兩種修復模式下CAHs污染地下水的原位對照

宋久浩,吳乃瑾,李培中,張 驥,李 翔,榮立明,王海見,宋 云 (北京市科學技術研究院資源環境研究所,工業場地污染與修復北京市重點實驗室,北京 100089)

氯代脂肪烴(CAHs)是地下水中最為常見的有機污染物之一,其擴散范圍廣、去除難度大,具有強致癌性[1-2].由于CAHs密度比水大,易垂向遷移至土壤深層/地下水底部形成非水自由相,導致其污染的實際環境條件通常與缺氧/厭氧有關[3-4].因此,CAHs通過化學/生物還原的方式降解為低毒的乙烯和/或乙烷被認為是比氧化更自然和可持續的降解途徑[5].研究表明,各類新型零價鐵(ZVI)修復材料對三氯乙烯、四氯乙烯等均顯示出較高的反應活性[6-9],但是對飽和 CAHs的去除率仍較低或降解不徹底[10-12],易產生毒性更強的小分子中間產物.對于此類難降解飽和氯代烴來說,生物修復技術(生物刺激/生物強化)更具優勢,已證明厭氧/缺氧條件下存在多種微生物 (Dehalococoides、Dehalogenimonas、Dehalobacter、Desulfitobacterium spp.等)[13-16]可利用二氯乙烷(DCA)、三氯乙烷(TCA)、氯乙烯(VC)等作為電子受體實現脫氯降解,該方法環境友好,但起效慢且具有較強的環境依賴.

研究表明,地下水受 CAHs污染的情況通常更為復雜,除常見的三氯乙烯(TCE)、四氯乙烯(PCE)外,往往存在多種類型CAHs的復合污染[2,11,17],且近年來高頻檢出、超標嚴重的難降解飽和CAHs占有相當大的比重.實驗室及實地研究證明,ZVI在地下水中發生的腐蝕反應可為優勢脫氯微生物創造有利的環境條件[18-19],包括快速消耗溶解氧(DO)、降低氧化還原電位(ORP)、提供電子供體H2、產生OH-中和酸性物質、消除重金屬和H2S等物質的毒性抑制.因此,采用 ZVI耦合生物刺激強化降解的方式是近年來針對CAHs污染地下水最具潛力的修復手段之一[20-23].目前國內外針對此類技術的實地應用較為缺乏,修復技術的長效性及對環境帶來的長期影響仍有待探索研究[6].

本研究選擇華北某廢棄化工廠污染區中的氯代烴污染含水層作為中試研究區域,開展了單純的生物刺激修復與 ZVI-生物刺激耦合修復現場對照試驗.原位注入完成后,分別在1a內和4a后進行地下水監測.通過分析CAHs濃度分布、地下水化學參數(ORP、DO、pH 值、電導率)、土著細菌多樣性及豐度的動態變化,對比分析 2種修復模式下地下水的長期降解效率及修復過程對地下水生物化學參數的長期影響規律,旨在為氯代烴污染地下水原位修復技術的應用提供工程經驗和科學支撐.

1 材料與方法

1.1 場地概況

中試區位于華北某化工搬遷場地氯代烴污染區,該區域曾是一家PVC生產廠所在地,工廠于2007年停產待遷.基于場地調查結果,2015年為移除污染源,對該區域9m以上的污染土做了開挖處理,開挖區四周建設止水帷幕阻隔(圖1).之后地下水中污染物濃度整體明顯下降,但截至2016年,與最新發布的《中國地下水水質標準》[24][GB/T 14848 2017]相比,殘留的 CAHs仍構成較高的環境風險.此時地下水的埋深從2010年的12m下降至16m左右.

圖1 中試區及注入點位示意Fig.1 Schematic diagram of pilot area and injection points

中試區施工面為地下 9m,從施工面至地下18.5m 的土質依次為:粉砂、砂質粉土,圓礫、卵石,粗砂,粉質粘土、重粉質粘土(隔水層).開展原位注入的目標含水層埋深為15～17m,土質為砂質,含水率約為30%,具有較高滲透性,滲透系數為10～35m/d.地下水流向由西北向東南.水力梯度較小(0.1%～0.2%),利于修復藥劑的均勻分布,適于使用原位修復技術.中試區分別設置兩塊 10m×10m 的修復范圍作為ZVI-生物刺激耦合修復區(記為FB區)和生物修復區(記為B區),B區位于FB區東側30m處,經粗略估計修復區域地下水總量為60m3.經前期場地調查采樣分析,中試區含水層相關參數如表1所示,可以看出該含水層生物可利用營養濃度較低且B區富含更多硫酸鹽.

