我国污染场地中新污染物的环境行为和修复进展
陈雅婷1,2 赵昕宇2 李艳红1 张传严1,2 党秋玲2∗ 席北斗1,2
(1. 桂林理工大学 环境科学与工程学院,广西 桂林 541006;2. 中国环境科学研究院 环境基准与风险评估国家重点实验室,北京 100012)
摘 要:新污染物在土壤中具有生物毒性、环境持久性和生物积累性等特征,广泛存在于我国污染场地中。对污染场地土壤中新污染物的研究现状、迁移转化机制和修复进程方面的研究进行综述,对典型新污染物在土壤中的来源和生物毒性进行详细讨论,并展望我国污染场地新污染物修复的未来,以期对今后新污染物检测—代谢途径—土壤修复技术全链条深入研究、新污染物治理的理论依据和实际应用的发展提供参考。
关键词:污染场地;新污染物;迁移;转化;修复技术
0 引 言
我国于2005—2013 年首次开展了全国土壤污染状况调查,并于2014 年发布了《全国土壤污染状况调查公报》,结果表明有机污染物污染工矿业废弃场地等问题较为突出。针对我国土壤污染问题,国务院于2016 年发布《土壤污染防治行动计划》,并在2019 年正式实施《中华人民共和国土壤污染防治法》。在化工行业、金属冶炼行业、石油加工等多类行业中[1] ,有机化合物作为工厂加工原料、生产过程中产生的副产品或最终产物,均对环境产生污染。污染场地中可能存在的有机污染物和重金属复合污染会极大影响土壤环境质量,甚至会威胁地下水安全,增加了治理和修复的难度和成本。一些欧美国家对于土壤污染的危害早有研究,积极展开修复工作,在场地修复技术和应用方面积攒了丰富经验。我国在发达国家的启发下,对污染场地的修复逐渐重视并开展了系列调查研究。调查发现污染场地中,新兴污染物和新型污染物(统称为新污染物)引起大众广泛关注。但人们对新污染物的了解甚少,治理手段方面还存在巨大挑战,关于污染场地中新污染物的认识还需深入研究。
根据美国地质调查局( United States Geological Survey, USGS) 对新污染物( emerging contaminants,ECs)的定义,是指还未被纳入常规环境监测,但是有可能进入环境并导致已知或疑似不利生态和/ 或健康效应的人工或天然化学品[2] 。ECs 大致可分为药品和个人护理产品( pharmaceuticals and personal careproducts, PPCPs)、农用化合物(杀虫剂、除草剂)、微塑料( microplastics)、增塑剂、内分泌干扰化合物(endocrine disruptor chemicals, EDCs)、持久性有机污染物(persistent organic pollutants, POPs)、消毒剂副产品( disinfectant by-products, DBPs) 等[3] 。随着科研人员对ECs 的研究,逐步了解其对环境和人类健康风险,但关于ECs 在污染场地中的迁移转化、赋存形态、生物利用度等方面还需深入研究。
本文对我国污染场地中典型新污染物的污染现状、来源、多介质迁移转化机制、场地修复现状及其生物毒性效应等相关研究结果进行综述,总结我国近年来的研究进展,以期为进一步开展新污染物风险防范以及污染场地中新污染物的监测和修复提供新研究思路。
1 新污染物的定义、分类与来源
近年来,我国对ECs 的重视也逐步提升。生态环境部明确指出,ECs 是具有生物毒性、环境持久性、生物积累性等特征的有毒有害化学物质[4] 。ECs 在生产、加工和消费的全过程均可能存在环境排放,即使它们在环境中的浓度很低,但进入食物链后,会对海洋生物和人类造成相当大的伤害[5-7] ,而常规的污染物管控措施无法有效控制其环境风险。由于ECs涉及行业众多,产业链长,替代品和替代技术研发较难,因此需要多部门跨领域协同治理,实施全生命周期环境风险管控。
