多溴聯苯醚污染土壤的新型強化修復技術

殷夢菲,李 靜,王翠蘋,孫紅文

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多溴聯苯醚污染土壤的新型強化修復技術

殷夢菲,李 靜,王翠蘋*,孫紅文

(南開大學環境科學與工程學院,環境污染過程及基準教育部重點實驗室,天津市環境修復和控制實驗室,天津 300350)

為建立表面活性劑和營養鹽強化電氣石類芬頓聯合微生物對PBDEs污染的高效土壤修復技術,分別選擇兩種氮源營養鹽——氯化銨和硝酸銨,兩種表面活性劑——TW-80和TX-100,考察它們的劑量及類型對電氣石類芬頓去除土壤PBDEs效果及土壤真菌的影響.結果表明,高劑量的營養鹽更能促進電氣石類芬頓輔助微生物對PBDEs的降解,且修復效率最高可達75%;兩種表面活性劑均能夠促進電氣石類芬頓輔助微生物對PBDEs的降解,降解效率最高可達76%.并且針對不同單體BDE,營養鹽和表面活性劑均對促進低溴代聯苯醚降解程度更高.氯化銨比硝酸銨更有利于土壤中微生物生長,且高濃度的營養鹽促進土壤中真菌的生長和活性效果明顯;TW-80比TX-100更有利于微生物生長,且較低濃度的表面活性劑促進土壤中真菌活性的效果更為明顯.因此,不同類型營養鹽和表面活性劑能夠有效地強化電氣石類芬頓聯合微生物對PBDEs污染的土壤修復技術.

PBDEs；電氣石類芬頓；營養鹽；表面活性劑；微生物修復；土壤

多溴聯苯醚(PBDEs)是一種溴代阻燃劑類化合物[1],存在于大氣、水體、沉積物和土壤等環境介質中,具有POPs的特性,會對生物體產生負面生理效應,包括內分泌失調、影響甲狀腺分泌激素、干擾神經行為發育等[2],對環境和人類有危害[3].

土壤是PBDEs累積的一個重要介質,PBDEs與土壤顆粒的不同微觀結構相互作用后其結合狀態會發生高度分化,單一微生物對土壤進行修復仍存在著很大的局限性[4].在眾多的非生物修復方法中,由過氧化氫和鐵催化劑組成的Fenton氧化法具有費用低的優點,在國際上受到廣泛關注,實驗證明在石油烴污染土壤中利用芬頓聯合微生物可將多環芳烴去除率提高到75%[5],裴曉哲[6]研究表明,芬頓氧化法可以修復敵百蟲污染的土壤,金學鋒[7]研究表明,類芬頓試劑的加入可以提高芬頓反應的反應效率,目前,關于礦物類芬頓聯合微生物對土壤中PBDEs污染修復的研究尚未深入[8].電氣石(Tourmaline)是一種典型的高溫氣成硅酸鹽礦物,可持續發生直流靜電,釋放礦物質和微量元素,可以促進土壤微生物繁殖[9],調節土壤理化性質以及土壤生物學性質,起到土壤改良劑的作用[10].文獻[8]報道了電氣石類芬頓聯合微生物修復PBDEs新型技術.

為了進一步提高PBDEs污染土壤實際修復效率,使用營養鹽和表面活性劑對這一技術進行強化.營養鹽強化微生物去除土壤中疏水性有機污染物是一種重要的修復技術[11];表面活性劑可以通過增加污染物的溶解性和遷移性,促進疏水性有機污染物從土壤顆粒中解吸,提高生物有效性[12],研究表明,表面活性劑可以促進白腐真菌對土壤中有機農藥的降解[13].而營養鹽和表面活性劑劑量和類型對土壤修復效率有著重要的影響,優化二者的類型和劑量是建立營養鹽和表面活性劑強化電氣石類芬頓強化微生物修復土壤PBDEs新型技術的重要環節.營養鹽和表面活性劑影響土壤微生物繁殖[14].麥角固醇是真菌和一些藻類細胞膜中的主要固醇類物質[15],可作為土壤真菌數量的指標[16-17],其含量與土壤真菌生物量呈顯著正相關[18].然而,目前關于營養鹽和表面活性劑對土壤真菌麥角固醇含量的影響未有詳細報道.

