氯代有機物污染場地的監控自然衰減修復初探

陳然然，祝欣，林玉鎖，余冉，龍濤

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氯代有機物污染場地的監控自然衰減修復初探

陳然然1，祝欣2,3，林玉鎖2,3，余冉1，龍濤2,3

（1東南大學能源與環境學院，江蘇南京 210096；2環境保護部南京環境科學研究所，江蘇南京 210042；3國家環境保護土壤環境管理與污染控制重點實驗室，江蘇南京 210042）

氯代有機物因其高毒性、高富集性、高環境殘留的特點及其“致癌、致畸、致突變”效應被美國環保局(EPA)列為優先控制污染物。氯代有機物污染場地的傳統物理、化學、生物修復方式修復費用相對較高，對污染場地周邊環境影響較大。監控自然衰減（MNA）是一種國際上應用較廣的污染場地修復和管理技術，近年來在我國逐漸得到關注，其利用污染物自身的自然衰減作用達到修復目標，從而降低修復成本，規避工程風險。本文重點介紹監控自然衰減技術，并結合氯代有機物自然衰減過程中的生物降解作用、降解途徑與機理、主要降解菌和酶等要素對氯代有機物污染場地實施監控自然衰減修復的可行性進行初步探究。

氯代有機物；污染場地；MNA；自然衰減；修復；生物過程；降解

引 言

氯代有機物是脂肪烴、芳香烴及其衍生物中的一個或幾個氫原子被氯原子取代的產物。氯代有機物多數具有高毒性、高富集性、高環境殘留的特點，并具有“致癌、致畸、致突變”效應，易對人體健康和生態環境造成危害[1]。美國1977年公布的129種環境優先控制污染物中，有60多種為鹵代烴及其衍生物。另外，歐盟公布的“黑名單”中排在首位的是鹵代物和可以在環境中形成鹵代物的物質，其中氯代有機物主要包括氯代脂肪烴、氯代芳香烴及其衍生物[1]。氯代有機污染物在中國工業污染場地的土壤與地下水中極為常見[2]。如中國的大型國有農化企業普遍經歷過“有機氯時代”，生產過大量的氯代有機農藥產品如六六六、滴滴涕等，長期以來在廠區土壤內產生累積的污染[3]。除農藥產品外，工業生產中大量使用和產生的生產原料、溶劑、中間體包含多種氯代有機物，如二氯甲烷、氯仿、三氯乙烯、氯苯等，在中國工業場地污染土壤與地下水中屬于常見的污染物[4]。在中國目前開展的污染場地修復工程中，對氯代有機物污染土壤與地下水的修復技術主要為化學氧化、熱脫附、氣相抽提等物化方法，可以在較短的時間內對污染物進行有效的去除。但物化類方法通常實施成本較高，對土壤、地下水環境的擾動也較大，對缺乏治理經費或周邊環境較敏感的污染場地其適用性明顯受到限制。

近年來，監控自然衰減技術(monitored natural attenuation, MNA)作為傳統土壤和地下水修復的后續手段在國內外逐漸發展起來。MNA可以認為是一種污染場地土壤與地下水的原位修復方法，它利用污染場地天然存在的自然衰減作用，并通過長期監測土壤或地下水中污染物的變化情況，在合理的時間范圍內達到污染修復的目標。自然衰減的驅動力包括物理、化學和生物等多方面的作用，其中生物降解過程是MNA降低污染物濃度、控制污染物風險的重要途徑。污染物的生物降解途徑和速率決定了MNA的可行性和修復進程（快慢），是確定MNA技術實施的關鍵。因此，實施MNA之前必須進行污染場地自然衰減能力評價，證明污染物在場地中的生物降解可能性。