根据《中国现有化学物质名录》统计,我国现有的化学物质约45000 种[8] 。我国对ECs 风险防范于2001 年底开始起步,先后出台制定了《国家环境科技发展“十五”计划纲要》《水污染防治行动计划》《关于履行<关于持久性有机污染物的斯德哥尔摩公约>禁止六溴环十二烷生产、使用有关工作的通知》《关于进一步加强塑料污染治理的意见》《遏制细菌耐药国家行动计划(2016—2020 年)》等一系列与ECs 管理相关的政策、法规、标准及规划,随后提出对多溴二苯醚在内的环境内分泌干扰物和全氟化合物等20 余种(类)污染物进行全面或部分淘汰,并开展对抗生素、全氟化合物以及微塑料等污染物饮用水水质监测[9] 。至今,我国已初步建立了新型持久性有机污染物、环境内分泌干扰物及微塑料等新型污染物的管理办法[10] ,开展新污染物的基础调查,设立专项研究课题,针对新污染物开展生物健康影响、生态环境影响及毒性机理等方面的研究[11] 。
生态环境部公开表示,目前国际上广泛关注的新污染物主要分为4 大类,即抗生素(antibiotics)、内分泌干扰物、微塑料以及持久性有机污染物[4] 。虽然新污染物检出含量低,但仍能造成严重的污染危害,给人类生存生活造成困扰。现以上述4 类典型新污染物为例,简要介绍我国新污染物的污染现状以及现有的检测技术。
1. 1 抗生素
抗生素是由微生物产生的天然产品或其半合成的衍生物,能够杀灭或抑制其他微生物并用于治疗由敏感微生物(常为细菌或真菌)所导致的感染[12] 。我国是抗生素生产和使用大国,据报道,我国的抗生素滥用比例达到80%。由于抗生素并不能被生物体完全利用和吸收,因此60% ~90%的抗生素短暂停留于生物体后,以原抗生素形态或代谢中间体的形式随排泄物排出[11] 。目前,在我国河流中,不同程度地检出了磺胺类(SAs)、喹诺酮类(QNs)、大环内酯类(MLs)和四环素类(TCs) 抗生素[10] ,并且我国土壤中TCs和QNs 的检出频率和检出浓度都较高。有研究表明,在我国农业土壤环境中所检测到四环素类土霉素、金霉素和四环素含量分别为0~8400,0~5520,0~2450 μg/ kg[14] 。由于抗生素半衰期较长,其在环境中的累积逐渐增多,给生态系统带来风险。例如,抗生素衍生物———抗生素抗性基因(antibiotic resistancegenes, ARGs)也是受关注度较高的新污染物。ARGs是细菌为抵抗抗生素进化出来的一种基因。抗生素长期存在于自然环境中,细菌为维持自身生存进化出耐药性[13,15] 。近年来的研究表明,这类物质具有足够的持久性和移动性,可以在水、土壤、大气等环境介质中迁移转化。各种携带ARGs 介质相互联系,在人类-自然系统之间形成一个循环,使ARGs 不断传播、扩散和积累[16,17] ,最终会对环境、人类和动物健康造成严重威胁。
1. 2 内分泌干扰物
内分泌干扰物(EDCs)是一类外源性的干扰内分泌系统的化学物质[18] ,能干扰动物体内合成、分泌、运输、结合、作用或消除负责维持体内平衡、繁殖、发育或行为[19] 。EDCs 的来源主要是城镇污水处理厂出水和养殖行业,由于常规的污水处理设备难以将生活污水中的此类物质完全清除,例如酚类物质即为EDCs 的典型大类。2020 年,全球双酚A 的贸易量约110 万t,其中中国占全球贸易量的1/ 2 左右,中国是双酚A 的最大输入国,净进口量在几十万吨级[20] 。梁增辉等[21] 曾在某市郊区的水沟水样中检测到双酚A,其浓度在5. 6×10-3 ~ 1. 52 μg/ L。环境中所存在的双酚A 进入水体后能被悬浮物、沉积物或者污泥吸附持久存在。另一个EDCs 来源是在控制家禽家畜的发情周期、治疗生殖障碍、诱导流产等行为时,会对动物使用大量的类固醇类药物,导致动物排泄物中含有大量EDCs,并随污水排放或雨水冲刷进入环境中。类固醇激素在土壤环境中也被大量检出,粪便农用被认为是直接导致土壤类固醇激素污染的主要原因。有研究表明,我国东北地区某养殖场附近,农田土壤中所含的雌激素达到6000 ng/ kg[22] 。现已证实类固醇雌激素在极低水平(如1 ng/ L)下就会对生物体造成危害,对生态环境的影响巨大[23] 。因此,有必要对EDCs 进行实时监测并管控,并对出现大范围污染后的修复技术深入研究。
