鐵氧化物與丙酸對土壤中六氯苯厭氧降解影響

劉翠英,王 宇,馬煜春

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鐵氧化物與丙酸對土壤中六氯苯厭氧降解影響

劉翠英1,2*,王 宇3,馬煜春3

(1.南京信息工程大學(xué)氣象災(zāi)害預(yù)報(bào)預(yù)警與評估協(xié)同創(chuàng)新中心/江蘇省農(nóng)業(yè)氣象重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,江蘇 南京 210044；2.中國科學(xué)院南京土壤研究所土壤環(huán)境與污染修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,江蘇 南京 210008；3.南京信息工程大學(xué)應(yīng)用氣象學(xué)院,江蘇 南京 210044)

采用紅壤性水稻土進(jìn)行厭氧培養(yǎng)試驗(yàn),設(shè)定滅菌對照、對照、丙酸、針鐵礦、丙酸+針鐵礦5個(gè)處理,分析鐵氧化物、丙酸及其交互作用對土壤中六氯苯還原脫氯過程的影響及其反應(yīng)機(jī)制.結(jié)果表明,培養(yǎng)40d后,5個(gè)處理的土壤中六氯苯可提取態(tài)殘留量分別減少了26.9%、48.5%、63.4%、56.9%和72.9%;六氯苯還原脫氯主要生成五氯苯;添加丙酸在整個(gè)培養(yǎng)過程均顯著促進(jìn)六氯苯還原脫氯降解;添加針鐵礦在培養(yǎng)前期促進(jìn)六氯苯還原脫氯的效果明顯;同時(shí)添加丙酸和針鐵礦對促進(jìn)六氯苯還原脫氯具有協(xié)同作用.

六氯苯；還原脫氯；針鐵礦；丙酸；紅壤性水稻土

六氯苯(HCB)是首批被列入《關(guān)于持久性有機(jī)污染物的斯德哥爾摩公約》的12種持久性有機(jī)污染物(POPs)之一[1].HCB具有高毒性和潛在的致癌性,且被美國國家環(huán)保署列為內(nèi)分泌干擾物[2].其“憎水親脂”的性質(zhì)使HCB主要累積在土壤中[3].污染農(nóng)田中的HCB能夠通過食物鏈進(jìn)入人體,對人類健康造成潛在的威脅.因此,如何消除土壤中HCB污染成為近年來亟待解決的重要科學(xué)問題.

厭氧條件下,還原脫氯是HCB降解的關(guān)鍵途徑[4].厭氧還原脫氯是在得到電子的同時(shí)脫去一個(gè)氯取代基,H2是主要電子供體,但直接向污染源區(qū)導(dǎo)入H2比較困難,由于有機(jī)物能夠在微生物作用下發(fā)酵生成H2,通常使用有機(jī)物(脂肪酸、醇類和糖類等)作為電子供體基質(zhì)[5].H2作為有效的還原劑提供還原脫氯所需電子,HCB接受電子并在脫氯微生物作用下逐級脫氯轉(zhuǎn)化為低氯代苯.厭氧條件下,土壤中存在多種還原反應(yīng),如產(chǎn)甲烷、硫酸鹽還原、反硝化、產(chǎn)乙酸、異化鐵還原等.由于還原脫氯所釋放的自由能較高,在H2濃度較低的條件下還原脫氯也能夠發(fā)生[6-8].因此,維持較低的H2濃度有利于避免其它還原過程與還原脫氯競爭電子.研究表明,淹水條件下,土壤中的有機(jī)物厭氧分解會(huì)產(chǎn)生大量脂肪酸[9],不同類型脂肪酸對促進(jìn)還原脫氯的效果差異顯著,主要原因是各脂肪酸分解生成H2的分壓不同.丙酸發(fā)酵生成H2分壓低于10-4.4個(gè)標(biāo)準(zhǔn)大氣壓,乳酸發(fā)酵生成H2分壓比丙酸高出3個(gè)數(shù)量級[10].因此,本研究選擇丙酸作為緩釋H2的電子供體基質(zhì),探討其加速氯代POPs還原脫氯降解的效果.