多項研究已表明[5]氯代有機物在特定的地球化學條件下可發生自然生物降解過程。如Brenner等[6]研究發現，1955～1977年的20多年時間內，多氯聯苯（PCB）在底泥中發生了自然衰減；郭琳[7]研究發現上海某污染場地淺層地下水中的氯代烴存在天然生物降解；孔祥斌[8]研究了飽和含水層中1,2-二氯乙烷(1,2-DCA)在硝酸鹽條件下的厭氧生物降解過程，結果表明在硝酸鹽和無硝酸鹽條件下1,2-DCA均發生了生物降解。因此，對氯代有機物污染場地采用MNA修復技術，可作為物理、化學修復的補充或替代方案，具有良好的應用發展前景。本工作在介紹監控自然衰減技術的基礎上，結合氯代有機物自然衰減過程中生物降解能力研究，對氯代有機物污染場地實施監控自然衰減修復的可行性進行初步探究。

1 監控自然衰減技術(MNA)

1.1 自然衰減

1.1.1 自然衰減作用

大多數污染場地都存在自然衰減作用，包括非破壞性的對流、彌散、稀釋、吸附、沉淀、揮發等作用和破壞性的放射性衰減、化學或生物性穩定、生物降解作用等[9-10]。各類自然衰減作用共同決定污染暈的持久性、復雜程度以及它們是否隨時間擴展、穩定或縮小[11]。

1.1.2 生物降解作用對污染物自然衰減的貢獻

在有機物的各類自然衰減作用中，純化學的自然轉化過程不常見，常見的是生物降解作用。因此，證實污染場地有機物生物降解的發生以及生物降解對自然衰減的貢獻成為評價有機物自然衰減潛力的核心[12]。另外，污染物的生物降解途徑和速率決定了MNA的可行性和修復進程，是確定MNA技術實施的關鍵，因此證明有機物在土壤中或地下水中的生物降解能力及其對自然衰減的貢獻格外重要。

國際上常采用污染場地現場取樣化學分析、室內污染物生物降解實驗、微生物培養鑒定、分子生物學技術等手段證明生物降解的發生，同時利用同位素技術提供降解的直接證據[9]。其中，分子生物學技術對研究污染場地自然衰減過程中的生物降解發揮著日益重要的作用。如已經發展成熟的聚合酶鏈式反應(polymerase chain reaction, PCR)、變性梯度凝膠電泳(denaturing gradient gel electrophoresis, DGGE)、16S rRNA基因序列分析、磷脂脂肪酸法等技術可用于土壤中目標污染物降解菌屬鑒定和微生物群落結構分析[13]；對目標微生物進行定量PCR、標記基因、利用特異性的探針與目標微生物進行熒光原位雜交(FISH)等是監測和定量自然衰減過程中微生物的重要方法[14]。另外，高通量、基因、酶蛋白層面的生化代謝組學和降解產物研究都可支持生物過程研究。此外，一些較為新穎的分析方法也可以用于研究污染物的生物降解作用，如通過測定土壤中的核酸變化來幫助鑒定特殊的中間代謝產物與相應微生物降解活性、利用流式細胞術評價微生物的增殖活性等[15]。

1.2 監控自然衰減

1.2.1 MNA定義

MNA是指通過實施有計劃的監控策略，依據污染場地自然發生的物理、化學及生物等自然衰減作用，使得土壤和地下水中污染物濃度和總量、毒性、遷移性等在合理的時間范圍內降低到風險可接受水平的一種污染修復方法[10]。MNA既可以單獨使用，也可與其他修復技術聯合使用，其主要優點為成本低、環境擾動小，而且無二次污染。