表1 場地含水層相關參數Table 1 Related parameters of the aquifer

1.2 實驗材料

通過前期小試實驗確定了2塊中試修復區注入藥劑的主要成分及最佳配比[25-27].B區所用主要成分為每100g的水中:20% w/w的食用大豆油、0.15%w/w吐溫80、5% w/w無水乙酸鈉、0.03% w/w酵母提取物、0.001% w/w的磷酸二氫鉀.FB區所用主要成分為每 100g的水中:10% w/w的商業 ZVI(純度:99.9%,購自北京興榮元科技有限公司)、1% w/w無水乙酸鈉、0.01% w/w酵母提取物、0.001% w/w的磷酸二氫鉀、0.5% w/w的羧甲基纖維素.所用試劑均購自國藥化學試劑有限公司.

1.3 實驗方法

原位注入過程包括2部分:1)添加示蹤劑進行水力參數實驗,確定藥劑注入的影響半徑約為2.8m;2)為確保藥劑能夠覆蓋整個修復區域,根據影響半徑設計了注藥點位及監測井位置(圖1).藥劑制備設備為帶有高剪切功能的配制罐,所有物料與水經高速攪拌15～20min后即可得到均一穩定的漿液,之后采用Geo-probe鉆機和GP350泵一體化注藥設備開展藥劑的原位注入.FB區實際共注入藥漿約1.8t,B區實際共注入藥漿約1.0t.注藥過程中壓力為1～3Mpa,注入流量約 1～1.5L/min.每個注入點自施工面(-9m)鉆孔至含水層(-15m)后,在含水層內采取分層注射方式,即垂直方向上每間隔 0.5m 注射一次,直至-17m處停止.監測井取樣深度為-15～-17m.

1.4 測定項目與方法

1.4.1 化學指標 注藥結束后,分別從中試區兩口監測井定期取樣送往上海實樸檢測技術服務有限公司進行測試分析,同時按照質控要求采集相應的平行樣和空白樣.地下水樣品中 CAHs和乙烯的濃度分別用 USEPA 8260C-2006和 USEPA RSK 175-2004方法進行分析.采用多參數水質檢測儀HACH HQd Field Case進行地下水ORP、DO、pH值、電導率(EC)等參數的長期監測.

1.4.2 生物多樣性及定量分析 注藥結束后定期從監測井采集地下水樣品,充分混合后,取2mL懸浮液,室溫下靜置 3min.然后將上清液轉移到微量離心管中,在10000r/min的轉速下離心3min.棄去上清液,將沉淀物保持在-80℃.最后,根據操作手冊使用PowerFecal? DNA強力提取試劑盒進行樣品DNA的提取.每個樣本取3個重復.生物多樣性分析:使用引物(515F:GTGCCAGCMGCCGCGGTAA, 806R:GGACTACHVGGGTWTCTAAT)對樣品 16S rRNA基因的V4區進行PCR擴增,之后用Illumina HiSeq 2500平臺對擴增產物進行測序,利用軟件 UPARSE(8.0.1517版)、QIIME(1.9.1版)和 R(3.2.3版)進行數據分析,獲得現場含水層中生物群落組成、豐度、系統發育等信息.總細菌的定量PCR分析:以提取的樣品 DNA為模板,在 Primer Star酶作用下,使用引物(338F:CCTACGGGAGGCAGCAG, 518R:ATTACCGCGGCTGCTGGG)對目的片段進行PCR擴增,制備標準品.利用Aligent Mx3000P型熒光定量PCR儀對樣品進行實時熒光定量 PCR分析并計算結果.該部分測試委托北京賽奧吉諾生物科技有限公司開展.

