典型污染物包覆層中氯仿的沿程生物轉化機制

劉 帥,邢志林,2,李 宸,張 浩,胡文慶,張麗杰,張云茹,趙天濤,2*

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典型污染物包覆層中氯仿的沿程生物轉化機制

劉 帥1,邢志林1,2,李 宸1,張 浩1,胡文慶1,張麗杰1,張云茹1,趙天濤1,2*

(1.重慶理工大學化學化工學院,重慶 400054；2.重慶大學城市建設與環境工程學院,重慶 400045)

為明晰氯仿(CF)在包覆層中的降解過程,構建了模擬覆蓋層系統(SLCS),并結合高通量測序技術首次系統分析了CF在SLCS中的沿程生物轉化機制,結果表明,覆蓋層可根據氧氣含量分為有氧區(0~20cm)、缺氧區(20~40cm)和無氧區(>40cm).高通量測序分析表明,有氧區的優勢菌為甲烷氧化菌,其中I型菌(甲基桿菌屬)及II型菌(甲基彎菌屬)居多,缺氧區甲烷氧化菌的相對豐度為13%左右,缺氧和無氧區中(厭氧粘細菌屬)成為了優勢CF厭氧降解菌.CF在有氧、缺氧和無氧條件下均有效降解.在缺氧和無氧區,CF經厭氧還原脫氯轉化為二氯甲烷,部分二氯甲烷在(脫鹵素桿菌屬)作用下產生乙酸鹽、H2和CO2.在有氧區,其余二氯甲烷通過甲烷氧化菌共代謝降解.改變進氣口通量發現,SLCS對甲烷的去除率與通量呈負相關關系(2=0.80),但甲烷氧化速率與通量呈正相關關系(2=0.90).與甲烷類似,SLCS對CF的去除率與進氣口通量呈負相關關系(2=0.86),但降解速率與進氣口通量呈正相關關系(2=0.89).此外,進氣口通量的增加對CF好氧共代謝降解的促進作用大于厭氧還原脫氯降解.該研究對氯代烴類污染物的降解提供了新的基礎,對該類污染物的原位生物修復提供了理論依據.

垃圾填埋場覆蓋層；氯仿；還原脫氯；好氧共代謝

氯仿(CF)是一種重要的有機溶劑和產品中間體,被廣泛應用于機械制造、電子元件清洗和化學化工等過程.由于CF的大規模生產和不當使用,造成了地下水、土壤和大氣環境的嚴重污染.美國環保署曾對39個小城鎮地下水進行檢測,CF檢出率為31%,是高檢出率氯代烴之一[1].德國Bitterfeld地區經過近百年的化學工業發展,高達25km2的土壤和2億m3的地下水遭受CF等氯代烴的嚴重污染[2].我國 “水中優先控制污染物”中CF排名第二[3].此外,CF作為大氣中濃度最高的鹵代烴[4],其呼吸暴露途徑帶來的健康風險遠大于皮膚接觸途徑帶來的風險[5],其“三致”(致癌、致畸、致突變)效應,嚴重威脅人類健康[6,7].因此,如何有效控制CF類污染已引起環保領域的廣泛關注.

填埋垃圾厭氧發酵產生的填埋氣中除CH4和CO2外,還有超過70種的揮發性有機物(VOCs)[8-9], CF是濃度較高的VOCs[9],是大氣氯代烴的重要污染源之一.填埋場覆蓋層作為填埋垃圾和大氣的界面,是典型的污染物包覆層,在減少填埋氣向大氣排放過程中扮演重要角色.如何通過深入認識氯代烴在污染場地中的生物轉化機制強化原位修復能力是當前污染物降解研究中關注的重要課題.填埋場包覆層作為復雜的次生環境,微生物多樣性豐富,生長底物充足,污染物種類復雜,是研究CF轉化機制的典型場地[10-12].充分認識CF在填埋場包覆層中的沿程生物轉化機制對其他場地中CF的原位生物修復有重要指導價值.CF可發生的生物降解途徑包括好氧共代謝和厭氧還原脫氯[4],由于CH4等有機物生物氧化作用和空氣擴散限制,填埋場包覆層不同梯度微環境存在明顯差異[13-14],因而CF在不同梯度可能存在不同生物轉化機制.然而,當前關于CF在填埋場包覆層內的降解過程及轉化機制還鮮有研究.

