微生物-物化耦合法降解毒死蜱研究進(jìn)展

侯 俊，王巖博，張 明，蘭 林，許 伊，徐余潔

(1.河海大學(xué)淺水湖泊綜合治理與資源開發(fā)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，江蘇 南京 210098；2.河海大學(xué)環(huán)境學(xué)院， 江蘇 南京 210098； 3.河海大學(xué)水利水電學(xué)院，江蘇 南京 210098；4.江蘇省水利廳，江蘇 南京 210029)

農(nóng)業(yè)是我國國民經(jīng)濟(jì)的基礎(chǔ)，為了保證糧食增產(chǎn)、農(nóng)民增收與維護(hù)社會穩(wěn)定，農(nóng)藥被廣泛應(yīng)用于現(xiàn)代農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中，其中有機(jī)磷農(nóng)藥是全球范圍內(nèi)使用量最大的農(nóng)藥之一[1]。毒死蜱(chlorpyrifos, CP)是一種高效廣譜有機(jī)磷殺蟲劑和殺螨劑，被廣泛用于各種農(nóng)作物除蟲防治和衛(wèi)生安全等領(lǐng)域。自1965年問世以來，CP在世界范圍內(nèi)的應(yīng)用越來越廣，尤其受發(fā)展中國家的青睞，一方面因?yàn)樗鼪]有類似甲胺磷、氧樂果等農(nóng)藥的劇毒性，另一方面它的成本較低。然而，長時間的過量使用導(dǎo)致CP在環(huán)境中的殘留量發(fā)生累積，河流中檢測出的CP質(zhì)量濃度高達(dá)4.3 μg/L，該濃度將對水生生物產(chǎn)生毒性作用[2]。CP的生物毒性作用機(jī)理是抑制乙酰膽堿酯酶的活性[3]，導(dǎo)致神經(jīng)傳導(dǎo)無法正常進(jìn)行，進(jìn)而引起癱瘓抽搐等病理現(xiàn)象。CP對人的心腦血管及呼吸系統(tǒng)具有一定的影響，嚴(yán)重者致死。CP降解的主要代謝產(chǎn)物之一3,5,6-三氯-2-吡啶酚(TCP)的毒性遠(yuǎn)高于其母體化合物的毒性[4]，目前部分歐美國家已在某些領(lǐng)域全面禁止使用CP。中國農(nóng)業(yè)農(nóng)村部宣布于2017年1月1日起在蔬菜上禁止使用CP，但在水稻、小麥、棉花等作物栽培上CP仍被大量使用。CP具有長達(dá)數(shù)百天的半衰期，在自然狀態(tài)下很難在短期內(nèi)完全降解[5]。因此，一直以來CP的降解是一項(xiàng)受到廣泛關(guān)注的研究課題。

單一的CP降解方法往往存在一些不足，如傳統(tǒng)的生物法存在對CP降解效率低、作用時間長、穩(wěn)定性較差等問題；而化學(xué)法又存在成本高、條件苛刻、運(yùn)行維護(hù)復(fù)雜等不足。近年來，眾多學(xué)者提出的微生物-物化耦合法在降解效率和運(yùn)行穩(wěn)定性方面可以彌補(bǔ)單一降解方法存在的種種不足，具備安全、高效、經(jīng)濟(jì)、簡便等多重優(yōu)點(diǎn)。針對微生物分別與電化學(xué)、零價鐵(zero valent iron, ZVI)、植物及光催化法耦合降解CP的研究，從系統(tǒng)運(yùn)行效率和運(yùn)行條件等方面進(jìn)行綜述，如表1[6-11]所示，直觀地對比上述幾種方法的降解效果，為提升CP降解效率的研究提供科學(xué)依據(jù)。