1. 3 微塑料
作为新型污染物,微塑料是指直径<5 mm 的异质混合塑料,包括塑料纤维、颗粒和碎片[24] 。科研人员发现微塑料无处不在,根据全球微塑料的最新估计,2015 年,漂浮在海洋表面的微塑料有93 万~23. 6万t,相当于多达51 万亿个颗粒[25] 。而陆地生态系
统中,微塑料的含量更为丰富。Liu 等[26] 研究表明,2018 年中国上海的农田中,深层土壤微塑料丰度可达62. 5 个/ kg,浅层土壤中微塑料丰度达到78. 0 个/kg;周倩等[27] 在河北省曹妃甸填海区潮滩土壤中分离到碎片、颗粒、纤维和薄膜4 类微塑料,其丰度达到317 个/ 500 g,平均粒径为(1. 56 ± 0. 63) mm,其中<1 mm 的微塑料占49. 8%。微塑料已被证实对土壤环境有害[28] ,土壤中的微塑料必然被土壤生物摄入。Huerta 等[29] 研究,菜园土壤中每克蚯蚓粪检出微塑料颗粒(14. 8±28. 8) 个,每克鸡粪中微塑料颗粒为(129. 8±82. 3)个。环境中微塑料的主要来源是工厂为特定应用而加工制成的产品,如化妆品、药物载体以及工业工程应用等,次要来源是重复使用塑料产品、环境因素降解塑料制品等[30] 。在我国土壤环境中,微塑料积累途径主要有使用过度的农用薄膜和地膜、土壤改良剂、农田灌溉用水以及大气沉降等。由于人们对塑料制品的需求量大,微塑料污染也越来越突出。目前微塑料在土壤中积累会对土壤生产力以及土壤质量所产生直接影响还尚未明确,对土壤质量与我国农作物的食品安全有着直接影响,因此还需对微塑料的潜在生态风险与高效降解途径深入研究,达到实时监管从源头减少污染的目的。
1. 4 持久性有机污染物
持久性有机污染物(POPs) 是指人类合成的,具有持久性、生物积累性、生物毒性,并且能够进行长距离迁移的物质[22] 。由于POPs 具有疏水亲脂性,易与有机物结合,它们附着在土壤等颗粒物表面,不断扩散迁移,经河川汇入、地表冲刷以及大气沉降等途径在环境介质中不断传播[31] 。POPs 随着食物网逐渐富集,使不同能级的有机生物因其浓度差异而表现出不同毒性,严重破坏生态系统[32] 。现有众多研究者对我国环境中POPs 进行分析检测,其中,Yang 等[33]在福建晋江、泉州湾取样,测得晋江地区对氯苯基三氯乙烷( dichlorodiphenyltrichloroethane, DDTs) 含量(以干重计)在1. 77~25. 03 ng/ g,平均含量为(11. 36±8. 46) ng/ g;泉州湾的DDTs 的含量为1. 53 ~ 53. 26ng/ g,平均含量为(9. 72±14. 66) ng/ g。西安城区土壤中有机氯农药(organochlorine pesticides, OCP) 含量在1. 027~39. 632 μg/ kg;多氯联苯(polychlorinatedbiphenyls, PCB) 含量0. 110 ~ 13. 497 μg/ kg[34] 。史兵方等[35] 研究发现,百色市工业区表层土壤中16 种多环芳烃(polycyclic aromatic hydrocarbons, PAHs)总含量在18. 7 ~ 6437 ng/ g。全氟和多氟烷基化合物(per/ polyfluoroalkyl substances, PFASs) 的存在也从最初检测到的2 种增加到目前的17 种之多[36] 。以上研究已证实我国生态环境中所存在的POPs 污染状况并不容乐观,尤其是工业区。若POPs 在各环境介质中长期停留,必然会进入到食物链中,最终危害人体健康。因此,对POPs 的监管、有效防治途径以及修复受污染场地已刻不容缓。
2 ECs 的检测技术