本文分別選擇兩種氮源營養鹽氯化銨和硝酸銨,表面活性劑TW-80和TX-100,考察它們的劑量及類型對電氣石類芬頓聯合微生物去除PBDEs效果的影響,并探究營養鹽和表面活性劑對土壤真菌的影響.旨在建立由營養鹽和表面活性劑強化的電氣石類芬頓聯合微生物對土壤PBDEs污染修復的新型技術,同時分析土壤真菌生物量變化,探討營養鹽和表面活性劑強化修復機理,為實際PBDEs污染土壤強化修復技術提供技術支持和理論依據.

1 材料和方法

1.1 實驗材料

1.1.1 供試土壤 實驗土壤采于天津市靜海縣電線拆解廠(116°46′30.07″E,38°49′22.55″N)附近表層土(0~20cm),自然風干,過2mm篩去除雜質均一化,貯存在陰涼干燥處備用.

1.1.2 化學試劑 TW-80,(分析純,天津光復精細化工研究所),TX-100(分析純,上海天蓮精細化工有限公司),氯化銨(分析純,天津江天化工技術有限公司),硝酸銨(分析純,天津江天化工技術有限公司).

1.2 實驗設計

1.2.1 電氣石類芬頓聯合微生物對PBDEs降解的影響 取500g土置于1000mL的三角瓶中,將2%電氣石和10%過氧化氫(TCFR)以及0.1g/mL的菌懸液(P)依次加入,作為電氣石類芬頓聯合微生物組.另外設置了只加(P)和只加2%電氣石和10%過氧化氫(TCFR)的實驗組來說明微生物和電氣石催化類芬頓反應各自的作用.空白組只加500g土壤(CK).各組中加入無菌蒸餾水使土壤含水量為60%左右,隔一天攪拌一次,每組做3個平行,在25℃恒溫箱中培養,實驗條件下同.分別在0,10,20,30,50,70d取樣待測PBDEs以及土壤真菌麥角固醇含量.

1.2.2 營養鹽強化電氣石類芬頓聯合微生物對PBDEs降解的影響 營養鹽強化電氣石類芬頓聯合白腐真菌—黃孢毛皮革菌()對PBDEs降解實驗:稱取500g土壤置于1000mL的三角瓶中,將2%電氣石和10%過氧化氫(TCFR)以及0.1g/mL的菌懸液(P)依次加入,并分別添加營養鹽氯化銨(NH4Cl-NCl)和硝酸銨(HNO3- NN).分別在0,10,20,30,50,70d取樣待測PBDEs以及土壤真菌麥角固醇含量.

1.2.3 表面活性劑強化電氣石類芬頓聯合微生物對PBDEs降解的影響 表面活性劑強化電氣石類芬頓聯合對PBDEs降解實驗:稱取500g土壤置于1000mL的三角瓶中,將2%電氣石和10%過氧化氫(TCFR)以及0.1g/mL的菌懸液(P)依次加入,并分別添加TW-80和TX-100.分別在0, 10, 20, 30, 50, 70d取樣待測PBDEs以及土壤真菌麥角固醇含量.具體實驗方案見表1.

表1 土壤強化修復技術實驗方案

1.3 實驗方法

1.3.1 土壤理化性質的測定 土壤有機質含量:重鉻酸鉀氧化-分光光度法[19].土壤pH值:稱取10g已過2mm篩的土壤,置于燒杯中,加入25mL 0.01mol/L CaCl2溶液,搖床振蕩2min后靜置, 30min后用pH計測定.有效氮、磷、鉀:送往天津市農業資源與環境研究所測定.土壤機械組成:采用比重計法測定[20].經測定,所采集土壤理化性質見表2.