2 結果與討論

2.1 CAHs濃度變化

前期采樣調查結果表明,該區域含水層存在多種氯代烯烴和氯代烷烴,但并不存在高濃度的熱點區域.兩中試區注入完成后1a內地下水中CAHs的動態變化如圖2和圖3所示,主要的污染物均為:1,1,2-TCA、1,1-DCA、順-1,2-二氯乙烯(cis-1,2-DCE)、VC,此外,還檢出少量的1,2-DCA、PCE、TCE、反-1,2-二氯乙烯(trans-1,2-DCE)、1,1-二氯乙烯(1,1-DCE).

圖2 短期內B區地下水中CAHs的濃度變化Fig.2 The concentration change of CAHs in groundwater of zone B in the short term

圖3 短期內FB中試區地下水中CAHs的濃度變化趨勢Fig.3 The concentration change of CAHs in groundwater of zone FB in the short term

B區兩口監測井中注入前主要污染物 1,1,2-TCA、1,1-DCA、cis-1,2-DCE和VC的平均濃度分別為: 383,445,197和310μg/L.注入完成后CAHs總量在144d內分別削減了78.9%和58.3%,1#監測井(B1)中各CAHs濃度在144d內均持續降低,第80d檢測到新產物氯乙烷(CA),其作為1,1,2-TCA和1,2-DCA的氫解脫氯產物,主要由生物作用誘導產生[28-29].第264dCAHs尤其是1,1,-DCA出現了顯著反彈.2#監測井(B2)中除VC外,其余各CAHs的濃度變化與B1類似.VC在第22d出現反彈,直至第264d濃度開始降低.第51d,B2中同樣檢測到少量CA的生成,除此之外還檢測到172μg/L的乙烯.由此看出,該修復區藥劑注入大約 2個月后,土著微生物才開始發揮作用.然而第264d各污染物濃度出現反彈,由此推測注入后CAHs濃度的短期降低除生物脫氯外,還有可能來自于乳化油對有機污染物的溶解、吸附作用[26,30],隨反應時間的延長,這部分CAHs釋放導致濃度反彈.

FB區注入前主要污染物1,1,2-TCA、1,1-DCA、cis-1,2-DCE和VC的平均濃度分別為: 247,279,82,190μg/L.注入完成后 CAHs總量則呈現逐步削減的趨勢,在第 253d總濃度分別降低了 82.2%和 90.5%.受原位注入的影響,土壤孔隙中的PCE可能在初始階段釋放,從而出現了小幅的濃度增加,38d后即實現了規律降解,253d后完全去除.對比第10d和第38d的數據來看,兩口監測井中1,1,2-TCA、1,2-DCA、Cis-1,2-DCE濃度先急劇下降后反彈,表明初始階段注入藥劑的稀釋作用占主導.第 38d,FB2中檢測到高達616 μg/L的乙烯,說明部分CAHs發生了徹底脫氯[29].然而乙烯的產量高于此時CAHs的降解量,Macé等[31]表明強還原條件下,大量碳氫化合物的形成除來自于氯代烴的降解以外,也有可能來源于微生物自身的生命活動,這也證明了ZVI和生物營養的共同引入促進了土著微生物的快速生長,從而刺激了一系列脫氯反應及生命活動的進行.該現象在Wei等[32]的氯乙烯污染地下水中試修復試驗中也同樣被發現.38d后,伴隨1,1,2-TCA的降解,1,2-DCA濃度出現了小幅升高且始終維持在一定的濃度水平.此外,1#監測井(FB1)和2#監測井(FB2)中,分別在第 67和第 38d,檢測到 CA濃度增加了23.3和24.0μg/L, TCA的這種逐步脫氯主要歸因于生物作用[29],印證了土著優勢降解菌在該修復區注藥1個月后即已被激活.與單純的生物修復相比,ZVI的引入加快了生物脫氯的啟動時間.此外,整個過程中觀察到VC顯著而穩定的持續降解,最終的去除率達到 100%,由此推測該地塊可能存在可誘導VC深度脫氯的脫鹵球菌.

原位注入完成后,除帷幕阻隔區周邊進行過臨時建設,區域內部一直未出現大幅擾動,因此在第4.5a和第5a,對地下水進行了長期監測,如圖4所示.兩塊中試區總CAHs含量最終均降至低于50μg/L且各CAHs濃度均符合地下水質量標準中的 III類水標準[GB/T 14848-2017].值得注意的是,地下水質量標準中并未對1,1-DCA進行濃度限定,而兩塊中試區尤其是生物修復區中1,1-DCA仍處在較高的濃度水平.長達5a的監測數據表明,2種修復方式對低濃度CAHs污染地下水均產生了有益的修復效果,然而ZVI-生物刺激耦合修復技術可提高CAHs的整體脫氯效率.

