孫 瑞,殷 瑤,*
(1.上海市政工程設(shè)計(jì)研究總院<集團(tuán)>有限公司,上海 200092;2.上海申環(huán)環(huán)境工程有限公司,上海 200092)
世界人口增長、農(nóng)業(yè)生產(chǎn)以及工業(yè)廢物的處置不當(dāng),導(dǎo)致地下水環(huán)境的維持面臨巨大挑戰(zhàn)。石油烴(PHCs)化合物使用廣泛,已成為最常見且難降解的地下水污染物之一[1]。當(dāng)前,修復(fù)被石油烴污染的地下水的傳統(tǒng)方法通常包含原位曝氣、土壤氣相抽提、好氧生物降解方法[2]。生物修復(fù)技術(shù)因具有操作相對簡單、低成本、二次污染小和潛在修復(fù)效果好等優(yōu)點(diǎn)[3],被認(rèn)為是處理石油烴污染的最具前景的技術(shù)[4-5]。在生物修復(fù)過程中,微生物利用有機(jī)污染物作為能源或營養(yǎng)物質(zhì)來源[6]。微生物修復(fù)技術(shù)主要包括通過施加營養(yǎng)物質(zhì)進(jìn)行的生物刺激和通過接種具有可分解碳?xì)湮镔|(zhì)能力的微生物或菌團(tuán)。
目前,圍繞石油污染的修復(fù)研究主要集中在好氧條件的選取[7]。然而,許多受石油烴污染的場地由于有機(jī)污染物自然衰減耗氧而處于厭氧環(huán)境[2]。因此,采用好氧生物降解污染物時需添加大量氧氣以創(chuàng)造有氧環(huán)境[8]。氧氣的溶解度低,并會與缺氧地下水中的亞鐵等還原組分反應(yīng),導(dǎo)致注入氧氣成本昂貴且效率低下,這就需要采用厭氧微生物來處理。厭氧菌降解石油烴過程中,石油烴作為碳源,在代謝途徑中屬于電子供體,硝酸鹽、硫酸鹽或三價(jià)鐵氧化物作電子受體將有機(jī)化合物氧化為二氧化碳[9],通過外源投加電子受體等調(diào)控方式可促進(jìn)石油烴類污染物的降解[10-11]。原位厭氧生物修復(fù)技術(shù)主要被用于厭氧還原降解氯代烴污染物[12],其厭氧氧化石油烴降解通常以實(shí)驗(yàn)室研究為主[13-14],國內(nèi)實(shí)際工程應(yīng)用研究較少。原位厭氧強(qiáng)化氧化生物修復(fù)技術(shù)(EAOB)主要針對石油烴類污染物,可以原位完全生物降解該類污染物[15]。在實(shí)際工程中,通常采用厭氧生物降解技術(shù)作為后續(xù)補(bǔ)救以及控制污染的重要手段。生態(tài)環(huán)境部印發(fā)的《污染地塊地下水修復(fù)和風(fēng)險(xiǎn)管控技術(shù)導(dǎo)則》(HJ 25.6—2019),要求當(dāng)修復(fù)達(dá)標(biāo)后仍需進(jìn)行兩年的監(jiān)測,其時間跨度大且由于土壤和地下水修復(fù)目標(biāo)值差異,可能導(dǎo)致地下水出現(xiàn)個別點(diǎn)位濃度復(fù)增,可采用原位厭氧生物修復(fù)再次降低污染物殘留濃度,從而保證場地修復(fù)的可持續(xù),導(dǎo)則發(fā)布為該技術(shù)應(yīng)用提供了新機(jī)遇。因此,探索缺氧條件下石油烴的原位微生物氧化降解具有重要意義。
論文通過開展中試試驗(yàn),在此基礎(chǔ)上,進(jìn)行缺氧地下水原位厭氧生物修復(fù)應(yīng)用研究。在探明中試區(qū)域環(huán)境特征的基礎(chǔ)上投加強(qiáng)化菌株,利用地下水中石油烴修復(fù)過程濃度變化、污染暈分析以及降解動力學(xué)表征這3方面數(shù)據(jù)評價(jià)原位厭氧生物強(qiáng)化作用功效,探討地下水石油烴厭氧生物修復(fù)技術(shù)的適用性和可行性,以期為原位厭氧生物修技術(shù)的推廣應(yīng)用提供技術(shù)支撐。