研究表明,紅壤性水稻土中存在的大量鐵氧化物可促進(jìn)氯代POPs還原脫氯降解[11-12].土壤中的鐵還原細(xì)菌,如S12、L17、CY01等可以直接參與氯代POPs降解過程,而鐵氧化物可促進(jìn)土壤中鐵還原細(xì)菌生長[13-15];另外,鐵氧化物可被鐵還原細(xì)菌還原產(chǎn)生Fe(Ⅱ),而Fe(Ⅱ)可作為有效的電子供體促進(jìn)HCB還原脫氯[16-17].然而,罕有關(guān)于土壤中鐵氧化物和有機(jī)物脂肪酸對于氯代POPs還原脫氯交互作用的研究.

紅壤性水稻土廣泛分布于熱帶、亞熱帶地區(qū),并含有大量的鐵氧化物和鐵還原菌[18].本研究選擇紅壤性水稻土作為供試土壤,選擇丙酸作為電子供體基質(zhì),分析土壤中HCB還原脫氯速率與丙酸分解過程及Fe(Ⅲ)還原生成Fe(Ⅱ)動(dòng)態(tài)之間的內(nèi)在聯(lián)系.研究結(jié)果將為探索加速土壤中氯代POPs消減途徑提供參考.

1 材料與方法

1.1 供試土壤理化性質(zhì)與污染土的制備

供試土樣為江西省鷹潭地區(qū)的紅壤性水稻土(28°12′N,116°55′E),取0~20cm表層土,風(fēng)干后,過2mm篩備用.供試土壤的基本理化性質(zhì)如下:pH值為5.1,有機(jī)質(zhì)含量為35g/kg,可溶性有機(jī)碳含量為40.2mg/kg,游離氧化鐵含量為27.3g/kg,無定形氧化鐵含量為2.1g/kg,土壤中Fe(Ⅲ)與Fe(Ⅱ)的含量之比為20.7,黏粒、粉粒和砂粒含量分別為26.5%、42.1%和31.4%,具體分析方法參見文獻(xiàn)[19].土壤中HCB的背景值為4.1ng/g.

污染土的制備方法參見文獻(xiàn)[20].稱取50mg的HCB完全溶解于100mL丙酮,將含有HCB的丙酮溶液加入140g細(xì)石英砂(100目),充分?jǐn)嚢柚帘繐]發(fā),制成HCB均勻污染的石英砂.稱取5g污染石英砂和500g土壤拌勻,即得到HCB濃度為12.3μmol/kg的污染土壤,室溫放置1周后備用.由于土壤對HCB的固持作用以及分析過程中HCB的損失,氣相色譜檢測到土壤中HCB的初始濃度為10.8μmol/kg.

1.2 試驗(yàn)儀器與化學(xué)試劑

安捷倫(Agilent,6890)氣相色譜儀-ECD檢測器63Ni;安捷倫7683自動(dòng)進(jìn)樣器(Agilent,USA);島津(Shimadzu,GC-12A)氣相色譜儀-FID檢測器;生化培養(yǎng)箱(LRH-250,上海印溪);旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)儀(RE-3000,上海亞榮).

各種氯代苯標(biāo)樣(純度399.5%,德國Ehrenstorfer博士提供);哌嗪-1,4-二乙磺酸(PIPES,純度>98%)由美國Sigma-Aldrich公司提供.正己烷、丙酮、二氯甲烷和丙酸(分析純)由上海國藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司生產(chǎn);無水硫酸鈉在400oC下干燥4h后備用;硅膠在130oC下保持18h后,加入3.3%去離子水混勻,平衡6h后待用.

