土壤中有毒含氯化合物的形態(tài)轉(zhuǎn)化及生物修復(fù)技術(shù)研究

余 琳，潘小梅，，脫飛飛，王貴胤

(1.成都農(nóng)業(yè)科技職業(yè)學(xué)院，成都 611130；2.四川農(nóng)業(yè)大學(xué)，成都 611130)

引 言

氯是一種常見的非金屬元素，與人類生活密切相關(guān)。它能在生物體內(nèi)參與多種反應(yīng)，影響新陳代謝[1]。此外，氯作為主要的功能性成分，常被制作成消毒劑、殺菌劑、殺蟲劑等，用于消毒以及農(nóng)業(yè)上的病蟲害防治。自2019年12月全球新型冠狀病毒肺炎(COVID-19)疫情爆發(fā)以來，醫(yī)院、工廠等公共場所及家庭等大量使用含氯消毒劑，這些制劑在疫情防控中發(fā)揮了重要作用，但大量粗放地使用含氯物質(zhì)也可能給生態(tài)環(huán)境帶來嚴(yán)峻挑戰(zhàn)。含氯消毒劑進(jìn)入水體環(huán)境后，會對水生生物產(chǎn)生嚴(yán)重的毒害作用[2]。然而，這些消毒劑也可能隨著地表徑流、污水灌溉等方式進(jìn)入土壤，改變土壤的物理化學(xué)及生物學(xué)性質(zhì)，造成作物生長減緩、產(chǎn)量降低，直接或間接影響土壤生態(tài)功能，增加農(nóng)產(chǎn)品安全風(fēng)險。

目前關(guān)于有毒含氯化合物污染土壤的修復(fù)技術(shù)主要包括物理修復(fù)(填埋換土法、吸附法等)、化學(xué)修復(fù)(電化學(xué)還原法等)和生物修復(fù)技術(shù)(微生物還原降解、植物修復(fù)、動物修復(fù))[3-4]。其中，生物修復(fù)因其成本較低、操作簡便、對環(huán)境干擾性較小等優(yōu)點(diǎn)，成為目前研究的熱點(diǎn)。然而，在生物修復(fù)過程中如何選擇不同生物以實現(xiàn)最大修復(fù)效率還尚待研究。此外，修復(fù)過程中還應(yīng)考慮有毒物質(zhì)在降解過程時是否會產(chǎn)生新的二次污染物等問題[5]。生物聯(lián)合技術(shù)具有較大的發(fā)展空間和應(yīng)用前景，應(yīng)不斷完善修復(fù)過程，使該技術(shù)在修復(fù)土壤中發(fā)揮最大的作用并促進(jìn)土壤生態(tài)系統(tǒng)的可持續(xù)發(fā)展。

1 土壤中氯的形態(tài)及毒害作用

1.1 土壤中的氯遷移

自然界中的氯遷移主要包括氯沉積和氯流失[6]。氯沉積主要通過大氣降雨，將海水中的氯化物以干、濕沉積的形式沉積在土壤中；而氯流失主要通過揮發(fā)和瀝濾，從土壤中流失。此外，土壤中氯的遷移還受微生物種類和腐殖質(zhì)含量的影響。耕地土壤中氯循環(huán)還受人類的活動、耕作次數(shù)等多方面的影響。因此，不同區(qū)域土壤中的氯遷移過程具有一定的差異。

1.2 耕地土壤中氯形態(tài)轉(zhuǎn)化

耕地中的含氯化合物主要包括無機(jī)氯化物(氯化物、高氯酸鹽、氯酸鹽等)、有機(jī)氯化物(氯代芳香烴、氯代脂肪烴及其衍生物等)。這些不同形態(tài)的含氯化物在特定條件下可相互轉(zhuǎn)化。如圖1所示，土壤中的無機(jī)氯化物可以通過酶、真菌代謝物、細(xì)菌等作用下轉(zhuǎn)化成有機(jī)氯化物[7]；有機(jī)氯化物也可以通過礦化降解轉(zhuǎn)化為無機(jī)氯化物。另外，無機(jī)氯化物之間也可發(fā)生形態(tài)轉(zhuǎn)化，例如含氧氯酸鹽在厭氧條件經(jīng)土壤微生物酶的催化作用下，被還原成氯離子[8]。此外，氯形態(tài)的轉(zhuǎn)化還受到溫度、濕度等氣候條件的影響。有研究表明在低溫條件下，更有利于有機(jī)氯化物的轉(zhuǎn)化；但當(dāng)溫度高于20 ℃以后，有機(jī)氯的轉(zhuǎn)化速率將逐漸降低[9]。