表1 微生物-物化耦合法降解CP的效果

1 微生物耦合電化學(xué)法降解CP

利用微生物法去除水體中污染物具有操作簡單、工藝較成熟、運(yùn)行成本低等優(yōu)點(diǎn)[12]，但同時也存在降解效率低、作用時間長、對高濃度CP的耐受性差等不足；電化學(xué)法具備反應(yīng)速度快、去除效率高等優(yōu)點(diǎn)，但也存在成本高、有機(jī)物礦化程度低等局限[13]，因此眾多研究者開始引入微生物耦合電化學(xué)的方法來降解CP。

鐵碳微電解是一項(xiàng)基于原電池的技術(shù)，該技術(shù)以氧化還原、吸附、共沉淀及微電場富集效應(yīng)去除水中的污染物[14]，其作用機(jī)理主要是電解質(zhì)溶液中鐵碳間存在電勢差，由電勢差形成無數(shù)個微小原電池[15]，利用原電池的電化學(xué)效應(yīng)降解污染物。涂立俊[6]研究鐵碳微電解耦合人工濕地系統(tǒng)對CP的降解效率時表明，當(dāng)進(jìn)水CP的質(zhì)量濃度分別為0.147 mg/L、0.182 mg/L、0.271 mg/L時，由于鐵碳微電解作用，耦合系統(tǒng)較傳統(tǒng)人工濕地系統(tǒng)對CP的降解效率分別提高了7.7%、4.7%和4.6%。耦合系統(tǒng)內(nèi)填入的基質(zhì)鐵碳除了利用原電池的電化學(xué)效應(yīng)提高對CP的降解效率外，還可以通過吸附作用去除部分CP。鐵碳基質(zhì)具有較大的孔隙率和比表面積，與普通人工濕地相比，能夠吸附更多的CP。鐵碳微電解還能為微生物提供附著位點(diǎn)，改變微生物群落組成，激活微生物活性[16]。鐵碳微電解耦合人工濕地的優(yōu)勢變形菌為Proteobacteria，該菌可氧化氨氮，降解CP等復(fù)雜污染物，耦合系統(tǒng)的高通量測序結(jié)果表明其相對豐度為83.3%(傳統(tǒng)人工濕地為52%)。此外，能夠分解殺蟲劑和除草劑的優(yōu)勢菌株Flavobacteriaceae，耦合系統(tǒng)高通量測序的相對豐度為6.0%(傳統(tǒng)人工濕地為1.1%)。另外，郝艾波[7]在研究電化學(xué)耦合人工濕地系統(tǒng)對CP的降解特性時發(fā)現(xiàn)脲酶、堿性磷酸酶等酶活性顯著高于傳統(tǒng)人工濕地系統(tǒng)，且隨著其他農(nóng)藥的投入，耦合系統(tǒng)仍具有較高的酶活性。適宜的電場不僅通過氧化還原反應(yīng)降低CP對微生物的毒害作用，還能通過提高降解酶的活性激發(fā)微生物對CP的降解。

2 微生物耦合ZVI降解CP

傳統(tǒng)活性污泥法去除CP常常需要外加甲醇作為補(bǔ)充碳源，并定期進(jìn)行排泥處理，因此大大提高了活性污泥系統(tǒng)降解CP的運(yùn)行維護(hù)成本，并且該工藝受溫度、pH等環(huán)境因素的影響導(dǎo)致系統(tǒng)出水不穩(wěn)定。ZVI廉價易得且強(qiáng)化反硝化的效果明顯[17]，在環(huán)境污染原位修復(fù)工作中取得了一定的進(jìn)展，因此微生物耦合ZVI降解CP受到關(guān)注[18-20]。