據此,本研究以垃圾填埋場覆蓋層為典型污染物包覆層,CF為典型VOCs,建立模擬覆蓋層系統(SLCS).其主要目的是(1)考察不同工況下填埋氣的分布特性;確定SLCS中的CH4氧化能力和CF降解能力;(2)明晰CF在SLCS不同梯度的主要降解方式(厭氧還原脫氯和好氧共代謝等);(3)研究降解過程中土壤理化性質的變化及其變化的原因;(4)探究降解過程中相關微生物的群落結構、相對豐度與CH4氧化、CF降解間的關系,系統分析CF在覆蓋層中的生物轉化機制.本文可為如何通過污染物包覆層經濟有效地減少有害物質的排放提供理論指導,并為污染物的原位生物修復提供優化策略.

1 材料與方法

1.1 垃圾填埋場覆蓋土

研究采用真實生活垃圾填埋場覆蓋土,取自重慶南岸區長生橋生活垃圾填埋場(29°35′N, 106°33′E),占地69.14×104m2,庫容12×106m3,使用期限超過20a[15].覆蓋土均采集垃圾填埋場覆蓋層表面10cm以下的自然土壤,手工去除石頭和植物等大顆粒后,將土壤通過4mm篩網篩分,留下粒徑較小的土壤.充分混合土壤,并用去離子水調節含水率為15%.原始覆蓋土初始含水率為10%, pH值為7.35,有機質含量為15.9g/kgsoil;總碳、總磷和總氮含量分別為12.9、0.542和0.7g/kgsoil;硝態氮和氨態氮含量分別為45.1和256.2g/kgsoil[16].

1.2 模擬覆蓋層構建與運行

SLCS結構如圖1所示.以PVC材料建立反應柱,柱高100cm,內徑30cm.柱體側方設置取樣口(氣體和土樣),第一個取樣口距離底端5cm,沿柱體向上每隔15cm設置一個取樣口,共6個.反應柱上下兩端通過法蘭盤墊橡膠圈密封,下端設置1個開口用于填埋氣(CH4、CO2和CF)進入,上端設置兩個開口用于空氣通入及尾氣排放.反應柱底端鋪設鐵絲網,裝填5cm高的粗砂粒,再次鋪設同直徑鐵絲網,該層用于提供覆蓋土支撐及均勻分布填埋氣.覆蓋土層裝填高度為75cm,頂部預留20cm高的氣相空間.

圖1 模擬覆蓋層系統示意

基于實際垃圾填埋場覆蓋土構建了2組SLCS,以經疊氮化鈉滅菌(0.13mg/gdried soil)[17]的覆蓋土為生物介質,CH4、CO2和CF混合氣為模擬填埋氣的運行系統為對照組;以活性覆蓋土為生物介質,CH4、CO2和CF混合氣為模擬填埋氣的運行系統為實驗組,2個系統反應條件相同,CF濃度相同.CH4和CO2混合氣(體積比1:1)攜帶CF由SLCS底部向上擴散,空氣由頂部經去離子水加濕后通入SLCS.CF初始濃度按照填埋氣中痕量氣體濃度范圍進行選擇[18],保持CF濃度不變,增加入口流量, SLCS基本參數如表1所示.連續監測不同深度CH4、O2、CO2和CF濃度,持續51d.

表1 模擬覆蓋層系統基本參數

1.3 分析檢測

系統運行過程中每天對模擬覆蓋層中所有梯度填埋氣進行取樣分析,利用微型吸氣泵(DC12- 24V, 0.5L/min)將氣體收集于50mL集氣袋中,每個梯度每次取2個平行樣,用1mL氣密性進樣針(安捷倫)進行實時檢測.氣體流量采用質量流量計(D07,上海七星華創)控制,出口流量采用皂膜流量計監測.每隔15d對各個梯度覆蓋土進行取樣,用于土壤理化性質和微生物多樣性分析.

CH4、O2和CO2采用氣相色譜(川儀SC-6000A)測定,色譜條件:不銹鋼色譜柱TDX8-12-25 2m,進樣口溫度、柱溫以及檢測器(TCD)溫度分別為120、90和120℃,氮氣為載氣,載氣流速為25mL/min,進樣量0.5mL.

