生物泥浆技术修复多环芳烃污染土壤研究进展

王富加，肖欣欣，孙 静，王晓伟 ，杨霓云

（1. 中国环境科学研究院，北京 100012；2. 齐鲁工业大学 环境科学与工程学院，山东 济南 250353）

多环芳烃（PAHs）是一类由两个或多个苯环组成的持久性有机污染物，苯环的芳香结构使其性质稳定，在环境中表现出低降解性和高持久性［1］。PAHs通常由人类活动产生，化石燃料的不完全燃烧和有机物热分解产生的PAHs通过大气循环进入环境系统，最终积累在水体、土壤等环境介质中，并通过皮肤接触、呼吸作用等过程进入生物体，对环境与人类健康造成严重危害［2］。PAHs污染土壤的修复一直是场地修复领域的研究热点之一［3］。PAHs污染土壤修复技术按其工艺性质可分为物理修复、化学修复和生物修复；按应用场景分为原位修复和异位修复［4］。其中，物理修复和化学修复成本高、能耗大，且容易产生二次污染。因此，高选择性、低成本、低能耗、环境友好的生物修复技术逐渐成为有机污染土壤修复的热门技术［5］。

生物修复技术是利用微生物的自身代谢过程将土壤中PAHs降解、矿化为毒性较低或对环境无害的产物的过程［6］。原位生物修复技术是在污染场地原地向受污染土壤中加入营养物质或外来微生物以激活或帮助本地微生物修复污染土壤的生物修复技术，由于PAHs结构特殊，性质稳定，原位生物修复技术对PAHs污染土壤的修复效果并不显著［7］。

常见的异位生物修复技术包括：生物堆技术［8］、堆肥［9］和生物泥浆技术［10］等。生物泥浆技术是将受污染土壤与水混合成泥浆进行修复，其优势在于：1）生物泥浆修复设备可增强气液或固液传质以提高PAHs的生物利用度；2）调制泥浆的过程可以稀释PAHs浓度以减轻微生物压力；3）可通过调整生物泥浆反应器操作参数精确控制修复过程，优化微生物修复工艺参数［11］。

本文介绍了生物泥浆修复设备的结构与工艺流程，例举了生物泥浆技术修复PAHs污染土壤的典型案例，探讨了生物泥浆技术修复PAHs污染土壤效果的主要影响因素，展望了生物泥浆技术未来的发展方向，以期为其推广应用提供借鉴。

1 生物泥浆修复设备的结构与工艺流程

生物泥浆修复设备的结构与工艺流程如图1所示。整套工艺设备通常包括四个部分：污染土壤预处理与调节装置、生物泥浆反应器、控制系统和辅助设备［12］。

生物泥浆修复对土壤预处理过程要求较高。普遍认为污染土壤中PAHs集中在土壤细颗粒中，因此污染土壤经过破碎和筛分后，较粗的部分（卵石和沙子，粒径0.85～4.00 mm）被分离丢弃或另行处理，而较细的部分（黏土和有机质，粒径小于0.85 mm）则被保留并装入生物泥浆反应器用于生物泥浆修复［13］。

生物泥浆修复过程中通过控制系统实现污染泥浆的可控、高效修复。辅助设备主要包括泥浆沉淀、泥水分离、污水收集、尾气处理等工艺的设备［16］。整套生物泥浆修复工艺流程复杂，涉及污染土壤挖掘和预处理，生物泥浆反应器的建造与运行，相较于简单的生物修复技术成本有所增加，但仍比焚烧、淋洗和热分解等修复技术更具经济效益［17］。对于污染浓度高、污染时间久、污染物成分复杂、修复时间紧迫的土壤，生物泥浆修复技术是一种更优的选择。

2 生物泥浆技术修复PAHs污染土壤案例

VENKATA等［18］研究了芘污染土壤的生物泥浆修复过程，结果表明，生物泥浆反应器的性能取决于芘初始浓度和生物强化程度，未经生物强化反应120 h后，本土微生物对芘的降解率仅为6%；在生物强化的作用下，低浓度芘污染土壤的芘降解率接近90%，高浓度芘污染土壤的芘降解率接近50%。巩宗强等［19］在实验室配制的含芘、苯并蒽的模拟污染土壤中加入3种生物强化降解菌：镰刀菌、黏菌和青霉菌，进行了为期34 d的生物泥浆修复，结果表明：镰刀菌降解了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］分别设计了好氧、厌氧两种生物泥浆反应器用于处理被菲污染的土壤，好氧生物泥浆反应器运行60 d后菲降解率达95%，厌氧生物泥浆反应器仅运行30 d后就达到了同样的降解率，相比于好氧模式，厌氧模式还可节省搅拌和曝气的费用。COLLINA等［21］将生物强化接种物Pseudomonas putida M8加入实验室配制的PAHs污染土壤中，仅运行6 h萘的降解率就超过了90%。