针对特定的ECs 可以用传统分析方法检测,如气相色谱、气质联用、液相色谱、液质联用等。目前在新污染物分离、检测、定性定量方面都出现一些新技术,如基于高分辨质谱法的非靶向筛选方法[43] 、超声辅助萃取-气相色谱-质谱联用[44] 、被动采样与超高效液相色谱/ 高分辨率四极杆飞行时间质谱仪相结合[45] 等。其中,气相色谱-高分辨率质谱联用(GCHRMS)基于大气压光电离(GC-APPI)界面[37] 已被证实能测定如多氯联苯[36] 、多环芳烃[39,40] 、邻苯二甲酸[38] 、中性含氟化合物[39] 以及多氯代萘[42] 等污染物。即使现有技术已经能够测定出一些新污染物,但相比较于欧美等发达国家,我国在新污染物风险防控法律、风险防控监管体系以及监测、报告和评估机制等方面,仍然处于落后状态。在未来要继续坚持问题导向,加强顶层设计、健全制度体系、系统开展调查研究、完善监测与评估技术标准体系、搭建多源化动态化新污染物大数据平台,构建中国特色新污染物风险防控体系[10] 。
3 ECs 在多介质中的迁移转化
通过对ECs 来源、分类以及其环境行为等方面的文献调研,发现它们在环境介质中的迁移和转化是一个相互伴随的复杂过程,为环境中ECs 的降解制造了障碍。目前,专家们试图在寻找一种经济有效的解决方案,以降低土壤和地下水系统中频繁运输的环境污染物毒性,且能将其带来的危害和治理需要的经济成本降低。ECs 在土壤中的运输路线如图1 所示。ECs 在环境介质中循环,以土壤中的ECs 为例,可分为3 种途径:1)土壤表面的ECs 能够发生光降解、挥发作用,由土壤迁移到大气中,另一方面大气中的ECs 也会通过沉降的形式循环到土壤环境;2)通过径流、淋溶等途径使土壤中的ECs 迁移到地表水、地下水中,由土壤进入到水环境,水环境中的ECs 随着水流迁移到更远地区或积累到沉积物中;3)生物降解,即被土壤中的动植物或微生物吸收、降解,且土壤植物不同部分对ECs 的吸收能力不同,ECs 积累到植物体中,通过食物链最后富集到人体,由此土壤转移到生物圈中。
土壤是遗留挥发性有机化合物在陆上最大的储存库,部分半挥发性有机化合物(如多氯联苯、多环芳烃等),通过各种途径进入土壤,并充当二次污染源,将污染物重新挥发到大气中[47] 。再挥发是由长期的季节和气候变化或短期内太阳辐射的日循环所造成的,但都与挥发性有机化合物有关,其可能影响土壤的挥发速率。ECs 在土壤中的迁移方向主要为垂向迁移至地下水,并随着地下水水流方向向下迁移,并且还可能随时间的推移,污染范围扩大。人类活动(农业或工业生产)产生的污染物已成为地下水污染的主要来源,如石油烃的运输、生产化石燃料、施用肥料和农用/ 土壤改良剂、垃圾填埋焚烧等,这些活动所产生的产物以及中间产物由于管理不当随意堆放或造成泄露等,都是地下水受污染的一个重要方面。滞留在地表的污染物随后可转移到地下水系统,挥发到大气中的污染物也可通过降水到达地面后下渗进入地下水。此外,由于自然条件和地质环境的独特性,有些地区的地下水有毒有害物质严重超标。现已有大量学者对ECs 在大气-土壤-地下水系统中的迁移转化途径深入研究,如王先稳[48] 通过现场调查取样和数值模型结合的方法,对研究区土壤、地下水中多环芳烃(PAHs)污染特征、污染来源、以及未来衍化趋势进行讨论得出结论,土壤中PAHs 的迁移以垂向为主;地下水中PAHs 迁移途径受地下水流场作用,迁移主方向与地下水流向保持一致,污染羽扩散速率随时间逐渐减缓,而场地周围污染物则会不断累积、浓度不断升高。其他介质中的ECs 最终迁移到土壤、沉积物中,土壤、沉积物或为ECs 的汇。高梓闻等[49] 利用多介质逸度模型,以DDT 与HCH 为目标污染物,模拟其在高温高湿气候条件在环境介质中迁移转化规律,预测值结果表明,有机氯农药可由大气分别向土壤和水体、土壤向水体、水体向底泥传输,并最终赋存在土壤和底泥中。