CF采用氣相色譜(川儀SC-3000B),色譜條件:不銹鋼色譜柱GDX-104 2m;進樣器溫度、柱溫和檢測器(ECD)溫度分別為120、80和200℃;氮氣為載氣,載氣流速為40mL/min;尾吹氣速為10mL/min;進樣量:0.1mL;基流補償0.00nA.

氯離子通過抽提液抽提離子色譜分析(色譜條件:色譜柱Dionex AG9-HC 2mm保護柱,Dionex AS9-HC 2m分離柱),詳細方法參見文獻[19].有機質采用元素分析儀(開元儀器5E-CHN2200)進行分析;覆蓋土含水率通過土樣烘干(105℃)前后質量差進行衡算.

1.4 DNA提取與高通量測序

用Mobio PowerSoil? DNA Isolation Kit提取土壤樣品中微生物總基因組DNA,并利用Mobio PowerClean? DNA Clean-Up Kit完成對DNA的純化.純化后的DNA產物經1%瓊脂糖凝膠電泳進行檢測.

對16S DNA高變區序列進行測序,測序區域為V3+V4.使用Trimmomatic、FLASH軟件對Miseq測序數據進行處理獲得干凈數據:1)過濾read尾部質量值20以下的堿基.設置50bp的窗口,如果窗口內的平均值低于20bp.從窗口開始截去后端堿基,過濾質控后50bp以下的read;2)根據PE reads之間的overlap關系,將成對reads拼接(merge)成一條序列,最小overlap長度為10bp;3)拼接序列的overlap區允許的最大錯配比率為0.2,篩選不符合序列;4)檢測序列末端box序列,最小錯配數為0將起始端包括box的序列進行反向互補,并去除box;5)檢測序列上的barcode并區分樣品,barcode錯配數為0,最大引物錯配數為2.

數據誤差和相關性采用SPSS Statistics 21 軟件分析,多樣性數據采用i-sanger平臺(http://www. i-sanger.com/)分析.

2 結果與討論

2.1 模擬覆蓋層的穩態運行及填埋氣的梯度分布

實際填埋場關于甲烷氧化的研究中發現填埋氣在覆蓋層不同深度的濃度差異很大,生物降解和對流擴散是影響氣體分布的主要原因[20],系統運行期間,實驗組SLCS顯示出穩定的活性.

實驗組生物氣濃度隨時間變化的梯度分布如圖2所示,每一層氣體梯度變化明顯且保持穩定,說明SLCS穩定運行,每一層的CO2濃度高于CH4濃度,表明有CO2的產生.O2濃度隨深度的增加而下降,15cm處有少量O2檢出,30cm處偶有微量O2檢出(圖2C), SLCS可按此分為有氧區(0~20cm)、缺氧區(20~40cm)和無氧區(>40cm),與文獻報道中覆蓋層分區相符[9].CH4、O2、CO2和N2濃度隨深度變化的代表性分布如圖3所示.圖3B為對照組CH4、O2、CO2和N2濃度分布,O2和N2濃度分布表明空氣貫穿整個SLCS,CH4和CO2的濃度分布幾乎相同.實驗組(圖3A)CH4向上擴散時濃度明顯減小,與CH4相比,CO2向上擴散時濃度減小的趨勢并不明顯,印證了有CO2產生. SLCS中O2的去除,CH4的減小和CO2的增加進一步證明了SLCS中的CH4氧化.通過比較實驗組和對照組的氣體分布圖,可知CH4氧化過程對覆蓋層內氣體分布影響顯著,CH4氧化使得SLCS產生無氧區,O2消耗使覆蓋層無氧區上移.

圖2 實驗組生物氣濃度隨時間變化的梯度分布

圖3 CH4、O2、CO2和N2濃度隨深度變化的代表性分布(氣體通量0.306m3/(m2·d))

實驗過程中,同時檢測了CF及其脫氯產物相對濃度的梯度分布.在SLCS下部出現低濃度的二氯甲烷(DCM,6.6~57.5mg/L),表明CF部分厭氧還原脫氯,從而導致DCM累積.SLCS中CF和DCM的梯度變化如圖4所示.從DCM的濃度曲線可知,在SLCS表面下方30~45cm處,DCM濃度最大,累積的DCM最多,15~30cm處DCM濃度迅速下降,表明在SLCS上部DCM迅速氧化.此外,已有研究表明,低氯取代的氯代烴難以進行厭氧還原脫氯降解,易以好氧共代謝或直接氧化的方式降解[21],所以DCM在無氧區和缺氧區累積,并在有氧區迅速降解.因此,高氯取代烴在無氧和缺氧條件下還原脫氯降解產生低氯取代烴,所產生的低氯取代烴在有氧條件下迅速降解,是高氯取代烴降解的良好途徑.