表2 土壤樣品理化性質

1.3.2 土壤中PBDEs的提取與測定 PBDEs前處理及柱層析見文獻[8],簡單描述為,稱取5g樣品,5g無水硫酸鈉,加入回收率指示物,用120mL二氯甲烷索氏提取24h,加活性銅粉靜置過夜除硫.將提取液旋轉蒸發至約1mL,加入10mL正己烷進行溶劑置換后再濃縮為1mL.上述濃縮液經過自制硅膠復合層析柱凈化,分別用正已烷、二氯甲烷/正己烷(1:1)混合液淋洗,收集第二組淋洗液并濃縮至約1mL,轉移至樣品瓶,在柔和高純氮氣流下吹干,用色譜純正己烷定容為0.25mL,待GC-MS分析.

PBDEs測定:使用Agilent 7890氣相色譜-質譜聯用儀(GC/MS),NCI離子源,70eV, SIM模式,/79、81用于檢測BDE-28, BDE-47, BDE-99, BDE-100, BDE-153, BDE-154, BDE-183,/79、81、486、488用于測定BDE-209.儀器條件:使用DA-5MS色譜柱,高純氦氣為載氣,甲烷氣為反應氣,進樣口溫度、離子源溫度和氣質傳輸線溫度分別為280℃、250℃和300℃,進樣量1μL,無分流自動進樣.色譜升溫程序為:初始溫度50℃保持1min,以30℃/min速率升溫至280℃,然后再以5℃/min的速率升溫至310℃保留7min.

1.3.3 表征土壤真菌生物量的麥角固醇含量測定 土壤麥角固醇的提取參考Klamera等[21]的方法,略有改動.稱取2g土于40mL棕色玻璃瓶中,加入10% KOH醇溶液(10g KOH,25mL甲醇,75mL乙醇),擰緊瓶蓋超聲30min,85℃水浴,冷卻后加入2mL去離子水,用正己烷萃取目標物3次,振蕩離心(2500r/min,5min),取出的正己烷合并于梨形瓶中旋蒸至2mL,然后轉移到樣品瓶中柔和氮氣吹干,1mL色譜純甲醇定容,0.45μm的濾膜過濾后轉移到進樣瓶中用HPLC分析.

1.3.4 質量保證與質量控制 利用混合標樣為BDE-28, BDE-47, BDE-99, BDE-100, BDE-153, BDE-154, BDE-183和BDE-209, 作為萃取與柱分離的檢驗方法標樣,PBDEs的回收率為84.66%~116.28%.實驗全程準備方法空白、加標空白、基質空白、基質加標平行樣進行質控.

土壤麥角固醇的提取方法中,測定樣品中麥角固醇的回收率為91.22%.

1.4 數據處理方法

數據分析使用SPSS17.0.0軟件,作圖用Origin8.5軟件.

2 結果與討論

2.1 營養鹽強化電氣石類芬頓輔助微生物對土壤中PBDEs污染修復

表3顯示了電氣石類芬頓聯合微生物以及不同含量的NH4Cl和NH4NO3強化電氣石類芬頓聯合微生物對PBDEs修復的影響情況.第70d當微生物單獨作用時,PBDEs的總降解率較空白組有所提高,達到(22.59±3.09)%;電氣石類芬頓試劑的添加使微生物修復PBDEs的效率提高至(43.10±0.41)%.

表3 不同種類和劑量營養鹽對電氣石類芬頓聯合微生物修復PBDEs總降解率(a)和單一PBDE同類物降解率(b)的影響(%)

(b)

注:數據后*表示差異顯著(<0.05),下同.

