鼠李糖脂-納米零價鐵-丙酮酸鈉強化微生物厭氧-好氧降解土壤DDTs效果研究

韓悅，孫麗娜，呂良禾，王輝，苑春莉，王曉旭，吳昊

（沈陽大學區(qū)域污染環(huán)境生態(tài)修復教育部重點實驗室，沈陽 110044）

滴滴涕（DDTs）作為典型的有機氯農(nóng)藥，因其應用范圍廣、能更有效地消滅害蟲，從而得到了廣泛應用[1]。然而，DDTs 具有高毒性、持久性和高度生物蓄積性，對環(huán)境和人類健康具有嚴重危害性，大部分國家已經(jīng)停止DDTs 的農(nóng)業(yè)使用[2]。盡管我國在1983年就已經(jīng)禁止了DDTs 的生產(chǎn)和使用，但DDTs 的殘留物及其代謝產(chǎn)物卻一直不同程度地存在于我國土壤中[3]。相關調(diào)查顯示，我國東北大部分地區(qū)農(nóng)業(yè)土壤DDTs檢出率大于80%，南方主要城市土壤DDTs檢出率為100%，其中土壤DDTs 殘留量最高達到1 824 μg·kg-1[4-5]。有效地去除土壤DDTs 及其代謝產(chǎn)物污染顯得尤為重要。

DDTs污染土壤修復方法主要包括化學修復、物理修復、生物修復等[6]。其中，微生物修復因其成本低、操作簡單、環(huán)境友好，已作為目前最具有前景的綠色修復技術之一[7]，被廣泛用于去除各種土壤污染物的研究[8]。雖然DDTs在好氧和厭氧條件下均可被降解，但是，DDTs毒性大、結構復雜，土壤DDTs污染的單一好氧微生物修復或厭氧微生物修復的效率均相對較低[9-10]，如王曉旭等[11]用混合菌修復DDTs 污染土壤，DDTs好氧降解率最高為50.50%；Bao等[12]利用硫酸鹽還原菌進行p，p′-DDT污染土壤修復，其p，p′-DDT厭氧降解率為45.80%。一些研究已經(jīng)證明厭氧-好氧聯(lián)合處理能進一步提高微生物對鹵代烴類污染物的降解效率，但其對DDTs的污染修復還鮮見報道[13-14]。

DDTs 是典型的疏水性有機化合物（HOCs），其疏水性高、水溶性低，容易被土壤基質(zhì)吸附，對土壤微生物的生物有效性相對較低[11]，是土壤微生物修復效率低下的主要原因之一。鼠李糖脂（RL）可以提高HOCs 在水中的表觀溶解度，進而提高土壤DDTs 的微生物有效性和微生物修復效率[15]，是提高土壤DDTs 生物有效性的可行途徑[16]。陳蘇等[17]的研究表明，RL強化能有效促進污染土壤中DDTs的微生物降解，土壤DDTs微生物降解率提升了25.89%。

土壤中的碳源和電子供體的缺乏也是限制土壤微生物生長和活性的主要因素。向污染土壤中投加電子供體或電子受體是目前研究最為廣泛的生物刺激方法，能夠有效提高污染土壤的微生物修復效率。在厭氧環(huán)境下，微生物可利用外源電子使土壤DDTs還原脫氯[18]。納米零價鐵（nZVI）是一種強非特異性還原劑，目前已廣泛用于持久性有機污染物的厭氧降解研究。nZVI 一方面通過降低氧化還原電位加速土壤DDTs還原脫氯過程[19]，提高土壤DDTs的厭氧降解效果[20]，促進土壤有機污染的厭氧修復[21]；另一方面，nZVI 還可與土壤DDTs 直接作用，有效降低土壤中DDTs 的吸附濃度[22]，提高土壤DDTs 的微生物有效性，促進土壤DDTs 厭氧降解。Singh 等[22]針對土壤吸附的DDT 及其殘留物，通過添加nZVI 使土壤DDTr（滴滴涕及其殘留物）殘留濃度下降了40.00%。nZVI與有機質(zhì)類電子供體丙酮酸鈉（C）聯(lián)合使用時，C 可連續(xù)去除nZVI 的鈍化層，進一步提高nZVI 對DDTs等污染物的氧化還原能力，提高污染物的脫氯效果[23]。萬金泉等[23]研究了還原脫氯的過程中C為外加電子供體對三氯苯酚脫氯效果的影響，結果表明C的添加有效提高了微生物脫氫酶活性，促進了三氯苯酚的降解。