1.2.2 MNA研究進展

（1）國外研究進展 MNA技術起始于20世紀90年代，現在歐美國家作為傳統土壤和地下水修復技術的后續手段，與抽出處理等主動修復措施聯合使用，被稱為污染土壤和地下水的“第二代管理工具”[16]，已逐漸得到較為廣泛的應用。目前國外MNA修復技術逐步向規范化、可操作方面發展，對于建立自然衰減跟蹤監測系統、監測數據有效性分析等方面都有一定的發展。在美國，自然衰減評價已逐漸成為污染場地采取工程修復前必須執行的一項法規[17]。美國超級基金場地地下水修復技術統計結果顯示，從1986年開始，MNA逐年增加，在2005～2008 年實施修復的164 個場地中應用MNA的比例高達56%，其中單獨使用的場地有21%[18]。另有多個國家和機構也針對污染物的MNA修復編制了技術指南，如1998年美國環保署、美國空軍、美國地調局等機構共同完成了評價有機氯污染物的自然衰減技術方案，2000年荷蘭編制了有機氯溶劑的自然衰減可持續評價方案，美國環保署于2005年和2007年分別發布了甲基叔丁基醚（MTBE）和無機污染物的MNA指南等[9]。另外，歐洲許多國家在土壤和地下水修復中積極推動MNA技術，用以處理土壤中的氯化溶劑、礦物油和BTEX、多環芳烴類、重金屬、氨、氰化物等污染物質[19]。

（2）國內研究進展 總體來講，中國在污染場地地下水自然降解的可行性評估和方案體系建立方面還處在初級階段，相關研究主要基于室內實驗和野外取樣分析，真正實施MNA的案例很少，缺乏完整的工程應用實例[10]。目前研究的場地類型主要是石油烴污染場地、垃圾填埋場、污灌區等，污染物類型主要有油類、有機氯溶劑等[20]。部分學者開展了地下水中揮發性有機物自然衰減能力的評價方法的研究。如陳余道等[21]通過長期監測地下水中苯及電子受體含量的變化發現在含水層中存在苯的自然衰減過程，并通過苯的物理化學特征和地球化學分析證明生物降解作用是苯衰減的主要途徑；李宇華等[22]研究了中國某受苯污染水中反硝化菌的分布，利用篩選出的反硝化菌進行生物降解實驗，結合水源地歷年的水質監測數據，首次從地球化學及生物學兩個方面證明了苯的自然衰減作用。另外，賈慧等[23]利用北京地區某加油站為實際場地開展了土壤中石油類污染物自然衰減能力的現場實驗驗證；郭琳[7]針對上海某污染場地淺層地下水中氯代烴在自然條件下生物降解的機制進行了探討，并對該場地氯代烴污染自然衰減能力進行了定性評價，研究結果表明淺層地下水中的氯代烴存在天然生物降解，但降解速率比較緩慢，最后提出可采用人工加強自然衰減的方式對該場地進行修復。

1.2.3 污染場地自然衰減能力評價

任何一個污染場地都存在污染物的自然衰減，但是自然衰減能力各不相同，實際污染場地在時間與空間上存在顯著的異質性，微生物活性隨時間的波動可能導致生物降解作用在不同時間段的顯著變化[24]。一個具體的污染場地執行MNA之前必須進行自然衰減能力評價。在自然衰減能力評價中，美國材料實驗協會、美國空軍環境中心以及美國環保局要求從3個方面的證據來揭示自然衰減的發生[25]：①歷史監測數據明顯表明污染物含量有降低趨勢；②水文和地球化學指標間接證明自然衰減的發生；③污染場地現場和微宇宙實驗測試結果直接證明自然衰減的發生及其目標污染物衰減能力。目前，進行污染場地的自然衰減能力評價，可從場地現場及實驗室物理、化學和生物等方面獲得有關數據，運用污染物濃度（總量）趨勢分析、環境水文地球化學指標分析、微生物菌群和微生物分子技術研究、微宇宙實驗、穩定同位素分析等手段，提供污染物自然衰減正在發生的證據，估計污染物衰減速率和衰減容量，預測修復達到目標所需的時間等[26]。

