生物泥漿技術修復多環芳烴污染土壤研究進展

王富加，肖欣欣，孫 靜，王曉偉 ，楊霓云

（1. 中國環境科學研究院，北京 100012；2. 齊魯工業大學 環境科學與工程學院，山東 濟南 250353）

多環芳烴（PAHs）是一類由兩個或多個苯環組成的持久性有機污染物，苯環的芳香結構使其性質穩定，在環境中表現出低降解性和高持久性［1］。PAHs通常由人類活動產生，化石燃料的不完全燃燒和有機物熱分解產生的PAHs通過大氣循環進入環境系統，最終積累在水體、土壤等環境介質中，并通過皮膚接觸、呼吸作用等過程進入生物體，對環境與人類健康造成嚴重危害［2］。PAHs污染土壤的修復一直是場地修復領域的研究熱點之一［3］。PAHs污染土壤修復技術按其工藝性質可分為物理修復、化學修復和生物修復；按應用場景分為原位修復和異位修復［4］。其中，物理修復和化學修復成本高、能耗大，且容易產生二次污染。因此，高選擇性、低成本、低能耗、環境友好的生物修復技術逐漸成為有機污染土壤修復的熱門技術［5］。

生物修復技術是利用微生物的自身代謝過程將土壤中PAHs降解、礦化為毒性較低或對環境無害的產物的過程［6］。原位生物修復技術是在污染場地原地向受污染土壤中加入營養物質或外來微生物以激活或幫助本地微生物修復污染土壤的生物修復技術，由于PAHs結構特殊，性質穩定，原位生物修復技術對PAHs污染土壤的修復效果并不顯著［7］。

常見的異位生物修復技術包括：生物堆技術［8］、堆肥［9］和生物泥漿技術［10］等。生物泥漿技術是將受污染土壤與水混合成泥漿進行修復，其優勢在于：1）生物泥漿修復設備可增強氣液或固液傳質以提高PAHs的生物利用度；2）調制泥漿的過程可以稀釋PAHs濃度以減輕微生物壓力；3）可通過調整生物泥漿反應器操作參數精確控制修復過程，優化微生物修復工藝參數［11］。

本文介紹了生物泥漿修復設備的結構與工藝流程，例舉了生物泥漿技術修復PAHs污染土壤的典型案例，探討了生物泥漿技術修復PAHs污染土壤效果的主要影響因素，展望了生物泥漿技術未來的發展方向，以期為其推廣應用提供借鑒。

1 生物泥漿修復設備的結構與工藝流程

生物泥漿修復設備的結構與工藝流程如圖1所示。整套工藝設備通常包括四個部分：污染土壤預處理與調節裝置、生物泥漿反應器、控制系統和輔助設備［12］。

生物泥漿修復對土壤預處理過程要求較高。普遍認為污染土壤中PAHs集中在土壤細顆粒中，因此污染土壤經過破碎和篩分后，較粗的部分（卵石和沙子，粒徑0.85～4.00 mm）被分離丟棄或另行處理，而較細的部分（黏土和有機質，粒徑小于0.85 mm）則被保留并裝入生物泥漿反應器用于生物泥漿修復［13］。

生物泥漿修復過程中通過控制系統實現污染泥漿的可控、高效修復。輔助設備主要包括泥漿沉淀、泥水分離、污水收集、尾氣處理等工藝的設備［16］。整套生物泥漿修復工藝流程復雜，涉及污染土壤挖掘和預處理，生物泥漿反應器的建造與運行，相較于簡單的生物修復技術成本有所增加，但仍比焚燒、淋洗和熱分解等修復技術更具經濟效益［17］。對于污染濃度高、污染時間久、污染物成分復雜、修復時間緊迫的土壤，生物泥漿修復技術是一種更優的選擇。