ECs 还能通过动植物富集,由土壤向生物圈迁移。全氟辛基磺酸(PFOS)在环境中主要以离子盐的形式存在,因此表现出其主要随水体流动传输的特征,进而能通过蒸腾流大量进入作物体内[50] 。薛建芳等[50] 发现作物对PFOS 富集程度受灌溉水体浓度影响,并且高污染地表水和地下水对作物存在潜在生态风险。土壤中的PFOS 来源广泛,并且PFOS 从土壤到作物的转运过程是一个浓度依赖过程,即土壤中浓度越高,作物中浓度也越高,对作物产生潜在的生态风险[51] 。Azanu 等[52] 研究表明,当植物(即胡萝卜和生菜) 暴露于不同浓度(0. 1 ~ 15 mg/ L) 的抗生素时,植物体内累积的四环素(TC)和阿莫西林(AMX)浓度分别为4. 4~36. 8,13. 7~45. 2 ng/ g。另外,有些土壤生物能迁移微塑料,如蚯蚓在土壤中的活动能极大的提高微塑料颗粒丰度,粒径较小的聚乙烯微珠可能被向下运输[53] 。当蚯蚓摄入微塑料后,由于蚯蚓的胃肠道消化功能,使微塑料粒径变小,并通过粪便富集[54] 。这些研究均表明ECs 能够从水体/ 土壤向动植物迁移。ARGs 在空气中也有被检测到,降雨能促进其从大气到土壤的传播和增殖。Wang 等[55] 检测了作为载体的PM2. 5 中ARGs 的丰度,观察降雨过程(4 mm / h) 对ARGs 传输的影响。结果表明,雨水作为载体促进了ARGs 的传播,风和颗粒物(PM) 浓度可能是影响ARGs 在雨水中分布的气象参数。此外,还通过土壤微宇宙实验研究了降雨对不同环境背景土壤中抗生素抗性的影响。雨水促进了ARGs 和可移动基因元件(mobile genetic elements, MGEs) 从环境空气到土壤的扩散,这种影响在重金属污染的土壤中更为明显。
综上所述,当ECs 进入到土壤后会受到多因素影响,在土壤中的迁移转化途径复杂多变。因此为确保人类与自然和谐共建友好的生态环境,应该深入研究ECs 在土壤中的迁移转化机制,探究植物组织对ECs 的吸附积累效应、土壤动物对ECs 的影响等,为修复ECs 土壤提供新思路。
4 ECs 的风险评价
ECs 对器官、神经、生殖、发育等方面都可能有危害,大多数ECs 短期内的危害并不明显,但它们可能通过各种途径进入环境中长期存在,对环境和人体健康有一定风险。ECs 受各种因素影响,例如气候条件、污染场地类型和水文地质特征等,因此,ECs 进入环境后迁移转化的时间、浓度以及途径也受影响。土壤中的各种功能团聚体、孔隙结构和水文特性都会影响微生物的代谢率和有机物的分解[56] ,一旦土壤生物物理环境的基本性质发生变化,土壤环境受到严重影响,污染土壤中的动植物以及各种微生物群落均会受到影响。
ECs 进入到土壤环境中,经过长期富集,会对土壤造成严重危害,同时,土壤系统中的动植物吸附ECs,最终进入食物链。据报道,石油烃释放到表土和底土中,会破坏土壤质地、结构,减少孔隙空间,降低土壤导水率[57,58] ,它还会影响土壤的生物特性,特别是土壤微生物种群和酶活性,由此间接影响植物的养分利用率。高浓度的石油碳氢化合物对农作物和许多其他植物产生有害作用[57,58] 。石油污染导致叶片色素变化、过氧化氢积累、氧化应激,甚至植物细胞死亡[57] 。而另一类新污染物如全氟和多氟烷基物质(per- and polyfluoroalkyl substances, PFASs),随着其广泛使用及其生物积累的特性,造成的健康问题也与日俱增。通过临床研究证实,PFASs 通过对肝脏、肾脏、内分泌系统、免疫系统、生殖系统、心血管系统和胃肠道系统等系统的不利影响而威胁人类健康[60-63] 。同时,土壤中的塑料垃圾也能通过土壤微生物的生物过程,如喂养活动、消化和排泄过程,化成微塑料。微塑料的存在严重降低了土壤质量, de Souza Machado 等[28] 提出微塑料污染可能是土壤环境污染的主要来源,微塑料可以通过影响土壤结构和化学成分的改变引起土壤生态系统的物理化学变化,进而影响微生物群落的变化。Zhu 等[64] 研究表明,PVC 微塑料能改变跳虫肠道中的微生物,高浓度微塑料对跳虫的生长和繁殖均有明显抑制作用,并且PVC 还能显著增强细菌的多样性。抗生素类污染物也能被植物吸收积累,最终会随食物链进入到生物体内富集。Yang 等[65] 研究表明,抗生素在低浓度时可以刺激植物生长,而在高浓度时则对植物生长产生有害影响。低浓度抗生素的刺激机制有待进一步研究。在长期施加有机肥的土壤中,随着土壤深度的增加,四环素类抗生素的浓度和抗生素抗性基因(ARGs)的丰度相应降低,ARGs 的丰度与抗生素浓度和土壤理化性质紧密相关[66] 。当ARGs 不断在水、大气、土壤等不同环境介质中传播和富集时,其对人类健康和生态环境产生严重危害[67] 。