目前有关生物泥浆技术的研究仍处于小试或中试水平，多数研究的目的在于确定或量化系统变量对整个修复过程的影响，主要包括：投加外源微生物（生物强化）、投加碳源（生物刺激）、搅拌速率、溶解氧浓度、pH、温度等运行参数。此外，影响PAHs去除效果的因素还包括表面活性剂的使用［22］、土壤自身理化性质［23］、污染土壤来源及污染场地周边环境［24］。如天然气厂风化土壤基质的紧密度限制了PAHs的解吸，绝大多数高环和杂环PAHs几乎不溶于水，因此生物泥浆修复效率较低［25］。也有研究表明，用循环分离后的污水代替泥浆重新加入反应器是一种减轻微生物修复压力、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况下高效去除PAHs，通过分析其最佳生长条件，给予合适的营养刺激，可以减少投加外源菌种的费用。GENG等［26］从PAHs污染土壤中分离富集出一株本地菌，经过40 d的中试生物泥浆修复，成功去除了80%以上的低分子量PAHs。YU等［27］采用间歇模式运行，PAHs去除率甚至可以达到100%。

由于生物泥浆技术用于污染土壤修复的研究仍处于起步阶段，研究过程只关注部分修复条件对PAHs最终去除效果的影响，而对修复过程中反应器内部PAHs的微生物去除机制与降解途径、微生物种群密度和主导微生物在泥浆条件下代谢活动的变化等情况缺乏分析［13］。

3 生物泥浆技术修复PAHs污染土壤效果的影响因素

3.1 PAHs对修复效果的影响

3.1.1 PAHs理化性质

PAHs理化性质是影响生物泥浆技术修复效果的关键因素。苯环量少、分子量小的PAHs水溶性更好，更易被生物降解。MOSCOSO等［28］采用两组平行运行的生物泥浆反应器分别修复菲、芘污染土壤，发现菲更易于被生物降解。FORJÁN等［29］向生物泥浆反应器中投加外源菌种菱形球菌和假单胞菌，15 d后二环和三环PAHs的浓度下降了80%以上，四环至六环PAHs的浓度降低了70%左右。随着环数的增加，PAHs的疏水性增加，导致生物利用度、降解率降低。

3.1.2 PAHs浓度

PAHs浓度过高会使微生物迟缓期延长或破坏生物膜造成微生物死亡。PRASANNA等［30］配制了蒽含量分别为0.1，0.2，0.3 g/kg的三种污染土壤，生物泥浆修复发现，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现先缓慢升高后加速升高的趋势，说明微生物需要时间适应高底物浓度泥浆。

该方法也可以算是增量分析中的一种，但主要是涉及到增量。增量是指通过自变量的微量变化来构成的函数精准变化率，这也是当前普遍使用到的边际概念，即主要是通过导数的形式来呈现。通过分析发现，该方法最大的优势在于可以确定生产经营的发展目标，同时也可以用来确定最佳边际点，从而让管理部门能够准确的掌握其中的变量关系与基本规律，从而针对实际情况采取相应的解决对策。

3.1.3 PAHs污染时间

当一个区域内的污染源处于长期失控状态，PAHs的沉积会持续几十年甚至上百年，且污染物浓度高，污染成分复杂，给土壤修复带来困难［31］，但通过生物泥浆技术仍可实现较高的修复效率与较好的修复效果。瑞典一个运行了近80 a的天然气生产厂区土壤中存在PAHs、煤焦油、重金属、氰化物的严重复合污染，生物泥浆反应器运行29 d后PAHs去除率达82%［25］。

3.2 微生物对修复效果的影响

3.2.1 生物强化

通常长期污染场地中本土微生物对PAHs的降解能力较弱，向生物泥浆中加入外源微生物可以提升修复效率。NASSERI等［32］分别将铜绿假单胞菌、假单胞菌和复合微生物加入菲污染土壤后，生物泥浆修复菲降解率分别87.8%、85.5%和92.8%，远高于本土微生物的菲降解率（17%）。一种被命名为MZJ-21的外源微生物加入菲污染土壤的泥浆修复系统，48 h后灭菌土壤中菲的自然降解率仅为8.6%，土壤中本土菌种对菲的降解率为54.38%，添加MZJ-21的泥浆修复系统对菲的降解率为95.41%［33］。

泥浆修复过程中，外源微生物和本土微生物之间可能存在良性竞争，促进各自生长发育，进而提升PAHs修复效率。选用Pseudomonas stutzeri CECT 930作为外源微生物加入生物泥浆反应器中修复菲、芘、苯丙蒽污染土壤，研究发现，单独的Pseudomonas stutzeri CECT 930对菲、芘、苯丙蒽的降解率分别为95%、78%和82%，与本土微生物共代谢作用下对菲、芘、苯丙蒽的降解率分别为100%、98%和100%［28］。

但是投加的外源微生物也可能会与本土微生物发生结抗作用影响各自存活率，进而影响PAHs修复效率。研究发现，3种配比（1∶1、1∶2和1∶3）的Bacillus cereus和Pseudomonas putida微生物复合菌对萘污染土壤生物泥浆修复49 d后，1∶1微生物配比的生物泥浆反应器中萘的降解率最高，为99.84%［34］。