綜上所述，厭氧還原降解和好氧生物降解結合可能是提高土壤DDTs 降解率的有效途徑[24-26]。目前，微生物降解土壤DDTs的研究多為厭氧降解或好氧降解，微生物厭氧、好氧聯(lián)合降解的研究較少；RL、nZVI與C強化微生物降解土壤DDTs研究多為單一強化研究，RL、nZVI 與C 聯(lián)合強化微生物降解土壤DDTs 鮮有研究。因此，本研究旨在通過研究RL、nZVI與C強化微生物順序厭氧-好氧處理對土壤DDTs 降解效果的影響，篩選DDTs污染土壤的高效修復技術，并探究其修復機制，為土壤DDTs污染高效修復提供參考。

1 材料與方法

1.1 污染土壤制備

實驗用土采自沈陽市沈北新區(qū)某設施農(nóng)業(yè)大棚土壤，地理坐標為42°05′02.62″N，123°31′42.79″E。收集表層0～20 cm 土壤，棄去雜物后混合、風干、過2 mm 篩后混勻。稱取一定量的DDTs 于丙酮溶液中并使其充分溶解，之后將其噴灑到風干的土壤中，邊噴灑邊攪拌至丙酮完全揮發(fā)后，于室溫下放置9 個月，使污染物充分老化。將老化的DDTs污染土壤反復按照四分法充分混合后，再次按四分法取樣。分析土壤理化性質(zhì)如下：土壤砂粒、粉粒和黏粒占比分別為1.07%、72.82% 和26.11%；土壤有機質(zhì)為54.37 g·kg-1；土壤pH 為7.27；土壤CEC 為13.09 cmol·kg-1；土壤DDTs、p，p′-DDT、p，p′-DDD 及p，p′-DDE 分別為1.02、0.92、0.04 mg·kg-1及0.06 mg·kg-1。

1.2 實驗材料與實驗設計

RL 購自湖州紫金生物科技有限公司；nZVI 和C購自上海阿拉丁生化科技股份有限公司；p，p′-DDT，o，p′-DDT，p，p′-DDE，p，p′-DDD 等DDTs 標準樣品購自百靈威化學技術有限公司。實驗用微生物為本研究團隊篩選的DDTs 和PAHs 高效降解菌（Rhodococcus rhodochrous，紅球菌屬，放線菌門，菌種保藏號為CGMCC No.25155）。基于充分的文獻調(diào)研[11，27-29]和前期實驗研究，設置了RL、nZVI與C聯(lián)合強化微生物順序厭氧-好氧處理實驗，RL、nZVI 與C 分別設計3個濃度，共設置37組處理，每組處理設置3個平行（見表1）。

1.3 厭氧實驗與好氧實驗

厭氧降解裝置為50 mL 培養(yǎng)瓶（血清瓶）。首先將培養(yǎng)瓶進行高溫滅菌和編號，并按實驗設計分別稱取10 g 制備的DDTs 污染土壤于對應編號的培養(yǎng)瓶中，再分別稱取0.05、0.10、0.20 mg RL，0.05、0.10、0.20 g nZVI 和0.10、0.20、0.30 mmol C 于對應編號的培養(yǎng)瓶中。向培養(yǎng)瓶中填充超純?nèi)ルx子水至瓶頂部以確保浸水條件，之后于密閉的厭氧手套箱（購自英國Don Whitley Scientific 公司，DG250）內(nèi)抽真空至105kPa 時，向培養(yǎng)箱內(nèi)充氮氣至真空表讀數(shù)略超過大氣壓數(shù)值為止。上述抽真空和充氮操作循環(huán)3 次后，再持續(xù)通入氮氣12 h，使土壤和溶液中的氧氣完全被氮氣置換（氧氣含量低于0.01%V/V），最后用特氟龍涂層丁基橡膠瓶塞將瓶子密封。將培養(yǎng)瓶密封并移出厭氧手套箱至30 ℃恒溫培養(yǎng)箱避光培養(yǎng)60 d。此時，對所有處理樣品進行破壞性取樣并進行凍干，一半樣品用于厭氧降解效果分析，另外一半樣品移至10 mL 小燒杯中用于好氧降解實驗：向小燒杯中添加1 mL1.0×109CFU·mL-1Rhodococcus rhodochrous降解菌并混勻，之后添加超純?nèi)ルx子水使土壤含水率維持在田間持水量的60%時轉入恒溫恒濕培養(yǎng)箱中進行好氧降解，30 d 后將樣品進行凍干處理待測。