2.1 降解作用機(jī)理

微生物降解CP的機(jī)理主要是共代謝和礦化作用。共代謝作用中，微生物不以CP作為唯一碳源，需從其他底物獲得營養(yǎng)；礦化作用是CP完全脫毒的過程，微生物以CP作為唯一的碳源。一般情況下微生物降解CP的途徑是進(jìn)行堿性水解反應(yīng)生成TCP和O,O-二乙基硫代磷酸酯(DETP),如圖1所示。TCP降解途徑因菌株不同而有所差別，主要是烷基化反應(yīng)和脫氯反應(yīng)，反應(yīng)終產(chǎn)物為二氧化碳。DETP降解途徑是其作為碳源被微生物分解成H3PO3和乙醇[21]。ZVI還原污染物是一個多步化學(xué)腐蝕的過程。在Fe-H2O體系中還原劑主要是ZVI、Fe2+、H2。Fe2+還原速度慢且數(shù)量有限，H2只有在合適催化劑作用下才具有較好的還原性[22]，因此在Fe-H2O體系中起還原作用的主要是ZVI表面直接轉(zhuǎn)移的電子。Hou等[8]研究表明在最佳初始反應(yīng)條件下，微生物耦合ZVI系統(tǒng)與傳統(tǒng)活性污泥系統(tǒng)去除CP的效率分別為95.94%和79.97%，產(chǎn)生TCP的質(zhì)量濃度分別為213.23 μg/L和253.84 μg/L。Zhang等[23]研究表明微生物耦合ZVI系統(tǒng)對CP的降解效率從第1天的73.17%迅速增加到第7天的95.19%并趨于穩(wěn)定；單獨(dú)微生物系統(tǒng)對CP的降解效率穩(wěn)定在80%左右；單獨(dú)ZVI系統(tǒng)對CP的降解效率不穩(wěn)定，大多為86%。

圖1 CP堿性水解

圖2 微生物與ZVI的協(xié)同作用

微生物耦合ZVI系統(tǒng)強(qiáng)化去除CP時，ZVI的還原作用不能使CP完全礦化，但難以生物降解的污染物可通過ZVI還原作用及鐵離子與鐵氧化物的絮凝、吸附、沉淀作用[24-25]轉(zhuǎn)化為易生物降解污染物或直接從水體中去除，大大降低CP對微生物的毒性。上述過程不僅提高了耦合體系內(nèi)微生物的物種豐富度，而且激發(fā)微生物高效持續(xù)降解CP的能力，此外，ZVI還可通過刺激微生物產(chǎn)生胞外物質(zhì)來提高對污染物的降解效率。Zhang等[23]研究表明ZVI可通過降低反應(yīng)容器的氧化還原電位(ORP)為專性厭氧菌提供適宜的厭氧環(huán)境，并且ZVI可提高微生物群落FDX、F420等關(guān)鍵酶的含量，從而提高CP的生物降解效率。另外，微生物耦合ZVI系統(tǒng)中微生物可緩解ZVI鈍化的問題，長久保持其正常運(yùn)行的活性。張揚(yáng)等[26]研究表明微生物耦合ZVI系統(tǒng)初始水溶液pH在6.8～6.9之間(厭氧生物處理的水溶液pH在6.6～6.7之間)，可有效抑制反應(yīng)過程中ZVI因pH升高而鈍化失活。微生物與ZVI的協(xié)同作用如圖2所示。