2 生物泥漿技術修復PAHs污染土壤案例

VENKATA等［18］研究了芘污染土壤的生物泥漿修復過程，結果表明，生物泥漿反應器的性能取決于芘初始濃度和生物強化程度，未經生物強化反應120 h后，本土微生物對芘的降解率僅為6%；在生物強化的作用下，低濃度芘污染土壤的芘降解率接近90%，高濃度芘污染土壤的芘降解率接近50%。鞏宗強等［19］在實驗室配制的含芘、苯并蒽的模擬污染土壤中加入3種生物強化降解菌：鐮刀菌、黏菌和青霉菌，進行了為期34 d的生物泥漿修復，結果表明：鐮刀菌降解了90%的芘和33%的苯并蒽；黏菌降解了82%的芘和49%的苯并蒽；青霉菌降解了52%的芘和46%的苯并蒽。KIM等［20］分別設計了好氧、厭氧兩種生物泥漿反應器用于處理被菲污染的土壤，好氧生物泥漿反應器運行60 d后菲降解率達95%，厭氧生物泥漿反應器僅運行30 d后就達到了同樣的降解率，相比于好氧模式，厭氧模式還可節省攪拌和曝氣的費用。COLLINA等［21］將生物強化接種物Pseudomonas putida M8加入實驗室配制的PAHs污染土壤中，僅運行6 h萘的降解率就超過了90%。

目前有關生物泥漿技術的研究仍處于小試或中試水平，多數研究的目的在于確定或量化系統變量對整個修復過程的影響，主要包括：投加外源微生物（生物強化）、投加碳源（生物刺激）、攪拌速率、溶解氧濃度、pH、溫度等運行參數。此外，影響PAHs去除效果的因素還包括表面活性劑的使用［22］、土壤自身理化性質［23］、污染土壤來源及污染場地周邊環境［24］。如天然氣廠風化土壤基質的緊密度限制了PAHs的解吸，絕大多數高環和雜環PAHs幾乎不溶于水，因此生物泥漿修復效率較低［25］。也有研究表明，用循環分離后的污水代替泥漿重新加入反應器是一種減輕微生物修復壓力、提高去除率的良好方式［12］。

本土微生物可以在不添加任何外源微生物的情況下高效去除PAHs，通過分析其最佳生長條件，給予合適的營養刺激，可以減少投加外源菌種的費用。GENG等［26］從PAHs污染土壤中分離富集出一株本地菌，經過40 d的中試生物泥漿修復，成功去除了80%以上的低分子量PAHs。YU等［27］采用間歇模式運行，PAHs去除率甚至可以達到100%。

由于生物泥漿技術用于污染土壤修復的研究仍處于起步階段，研究過程只關注部分修復條件對PAHs最終去除效果的影響，而對修復過程中反應器內部PAHs的微生物去除機制與降解途徑、微生物種群密度和主導微生物在泥漿條件下代謝活動的變化等情況缺乏分析［13］。

3 生物泥漿技術修復PAHs污染土壤效果的影響因素

3.1 PAHs對修復效果的影響

3.1.1 PAHs理化性質

PAHs理化性質是影響生物泥漿技術修復效果的關鍵因素。苯環量少、分子量小的PAHs水溶性更好，更易被生物降解。MOSCOSO等［28］采用兩組平行運行的生物泥漿反應器分別修復菲、芘污染土壤，發現菲更易于被生物降解。FORJáN等［29］向生物泥漿反應器中投加外源菌種菱形球菌和假單胞菌，15 d后二環和三環PAHs的濃度下降了80%以上，四環至六環PAHs的濃度降低了70%左右。隨著環數的增加，PAHs的疏水性增加，導致生物利用度、降解率降低。

3.1.2 PAHs濃度

PAHs濃度過高會使微生物遲緩期延長或破壞生物膜造成微生物死亡。PRASANNA等［30］配制了蒽含量分別為0.1，0.2，0.3 g/kg的三種污染土壤，生物泥漿修復發現，0.1 g/kg蒽污染土壤中蒽被快速降解，0.2 g/kg和0.3 g/kg蒽污染土壤中蒽的降解率呈現先緩慢升高后加速升高的趨勢，說明微生物需要時間適應高底物濃度泥漿。