污染物濃度趨勢分析為評價自然衰減能力提供首要證據，可用于推斷自然衰減作用能否控制污染物的擴散和有效降低污染物的遷移暴露風險[27]。環境水文地球化學指標分析用以判斷污染場地土壤是否適宜目標污染物生物降解的發生，主要包括土壤理化性質（如土壤粒徑分布、陽離子交換量、有機質或有機碳含量、黏土礦物含量、pH、溫度、含水率、OPR等）以及典型電子受體（O2、硝酸根、硫酸根、3價鐵等）含量的分析[12]。土壤中典型電子受體的含量變化可間接指示生物降解的發生。微生物菌群結構和微生物分子技術研究可用以評估自然衰減過程中的生物降解能力。在污染場地環境水文地質分析的基礎上，可利用微宇宙實驗模擬實際場地條件，驗證污染物自然衰減的發生和生物降解的貢獻，同時可利用穩定同位素技術指示污染物的降解中間產物，研究其生物降解途徑。

1.2.4 MNA實施原則

MNA修復不能被視為一種“消極”方式，實施過程中需要進行有效的污染源頭控制和修復性能監控，以確保人類健康和環境的安全[25]。美國環保署（USEPA）對于MNA的指導明確規定通常將MNA結合主動的修復措施（物理、化學或生物修復）聯合使用。實施MNA時，需對污染物自然衰減的全過程進行監測，并對修復的進程采取管控[28]。如USEPA要求實施MNA的場地需開展長期的自然衰減效果跟蹤監測，以確保污染物的自然衰減效果與預測一致。因此，MNA不適用于對修復時間要求較短的情況，同時對場地環境監測和環境管理有較高的要求[10]。

1.2.5 自然衰減跟蹤監測系統

MNA應該監測污染場地土壤或地下水中的生物過程和非生物過程，全面掌握污染場地的各種自然衰減作用。每個實施MNA的污染場地應建立自然衰減跟蹤監測系統：首先在調查場地水文地質情況、污染情況等信息基礎上建立場地的MNA概念模型，然后設計現場監測網絡，包括監測位置、監測方式、監測參數、監測頻率等。每個監測系統應該實現指示自然衰減的發生、識別有毒產物、指示污染范圍、檢測環境條件的變化等功能[25]。

1.2.6 監測數據有效性分析方法

實施MNA過程中要對污染物的衰減動態過程有充分了解，則需要進行詳細的場地特征分析，這可能涉及到特定場所衰減的以下部分或全部信息：污染源污染狀況、地下水流動、污染物相分布、環境介質中存在的養分和電子供體/受體、代謝產物和副產物的濃度、微生物種群、生物轉化速率、非生物轉化速率等，以及各環境要素隨時間的變化。另外，污染物濃度數據可顯示自然衰減的趨勢，水文和地球化學數據可表明場地自然衰減過程的類型(和速率)，生物過程、區域或微宇宙研究數據可揭示污染物發生降解的特定過程[25]。

2 氯代有機物的自然衰減研究

2.1 氯代有機物的自然衰減途徑

氯代有機物進入土壤后，與土壤物質和微生物發生各種反應，進而發生自然衰減，可能經歷的過程有[28]：①有機物在土壤中的吸附及解附；②發生在地表的揮發作用；③有機物滲濾至地下水或隨地表徑流至地表水中；④有機物在土壤植物或作物新陳代謝過程被吸收、存儲，通過食物鏈在土壤動物和人體中富集；⑤氯代有機物在土壤、地下水中進行生物和非生物降解（如光解、水解和氧化-還原反應）。

2.2 氯代有機物的生物降解途徑

大量研究表明，脫氯是土壤微生物對氯代有機物降解的關鍵步驟。根據環境中存在的電子受體的不同，脫氯過程可分為好氧氧化（如羥基化和環氧化作用）和厭氧還原兩大途徑[29]；此外，微生物共代謝是只有在初級能源物質存在時才能進行的有機化合物的生物降解過程，包括由微生物完成的各種脫氯反應。在共代謝降解過程中，生長基質作為電子供體，土壤系統中的溶解氧(O2)、硝酸鹽、硫酸鹽等作為電子受體，進而生長基質通過氧化還原反應被降解[30]。還原或氧化共代謝是氯代有機物生物降解的第一步，已有研究結果表明，除少數氯代有機物[如氯乙烯(VC)、二氯甲烷(DCM)和1,2-DCA等]可以作為微生物生長代謝的第一基質直接被微生物利用降解外，其他大部分氯代有機物只能以共代謝的形式被微生物降解[30]。