1.3 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

本研究設(shè)以下5個(gè)處理:①滅菌土對照(滅菌對照);②HCB污染土壤(對照);③HCB污染土壤+丙酸(丙酸);④HCB污染土壤+針鐵礦(針鐵礦);⑤HCB污染土壤+丙酸+針鐵礦(丙酸+針鐵礦).將500g污染土壤裝入1L棕色廣口瓶,丙酸和針鐵礦分別按10mmol/kg、20g/kg干土的比例添加.由于添加丙酸及針鐵礦可導(dǎo)致土壤pH值變化,進(jìn)而干擾其作為氧化/還原劑對HCB還原脫氯的作用,且淹水條件下土壤pH值逐漸趨于7.因此,本研究加入50mmol/L的PIPES緩沖溶液使土壤pH值保持7.0,并使土壤表面水層高度保持1.5cm,瓶中氣體體積約為500mL,塞緊瓶塞后,從通氣管通入高純氮?dú)?0min排氧,然后用止水夾夾緊通氣口連接的硅膠管,使培養(yǎng)瓶達(dá)到嚴(yán)格密封厭氧條件,隨后將培養(yǎng)瓶置于25℃的生化培養(yǎng)箱中避光培養(yǎng).試驗(yàn)設(shè)3個(gè)重復(fù).培養(yǎng)周期為40d,分別于第0、4、8、12、16、24、32、40d采集土壤樣品和氣體樣品,測定其中HCB及其降解產(chǎn)物含量,并測定土壤中Fe(Ⅱ)含量;分析每天甲烷釋放速率;每次取樣時(shí)測土壤氧化還原電位(Eh).每次取樣完畢后,通氮30min除氧后密封,繼續(xù)培養(yǎng).

1.4 分析方法

每次采樣之前,采用PHB-06型mV計(jì)測定土壤Eh.每周用不銹鋼土鉆取土壤樣品約10g,用于測定反應(yīng)體系中HCB及其降解產(chǎn)物和Fe(Ⅱ)含量.稱取土樣約1g置于50mL離心管中,加入30mL正己烷/丙酮(4/1,體積比),于25℃、60kHz條件下超聲萃取2h后,將提取液轉(zhuǎn)移至梨形瓶,在45℃旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)至2mL左右,經(jīng)過填有2g Na2SO4和1g硅膠的SPE柱凈化,凈化時(shí)用15mL體積比為9/1的正己烷/二氯甲烷淋洗,再將淋洗液旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)濃縮定容至2mL,采用安捷倫氣相色譜儀-ECD檢測器測定HCB及其降解產(chǎn)物的濃度.氣相色譜測定條件為:DB-5柱(30.0m× 0.32mm×0.25μm),載氣為N2,流速為1.5mL/min.升溫程序:柱初溫為60℃,保持2min,以5℃/min的速度升溫至190℃,保持0min,然后以20℃/min的速度升溫至280℃,保持7min,進(jìn)樣口的溫度為240℃,電子捕獲檢測器(ECD)的溫度為290℃.采用不分流進(jìn)樣,進(jìn)樣量為1μL,外標(biāo)法進(jìn)行測定.

稱取土樣約1g于50mL離心管中,加入40mL 0.5mol/L的鹽酸,震蕩提取1.5h后離心過0.22μm濾膜,取1mL濾液加入1mol/L的碳酸鈉緩沖溶液2mL和1g/L的鄰菲羅啉2mL顯色1h后,采用紫外-可見分光光度計(jì)于510nm測定Fe(Ⅱ)的濃度,詳細(xì)分析方法參見文獻(xiàn)[21].

甲烷濃度采用島津氣相色譜儀-FID檢測器測定,具體測定和分析方法參見文獻(xiàn)[22].

1.5 質(zhì)量控制與數(shù)據(jù)分析

土壤中氯苯化合物的濃度均采用外標(biāo)法測定(2>0.999).所有數(shù)據(jù)均為3個(gè)重復(fù)樣品數(shù)據(jù)的算術(shù)平均值.顯著性差異分析由SPSS 18.0完成,顯著性水平為0.05.