圖4 地下水CAHs濃度的長期監測Fig.4 The monitoring of CAHs concentration in groundwater in the long term

2.2 水化學參數動態變化

氯代烴的降解與含水層水化學參數密切相關,其動態變化過程如圖5所示.相較于B區,FB區在原位注入初期對地下水各項參數的影響更為顯著,這一差異主要由ZVI在O2和H2O共存條件下可能發生的一系列腐蝕反應[7,33](公式1～7)所引起.

圖5 地下水化學參數的動態變化Fig.5 Dynamic variations of chemical parameters for groundwater

B區完成原位注入后,長達5a的時間內,ORP值穩定維持在0～-100mV.而FB區ZVI的共同引入可使地下水快速形成強還原環境,注入完成初期 ORP迅速由初始的 30～86mV 降低至-400～-500mV,此時會引發 CAHs的非生物消除反應[12,15,34](公式 8～9,以PCE和1,1,2-TCA為例).隨著時間延長,土壤的緩沖能力致使 ORP逐步升高,1a內維持在-100～-300mV,5a后恢復至與B區相同的水平.DO的動態變化與ORP類似,B區的O2含量隨微生物生命活動的增強由初始的6.5～8.4mg/L緩慢降低至180d后的1.4～2.1mg/L.FB區DO值則隨著ZVI對O2的快速消耗在第104d即降至0.2～0.3mg/L,之后相當長時期內維持在0.5mg/L以下,研究表明厭氧條件下提供足夠的電子供體及營養,有利于功能微生物通過共代謝或特異性脫氯而實現 CAHs的高效降解[19],這對應了FB區注藥1個月后生物降解產物CA的出現以及乙烯的大量生成.B區pH值始終穩定維持在中性環境,而FB2監測井受ZVI腐蝕反應的影響,初期pH值在8.3～5.5產生了大幅波動,該條件并不利于土著微生物的生命活動[35-36].然而隨著土壤的緩沖及離子的相互中和,后續pH值一直穩定維持在6.5～7.7.此外,ZVI引入產生的大量Fe離子導致FB區在注入初期的EC值大幅升高,隨著Fe離子的氧化沉淀,EC值快速恢復至與B區相同的濃度.

2塊中試區的VC均呈現持續降解,其在厭氧條件下主要靠生物降解轉化為乙烯[16,29],而由初期階段水化學參數的檢測結果推測生物作用并未被完全激活,此時其降解途徑可能來自稀釋作用、非生物脫氯及少量氧化(公式 7).在各項參數達到生物降解的理想條件以后,VC則有可能繼續依靠生物作用被逐步分解,新的生物降解產物CA的出現佐證了這點.相較于生物修復區,ZVI-生物刺激耦合修復區可更快地形成有利于還原脫氯的環境條件,促使非生物和生物作用的高效協同.對于FB中試區來說, 氯代烯烴的降解大致可分為2個階段:注藥后1個月內,水化學參數波動較大,氯代烴的濃度削減主要來自于稀釋作用和非生物降解(消除反應、氧化等);1個月后,地下水穩定維持在中性、缺氧、還原環境,利于厭氧/兼氧發揮其活性,此時脫氯反應主要依賴于土著微生物作用.

2.3 微生物群落結構及相對豐度變化

為觀察細菌種類及相對豐度的動態變化,分別取 2塊中試區 2#監測井的水樣,進行了二代高通量測序分析,如圖6所示.注藥之前地下水中相對豐度較高的類群均為變形菌門(Proteobacteria)、厚壁菌門(Firmicutes)、糖細菌門(Candidatus_Saccharibacteria)、放線菌門(Actinobacteriota)、擬桿菌門(Bacteroidota).注藥后 8個月內,細菌物種豐富程度相對減弱,優勢菌以變形菌門、厚壁菌門為主,二者在B區相對豐度分別為58.8%～71.9%和2.0%～13.2%,在 FB區的相對豐度分別為52.8%～74.1%和8.0%～17.7%.而第 54個月的結果表明,含水層土著菌的群落結構已發生了顯著變化.其中脫硫菌門(Desulfobacterota)、綠彎菌門(Chloroflexi)的相對豐度增幅最大,放線菌門、擬桿菌門、髕骨菌門(Patescibacteria)次之.脫硫菌門在B區和FB區的相對豐度分別由注藥前的未檢出升高至33.5%和5.0%,綠彎菌門則分別由 1.0%和 0.4%升高至 4.0%和9.7%.