2.2 微生物-ZVI耦合系統(tǒng)緩解ZVI鈍化

隨著微生物耦合ZVI系統(tǒng)的運(yùn)行，ZVI表面氧化加重構(gòu)成鈍化層，阻礙電子與CP之間的傳遞，導(dǎo)致系統(tǒng)反應(yīng)速率下降，嚴(yán)重影響CP的去除效率，因此有效解決ZVI的鈍化現(xiàn)象是該領(lǐng)域研究的熱點(diǎn)問題。萬莉等[27]采用電增強(qiáng)零價鐵(EEZVI)強(qiáng)化厭氧氨氧化(anammox)技術(shù)，通過外加直流穩(wěn)定電源的方法，促進(jìn)ZVI表面電子的遷移，抑制ZVI表面的鈍化。近年研究表明異化鐵還原菌(dissimilatory iron reducing bacteia, DIRB)能提高鈍化氧化鐵的活性，因此用異化鐵還原菌耦合鈍化ZVI降解CP逐漸成為一種解決ZVI鈍化的新思路[28]。超聲波和酸化技術(shù)也能夠有效抑制ZVI的鈍化，二者結(jié)合可去除99%的鐵鈍化膜[29]。此外，采用具有比表面積大、表面活性高、遷移性能良好的納米鐵技術(shù)(粒徑在1～100 nm)、Pd/Fe、Ni/Fe、Mg/Fe、Pt/Fe等雙金屬技術(shù)也可有效抑制ZVI的鈍化[30]。綜上所述，今后研究者在采用微生物耦合ZVI法去除CP時要融入抑制ZVI鈍化的技術(shù)，從而進(jìn)一步提高降解CP的效率。

3 微生物耦合植物降解CP

李法云等[31]研究表明有機(jī)污染物的降解是多種酶分步作用的結(jié)果，導(dǎo)致污染物在微生物作用下會出現(xiàn)沒有徹底降解，甚至轉(zhuǎn)變成毒性更強(qiáng)的中間產(chǎn)物的現(xiàn)象，這與生物修復(fù)污染物的宗旨相違背。此外，微生物的生長受營養(yǎng)、代謝等多方面的制約，微生物降解污染物的效率較低。因此，眾多研究者引入微生物-植物根系耦合法降解污染物。

3.1 微生物耦合植物技術(shù)

目前研究者采用微生物耦合植物去除污染物時，使用最廣泛的是人工浮島和人工濕地技術(shù)。人工浮島技術(shù)是利用生物浮島將植物與微生物耦合修復(fù)水體污染物的無土栽培技術(shù)，其原理是把高等植物種植在塑料基盤上，植物根部直接接觸水面，利用植物與根部微生物的協(xié)同作用來降解CP[32]。人工濕地技術(shù)是一種人工構(gòu)建濕地環(huán)境去除污染物的技術(shù)，主要原理是利用微生物、植物、基質(zhì)的協(xié)同作用降解污染物，包括過濾、吸附、沉淀、離子交換、微生物分解、轉(zhuǎn)化、氧化分解等方法。采用人工濕地技術(shù)去除污染物較傳統(tǒng)污泥法操作簡便且成本與維護(hù)費(fèi)用較低[33]。

3.2 降解作用機(jī)理

姚夢琴[34]研究表明當(dāng)CP初始質(zhì)量濃度為 40 mg/L、80 mg/L、120 mg/L時，微生物耦合黑麥草較單一黑麥草系統(tǒng)降解CP的效率分別高24.98%、14.49%、10.64%。一方面，植物根部可以為微生物生長提供場所，植物通過光合作用在根部形成氧化微環(huán)境，促進(jìn)微生物的生長與繁殖，此外，植物能改善溫度、濕度、pH值等環(huán)境因素，進(jìn)而改善微生物的生存環(huán)境；另一方面，微生物降解CP降低了污染物對植物的毒害作用，提高了植物的耐受性。對于污染物中難降解的部分，微生物能夠改變其形態(tài)，利于植物的吸收利用[35-36]。唐小燕[37]在研究復(fù)合回流人工濕地系統(tǒng)對CP的降解機(jī)制時，采用單體同位素(CSIA)對CP的碳同位素組成進(jìn)行標(biāo)記，在48 h內(nèi)微生物耦合風(fēng)車草與單獨(dú)微生物系統(tǒng)碳同位素分餾較少，在72 h后兩個系統(tǒng)δ13C總濃度開始增加，耦合系統(tǒng)增加更為明顯。從CP和TCP濃度變化的角度分析，在48 h內(nèi)CP濃度大大降低，TCP濃度急劇增加；72 h后兩個系統(tǒng)TCP濃度開始降低，耦合系統(tǒng)降低更為明顯。唐小燕[37]認(rèn)為δ13C值的顯著變化直接反映出CP的降解途徑，并直接證明植物能有效提高CP在復(fù)合人工濕地系統(tǒng)的降解。唐小燕[37]進(jìn)一步運(yùn)用瑞利方程建立碳同位素比與CP殘留濃度之間的關(guān)系，同位素效應(yīng)(AKIE)與親核取代反應(yīng)C-O鍵斷裂相吻合，進(jìn)一步證實(shí)濕地系統(tǒng)CP的降解機(jī)理首先是C-O鍵的斷裂，主要中間產(chǎn)物為TCP。該研究還通過高通量測序分析了有無植物對復(fù)合回流人工系統(tǒng)微生物群落的影響。在植物-微生物耦合系統(tǒng)內(nèi)OTUs、Chao1指數(shù)和Shannon指數(shù)分別為1 595～1 742、2 258～2 564和7.41～7.64，顯著高于單獨(dú)微生物系統(tǒng)的1 183～1 431、1 879～2 072和5.97～6.84。上述數(shù)據(jù)直觀表明植物可以提高微生物的豐度和多樣性，從而提高微生物對CP的降解效率。

