素，其中包气带中氧分布决定氧化还原特性，监测包气带中氧气含量也成明晰CHS降解性能的重要环节50。氧在潮湿/干燥包气带中特征扩散长度（CDL=Dm,airk，为迂曲度因子；Dm, air为反应性气体在空气中的分子扩散系数，m2/d；k为反应性气体的一阶反应常数，d-1）如图4所示。干燥条件下氧气的扩散深度更深，包气带中碳氢化合物对氧气消耗速率k约为0.2 d-1，在均质环境中，反应性气体将在3倍CDL的深度处消耗完全6。另外，其他因素如细菌之间的群体感应、电子受体范围、群体和群落组合之间的相互作用以及包气带中微生物群落之间遗传

48、物质的传递等55也是影响包气带污染物降解的因子。不同因子一方面影响微生物活性，另一方面各种因子之间也相互影响，综合考察因子的联合作用是原位修复研究中重要的环节。图4 氧在包气带的特征扩散长度（根据文献6修改）。a为充气孔隙率。Fig. 4 The characteristic diffusion depth of oxygen in the vadose zone (according to Ref 6). a is the air-filled porosity.5 总结与展望土壤包气带在污染物的输送、储存、滞留和降解过程中都发挥了重要作用，CHS作为典型的DNAPL在包气带中的原位高效去除

49、是防止其进入地下水和大气的最佳策略之一。系统总结可知CHS在包气带中存在NAPL、溶解相、吸附相、气相和其他相态等多种相态，其在包气带中存在早期、中期和后期三个衰减演变阶段，相态变化及扩散矩阵大小是不同阶段的重要指示指标；同时，气、固、液及NAPL相态CHS在包气带中存在多种相互作用关系，土壤-空气和土壤-NAPL的相互作用研究较少。CHS在包气带中主要存在厌氧脱氯，好氧共代谢和异养氧化三种降解途径，CHS降解受自身结构及场地环境的显著影响，开发合理的联合修复方式正逐渐成为研究的热点。对包气带中氯代烃原位生物修复研究现状总结发现，生物刺激和生物强化是CHS原位修复的主要手段，生物刺激主要通过添

50、加电子供体或形成厌氧区刺激厌氧脱氯过程，生物强化主要通过添加厌氧脱氯菌株提供生物活性，产乙烯脱卤拟球菌可实现污染物全部脱氯，备受关注。CHS在包气带中的降解受多种因素影响，包括其自身结构、理化性质和微生物群落结构等，其中氧化还原条件是重要的影响因素，综合考察因子的联合作用是原位修复研究中重要的环节。包气带CHS污染修复已取得许多进展，但仍存在很多问题，未来研究中可从以下几方面开展研究。（1）充分认知包气带中CHS的相态分布及其相互作用关系。CHS在包气带中存在多种相态，其中胶体状态下CHS的运移特性还未被广泛认知。另外CHS在土壤-空气及土壤-NAPL间的相互作用也是需要继续开展的工作。（2）

51、广泛检测污染包气带中的污染状态及理化特性。明晰包气带污染情况及理化特性参数是原位修复工作的重要前提，当前污染包气带中的各种参数还十分有限，开展广泛的包气带监测工作，构建污染包气带数据库亟待解决。（3）充分解析包气带中功能菌群落结构及CHS生物降解机理。CHS生物降解十分复杂，降解过程受氧气影响十分显著，尤其在缺氧条件下，CHS降解途径还不明晰，结合多组学技术解析包气带中微生态组成及CHS转化机理是十分必要的。（4）高活性功能菌株的研发。当前已报道的CHS降解功能菌十分有限，尤其是厌氧脱氯菌属，开发高效降解菌属是原位生物强化的重要前提。附：缩略词索引CHS：氯代烃；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：非水相液体；LNAPL：轻质非水相液体；DNAPL：重质非水相液体；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.参考文献 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

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