2.2.1 氯代有機物的氧化脫氯

（1）氯代芳香族化合物 氯代芳香族化合物的氧化脫氯是其生物降解的一種重要機制，很多微生物能在好氧條件下降解所有取代類型的氯代芳香族化合物，而且在大多數好氧微生物中發現了能夠編碼降解基因的質粒[31-32]。好氧條件下，氯代芳香族化合物的芳香環被氧化并脫氯，一般脫氯的同時羥基化，然后按羥基化合物的降解途徑降解。其氧化脫氯存在兩種方式：先脫氯再開環和先開環再脫氯[33]。

①先脫氯再開環，即在水解酶作用下先脫氯后開環，最終礦化。如圖1所示的對氯苯甲酸氧化脫氯途徑。

②先開環再脫氯，即苯環在雙加氧酶、單加氧酶作用下羥基化，形成氯代兒茶酚，然后進行鄰位或間位開環。脫氯雙加氧酶是大多數芳香族化合物及其氯代衍生物（如氯代鄰二酚）氧化降解途徑中的關鍵酶[35]。如圖2所示的氯代鄰二酚的氧化脫氯途徑。

（2）氯代脂肪族化合物 已知氯代脂肪族化合物的氧化模式主要有如下兩種[36]。

① 細菌通過加氧酶將分子氧引入到氯代烷烴中對其水解生成醇，再進一步氧化為醛或酸。對氯代烯烴先進行碳碳雙鍵的環氧化或氧化作用，然后中間產物自發生成其他化合物，如氯代乙烯氧化中間產物自發通過一系列反應生成二氯乙酸、乙醛酸或其他一碳化合物，最終有機物可礦化為二氧化碳和水。

②一些微生物以氯代脂肪族化合物為初始底物進行氧化代謝。

2.2.2 氯代有機物的還原脫氯

自然條件下，還原脫氯作用是氯代有機物最常見的降解途徑，也是氯代有機物在兼性或厭氧環境中進行生物降解的第1步反應[37]。氯代有機物在厭氧微生物作用下，以Fe3+、SO42-、NO-3等作為電子受體發生還原脫氯降解，并相應生成Fe2+、S2-、NO-2等還原產物[38]；同時氯代有機物脫氯中間產物可以從缺氧環境中釋放進入好氧環境，被好氧微生物進一步降解直至完全礦化[39]。

（1）氯代芳香族化合物 在厭氧或缺氧條件下，苯環在酶作用下很容易受到還原劑的親核攻擊，顯示出較好的缺氧生物降解性。氯代芳香族化合物通過微生物作用以[H]基的形式傳遞電子至氯代芳香烴，由氫取代氯，進行逐一還原脫氯，形成低氯代中間產物，中間產物在微生物的協同作用下徹底礦化生成CO2和CH4[36-37]。如3-氯苯甲酸還原脫氯過程（圖3），其中取代氯原子的氫來源于水[40]。

（2）氯代脂肪族化合物 在缺氧或厭氧環境下，還原脫氯是氯代脂肪族化合物降解的第1步，其降解機理主要有水解、親核、羥基化、環氧化、加氫分解與二鹵消去作用，以及耦合反應、脫鹵化氫、氧化還原作用等。氯代脂肪族化合物在還原過程中可以失去一個或兩個以上氯原子，失去與雙鍵相鄰的兩個氯原子的同時在碳原子中間增加一個CC叁鍵[36]。如四氯乙烯（PCE）的厭氧生物去除，主要還原反應機理是加氫分解或氫原子取代反應[式（1）]和二鹵消去反應[式（2）][36]。