當NH4Cl添加量分別為2g/kg(NCL-1)和10g/kg(NCL-2)時,電氣石類芬頓聯合微生物對PBDEs總去除率分別提高至(76.79±0.38)%和(80.95±0.69)%;當NH4NO3添加量分別為2g/kg(NN-1)和10g/kg(NN-2)時,將電氣石類芬頓聯合微生物對PBDEs總去除率分別提高至(73.19±0.04)%和(83.33±1.72)%.對比未添加營養鹽的空白組、電氣石類芬頓和微生物單獨及聯合作用組,可以看出,營養鹽的添加進一步提高了PBDEs的降解率.因此,NH4Cl和NH4NO3都提高了電氣石類芬頓輔助微生物對PBDEs的修復效率,且高濃度的營養鹽效果更明顯,而10g/kg土的用量僅是我們前期用的營養鹽輔助單一微生物修復時劑量的1/5[9].因此,可以說明營養鹽強化電氣石類芬頓技術在輔助微生物降解PBDEs方面較為有效.

針對單體BDE,對于BDE-28, BDE- 47, BDE-99, BDE-100, BDE-153, BDE- 154和BDE-183,電氣石類芬頓試劑的加入使微生物降解的去除率得到提高.營養鹽在最佳劑量的情況下,如NH4Cl劑量為10g/kg時, BDE-28, BDE-47, BDE-99, BDE-100去除率較未添加營養鹽前分別提高了30%, 65%, 57%和29%;而對BDE-153, BDE-154和BDE-183的去除率分別提高了45%, 22%和10%.當NH4NO3劑量為10g/kg土時,它將電氣石類芬頓聯合對BDE-28, BDE-47, BDE-99和BDE-100去除率較未添加營養鹽前分別提高了51%, 68%, 55%和41%;而對BDE-153, BDE-154和BDE-183去除率分別提高了45%, 22%和10%.

因此,電氣石類芬頓試劑的加入總體上提高了微生物修復的效率營養鹽能強化電氣石類芬頓聯合微生物對低溴BDE化合物的降解,兩種營養鹽都提高了電氣石類芬頓聯合微生物對土壤PBDEs去除,且種類和用量不同,強化去除效果不同,在高劑量時強化效果更明顯,特別是對土壤中低溴BDE——四溴和五溴代醚如BDE-28, BDE-47, BDE-99和BDE-100效果更佳.

2.2 表面活性劑強化電氣石類芬頓輔助微生物降解土壤中PBDEs

使用不同種類和劑量的表面活性劑TW-80和TX-100強化電氣石類芬頓聯合微生物對PBDEs修復的影響結果見表4.當TW-80添加量分別為1g/kg和5g/kg時,第70d對PBDEs總降解率分別提高至(66.56±1.77)%和(70.86±0.02)%;當TX-100添加量分別為1g/kg和5g/kg時,使電氣石類芬頓聯合微生物對PBDEs總降解率分別提高至(75.58±1.79)%和(71.41±1.50)%.

對比未添加表面活性劑情況下,TCFR+P對PBDEs的最高去除效率為(43.10±0.41)%.因此, TW-80和TX-100分別將電氣石類芬頓輔助微生物對PBDEs降解最高能提高27%和33%.通常認為,表面活性劑提高疏水性有機污染物的微生物降解效率是因為其提高疏水性有機污染物的增溶作用,其次,對微生物提供碳源作用[22],但對微生物促進或抑制作用依靠表面活性劑濃度而定.

針對單體BDE,TW-80最佳劑量為5/kg土,它將電氣石類芬頓聯合對BDE-28, BDE-47, BDE-99, BDE-100去除率較未添加表面活性劑前分別提高了22%, 63%, 42%和13%;而對BDE-153, BDE-154和BDE-183去除率分別提高了36%, 6%和11%.TX-100最佳劑量為1g/kg土,它將電氣石類芬頓聯合對BDE-28, BDE-47, BDE-99, BDE-100去除率較未添加表面活性劑前分別提高了20%, 43%, 51%和40%;而對BDE-153, BDE-154和BDE-183去除率分別提高了37%, 10%和11%.因此,兩種表面活性劑均能強化電氣石類芬頓聯合微生物對PBDEs污染修復,且種類和用量不同,強化去除效果不同.TW-80是在高劑量效果明顯,TX-100在低劑量時效果更佳,且TX-100效果略優越于TW-80;且對不同單體BDE提高程度不同,對低溴三溴BDE-99和BDE-100以及六溴BDE-153效果尤為明顯.