圖4 氯仿和二氯甲烷濃度隨深度變化(氣體通量0.306m3/(m2·d))

2.2 不同通量條件下甲烷和氯仿降解情況

系統運行期間,SLCS對CH4的去除率為24.3%~88.7%,氧化速率為48.9g/(m2·d)~161.7g/ (m2·d),這與已報道CF在SLCS中的CH4去除率56~64%及氧化速率146g/(m2·d)相當[22]. SLCS對CH4的去除率和氧化速率隨進氣口通量的變化關系如圖5所示.在實驗設置的進氣口通量條件下(0.306~1.529g/(m2·d)),SLCS對CH4的去除率與通量呈負相關關系(2=0.80),但CH4氧化速率與通量呈正相關關系(2=0.90).這是因為隨著通量的增加,填埋氣在SLCS中的停留時間逐漸減小,導致CH4去除效率逐漸減小.但同時,進氣口通量的增大導致單位時間內SLCS的CH4氧化總量逐漸增大,從而CH4氧化速率增大.整個實驗運行期間,SLCS對CF的去除率為11.5%~83.6%,降解速率為0.168~0.486g/ (m2·d).SLCS對CF的去除率和降解速率隨進氣口通量的變化關系如圖6所示.在實驗設置的進氣口通量條件下,SLCS對CF的去除率與進氣口通量呈負相關關系(2=0.86),但降解速率與進氣口通量呈正相關關系(2=0.89).由以上分析可知,實驗條件下,CH4去除率、氧化速率和CF去除率、降解速率隨進氣口通量變化的正負相關性一致,原因是CH4氧化過程產生的單加氧酶可共代謝降解CF,且在SLCS中CF的好氧共代謝降解占主要部分.隨著進氣口通量的增加,好氧甲烷氧化總量增大,厭氧區增加,對CF好氧共代謝和厭氧還原脫氯降解均有促進作用.

甲烷生物氧化過程產生生物質,CO2和水,CF降解最終產物為無機氯,通過監測生物氧化過程覆蓋土理化性質時空變化可進一步評估覆蓋土的生物氧化能力.覆蓋土pH值、有機質、含水率和Cl-含量隨深度的變化如圖7所示.模擬覆蓋層中pH值變化范圍為6.86~7.60,整體呈弱堿性,SLCS表層pH值較低,SLCS表面30cm以下pH值基本保持不變(圖7A),其原因是SLCS表層CH4氧化產生CO2,而CO2為酸性氣體.隨著系統的連續運行,SLCS各梯度有機質含量均有所增加,SLCS表面下方15cm左右有機質增長最快且含量最高(圖7B).生物質是CH4生物氧化的產物,有機質的積累證明了微生物的活性,SLCS表面下方15cm左右有機質增長最快且含量最高表明此處CH4氧化活性最高,因此共代謝降解CF產生的Cl-含量最高(圖7D).水也是CH4生物氧化的產物,但含水率最高處為SLCS表面下方30cm處而非CH4氧化速率最快的15cm處(圖7C),其原因是頂部空氣的通入帶走了SLCS中的大量水分.從Cl-含量隨深度的變化(圖7D)中可看出無氧區Cl-含量隨時間增加和通量增大緩慢上升,有氧區Cl-含量隨時間增加和通量增大迅速上升,其原因是SLCS中好氧共代謝降解活性遠大于厭氧還原脫氯降解活性.因此實驗設置條件下,隨著進氣口通量的增加對CF好氧共代謝降解的促進作用大于厭氧還原脫氯降解.