4 微生物耦合光催化降解CP

微生物法降解CP的缺點(diǎn)之一是周期比較長，一般菌種降解50 mg/L的CP需要96 h[38]。光催化技術(shù)降解CP具有周期較短的優(yōu)勢[39]，但其降解CP的有效質(zhì)量濃度一般低于50 mg/L，最適濃度在1～10 mg/L[40]。因此研究者為了尋求更加高效省時降解CP的方法，開始深入研究微生物耦合光催化對CP的降解效果。

光催化技術(shù)產(chǎn)生于1972年[41]。當(dāng)采用紫外線催化技術(shù)去除CP時，磷酸鹽酯發(fā)生裂變，優(yōu)先釋放出三氯吡啶醇，三氯吡啶醇進(jìn)一步發(fā)生光脫鹵和氧化環(huán)裂解反應(yīng)[42]。光催化與生物降解直接耦合技術(shù)(intimate coupling photocatalysis and biodegradation， ICPB)是2008年Rittman教授課題組首次提出的概念[43]，如圖3所示，其中耦合系統(tǒng)去除污染物的關(guān)鍵技術(shù)是構(gòu)建出光催化材料與微生物的復(fù)合載體。在ICPB系統(tǒng)啟動初期，載體外表面的生物膜在水流剪切力等作用下脫落而暴露出光催化劑，載體內(nèi)部的生物膜由于載體特殊的結(jié)構(gòu)形式?jīng)]有被破壞。當(dāng)紫外燈光照射時，載體外表面的光催化劑會產(chǎn)生具有強(qiáng)氧化性的含氧自由基，含氧自由基將CP降解為中間產(chǎn)物。其中一部分中間產(chǎn)物可以被內(nèi)部的生物膜徹底礦化成CO2和H2O，其余不可被微生物降解的中間產(chǎn)物繼續(xù)由光催化降解[44-46]。王其進(jìn)[10]利用微生物法降解CP運(yùn)行81 h后，引入光催化技術(shù)再耦合作用 6 h后發(fā)現(xiàn)CP被徹底去除，比單獨(dú)微生物固定化酶降解CP節(jié)約12.1%的時間，降解效率提高5倍。金成[11]通過研究推斷光催化耦合微生物系統(tǒng)降解CP是一級酶促反應(yīng)，優(yōu)先破壞的是P-O鍵。光催化耦合微生物系統(tǒng)提高了CP可降解的初始濃度，并有效縮短了CP的降解時間。目前的研究僅對光催化耦合微生物降解CP的內(nèi)在機(jī)理進(jìn)行了初步探討，對降解的傳質(zhì)動力學(xué)模型還有待進(jìn)一步的研究。