2 結(jié)果與討論

2.1 土壤Eh

圖1 不同處理土壤Eh的變化過程

圖1為各處理在整個(gè)培養(yǎng)周期內(nèi)土壤Eh變化情況.可以看出,各體系中的氧化還原電位在培養(yǎng)前期均隨時(shí)間下降.土壤Eh在整個(gè)培養(yǎng)周期內(nèi)的平均值在滅菌對照處理為-60,對照處理為-181,丙酸處理為-351,針鐵礦處理為-263,丙酸+針鐵礦處理為-386.在培養(yǎng)的前8d內(nèi),各處理土壤Eh的大小順序?yàn)?滅菌對照>對照>針鐵礦>丙酸>丙酸+針鐵礦(<0.05).從第12d至培養(yǎng)結(jié)束,土壤Eh仍然是滅菌對照處理最大,其次為對照,再次是針鐵礦,丙酸和丙酸+針鐵礦處理的土壤Eh最小(<0.05),而土壤Eh在丙酸和丙酸+針鐵礦處理之間無顯著差異(>0.05).該結(jié)果表明,滅菌土壤的還原性最弱;添加電子供體基質(zhì)丙酸能顯著增強(qiáng)土壤還原性,主要因?yàn)楸嵩趨捬鯒l件下能夠發(fā)酵生成還原性產(chǎn)物,如甲烷、氫氣等[23-24],進(jìn)而降低反應(yīng)體系的Eh,已有研究發(fā)現(xiàn)乳酸、正丁酸等也能降低反應(yīng)體系的Eh[25-26];添加針鐵礦也使土壤還原性增強(qiáng),但較添加丙酸的效果弱,主要?dú)w因于Fe(Ⅲ)還原生成Fe(Ⅱ),還原性產(chǎn)物使土壤Eh降低.整體而言,添加丙酸+針鐵礦對增強(qiáng)土壤還原性的效果最強(qiáng),但是因?yàn)殍F還原菌和產(chǎn)甲烷菌之間存在底物競爭,所以添加丙酸+針鐵礦的效果小于單獨(dú)添加丙酸與單獨(dú)添加針鐵礦的作用之和.已有研究表明,在整個(gè)培養(yǎng)試驗(yàn)過程中,乳酸和針鐵礦的交互處理對于降低反應(yīng)體系Eh的作用強(qiáng)于單添加針鐵礦的處理;而該交互處理在培養(yǎng)試驗(yàn)前期對于降低反應(yīng)體系Eh的作用強(qiáng)于單添加乳酸的處理,之后在兩個(gè)處理間無顯著差異[25].

2.2 Fe(Ⅱ)含量

圖2 不同處理土壤中Fe(Ⅱ)含量變化動(dòng)態(tài)

圖2為各處理土壤中Fe(Ⅱ)含量的變化動(dòng)態(tài).可以看出,各處理土壤中Fe(Ⅱ)含量在培養(yǎng)周期內(nèi)整體上隨時(shí)間逐漸增加,整個(gè)培養(yǎng)過程中滅菌對照處理的Fe(Ⅱ)含量始終顯著低于其它處理.其余4個(gè)處理的土壤Fe(Ⅱ)含量差異如下:在培養(yǎng)前4d,土壤Fe(Ⅱ)含量在針鐵礦和丙酸+針鐵礦處理中顯著高于對照和丙酸處理(<0.05),而在針鐵礦和丙酸+針鐵礦處理間無顯著差異,在對照和丙酸處理間亦無顯著差異(>0.05);第8~12d,各處理土壤中Fe(Ⅱ)含量的高低順序?yàn)?丙酸+針鐵礦>針鐵礦>丙酸>對照(<0.05);第16d至培養(yǎng)結(jié)束,土壤Fe(Ⅱ)含量在針鐵礦和丙酸+針鐵礦處理中最高,其次為丙酸處理,對照處理中更低(<0.05),而在針鐵礦和丙酸+針鐵礦處理間無顯著差異(>0.05).該結(jié)果表明,滅菌處理限制了鐵還原菌將Fe(Ⅲ)還原為Fe(Ⅱ);土壤中添加電子供體基質(zhì)丙酸能夠顯著促進(jìn)Fe(Ⅲ)還原生成Fe(Ⅱ),主要原因可能是丙酸在厭氧條件下分解生成的H2能夠作為Fe(Ⅲ)還原的電子供體[5],而且丙酸作為營養(yǎng)源可能刺激鐵還原菌生長,因?yàn)榍叭搜芯勘砻?外加有機(jī)酸能夠作為營養(yǎng)源增加鐵還原菌的豐度[16,21];添加針鐵礦顯著促進(jìn)Fe(Ⅲ)還原生成Fe(Ⅱ).由于添加丙酸+針鐵礦對增強(qiáng)土壤還原性的效果最佳,因此,在整個(gè)培養(yǎng)過程中,丙酸+針鐵礦處理的Fe(Ⅱ)含量始終有高于其它處理的趨勢,這與前期研究結(jié)果一致[25].