PCE 的加氫脫氯過程

CCl2CCl2+H++ 2e-CHClCCl2+ Cl-(1)

PCE 的二鹵消去反應方程

CCl2CCl2+ 2e-CClCCl + 2Cl-(2)

在較強的還原條件下(氫氣存在時)，氯代烴還進行快速的非生物的化學-消去反應[7]。如1,2-DCA可以發生堿性水解生成氯乙烯，并且在pH呈中性時更有利于水解的發生[42]。

除此之外，還有水解脫氯、硫解脫氯、分子間取代脫氯等機制[42]。

2.2.3 氯代有機化合物的共代謝

厭氧共代謝可降解大多數氯代有機物(作為次級基質)，好氧共代謝能使氯代有機物最終礦化為CO2。如Lee等[43]研究發現，氯化物共代謝還原脫氯過程中，乳酸鹽、安息香酸鹽、糖類或植物油等可通過發酵微生物轉化為乙酸和氫，提供還原脫氯所需的電子，作為電子供體并充當碳源被消耗。微生物利用土壤中其他易于攝取的物質作為碳源和能源進行共代謝反應，雖不能徹底降解目標污染物，但是能改變目標污染物的分子結構，使其在混合培養中更易于其他微生物的降解[29]。

2.3 氯代有機物生物降解研究進展

2.3.1 氯代有機物生物降解的驗證

到目前為止，眾多學者已通過微宇宙實驗研究了氯代有機物的自然衰減過程，驗證了生物降解的發生。如張大定等[44]利用室內連續水流土柱模擬飽和含水層，研究自然條件下飽和含水層中1,2-DCA的自然衰減過程，并證實了生物降解作用對1,2-二氯乙烷自然衰減的貢獻。并且隨著1,2-DCA 的生物降解的進程，NO-3首先充當電子受體，而Fe3+、SO42-等則依次作為替代電子受體在不同的氧化還原電位條件下參加1,2-DCA的降解過程。

何江濤等[45]對中國北方某城市局部淺層地下水氯代烴污染生物降解衰減可能性進行了研究，對污染場地的污染物及其降解中間產物濃度變化及分布情況，淺層地下水中的Eh、pH、NO-3濃度變化等數據進行了全面分析，并進行了氯代烴轉化模擬柱實驗，NO-3含量的減少、四氯乙烯（PCE）和三氯乙烯（TCE）生物降解中間產物順式二氯乙烯（-1,2-DCE）的存在及含量變化、PCE產物TCE的出現、氯代烴降解專性微生物的存在等實驗結果證實了自然條件下氯代烴厭氧生物降解的發生。

2.3.2 氯代有機物生物降解的影響因素

影響氯代有機物生物降解的因素主要是污染場地地球物理化學環境與物質本身結構特征。

如場地的含水率會通過影響土壤的通透性、滲透壓、pH和土壤水力學傳導率等來影響土壤的生物降解作用。研究表明，污染物生物降解的最大脫氯率隨土壤含水率的減少而降低，25%～85%的持水容量可能是土壤水分有效性的最適水平[46]。

土壤理化性質（如有機質含量、黏粒含量、陽離子交換量、pH和溫度等）也會影響土壤的生物降解過程，氯代有機物的高度憎水性使其很容易被土壤吸附，土壤中有機質含量、顆粒大小、膠體組成等決定其吸附能力，進而影響氯代有機物的生物降解速率[47-48]。研究表明，污染場地進行生物修復的最適pH是5.5～8.5，最適溫度范圍為15～45℃[49]。