該方法也可以算是增量分析中的一種，但主要是涉及到增量。增量是指通過自變量的微量變化來構成的函數精準變化率，這也是當前普遍使用到的邊際概念，即主要是通過導數的形式來呈現。通過分析發現，該方法最大的優勢在于可以確定生產經營的發展目標，同時也可以用來確定最佳邊際點，從而讓管理部門能夠準確的掌握其中的變量關系與基本規律，從而針對實際情況采取相應的解決對策。

3.1.3 PAHs污染時間

當一個區域內的污染源處于長期失控狀態，PAHs的沉積會持續幾十年甚至上百年，且污染物濃度高，污染成分復雜，給土壤修復帶來困難［31］，但通過生物泥漿技術仍可實現較高的修復效率與較好的修復效果。瑞典一個運行了近80 a的天然氣生產廠區土壤中存在PAHs、煤焦油、重金屬、氰化物的嚴重復合污染，生物泥漿反應器運行29 d后PAHs去除率達82%［25］。

3.2 微生物對修復效果的影響

3.2.1 生物強化

通常長期污染場地中本土微生物對PAHs的降解能力較弱，向生物泥漿中加入外源微生物可以提升修復效率。NASSERI等［32］分別將銅綠假單胞菌、假單胞菌和復合微生物加入菲污染土壤后，生物泥漿修復菲降解率分別87.8%、85.5%和92.8%，遠高于本土微生物的菲降解率（17%）。一種被命名為MZJ-21的外源微生物加入菲污染土壤的泥漿修復系統，48 h后滅菌土壤中菲的自然降解率僅為8.6%，土壤中本土菌種對菲的降解率為54.38%，添加MZJ-21的泥漿修復系統對菲的降解率為95.41%［33］。

泥漿修復過程中，外源微生物和本土微生物之間可能存在良性競爭，促進各自生長發育，進而提升PAHs修復效率。選用Pseudomonas stutzeri CECT 930作為外源微生物加入生物泥漿反應器中修復菲、芘、苯丙蒽污染土壤，研究發現，單獨的Pseudomonas stutzeri CECT 930對菲、芘、苯丙蒽的降解率分別為95%、78%和82%，與本土微生物共代謝作用下對菲、芘、苯丙蒽的降解率分別為100%、98%和100%［28］。

但是投加的外源微生物也可能會與本土微生物發生結抗作用影響各自存活率，進而影響PAHs修復效率。研究發現，3種配比（1∶1、1∶2和1∶3）的Bacillus cereus和Pseudomonas putida微生物復合菌對萘污染土壤生物泥漿修復49 d后，1∶1微生物配比的生物泥漿反應器中萘的降解率最高，為99.84%［34］。

3.2.2 微生物載體

生物炭、海藻酸鹽等具有蜂窩結構和大量孔隙的材料可以為微生物提供良好的生長環境，降低初始階段泥漿中高濃度PAHs對微生物的毒害作用［35］。WANG等［36］將兩株外源微生物Sphingomonas pseudosanguinis和Pseudomonas stutzeri用海藻酸鈣固定化后加入生物泥漿反應器中降解處理菲和氟蒽污染土壤，掃描電子顯微鏡觀察微觀結構發現，海藻酸鈣的蜂窩結構和大量空腔為微生物的黏附和增殖提供了足夠的空間，固定化微生物對菲和氟蒽的降解率分別為63.16%和56.94%，遠高于游離微生物的17.79%和13.40%。