表4 不同劑量表面活性劑對電氣石類芬頓聯合微生物降解PBDEs總降解率(a)和個體PBDE降解率(b)影響

2.3 添加營養鹽對土壤真菌生物量的影響

圖1顯示了加入不同種類和劑量的營養鹽后土壤中真菌含量的變化.

圖1 加入不同營養鹽后土壤中麥角固醇含量的變化

空白土壤中在0d麥角固醇含量為(1.62± 0.03)μg/g土壤,這表明該土壤中含有土著真菌.相比而言,針對加入微生物的土壤,麥角固醇含量在第30d達最大,為(2.28±0.02)μg/g土壤,70d后減少.對于TCFR處理土壤,麥角固醇的最大含量是在20d時(1.92±0.03)μg/g土壤,之后逐漸減少.對于TCFR+P處理的土壤中,真菌的最大數量在30d時達最大值(2.66±0.12)μg/g土壤,高于其它處理組中的含量.加入氯化銨的實驗組, 在前20d加入NCL-2組真菌活性比NCL-1組略低,之后前者中的真菌活性比后者的真菌活性明顯提高,且麥角固醇含量在第50d都達到最高值,70d后含量降低,空白組也在50d達到最大值;加入硝酸銨的土壤中, NN-2和NN-1組中麥角固醇含量在第50d達最高值,到第70d略有降低.

以上數據表明,各組中麥角固醇含量最高值依次為NCL-2組> NN-2組> NN-1組> NCl-1組> TCFR+P組> P組> TCFR組> 空白組.所以證明高濃度的營養鹽有利于促進土壤中真菌繁殖,進而提高了土壤中PBDEs的修復效率,同時,營養鹽對真菌促進程度不僅與營養鹽含量有關,且與種類有關.

2.4 添加表面活性劑對土壤真菌生物量的影響

表面活性劑劑量不合適會具有一定毒性,一旦其劑量過高,會對微生物產生毒性,抑制繁殖[23],合適的劑量促進微生物繁殖[24].圖2顯示了加入不同種類和劑量的表面活性劑后土壤中真菌含量的變化.

圖2 加入不同表面活性劑后土壤中麥角固醇含量的變化

由圖可知,表面活性劑劑量不合適會具有一定毒性,一旦其劑量過高,會對微生物產生毒性,抑制繁殖[23],合適的劑量促進微生物繁殖[24].圖2表明,表面活性劑對真菌生長起到促進作用.真菌含量變化分兩個階段,修復初期,TW80-2組比TW80-1組中真菌含量稍低,之后前者中的真菌含量高于后者,最大值在第50d時取得,TW80-2和TW80-1組中分別為(3.22±0.28)μg/g土壤、(2.83±0.27)μg/g土壤,到第70d都有所降低.加入不同劑量的TX-100后,開始階段TX100-2組比TX100-1組中真菌含量略低,之后TX100-2組中的真菌含量更高,最大值為(2.95±0.17)μg/g土壤,TX100-1組中麥角固醇含量最大值為(2.83± 0.06)μg/g,70d后TX100-2和TX100-1中的麥角固醇含量也有所降低.測定結果表明,加入表面活性劑后各組中麥角固醇含量最大值的高低順序為TW80-2組>TX100-2組> TW80-1組>TX100-1組>TCFR+P組>P組>TCFR組>空白組.表面活性劑之所以提高土壤麥角固醇含量,即提高土壤真菌數量,可能原因之一為加入表面活性劑為微生物提供了碳源等,促進微生物的繁殖,進而提高了土壤PBDEs修復效率.