圖1 不同含氯化合物間的形態(tài)轉(zhuǎn)化Fig.1 Morphological transformation of different chlorine-containing compounds

1.3 氯對土壤生物的毒害作用

不同形態(tài)的氯與土壤膠體的結(jié)合能力不同，導(dǎo)致其在土壤中的穩(wěn)定性存在差異。因此它們在土壤中的含量與所呈現(xiàn)的毒性也不同。

(1)有機(jī)氯化物。土壤中的有機(jī)氯化物主要來源于有機(jī)氯農(nóng)藥，如氯代芳香烴衍生物六六六(HCH)、滴滴涕(DDT)等。由于土壤膠體對有機(jī)氯的吸附能力較強(qiáng)，導(dǎo)致其在土壤中的穩(wěn)定性較高。雖然從上世紀(jì)60年代開始我國已禁止了六六六(HCH)、滴滴涕(DDT)等含氯農(nóng)藥在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)上的使用，但目前仍能在一些地區(qū)的耕地中檢測出少量殘留的HCH、DDT。殘留的有機(jī)氯化物通過食物鏈富集在生物體中，對生物體造成不利影響。研究表明，當(dāng)有機(jī)氯濃度較低時(HCH 0.5～1.5 mg/kg)，會刺激并促進(jìn)土壤微生物的代謝活動，加強(qiáng)微生物對碳源的吸收；但當(dāng)其濃度增加到一定限值(DDTs ≥452 mg/kg)，會降低土壤微生物群落多樣性[10]。此外，有機(jī)氯在土壤酶的催化作用下還可能會降解產(chǎn)生氯仿等致癌性的中間產(chǎn)物，進(jìn)一步加劇污染土壤的毒性[11]。

(2)含氧氯酸鹽。含氧氯酸鹽主要包括高氯酸鹽、氯酸鹽等。土壤中的含氧氯酸鹽主要來源于植物生長調(diào)節(jié)劑(含氯酸鉀)、含高氯酸鹽的污水灌溉等。由于含氧氯酸鹽與土壤膠體的結(jié)合能力較弱，大部分溶解于土壤溶液中，在一定條件下隨溶液擴(kuò)散到地下或地表水中。含氧氯酸鹽在生化降解中，對生物表現(xiàn)出較強(qiáng)的毒性。實驗證明，增加高氯酸鹽濃度，蚯蚓的死亡率上升，當(dāng)濃度達(dá)到1000 μg/g時，蚯蚓的生殖能力受到影響[12]。此外，增加土壤氯酸鉀的濃度，還會導(dǎo)致蠶豆根尖細(xì)胞染色體畸變率增大[13]。

(3)氯離子。耕地中的氯離子主要來源于含氯肥料。由于土壤膠體對氯離子的吸附能力較弱，所以其流動性較強(qiáng)，易淋溶流失。研究表明耕地施加氯肥后，其淋溶流失量高達(dá)87%[14]。當(dāng)土壤中的NaCl濃度達(dá)到20 mmol/L時，會降低櫻桃蘿卜根系對營養(yǎng)物質(zhì)的累積能力[15]。當(dāng)噴灑 KCl的濃度達(dá)到50 mmol/L時，煙草葉片細(xì)胞中的丙二醛含量會增加，煙草葉片細(xì)胞膜結(jié)構(gòu)受損[16]。氯濃度較大時還會影響土壤微生物的生理功能，導(dǎo)致硝化細(xì)菌數(shù)量減少，從而影響氮素在土壤中的轉(zhuǎn)化[17]。