圖6 氯仿的去除率和降解速率隨進氣口通量的變化

圖7 覆蓋土pH值、有機質、含水率和Cl-含量隨深度變化

2.3 微生物群落結構變化

有氧條件下,CF可通過甲烷氧化菌共代謝降解.SLCS中不同梯度甲烷氧化菌的相對豐度如圖8所示,總土樣中共檢測到9種屬水平的甲烷氧化菌,分別為(甲基桿菌屬)、(甲基彎菌屬)、(甲基暖菌屬)、unclassified_o__(甲基球菌目)、norank_f__(甲基桿菌科)、norank_f__(嗜甲基菌科)、(甲基微菌屬)、(甲基孢囊菌屬)和(甲基鹽單胞菌屬),其中優勢甲烷氧化菌為、和.有氧區甲烷氧化菌的相對豐度高達22%,缺氧區甲烷氧化菌的相對豐度為13%左右,無氧區甲烷氧化菌的相對豐度為4%左右,甲烷氧化菌在有氧區和缺氧區的相對豐度顯著高于無氧區.SLCS表面下方15cm處甲烷氧化菌的相對豐度最高,從微生物的角度說明此處甲烷氧化速率最快.是屬于(甲基球菌科)的Ⅰ型甲烷氧化菌[23],的相對豐度隨SLCS運行時間的推移逐漸降低,而SLCS下方30cm處的相對豐度基本保持不變(10%左右),說明更適合在缺氧區生長.是屬于(甲基孢囊菌科)的Ⅱ型甲烷氧化菌[23],SLCS表面下方0~15cm處的相對豐度隨SLCS運行時間的推移逐漸增加,說明更適合在有氧區生長.氧氣濃度是影響甲烷生物氧化的重要因素,Ⅰ型甲烷氧化菌適合在CH4/O2比較高的缺氧區生長,Ⅱ型甲烷氧化菌適合在CH4/O2比較低的有氧區生長,認清適合不同情況的甲烷氧化菌,對減少CH4和CF等有害物質的排放意義重大.

圖8 模擬覆蓋層系統中不同梯度甲烷氧化菌的相對豐度

Day_0, Day_15和Day_45分別表示初始,第15和45d覆蓋土的微生物群落結構

表2 氯仿厭氧降解菌屬

無氧條件下,CF主要通過產甲烷菌、硫酸鹽還原菌、發酵菌和脫鹵呼吸菌降解[24-28].已報道的可厭氧降解氯代烴的菌屬如表2所示,分別屬于(厚壁菌門)、(變形菌門)、(綠彎菌門)和(酸桿菌門),最主要的為和,其中(脫鹵擬球菌屬)、(脫鹵素桿菌屬)和(脫鹵菌屬)被認為是對有機鹵化物呼吸至關重要且功能多樣的菌屬[29]. SLCS中不同梯度厭氧降解菌的相對豐度如圖9所示,SLCS中共檢測到5個屬,相對豐度從大到小依次為(厭氧粘細菌屬)、、(梭菌屬)、(脫硫桿菌屬)和(地桿菌屬).優勢厭氧降解菌為,其相對豐度在SLCS表面以下30cm處最大且持續增加,30cm以下其相對豐度也較高,表明更適合在缺氧區生長,且對CF厭氧降解貢獻率最大.是SLCS中增長幅度最大的菌屬,且是3種重要的有機鹵化物呼吸菌之一,隨著時間的推移其相對豐度可能持續增加.SLCS表面30cm處,相對豐度最大,且顯著高于其他區域,表明更適合在缺氧區生長.因此,是SLCS中的優勢CF降解菌屬,是SLCS中最具CF厭氧降解潛力的菌屬,且這2種菌屬都適合在缺氧區生長.

圖9 模擬覆蓋層系統中不同深度厭氧降解菌的相對豐度

Day_0, Day_15和Day_45分別表示初始,第15和45d覆蓋土的微生物群落結構

2.4 典型污染物包覆層中氯仿的生物轉化機制分析

CF在有氧、缺氧和無氧條件下均能被降解,相應產生CO2和低氯取代物[4].填埋氣至下而上遷移的過程中,依次經過覆蓋層的無氧區(>40cm)、缺氧區(40~20cm)和有氧區(20~0cm),CF在覆蓋層中的沿程生物降解機制如圖10所示.填埋氣中的CF由填埋垃圾產生,經過覆蓋層的無氧區,在和等脫氯細菌的作用下,還原脫氯產生DCM,DCM可在的作用下進一步降解,產生乙酸鹽、H2和CO2[36].CF在有氧區主要通過、和等甲烷氧化菌產生的甲烷單加氧酶(MMO)催化降解,形成三氯甲醇和碳酰氯等中間產物,并最終產生CO2和HCl[4].未經過降解的DCM,在有氧區通過甲烷氧化菌共代謝進一步降解,最終產生CO2和HCl[37].甲烷氧化菌在覆蓋層表面下方15cm左右相對豐度最大(圖8),表明此處產生的甲烷單加氧酶(MMO)最多,降解產生的Cl-含量最高(圖7),對CF的降解貢獻率最大.從覆蓋層中的甲烷氧化菌和厭氧降解菌的相對豐度圖(圖8和圖9)可知,CF在缺氧區中可同時發生有氧區和無氧區的反應,且和等脫氯細菌更適合在缺氧區生長.