投加的具有醌呼吸能力C8菌株源自采油井附近原油田石油污染土壤,其為以硝酸鹽氮作為電子受體的反硝化菌株,與芽孢桿菌(Bacillussp.)具有99%的相似度[16]。投加前,先將篩選的菌株接種至含硝酸鹽氮的LB培養(yǎng)基(蛋白胨5 g/L、氯化鈉10 g/L、酵母粉10 g/L、KNO34 g/L,調(diào)節(jié)pH值為7.0)進(jìn)行富集培養(yǎng)。通入氬氣3 min,振蕩培養(yǎng),溫度為30 ℃,轉(zhuǎn)速為150 r/min,培養(yǎng)10 d后再使用,從而使培養(yǎng)基中的易降解碳源基本消耗殆盡,此時微生物濃度達(dá)到最大化。
生物表面活性劑-鼠李糖脂購自西安瑞捷生物科技有限公司,濃度為60 g/L(純度為80%);分析純硝酸鉀(純度≥99.0%)購自國藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司。
1.2.1 污染場地概況
污染場地位于上海市奉賢區(qū),歷史上主要為量具廠,其生產(chǎn)工藝使用機(jī)油作為清洗液,產(chǎn)生的廢油多被直接傾倒。量具廠生產(chǎn)車間位于污染場地西北側(cè),部分歷史車間在污染范圍內(nèi)。場地調(diào)查表明,西北地塊邊界外側(cè)也存在較高濃度的地下水石油烴污染。場地位置概況如圖1所示。
圖1 場地位置概況
污染地下水為淺層地下水,最大污染深度在地面下7.5 m。地下水流向大致為自西北向東南方向,平均埋深為1.5 m。場地4 m以下普遍存在一層粉砂層,滲透性較高,易造成污染的縱向遷移,最大污染深度均到達(dá)潛水含水層底板隔水層,但未穿透。場地地面下8 m范圍內(nèi)地質(zhì)條件為填土層(厚度為1.7~3.4 m)、粉質(zhì)黏土層(厚度約為2.2 m)、粉砂土層(1.0~2.5 m)和灰色淤泥質(zhì)粉質(zhì)黏土層(頂板埋深為4.5~5.0 m)。
1.2.2 土壤微生物性質(zhì)調(diào)查
前期調(diào)查結(jié)果表明,場地土壤和地下水中均存在石油烴污染。考慮到地下水中微生物種群較小導(dǎo)致測量精度差等問題,對場地范圍內(nèi)不同點(diǎn)位和深度的土壤進(jìn)行了微生物性質(zhì)的調(diào)查,旨在借助調(diào)查結(jié)果,分析受污染地下水中微生物種群分布特征。為防止對建井區(qū)域造成干擾,所選擇點(diǎn)位S1、S2和S3分布在中試區(qū)域邊界位置,且靠近土壤石油烴污染較重處呈三角形分布(圖2)。參考場地平均地下水位(約為1.5 m),深度從表層土至污染最深層處,在地下水位上(地下1 m)、下(地下3 m)及深層(地下5 m)進(jìn)行了土壤均布采樣。
1.2.3 中試試驗(yàn)
選取場地西北側(cè)地下水污染嚴(yán)重區(qū)域,設(shè)置3組地下水試驗(yàn)井(井深為6 m),開篩范圍為地表下2.0~5.5 m。其中GW1、GW2、GW3為微生物注入井,橫向間距為3 m。在GW1的北側(cè)、西側(cè)、東側(cè)1 m處均布設(shè)1口監(jiān)測井,南側(cè)1 m處布置3口間隔為1 m的監(jiān)測井;在GW2和GW3的南側(cè)1 m處均布設(shè)1口監(jiān)測井(圖2)。試驗(yàn)使用蠕動泵在注射井液面下0.5 m處注入菌液,單井單次注入2 L。另外,GW1同時投加500 mL生物表面活性劑-鼠李糖脂和2 L濃度為25 g/L KNO3的電子受體-硝酸鹽氮,GW3則只額外投加500 mL生物表面活性劑-鼠李糖脂。中試試驗(yàn)開展共計(jì)63 d,具體試驗(yàn)記錄如表1所示。