2 土壤中有毒含氯化合物含量現(xiàn)狀

自然土壤中無機(jī)氯主要來源于地下水、海鹽灌溉和巖石風(fēng)化等，有機(jī)氯主要來源于土壤中的生物氯化。研究表明氯在地殼中含量一般低于100 mg/kg[18]，在耕地土壤中含量約為30～370 mg/kg[19]。然而，自20世紀(jì)以來，不同形態(tài)的氯作為原料，廣泛應(yīng)用于軍事工業(yè)、制造業(yè)和農(nóng)業(yè)中。受化學(xué)品濫用和廢棄物過量排放的影響，土壤中氯積累量增加。有報道稱城市公園土壤的有機(jī)氯含量已顯著高于原始森林土壤[20]。不同形態(tài)的氯在土壤膠粒的附著能力、遷移速率等存在一定差異，導(dǎo)致其在土壤的積累量也不同。

(1)含氧氯酸鹽。含氧氯酸鹽穩(wěn)定性較高，水溶性較強(qiáng)，在土壤中含量較低。以高氯酸鹽為例，受人類活動的影響，高氯酸鹽主要存在于水域環(huán)境中，但通過污水灌溉等方式也能進(jìn)入土壤中。2010年檢測出花炮廠較多的瀏陽市瀏陽河中存在大量高氯酸鹽，河流附近的土壤中的高氯酸鹽達(dá)到14.1 μg/kg[21]。近年來，韓超等檢測出部分售賣的茶葉中高氯酸鹽含量為0.97 mg/kg[22]，已超出國際標(biāo)準(zhǔn)限值。此外，土壤中的高氯酸鹽含量多少還與氣候條件有關(guān)。我國西北沙漠地區(qū)的高氯酸鹽平均質(zhì)量濃度高達(dá)1.84 mg/kg，這主要與沙漠的氣候條件有關(guān)，沙漠中的生物循環(huán)周期較長，沉積的高氯酸鹽不易遷移轉(zhuǎn)化[23]。

(2)有機(jī)氯化物。土壤中有機(jī)氯化物以有機(jī)氯農(nóng)藥為主，雖然它們在土壤中的濃度一般不高，但由于其穩(wěn)定性強(qiáng)，仍會影響耕地中糧食安全。有機(jī)氯化物在土壤中的殘留量與土壤利用方式和有機(jī)質(zhì)含量等有關(guān)。以寧波市為例，不同土壤利用方式下土壤的HCHs濃度由高到低的次序為：果園>茶園>菜地>旱地>水田，其中果園土壤中的殘留濃度最高，為0.0150 mg/kg；水田中的殘留濃度最低，為0.0003 mg/kg；對于DDTs：果園>旱地>菜地>水田>茶園，其中果園土壤的殘留濃度最高，為0.7282 mg/kg；茶園地的殘留濃度最低，為0.0019 mg/kg[24]。有研究表明，土壤DDTs的含量與土壤通氣性有關(guān)，經(jīng)常翻耕的土壤，DDTs易流失與降解[25]，而HCHs的縱向遷移能力高于DDTs，更易遷移至底層土壤[26]。此外，有機(jī)質(zhì)還對有機(jī)氯有固持作用，土壤有機(jī)氯殘留量濃度與土壤有機(jī)質(zhì)的含量呈正相關(guān)[27]。由于含氧氯酸鹽具有長距離遷移性，而有機(jī)氯化物又具有較高穩(wěn)定性，都會對土壤生物安全造成一定威脅，所以治理土壤有毒含氯化合物污染刻不容緩。

3 有毒含氯化合物污染土壤修復(fù)技術(shù)

有毒含氯化合物污染修復(fù)技術(shù)主要包括物理修復(fù)(填埋換土法、吸附劑吸附法)、化學(xué)修復(fù)(電化學(xué)還原法)和生物修復(fù)(微生物還原降解、植物修復(fù)、動物修復(fù))[3-4]。其中生物修復(fù)因成本低、降解能力強(qiáng)、環(huán)境干擾小等優(yōu)勢成為研究熱點(diǎn)。

3.1 微生物修復(fù)技術(shù)及其發(fā)展趨勢

微生物修復(fù)是在適宜的土壤條件下利用微生物通過降解酶將帶毒性的氯化物降解成無毒小分子物質(zhì)的過程，修復(fù)期間還需要不斷補(bǔ)給電子供體[3]。該技術(shù)成本較低，且具有高效降解有毒含氯化合物的能力，是極具發(fā)展?jié)摿π迯?fù)技術(shù)。然而，僅利用微生物修復(fù)法，需要長時間添加輔助電子供體，且該方法易受到土著微生物群的干擾，所以降解效率一般不高[28]。