實際污染場地的修復往往非常復雜,氯代烴等VOCs污染場地的原位生物修復可基于CF在覆蓋層中的生物轉化機制進行.原位生物修復可分為生物強化和生物刺激,進行生物強化時可將等脫氯細菌投加到更適宜其生長的缺氧區,進行生物刺激時可將生長底物加入到更適合相應微生物生長的區域以充分利用生長底物.本研究可為如何通過污染物包覆層經濟有效地減少有害物質的排放提供理論指導,并為污染物的原位生物修復提供優化策略.未來需進一步認識此類污染物包覆層中的功能微生物,探究其他種類VOCs在污染物包覆層中的生物降解機制,并研究多種VOCs共存對微生物群落、CH4氧化及其他有害物質降解的影響.

3 結論

3.1 CH4氧化過程對SLCS內氣體分布影響顯著, SLCS中最大CH4氧化發生在覆蓋層表面下方15cm左右,此處甲烷氧化菌相對豐度最高(>20%),產生MMO最多,共代謝降解CF活性最強,產生的Cl-含量最高,為293ug/kgsoil,好氧共代謝是CF降解主要機制.

3.2 填埋氣向上遷移過程中,經過無氧區(>40cm)、缺氧區(40~20cm)和有氧區(20~0cm).無氧區中CF還原脫氯產生DCM,DCM在的作用下進一步降解,產生乙酸鹽、H2和CO2,有氧區中CF和DCM通過甲烷氧化菌共代謝降解,缺氧區中可同時發生還原脫氯和共代謝作用.

3.3 SLCS的有氧區中優勢菌為甲烷氧化菌,其中I型菌及II型菌為優勢菌屬,對CF好氧共代謝降解起重要作用;是缺氧區和無氧區中優勢菌屬,對CF厭氧還原脫氯降解起重要作用.

[1] 陸 強,李 輝,林匡飛,等.上海浦東某氯代烴場地地下水污染現狀調查 [J]. 環境科學學報, 2016,36(5):1730-1737.

[2] Heidrich S, Weiss H, Kaschl A. Attenuation reactions in a multiple contaminated aquifer in Bitterfeld (Germany) [J]. Environmental Pollution, 2004,129(2):277-288.

[3] 王 昭,石建省,張兆吉,等.我國“水中優先控制有機物”對地下水污染的預警性研究 [J]. 水資源保護, 2009,25(1):90-94.

[4] Cappelletti M, Frascari D, Zannoni D, et al. Microbial degradation of chloroform [J]. Applied Microbiology & Biotechnology, 2012,96(6): 1395-1409.

[5] 韓 冰.地下水有機污染場地健康風險評價 [D]. 北京:中國地質大學(北京), 2006.

[6] Harper DB. The global chloromethane cycle: biosynthesis, biodegradation and metabolic role [J]. Natural Product Reports, 2000,17(4):337-348.

[7] 張啟鈞,吳 琳,劉明月,等.南京市機動車排放VOCs的污染特征與健康風險評價 [J]. 中國環境科學, 2016,36(10):3118-3125.

[8] Wreford K A, Atwater J W, Lavkulich L M. The effects of moisture inputs on landfill gas production and composition and leachate characteristics at the Vancouver Landfill Site at Burns Bog [J]. Waste Management & Research, 2000,18(4):386–392.

[9] 楊 旭,邢志林,張麗杰.填埋場氯代烴生物降解過程的機制轉化與調控研究及展望 [J]. 微生物學報, 2017,57(4):468-479.

[10] 郭 敏,何品晶,呂 凡,等.垃圾填埋場覆土層Ⅱ型甲烷氧化菌的群落結構 [J]. 中國環境科學, 2008,28(6):536-541.