1.4 DDTs的提取與凈化

使用加速溶劑萃取儀（購自美國戴安公司，ASE30）對待測土壤中的DDTs 進行提取。準確稱取2.5 g 樣品于加入濾膜的萃取池中，繼續(xù)用硅藻土裝滿萃取池并將上蓋擰緊后置于加速溶劑萃取儀上進行萃取。萃取劑為1∶1 丙酮和正己烷混合液，萃取溫度100 ℃、壓力10.3×106Pa、萃取時間5 min，淋洗體積為60%萃取池體積，氮氣吹脫100 s，萃取重復2 次。將萃取液移至50 mL 雞心瓶中，在37 ℃旋轉蒸發(fā)儀（購自上海亞榮生化儀器有限公司，RE-52AA）上旋轉蒸發(fā)，正己烷定容，采用濃硫酸凈化法，NaCl 溶液洗脫后過濾、定容待測。

1.5 土壤DDTs測定

DDTs 用氣相色譜儀（購自美國瓦里安公司，VARIANCP-3800）進行測定。氣相色譜分析條件：色譜柱類型，CP－sil8CB 型石英毛細管柱（30 m×0.32 mm×0.25 pm）；柱溫，初始溫度120 ℃并保持1 min，以25 ℃·min-1升至230 ℃，再以3 ℃·min-1升至255 ℃，最后以20 ℃·min-1升至280 ℃保持5 min；載氣，高純氮氣；流速，0.6 mL·min-1；進樣量為1 μL。以色譜峰保留時間定性，外標法定量，方法回收率89.2%～107.1%。

1.6 數(shù)據(jù)處理

實驗所獲得的數(shù)據(jù)采用Origin.2018 和SPSS 統(tǒng)計分析軟件進行數(shù)據(jù)處理和作圖。

土壤某污染物降解率為處理前土壤該污染物濃度與處理后土壤該污染物濃度之差除以處理前土壤該污染物濃度。

2 結果與分析

2.1 RL、nZVI 和C 強化處理對土壤DDTs 降解效果的影響

圖1 為RL、nZVI 和C 強化微生物厭氧-好氧處理90 d 時土壤DDTs 的降解率。從圖1 可以看出，在強化厭氧-好氧生物處理90 d 時，RL、nZVI 和C 聯(lián)合強化處理土壤的DDTs 降解率為43.05%～68.81%，分別比nZVI、C 和RL 單一強化處理高出20.09%、33.25%和27.69%；比CK 處理高出46.69%。其中RL5+nZVI0.5+C30 和RL5+nZVI0.5+C20處理對土壤DDTs 降解率最高，分別為68.81%和68.66%。不同強化處理土壤DDTs降解率為nZVI+RL+C 強化處理（53.57%）＞nZVI強化處理（33.48%）＞RL強化處理（25.88%）＞C強化處理（20.32%），CK 處理時土壤DDTs 降解率最低，為6.88%。

圖1 RL、nZVI和C聯(lián)合對DDTs厭氧-好氧降解情況Figure 1 Anaerobic-aerobic degradation rate of DDTs enhanced by RL，nZVI and C