2.3 甲烷生成速率

圖3 不同處理甲烷生成速率隨培養(yǎng)時(shí)間的變化

培養(yǎng)過程中土壤表層甲烷生成速率的變化規(guī)律如圖3所示.可以看出,除滅菌處理的甲烷生成速率一直很低外,所有處理的甲烷生成速率均呈先增加后下降的趨勢.在整個(gè)培養(yǎng)過程中,對照和針鐵礦處理的甲烷生成速率在第16d時(shí)達(dá)到峰值,分別為0.68和0.33mmol/(kg×d),且在整個(gè)培養(yǎng)過程中,針鐵礦處理的甲烷生成速率顯著低于對照(<0.05).丙酸和丙酸+針鐵礦處理的甲烷生成速率均在第12d達(dá)到峰值,分別為2.14和0.47mmol/(kg×d),在整個(gè)培養(yǎng)過程中,丙酸處理的甲烷生成速率顯著高于丙酸+針鐵礦處理(<0.05).整體而言,各處理的甲烷生成速率的次序?yàn)?丙酸>對照>丙酸+針鐵礦>針鐵礦>滅菌對照.該結(jié)果表明,滅菌處理殺死了大量的產(chǎn)甲烷菌,抑制了甲烷生成;添加丙酸顯著促進(jìn)甲烷生成,是因?yàn)楸釁捬醴纸馍梢宜岷虷2,而產(chǎn)甲烷菌主要利用乙酸作為產(chǎn)甲烷的基質(zhì)[27];添加針鐵礦抑制甲烷生成,因?yàn)楫a(chǎn)甲烷菌能夠利用乙酸或H2還原鐵氧化物,這一過程會(huì)消耗產(chǎn)甲烷基質(zhì),從而抑制甲烷生成[28].因此,針鐵礦和丙酸+針鐵礦處理的甲烷生成速率均處于較低水平.

2.4 土壤中HCB可提取態(tài)殘留量的變化規(guī)律

圖4 各處理土壤中HCB可提取態(tài)殘留量隨培養(yǎng)時(shí)間的變化

各處理土壤中HCB可提取態(tài)殘留量隨培養(yǎng)時(shí)間的變化過程見圖4.厭氧培養(yǎng)40d后,滅菌處理的HCB可提取態(tài)殘留量減少了26.9%;對照處理的HCB可提取態(tài)殘留量減少了48.5%;丙酸處理的HCB消減速率在整個(gè)培養(yǎng)過程中均快于對照,最終HCB可提取態(tài)殘留量減少了63.4%;針鐵礦處理的HCB消減速率在前8d快于丙酸處理,之后針鐵礦處理的HCB下降速率卻慢于丙酸處理,最終針鐵礦處理的HCB可提取態(tài)殘留量減少了56.9%,且在整個(gè)培養(yǎng)過程中針鐵礦處理的HCB殘留量均低于對照;丙酸+針鐵礦處理的HCB殘留量始終最低,最終HCB可提取態(tài)殘留量減少了72.9%.與DDT相比,HCB在土壤中的消減更緩慢,因?yàn)镠CB的苯環(huán)上H全部被Cl取代,使HCB結(jié)構(gòu)非常穩(wěn)定,因而較難被還原脫氯降解[24-25].