[11] Xing Z, Zhao T, Gao Y, et al. Real-time monitoring of methane oxidation in a simulated landfill cover soil and MiSeq pyrosequencing analysis of the related bacterial community structure. [J]. Waste Management, 2017,68(10):369-377.

[12] 趙天濤,邢志林,張麗杰,等.氯代烯烴脅迫下菌群SWA1的降解活性及群落結構 [J]. 中國環境科學, 2017,37(12):4637-4648.

[13] Scheutz C, Bogner J, Chanton JP, et al. Atmospheric emissions and attenuation of non-methane organic compounds in cover soils at a French landfill [J]. Waste Management, 2008,28(10):1892-1908.

[14] Scheutz C, Mosbaek H, Kjeldsen P. Attenuation of methane and volatile organic compounds in landfill soil covers [J]. Journal of Environmental Quality, 2004,33(1):61-71.

[15] 何 芝,趙天濤,邢志林,等.典型生活垃圾填埋場覆蓋土微生物群落分析 [J]. 中國環境科學, 2015,35(12):3744-3753.

[16] 趙天濤,楊 旭,邢志林,等.填埋場覆蓋土對典型氯代烴的吸附特性 [J]. 中國環境科學, 2018,38(4):1403-1410.

[17] Yao S, Xuan Z, Xiao-Meng W, et al. Evaluation of simultaneous biodegradation of methane and toluene in landfill covers [J]. Journal of Hazardous Materials, 2014,274(12):367-375.

[18] Scheutz C, Kjeldsen P. Capacity for biodegradation of CFCs and HCFCs in a methane oxidative counter-gradient laboratory system simulating landfill soil covers [J]. Environmental Science & Technology, 2003,37(22):5143-5149.

[19] 陳樂恬,牟世芬.離子色譜法測定土壤提取液中的磷酸根、硝酸根和硫酸根 [J]. 分析化學, 1981,11(2):88-92.

[20] Scheutz C, Kjeldsen P. Environmental factors influencing attenuation of methane and hydrochlorofluorocarbons in landfill cover soils [J]. Soil Mechanics & Foundation Engineering, 2004,7(2):113-116.

[21] 劉 帥,趙天濤,邢志林,等.氯代脂肪烴生物與非生物共促降解機制研究進展 [J]. 生物工程學報, 2018,34(4):510–524.

[22] Scheutz C, Kjeldsen P. Biodegradation of trace gases in simulated landfill soil [J]. Journal of the Air & Waste Management Association, 2005,55(7):878-885.

[23] 贠娟莉,王艷芬,張洪勛.好氧甲烷氧化菌生態學研究進展 [J]. 生態學報, 2013,33(21):6774-6785.

[24] Bouwer E J, Mccarty P L. Transformations of 1- and 2-carbon halogenated aliphatic organic compounds under methanogenic conditions [J]. Applied & Environmental Microbiology, 1983,45(4): 1286-1294.

[25] Egli C, Tschan T, Scholtz R, et al. Transformation of tetrachloromethane to dichloromethane and carbon dioxide by. [J]. Applied & Environmental Microbiology, 1988,54(11):2819-2824.

[26] Shan H, Jr K H, Mykytczuk N, et al. Anaerobic biotransformation of high concentrations of chloroform by an enrichment culture and two bacterial isolates [J]. Applied & Environmental Microbiology, 2010, 76(19):6463-6469.

[27] G?lli R, Mccarty P L. Biotransformation of 1,1,1-trichloroethane, trichloromethane, and tetrachloromethane by asp [J]. Applied & Environmental Microbiology, 1989,55(4):837-844.

[28] Grostern A, Duhamel M, Dworatzek S, et al. Chloroform respiration to dichloromethane by apopulation [J]. Environmental Microbiology, 2010,12(4):1053-1060.

[29] Nijenhuis I, Kuntze K. Anaerobic microbial dehalogenation of organohalides-state of the art and remediation strategies [J]. Current Opinion in Biotechnology, 2016,38(4):33-38.

[30] Nonaka H, Keresztes G, Shinoda Y, et al. Complete genome sequence of the dehalorespiring bacteriumY51 and comparison with195 [J]. Journal of Bacteriology, 2006,188(6):2262-2274.