表1 中試過程記錄
圖2 地下水井和土壤采樣點(diǎn)布置平面圖
采樣點(diǎn)布置如圖2所示,采樣前先用貝勒管進(jìn)行洗井,貝勒管汲水位置為井管底部。每口監(jiān)測井需洗出凈化3~5倍滯水體積,并測量地下水質(zhì)指標(biāo)(如pH、溫度、電導(dǎo)率)的變化。開始洗井時,控制貝勒管緩慢下降和上升,記錄洗井開始和結(jié)束時間和至少5次水質(zhì)指標(biāo)變化情況,待連續(xù)3次采樣水質(zhì)指標(biāo)穩(wěn)定后,濁度在5 NTU以下則停止洗井作業(yè)。洗井過程可清除井內(nèi)初次滲入的地下水中夾雜的混濁物,也可提高井內(nèi)與周邊地下水之間的水力聯(lián)系。洗井過程中產(chǎn)生的廢水,統(tǒng)一收集處理。洗井作業(yè)結(jié)束,井水靜置2 h后開始取樣。對同一個監(jiān)測井采樣時,貝勒管在液面0.5 m下連續(xù)不間斷采樣,確保水樣不受外界環(huán)境污染。
地下水樣品采集后立即送往實(shí)驗(yàn)室于1周內(nèi)完成分析,測試指標(biāo)為PHCs和分段PHCs濃度,所有測試均委托具有CMA和CNAS資質(zhì)的實(shí)驗(yàn)室檢測。PHCs采用《水質(zhì) 可萃取性石油烴(C10-C40)的測定氣相色譜法》(HJ 894—2017)相關(guān)分析方法,分段PHCs(C10-C12、C13-C16、C17-C21、C22-C40)采用《GCFID法測定 非鹵代有機(jī)物》(USEPA 8015D—2003)相關(guān)分析方法。土壤微生物性質(zhì)調(diào)查的樣品,采集后委托有資質(zhì)的生工生物工程(上海)股份有限公司進(jìn)行生物宏基因組分類測序試驗(yàn),在測序公司提供的平臺上進(jìn)行分析。
參考原《上海市污染場地風(fēng)險(xiǎn)評估技術(shù)規(guī)范》,采用《荷蘭土壤修復(fù)通告》(DutchSoilRemediationCircular2009)中地下水石油烴污染干預(yù)值(600 μg/L)作為地下水PHCs污染評價(jià)標(biāo)準(zhǔn)?;谖醋⑷刖昵安蓸咏Y(jié)果,使用Surfer 13.0軟件進(jìn)行PHCs濃度Kriging插值分析。地下水PHCs污染暈以GW2-S井為原點(diǎn),呈西北向東南方向分布,與地下水流方向趨于一致(圖3)。GW2-S監(jiān)測井中PHCs濃度最高達(dá)87.8 mg/L,GW1、GW2、GW3中PHCs(C22-C40)占比為68.43%~79.30%。初步判斷場地PHCs以長碳鏈為主,存在中短碳鏈PHCs。當(dāng)存在PHCs時,地下水中溶解氧極易耗盡[9]。現(xiàn)場溶解氧測試濃度為0.24~0.41 mg/L,參考國內(nèi)外原位厭氧生物修復(fù)受污染地下水基本應(yīng)用條件[14,17-18](溶解氧小于2 mg/L),可進(jìn)行原位厭氧生物修復(fù)受污染的地下水。
圖3 地下水PHCs污染分布特征