篩選出具有高效降解能力的微生物是土壤有機(jī)氯污染修復(fù)需要攻克的核心問題。一些微生物活性高，降解能力強(qiáng)，如白腐真菌對1，2，4-三氯苯降解率達(dá)到79.6%，對1，2，3-三氯苯降解率可達(dá)到91.1%[34]。促使微生物發(fā)揮降解作用的主要是脫鹵酶，該酶由生物體Lin基因控制表達(dá)，其中LinA基因合成脫氯化氫酶(參與DDT的第一步降解)、LinB合成烷基鹵脫鹵酶(降低反應(yīng)的化學(xué)勢能并參與β-HCH的降解)、LinD合成谷胱甘肽S-轉(zhuǎn)移酶(通過使含鹵基苯環(huán)或環(huán)狀化合物與谷胱甘肽還原型物質(zhì)結(jié)合而脫氯)[9]。單一菌種對于有機(jī)氯農(nóng)藥的降解具有一定的局限性，為提高土壤有機(jī)氯農(nóng)藥污染的修復(fù)效率，有研究使用復(fù)合菌種進(jìn)行修復(fù)。張寧將殺菌劑五氯硝基苯降解菌與除草劑乙草胺降解菌組組合，相比單一菌種修復(fù)，該復(fù)合菌劑可在較長時間內(nèi)對有機(jī)氯農(nóng)藥保持一定的降解速率[35]。因此，今后可以將不同類型的微生物搭配組合，以實現(xiàn)對有毒含氯化合物污染土壤的高效修復(fù)。

3.2 植物修復(fù)技術(shù)及其發(fā)展趨勢

植物修復(fù)主要利用植物根系吸收、沉淀等作用去除或轉(zhuǎn)化有毒氯化物，或通過根系微生物還原降解污染物[9]。該技術(shù)成本低，對周邊環(huán)境的干擾小，是一種較溫和的修復(fù)方法，可以用于改良受含氯化合物污染的土壤。近年來，一些具有較好吸收能力、能降解高氯酸鹽或有機(jī)氯化物的植物不斷被發(fā)現(xiàn)。例如煙草、萵苣、水稻等植物可以積累高氯酸鹽，其中煙草根莖可積累并吸收10 ppb～100 ppm的高氯酸鹽，是具有良好修復(fù)潛能的植物[36]。紫花苜蓿、多花黑麥草、玉米等植物可以有效降解土壤中的有機(jī)氯農(nóng)藥，經(jīng)過紫花苜蓿、多花黑麥草處理三個月后，原土中HCH的濃度從1090 μg/kg下降至374 μg/kg[37]。然而，植物的富集能力有限，修復(fù)周期也較長，且易受到其他環(huán)境因素的影響。為增加植物抵抗不良環(huán)境的能力，提高修復(fù)效率，可將根系長度不同的幾種植物搭配種植。王凱使用東南景天-黑麥草和東南景天-蓖麻兩種植物套作技術(shù)，在修復(fù)土壤多環(huán)芳烴污染的同時，也降低了土壤重金屬鎘的濃度[38]。另外，還可將豆科植物與降解植株搭配種植，豆科植株固定的氮源能促進(jìn)降解植株的生長，同時提高植株對污染物的降解效率。

3.3 生物聯(lián)合修復(fù)技術(shù)

為解決單一修復(fù)技術(shù)的不足，提高土壤修復(fù)效率，可將不同類型生物修復(fù)技術(shù)結(jié)合使用，如圖2所示，包括植物-微生物、植物-動物-微生物聯(lián)合修復(fù)技術(shù)。其中，植物-微生物聯(lián)合修復(fù)技術(shù)可以提高微生物對環(huán)境的適應(yīng)能力，從而提升有毒物質(zhì)的降解效率。目前，進(jìn)行聯(lián)合修復(fù)的微生物包括根際微生物、菌根菌、內(nèi)生菌以及專性降解菌等[39]。這些菌種與植物聯(lián)合可以高效去除土壤中的有毒含氯化合物。