不同濃度RL、nZVI 和C 聯(lián)合強化厭氧處理60 d時，土壤DDTs 的降解率為29.94%～54.95%；不同厭氧處理土壤的DDTs 厭氧降解率為nZVI+RL+C 處理（38.11%）＞nZVI 處理（20.11%）＞RL 處理（19.05%）＞C處理（13.40%）＞CK（4.19%）；后續(xù)好氧生物放大處理30 d 的土壤DDTs 降解率為9.61%～27.90%，厭氧降解率與好氧降解率比值為3.07，不同強化處理土壤的厭氧/好氧降解比為nZVI+RL+C 處理（3.07）＞RL 處理（2.93）＞C 處理（2.07）＞CK（1.56）＞nZVI 處理（1.32）。其中，RL5+nZVI0.5+C30 聯(lián)合處理土壤的DDTs 厭氧降解率最高，為54.95%，比nZVI、RL 和C 強化處理分別提高了1.88、1.87 倍和3.10 倍，其厭氧降解率與好氧降解率比值為3.97。

2.2 RL、nZVI和C強化處理對土壤DDTs組成的影響

RL、nZVI 和C 強化厭氧、好氧處理90 d 時（見圖2），土壤中p，p′-DDT、p，p′-DDE 的殘留濃度明顯降低（P＜0.05），不同處理之間土壤p，p′-DDT、p，p′-DDD 和p，p′-DDE殘留濃度所占比例分別為23.19%、69.44%和7.37%。不同強化處理后土壤p，p′-DDT 殘留濃度由初始的923.03 μg·kg-1降低為28.59～811.68 μg·kg-1，p，p′-DDE 的殘留濃度由初始的59.53 μg·kg-1降低為23.71～50.10 μg·kg-1；不同強化處理后土壤p，p′-DDT 降解率為12.06%～96.90%，p，p′-DDE 降解率為3.33%～60.87%。但土壤p，p′-DDD的殘留量不減反增（P＜0.05），不同強化處理后土壤p，p′-DDD 殘留濃度由初始的35.84 μg·kg-1增高到100.15～491.23 μg·kg-1。其中，RL5+nZVI0.5+C30強化處理土壤的p，p′-DDT和p，p′-DDE殘留濃度最低，分別為28.59 μg·kg-1和23.71 μg·kg-1，比CK 處理土壤分別降低了783.09 μg·kg-1和32.73 μg·kg-1，比RL 處理土壤分別降低了479.60 μg·kg-1和18.57 μg·kg-1，比nZVI 處理土壤分別降低了109.36 μg·kg-1和24.48 μg·kg-1，比C 處理土壤分別降低了539.34 μg·kg-1和14.65 μg·kg-1；土壤p，p′-DDT 和p，p′-DDE 降解率最高，分別為96.90%和60.87%，比CK 處理土壤分別提高84.84%和40.29%，比RL處理土壤分別提高51.95%和36.51%，比nZVI處理土壤分別提高11.85%和47.42%，比C 處理土壤分別提高65.50% 和31.89%。而p，p′-DDD 殘留濃度為491.23 μg·kg-1，分別比CK、RL、C 和nZVI 處理土壤增加了391.08、286.85、266.83 μg·kg-1和256.77 μg·kg-1。

圖2 RL、nZVI和C強化厭氧-好氧處理土壤DDTs殘留量Figure 2 Residues of DDTs in the soil after RL，nZVI and C enhanced anaerobic-aerobic treatment

在厭氧處理階段（圖3），不同處理土壤p，p′-DDT 殘留濃度顯著降低（P＜0.05），由初始的923.03 μg·kg-1降低為60.05～828.02 μg·kg-1，不同處理土壤p，p′-DDT 殘留濃度依次為RL+nZVI+C（98.74 μg·kg-1）＜nZVI（183.98 μg·kg-1）＜RL（648.82 μg·kg-1）＜C（654.69 μg·kg-1）＜CK（828.02 μg·kg-1）；土壤p，p′-DDE 殘留濃度降低的幅度相對較小，由初始的59.53 μg·kg-1降低為29.68～54.53 μg·kg-1，p，p′-DDE 殘留濃度依次為RL+nZVI+C（29.68 μg·kg-1）＜nZVI（48.74 μg·kg-1）＜RL（48.82 μg·kg-1）＜C（48.90 μg·kg-1）＜CK（54.53 μg·kg-1）；其中，RL5+nZVI0.5+C30強化處理土壤的p，p′-DDT、p，p′-DDE 降解率最高，分別為93.49%、50.15%，厭氧-好氧降解比分別為6.70 和5.00。而土壤p，p′-DDD 殘留濃度顯著增高（P＜0.05），由初始的35.84 μg·kg-1增高到98.47～569.22 μg·kg-1，土壤p，p′-DDD殘留濃度依次為RL+nZVI+C（569.22 μg·kg-1）＞nZVI（562.84 μg·kg-1）＞C（207.74 μg·kg-1）＞CK（111.14 μg·kg-1）＞RL（108.21 μg·kg-1）。