2.5 土壤中HCB脫氯產(chǎn)物生成動(dòng)態(tài)

本試驗(yàn)檢測到HCB的主要脫氯降解產(chǎn)物為五氯苯(PeCB).各處理土壤中PeCB生成動(dòng)態(tài)見表1.可以看出,在整個(gè)培養(yǎng)過程中,滅菌處理土壤中PeCB生成量很少,最高時(shí)僅為0.15μmol/kg;其余4個(gè)處理的PeCB生成量均隨培養(yǎng)時(shí)間逐漸增加,第40d時(shí)4個(gè)處理土壤中PeCB生成量達(dá)1.46~ 2.83μmol/kg.在培養(yǎng)的前12d,各處理PeCB含量的順序?yàn)?丙酸+針鐵礦>針鐵礦>丙酸>對照>滅菌對照(<0.05);從第16~32d,PeCB生成量仍然在丙酸+針鐵礦處理中最高,其次為丙酸和針鐵礦處理,對照處理中更低(<0.05),在針鐵礦和丙酸處理間無顯著差異(>0.05);第32d至培養(yǎng)結(jié)束,各處理PeCB含量的順序變?yōu)?丙酸+針鐵礦>丙酸>針鐵礦>對照>滅菌對照.該結(jié)果表明,丙酸+針鐵礦處理的HCB脫氯降解速率最快,培養(yǎng)前期針鐵礦處理的HCB脫氯降解速率快于丙酸處理,而后丙酸處理的HCB脫氯降解速率快于針鐵礦處理,它們均比對照處理的HCB脫氯降解速率快.

本實(shí)驗(yàn)測出的HCB脫氯產(chǎn)物中,除PeCB之外,從第24d開始在非滅菌處理中均檢測到四氯苯(TeCB)和三氯苯(TCB),包括1,2,3,4-TeCB, 1,2,3,5-TeCB,1,2,3-TCB,1,2,4-TCB和1,3,5- TCB(表2、3),其中TeCB中1,2,3,5-TeCB生成量高于1,2,3,4-TeCB,TCB中以1,3,5-TCB為主.整體而言,TeCB和TCB生成量隨培養(yǎng)時(shí)間逐漸增加,但TeCB和TCB生成量遠(yuǎn)低于PeCB.因此,可以推測HCB的主要脫氯途徑為:六氯苯→五氯苯→1,2,3,5-四氯苯→1,3,5-三氯苯,與前人研究結(jié)果一致[4].主要原因是Cl在苯環(huán)上被取代的難易順序?yàn)?鄰位>對位>間位,即鄰位最難脫氯,間位最易脫氯[29].

HCB脫氯產(chǎn)物總量隨培養(yǎng)時(shí)間的變化動(dòng)態(tài)如圖5所示.可以看出,各處理HCB代謝產(chǎn)物的生成均呈明顯上升趨勢,在整個(gè)培養(yǎng)過程中,滅菌處理土壤中HCB脫氯產(chǎn)物總量遠(yuǎn)低于其余4個(gè)處理;第24d之前,各處理HCB脫氯產(chǎn)物生成總量的順序?yàn)?丙酸+針鐵礦>針鐵礦>丙酸>對照>滅菌對照;24d之后,HCB脫氯產(chǎn)物生成量順序變?yōu)?丙酸+針鐵礦>丙酸>針鐵礦>對照>滅菌對照.可見,單一添加丙酸或針鐵礦均能夠促進(jìn)HCB還原脫氯降解,且針鐵礦在前期的效果優(yōu)于丙酸,而到了后期針鐵礦的效果逐漸削弱,丙酸依然保持其加速脫氯效應(yīng);同時(shí)添加丙酸和針鐵礦對促進(jìn)HCB脫氯降解的效果最明顯.分析表明,丙酸和針鐵礦對加速HCB還原脫氯具有協(xié)同作用(<0.05).