3 結論

3.1 電氣石類芬頓聯合微生物進行修復可以使土壤中PBDEs的降解率提高,且營養鹽和表面活性劑的加入從整體上提高了降解PBDEs的效率.電氣石類芬頓輔助微生物對土壤中PBDEs去除率隨營養鹽劑量增加而增加.當營養鹽劑量為10g/kg土壤時,對電氣石類芬頓聯合微生物對PBDEs總降解率提高至最大值.同時,針對個體BDE, NCL-2組對低溴代聯苯醚中的BDE-99降解率最高, NN-2組對高溴代中的BDE-153降解率最高.不同類型及劑量表面活性劑對電氣石類芬頓聯合微生物修復土壤PBDEs的強化結果有所差異,當TW-80添加量5g/kg土壤時,電氣石類芬頓聯合微生物對PBDEs總降解率較大;當TX-100添加量為1g/kg土壤時,電氣石類芬頓聯合微生物對PBDEs總降解率較大;針對單體BDE,兩者促進低溴代聯苯醚降解程度更高.

3.2 加入營養鹽和表面活性劑均能促進真菌麥角固醇含量,且最高值排列順序為NCL-2組> NN-2組> NN-1組> NCl-1組> TCFR+P組> P組>TCFR組>空白組,氯化銨比硝酸銨更有利于微生物生長,高濃度的營養鹽促進土壤中真菌的生長;加入表面活性劑后各組中麥角固醇含量最高值大小順序為TW80-2組>TX100-2組>TW80-1組>TX100-1組>TCFR+P組>P組>TCFR組>空白組.因此,所加入表面活性劑濃度適宜可為微生物提供碳源.

綜上所述,本研究建立了表面活性劑和營養鹽強化電氣石類芬頓聯合微生物新型修復技術,為土壤修復提供了參考依據.

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A novel technology for enhanced remediation of soils contaminated by PBDEs.

YIN Meng-fei, LI Jing, WANG Cui-ping*, SUN Hong-wen

(Key Laboratory of Pollution Processes and Environmental Criteria, Ministry of Education, Tianjin Key Laboratory of Environmental Remediation and Pollution Control, College of Environmental Science and Engineering, Nankai University, Tianjin 300350, China)., 2017,37(10)：3853~3860

The main object in the present study was to establish the efficient technology for remediation of PBDEs contaminated soil using surfactants and nutrients enhanced tourmaline-catalyzed Fenton-like oxidation combined with microorganisms. Two kinds of nutrient salts including ammonium chloride and ammonium nitrate, and two types of surfactants such as Tween 80 and Triton 100, were selected to investigate effects of their different doses and types on the removal of PBDEs from soil and soil fungi. The results showed that high-dose nutrient promoted the degradation of PBDEs using tourmaline-catalyzed Fenton-like oxidation combined with microorganisms, and the removal efficiency was up to 75%. Both of surfactants could promote the degradation of PBDEs using tourmaline-catalyzed Fenton-like oxidation combined with microorganisms, and the degradation efficiency was up to 76%. For different individual BDEs, nutrients and surfactants could significantly enhance degradation of low brominated diphenyl ethers. Ammonium chloride was more beneficial to growth of soil microorganisms than ammonium nitrate, and high concentration of nutrients more obviously promoted growth of fungi in soil than their low concentration. TW-80 was more beneficial to microbial growth than TX-100, and lower concentration of surfactants was more effective in promoting fungal activities in soil. Therefore, the different types of nutrients and surfactants obviously enhanced the removal efficiency of PBDEs in soils using the technology of tourmaline-catalyzed Fenton-like oxidation combined with microorganisms.

PBDEs；tourmaline Fenton-like reaction；nutrients；surfactant；bioremediation；soil.

X53

A

1000-6923(2017)10-3853-08

殷夢菲(1993-),女,山東高密人,南開大學環境科學與工程學院碩士研究生,主要從事環境污染物控制與修復研究.

2017-03-19

國家自然科學基金資助項目(41673104);天津市重點項目(17JCZDJC39600);國家“973”項目(2014CB441104)

* 責任作者,教授, wangcp@nankai.edu.cn