圖3 厭氧處理土壤DDTs各組分的殘留濃度Figure 3 Residual concentrations of DDTs components in anaerobic soil

在后續(xù)的好氧處理階段（圖4），土壤p，p′-DDD殘留濃度降低得最為顯著（P＜0.05），好氧降解率為31.00%～480.00%。不同強化處理土壤的p，p′-DDD好氧降解率為RL+nZVI+C（301.03%）＞nZVI（234.68%）＞RL（219.35%）＞C（53.26%）＞CK（31.00%）；其次為土壤p，p′-DDE，好氧降解率為0.63%～48.00%，不同強化處理土壤p，p′-DDE好氧降解率為RL+nZVI+C（27.55%）＞C（27.06%）＞nZVI（25.79%）＞RL（13.54%）＞CK（5.85%）；土壤p，p′-DDT的殘留濃度降低得最少，其好氧降解率為0.84%～20.65%，不同強化處理土壤的p，p′-DDT 好氧降解率為RL+nZVI+C（16.93%）＞RL（16.62%）＞C（15.19%）＞nZVI（4.46%）＞CK（1.77%）。其中，RL5+nZVI0.5+C30聯(lián)合強化處理土壤的p，p′-DDD、p，p′-DDE和p，p′-DDT 好氧降解率均為最大，分別為480.00%、48.00%和20.65%。

圖4 好氧處理土壤DDTs各組分的降解情況Figure 4 Degradation of various components of DDTs in soil under aerobic treatment

3 討論

3.1 土壤DDTs自然衰減修復

土壤中存在DDTs 自然衰減現(xiàn)象，能夠通過土壤自然發(fā)生的稀釋、揮發(fā)、吸附等物理作用，化學氧化與還原作用，以及生物好氧降解、生物厭氧降解作用等，使土壤中DDTs的數(shù)量、移動性降低，從而自然減少土壤中DDTs 的毒性或濃度[19]。在本實驗中，空白處理（CK）90、60 d 和30 d 時土壤DDTs 的去除率很低，分別為6.88%、4.19%和2.69%。該結果一方面說明DDTs污染土壤中存在DDTs土著降解菌，具有一定的DDTs自然衰減能力，但土壤中DDTs土著厭氧降解菌和好氧降解菌豐度低、活性差，DDTs 自然降解能力弱，DDTs 的自然衰減效果很差；另一方面也說明了DDTs的高氯化結構及其生物難降解性、環(huán)境持久性。有研究人員研究了土壤自然衰減對污染土壤DDTs降解率的影響，結果表明，土壤自然的生物降解作用對土壤DDTs 的降解率極低，通過自然衰減修復土壤DDTs 需要更長的時間，與本實驗的研究結論一致[30-31]。

3.2 土壤DDTs順序厭氧-好氧微生物降解

DDTs含有苯環(huán)和氯元素，具有環(huán)境持久性、生物毒性和生物難降解性。雖然土壤DDTs具有微生物可降解性，在有氧和厭氧環(huán)境下均可被微生物降解，在厭氧情況下，DDTs 通過生物共代謝作用發(fā)生還原性脫氯，烷基上的氯以氯化氫的形式被脫去，在有氧條件下，DDTs 會被好氧微生物降解，從而使苯環(huán)裂解[32]。但DDTs 好氧微生物降解生成的毒性更大、更難降解的中間代謝產(chǎn)物p，p′-DDE 會在土壤中產(chǎn)生積累，進而抑制p，p′-DDT 的進一步降解，致使土壤DDTs 好氧降解率相對較低[33]，在土壤DDTs 微生物好氧降解過程中，p，p′-DDE 的產(chǎn)生與積累已被認為是抑制土壤DDTs 微生物好氧降解速率的關鍵，相關研究表明，好氧和厭氧條件下分別降解DDTs，厭氧條件下降解效果較好[10]。此外，在有氧環(huán)境中，加氧酶或水解酶的脫氯難度隨著氯化程度的增加而增大[34]；在厭氧環(huán)境下，通過微生物還原脫氯可有效避免中間代謝產(chǎn)物p，p′-DDE 產(chǎn)生、積累及其對微生物的毒性，有利于DDTs 降解菌的生長，提高土壤DDTs 降解率[35]。通過微生物厭氧與好氧聯(lián)合處理，DDTs 可能完全被礦化，從而有效提高土壤DDTs 污染修復效率[36]。