表1 不同處理土壤中PeCB生成動(dòng)態(tài)(μmol/kg)

注:同一列數(shù)據(jù)后不同字母表示在0.05水平有顯著差異.下同.

表2 第24~40d土壤中TeCB變化情況(μmol/kg)

表3 第24~40d土壤中TCB濃度變化情況(μmol/kg)

培養(yǎng)結(jié)束時(shí),滅菌對照、對照、丙酸、針鐵礦、丙酸+針鐵礦處理的HCB脫氯產(chǎn)物總量分別為0.14、2.08、2.83、2.51、3.79μmol/kg,分別占HCB初始量的1.3%、19.2%、26.2%、23.2%、35.0%,遠(yuǎn)小于HCB可提取態(tài)殘留的減少量.由于HCB及其降解產(chǎn)物的蒸汽壓很低,辛醇/水分配系數(shù)很高,在淹水條件下HCB及其脫氯產(chǎn)物的揮發(fā)損失量很少,因此,一部分HCB及其降解產(chǎn)物在土壤中形成了結(jié)合態(tài)殘留而不能被提取出來.由圖4、5可見,結(jié)合殘留主要發(fā)生在培養(yǎng)的前4d.結(jié)合態(tài)殘留是被土壤黏粒和有機(jī)質(zhì)牢固鎖定而暫時(shí)失去生物活性和可降解性的部分,但隨著土壤條件改變又可以釋放出來重新具有活性[30].

圖5 各處理土壤中HCB脫氯產(chǎn)物總量隨培養(yǎng)時(shí)間的變化

由圖5可以看出,添加丙酸在培養(yǎng)的前12d對促進(jìn)HCB脫氯降解的作用并不明顯,而在后期顯著促進(jìn)HCB脫氯降解,主要原因有以下兩點(diǎn):第一,添加丙酸在前12d顯著增加產(chǎn)甲烷速率(圖3),而甲烷的生成與還原脫氯競爭電子[24],第12d之后,隨著產(chǎn)甲烷速率降低,丙酸發(fā)酵生成的直接電子供體H2能夠促進(jìn)HCB脫氯降解[10].第二,添加丙酸能夠顯著增加土壤中Fe(Ⅱ)含量(圖2),表明丙酸能夠刺激鐵還原菌將Fe(Ⅲ)還原為Fe(Ⅱ),Fe(Ⅲ)還原能夠快速降低反應(yīng)體系的H2分壓[12],進(jìn)而抑制產(chǎn)甲烷過程與還原脫氯競爭電子,所以添加丙酸能夠在第12d之后顯著促進(jìn)HCB脫氯降解.

在體系中加入鐵氧化物,在培養(yǎng)前8d促進(jìn)了HCB的還原脫氯,之后其影響減弱.可能因?yàn)殍F氧化物是鐵還原細(xì)菌的特異性生長因子[13],極大的促進(jìn)了鐵還原細(xì)菌的生長繁殖,而鐵還原細(xì)菌可以參與HCB的還原脫氯過程,從而間接的促進(jìn)了HCB的降解.而在培養(yǎng)后期,由于反應(yīng)體系中營養(yǎng)源和電子供體的逐漸消耗,鐵還原細(xì)菌的還原脫氯作用受到了限制.