我国地下水环境污染也十分严峻。矿工业生产、环境污染事件的突发以及企业非法倾倒、填埋污染物等因素导致的地下水污染。2015 年济南某地向废弃矿井非法倾倒化学废液,造成地下水严重污染。污染物随着地下水在地下空间迁移扩散,严重危害当地居民用水安全[68] 。此外,畜牧场大量施用抗生素。众多学者研究表明[69-71] 受抗生素影响的水生生物种种类繁多(包括非目标细菌、藻类、甲壳类动物、鱼类),在食物链中占据重要的营养级别,其中鱼类是人类的主要食物和营养来源[65] 。另外,EDCs 对内分泌腺和分泌激素的部分器官和组织危害严重,如脑垂体、甲状腺、甲状旁腺、胸腺、肾上腺、下丘脑、心脏、胃、胰脏、卵巢、睾丸等[72] 。Ahbab 等[73-76] 证明双酚A 影响间质细胞中类固醇生成酶的表达和睾酮的产生,大约90%的双酚A 通过肾脏从血液中排出,并以PBA-G的形式经尿液排泄。目前,邻苯二甲酸酯类(PAEs)也是广泛使用的一种增塑剂,其结构与天然雌激素结构相似,因而可以通过干扰人体内正常激素水平影响人类的生殖和发育,多用于PVC 塑料、化妆品和儿童玩具等产品中。PAEs 对人体危害十分严重,它能导致精液质量下降、精子凋亡、自然流产、儿童肥胖、过敏症状、哮喘、高血压、注意力表现差和DNA 损伤等[77,78] 。多溴二苯醚(PBDEs) 是一种溴化阻燃剂。PBDEs 通过商品的生产、运输以及废弃物的处置和存放等过程,进入环境中造成污染,或直接对人体造成危害[79,80] 。
总而言之,ECs 在环境中通过迁移转化而影响土壤理化性质及组分、地下水水质、微生物群落和酶活性等因素。ECs 还能在动植物体内积累,进而通过食物链的传递,或者是其他途径被人体接触、吸收,最终造成严重危害。所以对ECs 的定量、规范监测体系都需要进一步研究,这对污染场地中ECs 的降解研究显得尤为重要。
5 污染场地中ECs 的修复
针对土壤中有机污染物降解等一系列问题,科学家和研究人员通过大量实验研究,提出了多种解决方案,目前主流修复技术分为物理修复、化学修复和生物修复3 种。以上3 种修复技术优劣势对比如表1所示。
对于药物及个人护理品(PPCPs)的修复,针对其性质以及所存在环境,提出了多种修复技术,如生物处理法、高级氧化法、吸附法等,其去除效果也均不相同。活性污泥法针对水质中的有机污染物去除效率高,乔学兵等[94] 研究发现传统的活性污泥法对雌激素酮和碘普胺的去除率为0%,但对于其他的PPCPs去除率为30% ~ 75%。由此可知,ECs 种类不同,所施用的修复技术也应不同,若想要达到高效修复,还需要采用联合修复技术,使其达到环境友好、经济实惠等优点。
物理-化学修复技术。利用物理和化学相结合的修复方法可显著提高了有机污染物去除率,降低修复成本[96] 。Liu 等[97] 通过构建磁性双功能β-环糊精纳米复合材料对持久性有机污染物进行吸附,而后利用类芬顿反应氧化脱出双酚A。此外,还有研究人员使用表面活性剂辅助电动法( surfactant-aided electrokinetic, SAEK)[98-100] ,并与氧化还原方法相结合,利用表面活性剂促进土壤与污染物之间相互作用,提高表面活性剂辅助电动法的效率。有研究发现,在机械研磨法预处理污染土壤时,加入研磨剂,如KOH、SiO2 、SiC、Al2O3 和过硫酸盐,能有效提高有机污染土壤的修复效率[101,102] 。
物理-化学-生物修复技术:由于原始土壤环境并不一定满足生物修复的要求,物理化学方法可以显著改善环境,继而联合生物修复以达到更好的修复效果[96] 。