本研究結果表明，順序厭氧-好氧處理（90 d）時，CK 處理土壤DDTs 降解率為6.88%，分別比單一厭氧（60 d）、單一好氧（30 d）處理高出2.69%、4.19%；RL、nZVI 和C 各個單一強化、聯(lián)合強化土壤DDTs 降解率分別為25.88%、33.48%、20.32%和53.57%，分別比單一厭氧處理（60 d）高出6.76%、14.43%、6.92% 和15.46%，分別比單一好氧（30 d）處理高出19.11%、19.05%、13.40%和38.12%；表明經(jīng)過不同處理后，與單一厭氧、單一好氧處理相比，順序厭氧-好氧處理微生物降解DDTs 效果更好，本實驗與史娜[24]對DDT微生物降解研究相一致，即厭氧-好氧處理在DDT 生物降解方面具有優(yōu)勢，可以很好地降解土壤DDTs 污染，DDT 在厭氧情況下轉化生成二氯二苯基甲烷，再經(jīng)過一系列的還原脫氯反應，而后在好氧情況下被其他微生物分解，從而實現(xiàn)DDTs有效降解。

RL、nZVI和C 聯(lián)合強化微生物順序厭氧-好氧聯(lián)合處理顯著提高了土壤DDTs 降解率，尤其是其中p，p′-DDT 組分降解率（P＜0.05）。而且，土壤DDTs 和p，p′-DDT 組分厭氧降解率分別占順序厭氧-好氧處理土壤DDTs 降解率的75.80%和95.20%，厭氧去除率明顯高于好氧去除率，表明厭氧處理對提高土壤DDTs 去除率具有重要作用，并且厭氧脫氯是土壤DDTs降解的關鍵步驟，與Jin等[35]和Liang等[37]的研究結論一致。伴隨RL、nZVI 和C 聯(lián)合強化厭氧處理土壤的p，p′-DDT濃度大幅降低和p，p′-DDD濃度的大幅增加，土壤p，p′-DDE 濃度降低幅度很小，顯示RL、nZVI和C的聯(lián)合處理刺激土壤p，p′-DDT還原脫氯時，避免了頑固代謝產(chǎn)物p，p′-DDE 的產(chǎn)生與積累[38-39]，增強了土壤DDTs 厭氧-好氧降解率。微生物厭氧、好氧處理DDTs 降解效果也受土壤中DDTs 降解菌組成的影響，據(jù)Bajaj 等[40]對IITR03（紅球菌）修復DDTs 污染土壤研究可知，IITR03 對土壤DDTs 降解率最高可達50%～60%，屬于DDTs好氧降解的優(yōu)勢菌種，具有兒茶酚1，2-雙加氧酶活性。梭狀芽胞桿菌是DDTs 厭氧降解環(huán)境中的優(yōu)勢菌種，對DDTs 有很好的降解能力，同時具有DDTs降解基因[41]。