圖6 中試區生物多樣性變化對比Fig.6 Comparison of biodiversity changes in pilot areas (M represents the number of months after in-situ injection)

脫鹵呼吸菌Dehalococoides, Dehalogenimonas,Dehalobacter spp.在厭氧條件下可特異性誘導CAHs的還原降解,此類細菌屬于綠彎菌門[18,37].脫硫相關的細菌Desulfitobacterium spp.也可經共代謝的方式在厭氧條件下實現 CAHs的脫氯[16].由此推測上述細菌對后期CAHs的持續降解起到了關鍵作用.2種修復方式對地下水細菌群落產生的長期影響基本一致,有利于向脫氯相關的厭氧、發酵細菌演化,而單純的生物修復顯著促進了與脫硫相關的細菌活性,ZVI的引入則更有利于綠彎菌門的生長.

2.4 微生物定量結果分析

為進一步分析生物作用的貢獻,對第54個月所有監測井的水樣進行了總細菌的熒光定量分析.同時根據相對豐度含量,對門水平的脫硫菌和綠彎菌、以及屬水平的脫鹵球菌(Dehalococcoidia)進行定量計算,如圖7所示.此時,B區總細菌的數量分別為9.7×105和6.6×105copies/mL,比FB區(4.8×104和2.6×105copies/mL)高出約1個數量級,說明緩釋碳源乳化油的添加可更加長效的刺激土著總細菌活性.

圖7 土著總細菌及潛在降解菌定量結果Fig.7 Quantitative results of indigenous total bacteria and potential degrading bacteria

脫硫菌與總細菌類似,B區的脫硫菌數量比FB區高出 1～2個數量級.而綠彎菌數量差異小于脫硫菌,除FB1外,B1、B2、FB2處于同一濃度水平,分別為1.6×104,2.7×104,2.6×104copies/mL.而對屬水平的脫鹵球菌進行定量計算發現,FB區兩口監測井數量分別為2.1×103,3.5×104copies/mL,B區兩口監測井數量分別為8.3×103,9.1×103copies/mL,FB區2#監測井中的脫鹵球菌反而高于 B區.脫鹵球菌是目前報道的一類唯一可誘導 VC深度脫氯生成乙烯的厭氧菌[18],FB區此類菌的顯著增長,說明該修復方式相較于單純的生物修復,帶來的地下水環境條件改變對CAHs的特異性降解更為有利.

3 結論

3.1 中試研究表明,在低擾動且較為貧瘠的砂質含水層開展原位注入,生物刺激、ZVI-生物刺激耦合修復均可同時實現污染地下水中低濃度氯代乙烷和氯代乙烯的有效降解,而后者提高了整體的降解效率且未出現污染物濃度反彈,注入完成后 CAHs總量在第253d分別降低了82.2%和90.5%.

3.2 ZVI-生物刺激耦合的方式在原位注入后的初期階段對地下水化學參數產生了更為顯著的影響.短期波動后,可長時間保持較低的 DO(＜0.5mg/L)、中性 pH值以及還原條件(-100～-300mV),為后期潛在降解菌的生長提供了良好條件.

3.3 兩種修復方式對地下水細菌多樣性的長期影響基本一致,均有利于向脫氯相關的厭氧、發酵菌演化,單純的生物刺激顯著激發了與脫硫相關的細菌活性,ZVI的引入則更有利于綠彎菌的生長.

3.4 總細菌及優勢菌定量結果表明,ZVI-生物刺激耦合更有效地刺激了脫鹵球菌屬 Dehalococcoidia的活性,從而有利于實現 CAHs的徹底脫氯.綜上所述,對于含有多種氯代烴的復雜污染場地來說,耦合修復技術的選用可更加快速地改善地下環境,促進土著優勢脫氯菌的長效協同.