圖3 ICPB技術(shù)降解TCP

5 結(jié)論與展望

5.1 結(jié)論

對微生物耦合電化學(xué)、ZVI、植物及光催化降解CP的去除效果、耦合機(jī)理及強(qiáng)化去除機(jī)制等方面進(jìn)行了綜述，結(jié)果表明，微生物與生物、化學(xué)技術(shù)的協(xié)同作用能夠彌補(bǔ)單一體系降解CP過程中存在的不足，進(jìn)而使CP和中間產(chǎn)物TCP在耦合系統(tǒng)中的去除效率明顯高于單一的生物或化學(xué)系統(tǒng)，同時具備安全、高效、經(jīng)濟(jì)、簡便等優(yōu)點(diǎn)。綜合來看，微生物耦合光催化系統(tǒng)對CP的去除效率顯著高于其他幾種耦合方式，但受限于光催化技術(shù)嚴(yán)格的運(yùn)行條件，目前在實(shí)際應(yīng)用方面還具有一定的局限性。微生物耦合ZVI系統(tǒng)對CP的降解效率較高、作用時間短且運(yùn)行能耗低，成為最具應(yīng)用前景的環(huán)境友好型CP處理技術(shù)。微生物耦合植物系統(tǒng)對CP的降解效果較單一體系雖然也有所提高，但所需處理時間長且最優(yōu)植物的選取與大面積栽培存在一定的難度，因而在大范圍推廣應(yīng)用方面存在一定的局限性。

5.2 展望

利用微生物-物化耦合法降解CP是降低田間殘留CP和保證農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全的有效措施之一，深入剖析各種耦合方法去除CP的效果和內(nèi)在作用機(jī)理，將為土壤和農(nóng)產(chǎn)品中CP的殘留控制技術(shù)提供科學(xué)依據(jù)。根據(jù)現(xiàn)有研究基礎(chǔ)，今后利用微生物-物化耦合法去除CP的主要研究方向有：

a. 微生物耦合植物系統(tǒng)最優(yōu)植物的選擇與土壤生物基因庫中降解性功能菌的篩選與保護(hù)。應(yīng)廣泛篩選能夠高效率降解CP的菌株及與其耦合效果明顯的植物，并通過生物、載體等技術(shù)，提高它們在復(fù)雜環(huán)境中的存活率與穩(wěn)定性。

b. 微生物耦合光催化系統(tǒng)及微生物-光催化復(fù)合載體的合理選擇與優(yōu)化設(shè)計(jì)。應(yīng)加強(qiáng)微生物光催化機(jī)理的深入研究，準(zhǔn)確定位對CP降解起關(guān)鍵作用的酶基因序列，并做出穩(wěn)定高效的微生物光催化復(fù)合載體。此外，光催化反應(yīng)器使用紫外燈作為光源僅停留于實(shí)驗(yàn)室階段，如何擴(kuò)大規(guī)模運(yùn)用到田間還有待進(jìn)一步的研究。

c. 擴(kuò)大微生物耦合化學(xué)法去除CP的開發(fā)與生產(chǎn)，盡早攻克酶制劑固定化、快速處理、批量生產(chǎn)等難題，滿足農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的需求。

d. 多數(shù)試驗(yàn)研究耦合降解單種農(nóng)藥，而現(xiàn)實(shí)生活中面源污染常為混合農(nóng)藥，故應(yīng)擴(kuò)大研究微生物-物化耦合方法對混合農(nóng)藥的去除。

e. 微生物耦合系統(tǒng)降解CP的內(nèi)在機(jī)理及降解動力學(xué)的研究還不成熟，有些研究領(lǐng)域?qū)P的降解機(jī)理僅做了初步的探討，因此準(zhǔn)確掌握CP降解的內(nèi)在機(jī)理及降解動力學(xué)還面臨著巨大的挑戰(zhàn)。