3.3 土壤DDTs的RL、nZVI、C強化降解

在RL-DDTs 體系中，不同濃度RL 強化順序厭氧-好氧處理均顯著提高了土壤DDTs 降解率（P＜0.05）（見圖1）。RL 添加量為0.05 mg·kg-1時，土壤DDTs 的厭氧-好氧降解率最高，達到27.47%，隨RL添加量增加到0.10 mg·kg-1和0.20 mg·kg-1時，土壤DDTs 的厭氧-好氧降解率依次降低至25.48%和24.68%。這主要與RL 對土壤DDTs 的顯著增溶作用和對土壤DDTs生物有效性的影響有關，低濃度RL強化對土壤DDTs的降解效果更好，一方面是低濃度RL對DDTs的增溶作用更強、生物可利用度更大，進而土壤DDTs 的微生物降解率更大[42]。RL 在低濃度下易形成凝聚體，能更顯著地降低水表面張力，使吸附在土壤顆粒上的DDTs能夠更好地分離，進而提高DDTs的水溶性和生物有效性[43]。而高濃度RL 膠束對疏水有機物的封存會導致污染物的生物有效性降低[44]；另一方面與高濃度RL 的微生物毒性對DDTs 降解的抑制作用有關[45]。高濃度的RL 對微生物具有一定的毒性，對土壤微生物及其酶活性具有抑制作用[46]。RL濃度大于5 mg·kg-1時，可對微生物產(chǎn)生毒害[47]。本實驗與Wang 等[7]利用RL 強化土壤中DDTs 微生物修復效果的研究結果相一致，即低濃度（5 mg·kg-1）RL 提高了球形節(jié)桿菌修復土壤DDTs 降解效果，150 d 的DDTs 降解率提高了60.70%。其原因可能是RL 能顯著降低水的表面張力，提高土壤DDTs 的溶解度和生物有效性，進而提高土壤DDTs 微生物降解率[48]。同時細菌細胞能夠及時消耗RL膠束分餾的疏水有機物以保持微生物與液相中的疏水有機物穩(wěn)定接觸，提高土壤有機污染物生物有效性[48]。

在nZVI-DDTs 體系中，不同濃度nZVI 強化處理對土壤DDTs降解的促進作用更明顯（P＜0.05）。隨著nZVI 濃度逐漸升高，土壤DDTs 的厭氧-好氧降解率呈現(xiàn)先增大后降低，從添加0.50%nZVI 時DDTs 降解率為30.48%，增加到1.00% nZVI 時降解率為36.88%，再降低到2.00%ZVI 時降解率為33.07%。這主要是由于nZVI 是較強的還原劑，可降低氧化還原電位為生物厭氧降解提供有利的生態(tài)電位[49]，同時nZVI 還可為DDTs 降解菌提供有效的電子供體[50]，促進土壤DDTs 的還原脫氯。但高濃度nZVI 被氧化會釋放多余電子，并將電子轉移到目標物質(zhì)，進而導致nZVI 表面鈍化，限制進一步的電子轉移。此外，高濃度的nZVI 還可破壞細胞結構，引起細胞表面應激反應，對微生物產(chǎn)生一定的毒性[19]，進而抑制土壤DDTs的微生物降解。Kishore 等[19]在研究nZVI 顆粒修復DDT 污染土壤中也出現(xiàn)了與本實驗相似的現(xiàn)象，隨nZVI 處理濃度由低到高，土壤DDTs 降解率呈現(xiàn)先升后降，高濃度nZVI 對DDTs 降解有一定抑制作用，與本實驗的研究結果相符。

在C-DDTs 體系中，隨C 處理濃度的增加，土壤DDTs 降解率也呈現(xiàn)先增后降形式，表明添加0.20 mmol·kg-1C對DDTs進行強化效果最好，土壤DDTs的厭氧-好氧降解率為25.28%。添加C可為還原脫氯的過程提供所需電子，促進微生物生長及活性，能夠有效地促進DDTs 還原脫氯，增強DDTs 污染土壤中土著微生物降解DDTs 的效果，這與萬金泉等[23]報道的C 作為電子供體不但能夠促進有機氯化物的還原脫氯效果，還可以提高微生物體內(nèi)基質(zhì)代謝以及脫氫酶的活性，從而提升微生物修復效率是一致的。此外C還可以通過增加功能微生物群落的相對豐度來改變細菌和古菌群落，這些功能微生物群落可能參與脫氯和土壤氧化還原過程，從而加強它們之間的聯(lián)系[51]。