氯代有機物的結構性質會影響脫氯反應速率、脫氯的難易程度和中間產物的生成等，許多研究試圖從分子結構角度來研究化學物質的生物降解特性[36]。如楊湘奎等[50]建立了5種氯苯類化合物的QSBR模型（有機化合物動態定量結構-生物降解關系模型），并以分子結構為基礎探討了氯苯類化合物生物降解的主要影響因素，結果表明結構對生物降解的影響主要來源于空間位阻和分子疏水性效應。

2.3.3 氯代有機物生物降解菌

目前已知的參與受污染的土壤或地下水中氯代有機物還原脫氯過程的微生物主要有產甲烷菌、硫酸鹽還原菌、產氫(產酸)菌和脫氯菌等，已經分離的如一些兼性假單胞菌屬、脫氯單胞菌屬（）、色桿菌屬、黃桿菌屬等。

（1）氯代芳香族化合物降解菌 國內外學者在氯苯類生物降解方面進行了廣泛的研究，已經分離鑒定到許多能夠降解氯苯類化合物的微生物，如寡食單胞菌、假單胞菌、蠟狀芽孢桿菌等[51]。

目前已發現3種好氧微生物能夠對氯代芳香族化合物進行還原脫氯：，sp.和[32]。針對氯苯的降解中間產物BTEX（包括苯、甲苯、乙苯、二甲苯等）類物質，在土壤中已經確定且分離出的好氧降解菌主要有假單胞桿菌(sp.)、黃桿菌屬(sp)和紅球菌屬(sp)[52]。

針對1,2,4-三氯苯（1,2,4-TCB）的降解菌，宋蕾等[53]從受氯苯污染的土壤中分離到一株以1,2,4-三氯苯為唯一碳源生長的細菌——硝基還原假單胞菌(J5-1)，并從其基因組中克隆出氯代鄰苯二酚1,2-雙加氧酶(CCl2O)的全長系列，命名為tcbC。Adrian等[54]從流化床生物反應器中分離出的sp. CBDB1，在嚴格厭氧環境并與氫氣共存條件下，能通過“脫氯共呼吸”作用降解氯苯類化合物，如1,2,3-TCB、1,2,4-TCB、1,2,3,4-四氯苯（1,2,3,4-TeCB）、1,2,3,5-四氯苯（1,2,3,5-TeCB）1,2,4,5-四氯苯（1,2,4,5-TeCB）等。

（2）氯代脂肪族化合物降解菌 研究表明，厭氧脫氯細菌是TCE厭氧生物降解過程中重要的降解菌，一般分為：① 能降解高氯乙烯的微生物，如能將TCE降解為二氯乙烯（DCE）[55]；② 既能降解高氯乙烯，也能將DCE、氯乙烯（VC）繼續轉化為乙烯（ETH）且只能通過共代謝方式將VC緩慢降解為ETH的唯一能完全脫氯的菌種[56]。

另外，和屬的細菌能利用二氯甲烷作為唯一碳源進行生長[57]；通過誘導產生谷胱甘肽-s-轉移酶(GST)，催化生成不穩定的-氯甲基谷胱甘肽中間物，進而水解生成谷胱甘肽、離子氯和甲醛[58]。其代謝途徑如圖4所示，其中參與反應的關鍵酶是二氯甲烷脫氯酶，此酶屬于谷胱甘肽轉移酶類，在脫Cl時先進行親核反應，谷胱甘肽取代其中一個Cl，然后谷胱甘肽加合物進行自發分解，脫去另一個Cl。

3 結 論

鑒于氯代有機物在污染場地的自然衰減作用及其在特定地球化學條件下的生物可降解性，可通過監測其自然衰減過程、收集物理/化學/生物等方面的數據等手段評估污染物衰減速率和衰減潛力，了解場地污染物的變化趨勢，判斷該污染場地通過自然衰減修復實現環境改善的可能性，并預測達到修復目標所需的時間及修復過程對周圍環境和人體健康的影響。污染場地在具備適當的環境條件時才可使用MNA修復方法。一般而言，實施MNA的場地條件必須適合降解微生物生長，并且實施MNA修復之前必須進行自然衰減能力評價并證實自然條件下氯代有機物生物降解的可能性。適合開展MNA的污染場地通常不需要進行大量設備的安裝和維護，單位處理費用相對較低，可為場地修復節省大量的人力物力資源。由于自然衰減需要經歷較長時間才能達到修復目標，展開長期監測和全面的場地特征描述對MNA的實施極為重要[59]。