3.2.2 微生物载体

生物炭、海藻酸盐等具有蜂窝结构和大量孔隙的材料可以为微生物提供良好的生长环境，降低初始阶段泥浆中高浓度PAHs对微生物的毒害作用［35］。WANG等［36］将两株外源微生物Sphingomonas pseudosanguinis和Pseudomonas stutzeri用海藻酸钙固定化后加入生物泥浆反应器中降解处理菲和氟蒽污染土壤，扫描电子显微镜观察微观结构发现，海藻酸钙的蜂窝结构和大量空腔为微生物的黏附和增殖提供了足够的空间，固定化微生物对菲和氟蒽的降解率分别为63.16%和56.94%，远高于游离微生物的17.79%和13.40%。

3.3 泥浆体系构成对修复效果的影响

通过调整水土比改变泥浆体系构成，降低PAHs初始浓度，有助于提高PAHs去除率。目前研究还没有将水土比作为影响因素单独分析，多数研究直接将泥浆体系的水土比设置为1∶1［37］、2∶1［27］、3∶1［29］甚至更高［22］，虽然更高的水土比有利于微生物培养，但会降低修复效率和经济效益。对于典型污染土壤的生物泥浆修复过程，研究泥浆系统初始水土比与降解率之间的平衡关系，可以有效帮助修复项目获得最佳的修复效率以及最低的经济投入。

3.4 电子受体对修复效果的影响

不同电子受体泥浆修复过程，PAHs降解途径不同［38］。好氧生物泥浆修复芘污染土壤过程中，芘的生物降解是通过芘二氧酶对苯环进行攻击，生成顺式-4，5-二羟基芘。通过菲-4，5-二羧酸盐、菲、顺式-1，2-二羟基菲、顺式-1，2-二羟基萘途径代谢为儿茶酚，儿茶酚通过内裂解进一步代谢。另一种可能的途径中，顺式-1，2-二羟基菲通过3，4-二羟基苯甲酸酯、β-已二酸途径进入三羧酸循环。厌氧生物泥浆反应器内微生物通常以硫酸盐、硝酸盐、CO2等为电子受体，PAHs通过还原性苯环开裂或硝基还原，转化为低环数PAHs或低分子量物质，最终氧化为水和CO2［39］。

3.5 传质过程对修复效果的影响

生物泥浆修复过程中可能发生3类主要传质过程，即固液传质、气液传质和生物传质［13］。泥浆体系中，污染物固液间传质效率直接影响修复效果。泥浆系统中PAHs固液解吸速率与PAHs理化性质、微生物群落、电子受体的不均匀分布等多个因素有关，对于PAHs类有机物，即使污染浓度很高，但因其疏水性导致固液传质效率极低。增强搅拌强度可以改善PAHs传质效率［20］。加入生物表面活性剂可以增加大分子PAHs从土壤相的解吸，提升PAHs与微生物的接触几率，进而提高修复效率［33］。BEZZA等［22］将生物表面活性剂加入生物泥浆反应器运行45 d后，PAHs降解率为86.5%，未添加生物表面活性剂的对照组PAHs降解率仅为57%。

多数研究的对照实验中即使在无菌环境下仍然可监测到PAHs含量下降，这是因为萘、菲等低分子量PAHs具有一定的挥发性，尤其是在好氧生物泥浆修复过程中，搅拌和曝气导致少量PAHs在气液界面挥发［40］。

Pseudomonas stutzeri CECT 930等部分微生物在降解过程中起到生物表面活性剂的作用［41］，促进PAHs从土壤质粒的解析或改变细胞表面疏水性增强PAHs生物利用度［26］。同时，生物泥浆系统中由于存在微生物絮凝体和生物膜结构中类似胞外聚合物的物质，PAHs亦会被不以其为碳源的微生物捕获，抑制PAHs固液传质［42］。

4 结语与展望

生物泥浆技术作为一种更加高效、可控、经济、绿色、低碳的土壤修复技术，可用于PAHs污染土壤的生物修复。生物泥浆修复过程可以通过控制泥浆体系参数与运行条件，如PAHs初始浓度、微生物、电子受体、传质过程等，增强污染土壤修复效率，达到优于传统理化修复技术的修复效果，是一种具有巨大推广潜力的土壤修复技术。

生物泥浆技术已经取得了一定的研究成果，但仍需要开展更细致的研究与实践工作。目前对于泥浆内部微生物群落变化的研究较少，随着分子生物学工具的发展，生物修复领域可通过分子生物学工具监控、调节，促进泥浆内部微生物群落活动，实现更加细致的系统管理与实时调控，有针对性地提高微生物对PAHs的修复能力。目前生物泥浆技术的研究大多局限于实验室小试阶段，亟需开展生物泥浆技术中试与现场试验研究，以促进该项技术的推广应用。