在受污染的土壤中,结合生物和电动方法(电渗透、电迁移、电泳法和电解法) 可以促进水、微生物、营养物质和有机污染物的迁移。这克服了缓慢扩散造成的限制,从而提高了降解率[103,104] ,如魏巍等[105]选取不同的电压梯度修复芘污染土壤,35 d 后各反应器中芘的平均降解率均达到85%。另外,利用化学氧化与生物修复相结合的技术能克服不满足氧化条件的土壤修复问题[106,107] ,如陈苏等[108] 通过实验发现,混合表面活性剂[十二烷基苯磺酸钠(sodium dodecylbenzenesulfonate, SDBS)和吐温80(Tween80)的比例为2 ∶ 3] 对土壤DDT 降解率高达63. 53%。虽然该方法能够显著提高污染物的去除率,但是化学氧化会损害土壤的生物活性,仍需要通过改变化学氧化剂用量[109] 或者改变氧化剂类型[110] 来改进。物理化学修复方法也可与生物处理相结合,如热解方法与生物修复技术联用[111] 。
生物学-微生物学修复技术:利用植物-微生物修复[112-114] 或者动物-微生物修复技术[115,116] 将土壤中的污染物吸附、转化或者富集,是一种环境友好型方法,能高效、最大限度地减少土壤质地、孔隙度和生物多样性的受破坏程度,并具有很高的社会认可度。如蚯蚓-凤仙花/ 紫茉莉/ 西伯利亚鸢尾联合修复石油烃污染场地,其修复效果显著高于单独的动物或植物修复,同时过氧化氢酶、多酚氧化酶的活性均显著提高[117] 。Louati 等[118] 研究发现,土壤中加入线虫配合降解菌属B. megaterium 作用,可以使菲降解率从(16±7)%提高到(22±2)%,目前该技术的联合使用还停留在实验阶段,其修复机理以及影响因素仍有待探究。
当前随着堆肥技术的成熟,其对有机污染物降解的研究逐步深入,研究表明堆肥技术可以生物降解有机产品,如多环芳烃[119-121] 、石油碳氢化合物[122] 、邻苯二甲酸酯类增塑剂[123,124] 、有机氯农药[125] 、多氯二苯并二恶英/ 呋喃[126,127] 和多氯联苯[128] 等,未来可将堆肥技术与其他修复方法相结合,进而寻找一种更高效便捷、操作简单、绿色经济的土壤修复方案。
6 结论与展望
近年来,新污染物在污染场地的检出呈不断增加的趋势,揭示新污染物的来源与在环境介质中的分布规律,对我国新污染物监测—风险评估—控制体系的完善有重要意义,为创建符合我国国情的新污染物风险管理控制体系提供决策支持。目前关于新污染物的深层研究尚有欠缺,为了更准确地掌握污染场地中新污染物迁移转化机制,不仅要识别其种类、在污染场地中的分布差异,更要结合污染场地的年限、地理因素、物理化学特性以及季节条件探索其分布的影响与作用机制。此外,对于新污染物检测技术、定性定量分析、生物毒性以及降解途径也亟待探究。
土壤是新污染物重要的储存库,其他介质中的ECs 最终迁移到土壤、沉积物中。新污染物在土壤中的分布情况、迁移转化途径受多种因素影响,因此为确保人类与自然和谐共建友好的生态环境,应该对污染场地进行风险评估、管理控制,必要时候采取修复技术。单一新污染物的修复技术逐步提升,但多种新污染物共存体系的降解机制以及修复技术仍需完善。相对于物理、化学修复而言,生物修复是一种绿色、经济、有效的环境友好型修复技术,建议在未来的研究中多采用物理-化学-生物多种处理技术提高降解率;为达到更大规模的原位修复,可通过优化关键控制参数、添加新型外源物等技术有效去除环境中的新污染物。例如,开发更有效的化学品以减少对土壤的破坏;利用基因工程和酶工程技术开发更高效、更适用的降解菌;筛选和培育高效降解污染物的植物。今后为加强新污染物的深入研究,推动治理新污染物理论依据的发展与相关技术及方法的创新奠定基础。
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参考文献
DOI：10.13205/j.hjgc.202401022
(生态修复网)（转自：生态修复网）