采集的土壤微生物樣品經(jīng)預(yù)處理(去除嵌合體及非特異性擴(kuò)增序列),通過生物序列分布對物種分類排序,可得種群級別的微生物分布。結(jié)合已報(bào)道可厭氧降解石油烴的微生物種類,篩分場地中厭氧微生物菌群,主要的10種分別為:Geobacter[19]、Thauera[20]、Dechloromonas[21]、Desulfuromonas[22],Ralstonia[23-24]、Desulfitobacterium[19]、Desulfovibrio[25-27]、Desulfatiferula[28]、Desulfatibacillum[29]、Rhodocyclus[30],每種菌株的代謝類型如表2所示。由此可知,場地地下存在一定量能夠進(jìn)行厭氧微生物降解的微生物,但是與細(xì)菌分布整體(豐度達(dá)41 265)相比,其豐度較低,其存在可能與場地石油烴污染有一定關(guān)聯(lián)。
表2 可降解石油烴厭氧細(xì)菌分布豐度
與厭氧微生物降解過程相比,好氧生物降解通常較緩慢[31-32],因此,厭氧生物強(qiáng)化修復(fù)過程選取GW1、GW2和GW3進(jìn)行分段PHCs濃度監(jiān)測。試驗(yàn)開始后,地下水中分段PHCs降解變化如圖4所示。2個多月(63 d)的修復(fù)過程中,地下水分段PHCs濃度占比均呈現(xiàn)中短鏈?zhǔn)蜔N占比下降趨勢,甚至完全降解。這符合強(qiáng)化菌株C8降解石油烴特征:對于部分長碳鏈?zhǔn)蜔N(尤其是碳鏈長度高于28)降解能力有限[16]。GW1中PHCs(C10-C12)、PHCs(C13-C16)、PHCs(C17-C21)和PHCs(C22-C40)初始占比分別為0.79%、6.51%、16.32%和76.37%,63 d厭氧修復(fù)后僅殘留PHCs(C17-C21)和PHCs(C22-C40),分別占3.01%和96.99%。GW2中PHCs(C10-C12)、PHCs(C13-C16)、PHCs(C17-C21)和PHCs(C22-C40)初始占比分別為0.87%、4.47%、15.36%和79.30%,63 d厭氧修復(fù)后僅殘留PHCs(C17-C21)和PHCs(C22-C40),分別占8.40%和91.60%。GW3中PHCs(C10-C12)、PHCs(C13-C16)、PHCs(C17-C21)和PHCs(C22-C40)初始占比分別為1.97%、10.12%、19.49%和68.42%,63 d厭氧修復(fù)后殘留PHCs(C13-C16)、PHCs(C17-C21)和PHCs(C22-C40),分別占0.56%、2.56%和96.88%。需要說明的是,中試場地在14~21 d時遭受外來破壞(臨近土層被挖),短鏈占比在此時出現(xiàn)了復(fù)增上升情況。
圖4 分段PHCs占比變化(a)~(c)及PHCs污染暈分布范圍對比(d)~(e)
由地下水中PHCs污染暈分布范圍對比(圖4)可知,地下水修復(fù)期間,PHCs污染暈分布明顯收縮。以地下水中PHCs濃度在25.6 mg/L(深灰)和50.6 mg/L(白色)以上的污染面積為例,25.6 mg/L的分布范圍呈明顯收縮趨勢,而50.6 mg/L的分布由約3.899 m2縮減至0.568 m2左右,厭氧微生物強(qiáng)化修復(fù)作用效果較為明顯。盡管PHCs污染暈的面積明顯縮小,但地下水PHCs濃度最高的位置仍停留在GW2-S附近,并未在對流、彌散作用下沿地下水流方向遷移,說明GW2-S處可能存在殘留于土壤含水層介質(zhì)中的PHCs,并仍作為潛在的污染源向地下水中不斷釋放。然而,污染暈的范圍不增大反而明顯減小,這僅依靠自然狀態(tài)下土壤的吸附作用短時間難以達(dá)到,說明地下水中PHCs受到生物降解作用的影響,大部分PHCs污染物被消耗。