4 研究展望

采用MNA方式對氯代有機污染場地進行修復，可以控制污染源區域，去除/減少污染物質的傳輸控制風險，減少工程修復失敗的風險并合理降低修復工程負荷與費用，具有顯著的生態效益和環境經濟效益。通過氯代有機物污染場地的MNA修復可行性研究，可評估該污染場地通過自然衰減修復達到治理修復目標的可能性，預測達到目標所需的時間及對周圍環境和人體健康的影響，進而判斷是否可使用MNA作為污染場地主動工程修復的替代手段。國內外有關氯代有機物污染場地的監控自然衰減修復研究已得到一定程度上的發展，實施MNA修復的實際場地逐年增多。開展氯代有機物污染場地自然衰減能力研究，建立適合氯代有機物污染場地自然衰減能力評估程序以及氯代有機物在土壤中生物降解性評價指標，可以豐富中國氯代有機物污染場地修復經驗與手段，并為建立適宜中國國情的氯代有機物污染場地修復模式提供有力的技術支撐。

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Preliminary inquiry of monitored natural attenuation remediation of chlorinated organic compounds contaminated sites

CHEN Ranran1, ZHU Xin2,3, LIN Yusuo2,3, YU Ran1, LONG Tao2,3

(1School of Energy and Environment, Southeast University, Nanjing 210096, Jiangsu, China;2Nanjing Institute of Environmental Sciences, Ministry of Environmental Protection of China, Nanjing 210042, Jiangsu, China;3State Environmental Protection Key Laboratory of Soil Environmental Management and Pollution Control, Nanjing 210042, Jiangsu, China)

Due to the high toxicity, potential of biological accumulation, recalcitrance to degradation and the known carcinogenic/teratogenic/mutagenic effects, the chlorinated organic compounds have been listed as priority controlled pollutants by the United States Environmental Protection Agency (EPA). In view of chlorinated pollutants contaminated sites, the traditional physical, chemical and biological remediation methods often impose relatively high costs and considerable impacts on the surrounding environment. The monitored natural attenuation (MNA) is an effective technology for site remediation and management and has been widely used internationally, which gradually attracts more and more attentions in China in recent years. It relies on the intrinsic potential of the pollutants to degrade naturally to meet the remediation requirements, and thereby would reduce treatment costs and lower on-site project risks. This paper focuses on the introduction of MNA technology, as well as the characteristics of chlorinated organic compounds such as the biodegradation pathways and mechanisms during the process of natural attenuation, the main degradation microbial communities and the key biodegradation enzymes. A preliminary discussion on the suitability of implementing MNA remediation on chlorinated organic compounds contaminated sites is provided.

chlorinated organics compounds; contaminated site; MNA; natural attenuation; remediation; bioprocess; degradation

10.11949/j.issn.0438-1157.20150003

X 53

國家高技術研究發展計劃項目（SS2013AA062608)；國家環境保護土壤環境管理與污染控制重點實驗室開放基金(2014)。

2015-01-04.

YU Ran, yuran@seu.edu.cn; LONG Tao, longtao @ nies. org

supported by the National High Technology Research and Development Program of China（SS2013AA062608）and the National Environmental Protection Soil Environmental Management and Pollution Control Key Laboratory Open Fund of China (2014).

A

0438—1157（2015）07—2361—09

2015-01-04收到初稿，2015-03-08收到修改稿。

聯系人：余冉，龍濤。第一作者：陳然然（1991—），女，碩士研究生。