由圖5可看出,丙酸和鐵氧化物的配合施用對促進(jìn)HCB還原脫氯具有協(xié)同作用.可能原因如下:①丙酸可作為微生物生長的碳源,刺激了鐵還原細(xì)菌的生長繁殖;②丙酸作為有效電子供體基質(zhì)可發(fā)酵產(chǎn)生H2,促進(jìn)Fe(Ⅲ)還原為Fe(Ⅱ),而Fe(Ⅱ)可作為還原劑加速HCB降解;③體系中的鐵氧化物可有效抑制丙酸發(fā)酵生成甲烷,削弱了甲烷與HCB還原脫氯的電子競爭,從而促進(jìn)了HCB的還原脫氯.因此,同時(shí)添加丙酸和鐵氧化物是促進(jìn)HCB還原脫氯的有效措施.

本研究發(fā)現(xiàn),滅菌處理的HCB脫氯產(chǎn)物總量很少,表明HCB還原脫氯過程需要微生物的參與.由于微生物能夠分解電子供體基質(zhì)生成直接電子供體H2[31],Fe(Ⅲ)還原生成還原脫氯的電子供體Fe(Ⅱ)也需要鐵還原微生物的參與[13],而且微生物能將電子傳遞給HCB使其發(fā)生還原脫氯反應(yīng)[6,31].因此,HCB還原脫氯是微生物-化學(xué)耦合的復(fù)雜過程.

3 結(jié)論

3.1 單一添加鐵氧化物或丙酸均可降低土壤體系的Eh、促進(jìn)還原劑Fe(Ⅱ)的生成,從而促進(jìn)HCB還原脫氯降解.

3.2 鐵氧化物和丙酸配合施用更好的改善了其對Fe(Ⅱ)生成和HCB還原脫氯的效果.

3.3 厭氧淹水條件下,有一部分HCB發(fā)生了還原脫氯降解,也有部分HCB被土壤固持形成結(jié)合殘留.

3.4 土壤體系中甲烷的生成在一定程度上與HCB還原脫氯產(chǎn)生競爭,丙酸作為緩釋電子的有機(jī)物可以有效緩解這種競爭.

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Effect of iron oxide and propionic acid on anaerobic degradation of hexachlorobenzene in soil.

LIU Cui-ying1,2*, WANG Yu3, MA Yu-chun3

(1.Collaborative Innovation Centre on Forecast and Evaluation of Meteorological Disasters/ Jiangsu Key Laboratory of Agricultural Meteorology, Nanjing University of Information Science & Technology, Nanjing 210044, China；2.Key Laboratory of Soil Environment and Pollution Remediation, Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China；3.College of Applied Meteorology, Nanjing University of Information Science and Technology, Nanjing 210044, China)., 2018,38(3)：1073~1080

To investigate the effects of iron oxide, propionic acid and their interaction on the reductive dechlorination of hexachlorobenzene (HCB) in soils and their reaction mechanisms, an anaerobic incubation experiment was conducted in Hydragric Acrisols with five treatments: sterile control, control, propionic acid, goethite, and propionic acid + goethite. Results showed that HCB residues for these five treatments decreased by 26.9%, 48.5%, 63.4%, 56.9%, and 72.9% compared to the initial quantities, respectively, after 40d of incubation, and pentachlorobenzene (PeCB) was the dominant product of HCB dechlorination. The addition of propionic acid significantly accelerated the reductive dechlorination degradation of HCB throughout the incubation. The application of goethite obviously promoted HCB dechlorination in the early incubation period. The application of propionic acid and goethite resulted in a synergistic effect on accelerating the dechlorination of HCB.

hexachlorobenzene；reductive dechlorination；goethite；propionic acid；hydragric acrisols

X131.3

A

1000-6923(2018)03-1073-08

劉翠英(1982-),女,安徽省太和縣人,副教授,博士,主要研究方向?yàn)橥寥牢廴究刂?發(fā)表論文20余篇.

2017-07-26

江蘇省農(nóng)業(yè)氣象重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室(南京信息工程大學(xué))開放課題(JKLAM1605);中國科學(xué)院土壤環(huán)境與污染修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室(南京土壤研究所)開放基金課題(SEPR2017-4)

* 責(zé)任作者, 副教授, 002263@nuist.edu.cn