3.3 泥漿體系構成對修復效果的影響

通過調整水土比改變泥漿體系構成，降低PAHs初始濃度，有助于提高PAHs去除率。目前研究還沒有將水土比作為影響因素單獨分析，多數研究直接將泥漿體系的水土比設置為1∶1［37］、2∶1［27］、3∶1［29］甚至更高［22］，雖然更高的水土比有利于微生物培養，但會降低修復效率和經濟效益。對于典型污染土壤的生物泥漿修復過程，研究泥漿系統初始水土比與降解率之間的平衡關系，可以有效幫助修復項目獲得最佳的修復效率以及最低的經濟投入。

3.4 電子受體對修復效果的影響

不同電子受體泥漿修復過程，PAHs降解途徑不同［38］。好氧生物泥漿修復芘污染土壤過程中，芘的生物降解是通過芘二氧酶對苯環進行攻擊，生成順式-4，5-二羥基芘。通過菲-4，5-二羧酸鹽、菲、順式-1，2-二羥基菲、順式-1，2-二羥基萘途徑代謝為兒茶酚，兒茶酚通過內裂解進一步代謝。另一種可能的途徑中，順式-1，2-二羥基菲通過3，4-二羥基苯甲酸酯、β-已二酸途徑進入三羧酸循環。厭氧生物泥漿反應器內微生物通常以硫酸鹽、硝酸鹽、CO2等為電子受體，PAHs通過還原性苯環開裂或硝基還原，轉化為低環數PAHs或低分子量物質，最終氧化為水和CO2［39］。

3.5 傳質過程對修復效果的影響

生物泥漿修復過程中可能發生3類主要傳質過程，即固液傳質、氣液傳質和生物傳質［13］。泥漿體系中，污染物固液間傳質效率直接影響修復效果。泥漿系統中PAHs固液解吸速率與PAHs理化性質、微生物群落、電子受體的不均勻分布等多個因素有關，對于PAHs類有機物，即使污染濃度很高，但因其疏水性導致固液傳質效率極低。增強攪拌強度可以改善PAHs傳質效率［20］。加入生物表面活性劑可以增加大分子PAHs從土壤相的解吸，提升PAHs與微生物的接觸幾率，進而提高修復效率［33］。BEZZA等［22］將生物表面活性劑加入生物泥漿反應器運行45 d后，PAHs降解率為86.5%，未添加生物表面活性劑的對照組PAHs降解率僅為57%。

多數研究的對照實驗中即使在無菌環境下仍然可監測到PAHs含量下降，這是因為萘、菲等低分子量PAHs具有一定的揮發性，尤其是在好氧生物泥漿修復過程中，攪拌和曝氣導致少量PAHs在氣液界面揮發［40］。

Pseudomonas stutzeri CECT 930等部分微生物在降解過程中起到生物表面活性劑的作用［41］，促進PAHs從土壤質粒的解析或改變細胞表面疏水性增強PAHs生物利用度［26］。同時，生物泥漿系統中由于存在微生物絮凝體和生物膜結構中類似胞外聚合物的物質，PAHs亦會被不以其為碳源的微生物捕獲，抑制PAHs固液傳質［42］。

4 結語與展望

生物泥漿技術作為一種更加高效、可控、經濟、綠色、低碳的土壤修復技術，可用于PAHs污染土壤的生物修復。生物泥漿修復過程可以通過控制泥漿體系參數與運行條件，如PAHs初始濃度、微生物、電子受體、傳質過程等，增強污染土壤修復效率，達到優于傳統理化修復技術的修復效果，是一種具有巨大推廣潛力的土壤修復技術。

生物泥漿技術已經取得了一定的研究成果，但仍需要開展更細致的研究與實踐工作。目前對于泥漿內部微生物群落變化的研究較少，隨著分子生物學工具的發展，生物修復領域可通過分子生物學工具監控、調節，促進泥漿內部微生物群落活動，實現更加細致的系統管理與實時調控，有針對性地提高微生物對PAHs的修復能力。目前生物泥漿技術的研究大多局限于實驗室小試階段，亟需開展生物泥漿技術中試與現場試驗研究，以促進該項技術的推廣應用。