確定厭氧微生物強(qiáng)化作用在污染場地存在后,PHCs降解動力學(xué)表征可進(jìn)一步評估生物修復(fù)作用對地下水中PHCs的影響程度。中試修復(fù)場地進(jìn)行了3次周期性微生物注射,在第一次注藥時,同時分別按中試試驗(yàn)設(shè)計(jì)加入表面活性劑-鼠李糖和硝酸鹽氮,最后一次注藥在修復(fù)后第28 d。綜合考慮添加表面活性劑-鼠李糖和硝酸鹽氮的時間以及注藥結(jié)束時間,分析GW1、GW2、GW3中分段PHCs(C<22)污染變化(圖5)。PHCs(C<22)石油烴在前14 d呈現(xiàn)明顯下降,之后降解效果趨于平緩。前3次注入菌劑在28 d時完成,且前14 d內(nèi)總石油烴降解受外源刺激影響顯著,同時需考察菌株C8的場地應(yīng)用效果。因此,選擇中試修復(fù)前14 d和28~63 d的監(jiān)測數(shù)據(jù)分段進(jìn)行降解動力學(xué)模擬。
圖5 PHCs(C<22)降解動力學(xué)表征及修復(fù)過程濃度變化
利用前14 d的地下水中分段PHCs(C<22)數(shù)據(jù),依據(jù)一級反應(yīng)動力學(xué)方程對該段中試期間分段PHCs(C<22)的衰減速率進(jìn)行計(jì)算,GW1、GW2和GW3的分段PHCs(C<22)衰減速率分別為0.177 9、0.056 1 d-1和0.109 3 d-1。由衰減速率可知,添加生物表面活性劑-鼠李糖脂和硝酸鹽氮的GW1井降解速率最大,其次為添加表面活性劑-鼠李糖脂的GW3,只添加強(qiáng)化菌株C8的GW2降解速率最低。中試前14 d的效果表明,菌株C8存在時,向地下水中投加表面活性劑和電子受體(硝酸鹽氮),可以顯著刺激和強(qiáng)化菌株C8的降解能力。PHCs是疏水性有機(jī)物,水中溶解度極低,濃度較高時漂浮水面,降低了其與菌株C8的接觸。微生物攝取PHCs主要依靠表面活性劑介導(dǎo)和界面接觸兩種模式[33],強(qiáng)化菌株C8攝取PHCs為表面活性劑介導(dǎo)模式[16]。添加生物表面活性劑-鼠李糖脂,增加了PHCs水相溶解,有效促進(jìn)了微生物對石油烴的利用。同時,菌株C8以硝酸鹽氮作為電子受體進(jìn)行厭氧生化[16],投加電子受體可以顯著加速PHCs降解[34]。因此,表面活性劑的存在和投加充足的電子受體,明顯提高了PHCs的降解速率。
依據(jù)中試修復(fù)后28 d的地下水中分段PHCs(C<22)濃度變化(表3),采用一級反應(yīng)動力學(xué)方程對該段中試期間分段PHCs(C<22)降解動力學(xué)擬合。自然對數(shù)化GW1、GW2和GW3監(jiān)測井內(nèi)地下水中分段PHCs(C<22)濃度,以修復(fù)時間為橫坐標(biāo)繪制散點(diǎn)圖(圖5)。通過擬合PHCs(C<22)濃度自然對數(shù)相對于時間的趨勢線,得出GW1、GW2和GW3內(nèi)強(qiáng)化菌株C8降解PHCs(C<22)過程符合假一級動力學(xué)。由于污染場地地下條件較為復(fù)雜,線性回歸所得R2相對較低,但能夠真實(shí)反映降解情況。如圖5所示,14 d后PHCs降解趨于平緩,推測地下水井內(nèi)投加的生物表面活性劑降解消耗殆盡,投加的硝酸鹽氮也基本反應(yīng)消耗完全,額外投加表面活性劑和硝酸鹽氮的促進(jìn)作用已減弱甚至已消失。GW2井僅投加菌株C8,比較GW2井14 d前和GW1、GW2、GW3井28 d后分段PHCs(C<22)的降解速率,兩者近乎相同(約0.055 d-1)。因此,推測28 d后的降解主要依靠菌株C8自身降解PHCs能力。