[31] Thomas S H, Wagner R D, Arakaki A K, et al. The mosaic genome of anaeromyxobacter dehalogenans strain 2CP-C suggests an aerobic common ancestor to the Delta[J]. PloS one, 2008, 3(5):2103-2115.

[32] Wagner D D, Hug L A, Hatt J K, et al. Genomic determinants of organohalide-respiration in, an unusual member of the[J]. Bmc Genomics, 2012,13(1):1471-1488.

[33] Sharma P K, Mccarty P L. Isolation and characterization of a facultatively aerobic bacterium that reductively dehalogenates tetrachloroethene to cis-1,2-dichloroethene [J]. Applied & Environmental Microbiology, 1996,62(3):761-765.

[34] Seshadri R, Adrian L, Fouts DE, et al. Genome sequence of the PCE-dechlorinating bacterium[J]. Science, 2005,307(5706):105-109.

[35] Siddaramappa S, Challacombe J F, Delano S F, et al. Complete genome sequence ofs type strain (BL-DC-9(T)) and comparison to "" strains [J]. Standards in Genomic Sciences, 2012,6(2):251-264.

[36] Lee M, Low A, Zemb O, et al. Complete chloroform dechlorination by organochlorine respiration and fermentation [J]. Environmental Microbiology, 2012,14(4):883–894.

[37] Trotsenko Y A, Torgonskaya M L. The aerobic degradation of dichloromethane: Structural-functional aspects (a review) [J]. Applied Biochemistry & Microbiology, 2009,45(3):233-247.

The biotransformation mechanism of chloroform in landfill cover.

LIU Shuai1, XING Zhi-lin1,2, LI Chen1, ZHANG Hao1, HU Wen-qing1, ZHANG Li-jie1, ZHANG Yun-ru1, ZHAO Tian-tao1,2*

(1.College of Chemistry and Chemical Engineering, Chongqing University of Technology, Chongqing 400050, China；2.College of Urban Construction and Environmental Engineering, Chongqing University, Chongqing 400045, China)., 2018,38(12)：4581~4590

It is important to deeply understanding thedegradation mechanism of chloroform (CF) along the depth of a soil layer. In this study, the simulated landfill cover system (SLCS) was set up and biotransformation mechanism of CF was firstly investigated by the method of diversity sequencing. The results showed that the landfill cover was divided into three zones along the depth, aerobic zone (0~20cm), anoxic zone (20~40cm) and anaerobic zone (>40cm), based on the oxygen content. The analysis of diversity sequencing revealed that methanotrophs were dominant bacteria in aerobic zone, including type I methanotrophsand type II methanotrophs. Whilewas the dominant bacteria for CF biodegradation by reductive dechlorination in anoxic and anaerobic zone. In addition, the relative abundance of methanotrophs in the anoxic zone was about 13%. These results suggested that CF was firstly degraded effectively in aerobic, anoxic and anoxic zone. Previous studies reported that CF can be degraded into dichloromethane reductive dechlorination in the anoxic and anaerobic zone, and part of dichloromethane would be transformed into acetate, H2and CO2due to the activity of, which agreed with this study. The metabolic product dichloromethane was then completely degraded by through co-metabolism by methanotrophs in aerobic and anoxic zone. Moreover, the relationship between biodegradation capacity and gas flux was also studied. With the change of inlet flux, there was a negative correlation between methane removal efficiency and flux (2=0.80), while the positive correlation was found between methane biodegradation rate and flux (2=0.86). Similarly, CF biodegradation efficiency decreased with increase of inlet gas flux (2=0.86), while biodegradation rate increased with increase of inlet gas flux (2=0.89). Therefore, aerobic co-metabolism contributed more in in removal of CF than reductive dichlorination. These results provided theoretical basis for in situ bioremediation of chlorinated aliphatic hydrocarbons pollutants.

landfill cover；chloroform；reductive dechlorination；aerobic cometabolism

X701

A

1000-6923(2018)12-4581-10

劉 帥(1993-),男,重慶合川人,碩士,主要從事環境微生物多樣性分析及污染控制研究.發表論文4篇.

2018-05-10

國家自然科學基金資助項目(41502328);重慶市科技項目(cstc2015jcyjB0015,cstc2015shmszx80006)

* 責任作者, 副教授, zhaott@cqut.edu.cn