根際微生物位于植物根系土壤區(qū)域，該區(qū)域O2的濃度較高，同時進(jìn)行著物質(zhì)能量交換，所以該區(qū)域的微生物活性較大[40]。研究表明，植物與根際微生物聯(lián)合修復(fù)能增加根部微生物數(shù)量，活化土壤中的污染物，加速其轉(zhuǎn)化和降解[41]。Miller等將能降解五氯苯酚的微生物群落引入冠毛冰草根際后，冠毛冰草對五氯苯酚的耐受性比其他植物高出10倍[42]；同樣，Hoagland等把假單胞菌降解菌株接種在玉米根際，增強(qiáng)了玉米根系對氯代乙酰胺除草劑的降解能力[43]。

菌根真菌在植物幼期侵入植物根部其菌絲隨著植物根系表面積逐步增加與土壤中的高等植物根系和真菌菌絲共同組成菌根[44]。其中主要降解有機(jī)污染物的菌根是叢枝菌根真菌和外生菌根真菌[45]。菌根真菌可以從降解的有機(jī)污染物中獲取碳源，使微生物分泌酶的速率加快，提高植物對有機(jī)污染物的吸收率[46-47]。黃紅林等在進(jìn)行玉米和叢枝菌根真菌降解土壤除草劑莠去津時表明，隨著植物根部脫氫酶活性和微生物數(shù)量的增加，植物對除草劑莠去津的降解能力也在增加[48]。

圖2 有毒含氯化合物污染土壤生物修復(fù)技術(shù)Fig.2 Bioremediation technology for soils contaminated by toxic chlorine-containing compounds

專性降解菌株可從受污染土壤中提取，通過基因改造，培育出適應(yīng)能力和降解能力強(qiáng)的降解菌。植物-專性降解菌修復(fù)法可以用于高氯酸鹽和有機(jī)氯農(nóng)藥的降解。Joshua等使用楊樹根勻漿與高氯酸鹽降解菌聯(lián)合降解高氯酸鹽，其中楊樹根勻漿中的化合物作為碳源和電子供體，為降解菌提供能量，38天后高氯酸鹽濃度從440 mg/L下降到200 mg/L[49]；林璀等使用高丹草與毒死蜱降解菌降解毒死蜱時，高丹草的發(fā)達(dá)須根將降解菌帶到不同深度的土壤層中，使毒死蜱的降解率達(dá)到96.44%[50]。

雖然植物-微生物聯(lián)合修復(fù)在有機(jī)氯化物、高氯酸鹽等含氯化合物的降解中發(fā)揮了重要作用，但對于某些持久性較強(qiáng)的氯代芳香烴的修復(fù)效率仍較低[51]。研究表明在植物-微生物聯(lián)合修復(fù)基礎(chǔ)上，添加了蚯蚓等動物，能將持久性較高的污染物從土壤微孔中釋放出來，促進(jìn)污染物的降解[52]。例如，卓勝等探究了黑麥草-菌根-蚯蚓對多氯聯(lián)苯的修復(fù)效果，結(jié)果表明加入蚯蚓后污染物的去除效率明顯增加[53]。可見，植物-動物-微生物聯(lián)合修復(fù)技術(shù)對于持久性較強(qiáng)的有毒含氯化合物具有一定的修復(fù)潛力。

4 總結(jié)與展望

受人類活動的影響，工業(yè)廢水、農(nóng)業(yè)生產(chǎn)等大量粗放地使用含氯物質(zhì)，對土壤生物健康和糧食安全造成了嚴(yán)重的威脅。為積極響應(yīng)國家堅守18億畝紅線，保證糧食安全和耕地質(zhì)量，有毒含氯化合物污染土壤修復(fù)迫在眉睫。

土壤有毒含氯化合物的生物修復(fù)技術(shù)主要包括單一生物修復(fù)和多種生物聯(lián)合修復(fù)。其中，多種生物聯(lián)合修復(fù)是最具修復(fù)潛力的修復(fù)技術(shù)。今后可深入研究動物、植物、微生物之間的搭配組合，以獲得最優(yōu)的修復(fù)模式，促進(jìn)土壤中有毒含氯化合物的去除。此外，在修復(fù)過程中，是否會產(chǎn)生二次污染物以及在修復(fù)結(jié)束后耕地養(yǎng)分的恢復(fù)問題也是今后生物聯(lián)合修復(fù)過程中需要持續(xù)關(guān)注的問題。