表3 28 d起各井中分段PHCs(C<22)濃度 (單位:μg/L)
在自然衰減作用下,Guo等[35]研究表明最適溫度條件下,含水層中PHCs降解30年的平均自然衰減率估值在0.003 76 d-1,即半衰期為184.3 d。Lü等[36]研究也發(fā)現(xiàn),地下水中PHCs自然衰減速率在0.001 0~0.002 5 d-1,平均速率為0.001 5 d-1,即半衰期為462.1 d。中試區(qū)域GW1、GW2、GW3中地下水PHCs修復(fù)28 d后的降解速率在0.044 1~0.059 6 d-1,半衰期為11.63~15.72 d,比自然衰減的速率常數(shù)高出一個數(shù)量級,說明厭氧微生物強(qiáng)化修復(fù)作用遠(yuǎn)強(qiáng)于自然衰減作用。對比類似研究,Dou等[37]分離出可降解苯的蠟樣芽孢桿菌(Bacilluscereus),在厭氧硝酸鹽還原體系下,當(dāng)苯初始濃度低于150 mg/L時能夠在25 d內(nèi)被完全生物降解。Singh等[38]分離出短小芽孢桿菌(Bacilluspumilus)具有較高的降解潛力,能夠在兩周內(nèi)達(dá)到86.94%的柴油生物降解,且接種混合菌株降解效果要低于單一菌株。與自然衰減條件相比,中試采用的原位厭氧生物強(qiáng)化修復(fù)技術(shù)在地下水石油烴降解效率上提高了至少10倍,但綜合考慮強(qiáng)化菌株C8對于降解高碳鏈(C不小于28)石油烴污染物存在一定困難,需要較多時間,故保守估計(jì)中試地下水石油烴降解效率至少提高了50%以上。缺氧環(huán)境中原位厭氧生物修復(fù)石油烴污染地下水工程應(yīng)用需考慮污染物源頭阻隔、生物藥劑適宜環(huán)境塑造、污染物與微生物結(jié)合概率和提供充足的反應(yīng)電子受體等影響因素,且在設(shè)計(jì)和運(yùn)行時,需對修復(fù)過程定期監(jiān)控,將場地環(huán)境調(diào)整至厭氧生物修復(fù)最佳應(yīng)用條件。
(1)中試區(qū)域地下水受到了不同程度的PHCs污染,在GW2-S處污染濃度最高,沿地下水流向污染降低。場地地下存在一定量能夠進(jìn)行厭氧微生物降解的微生物,但豐度較低。
(2)厭氧微生物強(qiáng)化修復(fù)過程中,地下水中分段PHCs濃度占比均呈現(xiàn)中短鏈?zhǔn)蜔N占比下降趨勢,甚至完全降解,PHCs污染暈的范圍隨修復(fù)的進(jìn)行明顯減小。
(3)強(qiáng)化菌株C8降解PHCs(C<22)過程符合假一級動力學(xué)。投加生物表面活性劑-鼠李糖脂和電子受體硝酸鹽氮后14 d內(nèi),地下水PHCs(C<22)降解速率為0.056 1~0.177 9 d-1,受外源投加因素影響大。同時,投加鼠李糖脂和硝酸鹽氮條件下PHCs(C<22)降解速率最高,其次是只投加鼠李糖脂,均明顯高于單一添加強(qiáng)化菌株C8。表面活性劑誘導(dǎo)下,同時提供充足電子受體,有利于刺激和強(qiáng)化菌株C8的厭氧降解作用。
(4)菌株C8降解PHCs(C<22)28 d后主要依靠菌株自身降解PHCs能力,降解速率為0.044 1~0.059 6 d-1,半衰期為11.63~15.72 d,地下水修復(fù)區(qū)域厭氧微生物強(qiáng)化修復(fù)作用遠(yuǎn)強(qiáng)于自然衰減作用,降解效率至少提高50%以上。