在RL-nZVI-C-DDTs 體系，RL+nZVI+C 聯(lián)合強化更大幅度地提高了土壤DDTs 降解率（P＜0.05），特別是RL5+nZVI0.5+C30 組合處理（90 d），土壤DDTs的降解率最高，為68.81%，比RL、nZVI 和C 各個單一強化分別提高42.93%、35.33%和48.49%。與前人相關研究對比，土壤DDTs 的微生物去除率也明顯提高（P＜0.05）[1，41]。相關研究表明，添加丙酮酸酯等電子供體與功能微生物相互作用能夠有效促進土壤五氯苯酚等有機氯農(nóng)藥的降解，并且調(diào)節(jié)厭氧降解與土壤自然氧化還原過程的相互作用[51]。此外，研究人員也發(fā)現(xiàn)nZVI和泡沫承載表面活性劑能夠很好地修復土壤DDT 污染，且隨著表面活性劑泡沫濃度的增加，對nZVI的遷移以及DDT的降解有明顯促進作用[52]。

其中，RL5+nZVI0.5+C30 組合處理土壤DDTs 的降解率（68.81%）分別是0.05 mg·kg-1RL 單一強化（27.47%）、0.50% mg·g-1nZVI 單一強化（30.48%）和0.30 mmol·kg-1C（13.29%）單一強化DDTs 降解率的近似之和，這不僅是由于RL、nZVI和C能夠發(fā)揮其各個強化作用，更重要的是與RL、nZVI和C三者之間的相互協(xié)同作用有關。nZVI 在為DDTs 污染土壤創(chuàng)造良好還原環(huán)境的同時，本身作為電子受體或供體，通過與污染物之間轉移電子，將污染物降解[53]，促進土壤有機污染修復[21]。而C 作為一種外源電子供體，會刺激土壤微生物生長和脫氯微生物活性，同時影響土壤污染物的還原降解過程，進而增強對DDTs 還原脫氯的能力[51]。Singh等[22]的研究表明，nZVI與C聯(lián)合能夠發(fā)揮其電子受體與電子供體的協(xié)同作用，在為DDTs污染土壤創(chuàng)造良好還原環(huán)境的同時，加速土壤顆粒吸附的DDTr 與電子受體和電子供體之間的電子轉移，實現(xiàn)土壤DDTs的還原脫氯。此外，DDTs等污染物與nZVI反應之后會吸附在nZVI顆粒表面占據(jù)表面活性位點，所產(chǎn)生的鈍化層會阻礙nZVI 與DDTs 的接觸，導致去除率降低。添加C等與其相互作用，可以連續(xù)去除鈍化層，增強了nZVI的厭氧還原能力，進一步提高DDTs的降解率[54]。

RL 在nZVI 上有良好的附著現(xiàn)象，nZVI 與RL 之間可通過其表面的FeO 基團氫鍵與羧酸基團相互作用從而更好地降解DDTs 等有機氯化合物[55-56]。將RL涂覆在nZVI表面，再與C結合使用可明顯去除nZVI表面的鈍化層，大幅度提高nZVI的遷移率，減弱團聚，促進污染物降解[57]。

4 結論

（1）鼠李糖脂（RL）、納米零價鐵（nZVI）和丙酮酸鈉（C）聯(lián)合強化微生物順序厭氧-好氧處理可顯著提高土壤DDTs 降解率（P＜0.05），其中，RL5+nZVI0.5+C30 聯(lián)合處理的土壤DDTs、p，p′-DDT和p，p′-DDE降解率（90d）最高，分別為68.81%、96.90%和60.87%，比RL處理分別提高42.93%、51.95%和36.51%，比nZVI處理分別提高35.33%、11.85%和47.42%，比C處理分別提高48.49%、65.50%和31.89%；土壤p，p′-DDT 和p，p′-DDE 殘留量（90 d）最低，分別為28.59 μg·kg-1和23.71 μg·kg-1。

（2）RL、nZVI 和C 聯(lián)合強化厭氧處理可有效刺激土壤DDTs 還原脫氯，增強土壤微生物的DDTs 降解能力。RL5+nZVI0.5+C30 聯(lián)合厭氧處理60 d 時土壤DDTs、p，p′-DDT 和p，p′-DDE 降解率最高，分別為54.95%、93.49%和50.15%，分別占RL、nZVI 和C 聯(lián)合強化厭氧-好氧處理（90 d）時土壤DDTs、p，p′-DDT和p，p′-DDE 降解率的79.86%、96.48%和82.39%，其厭氧-好氧降解比分別為3.97、6.70和5.00。

（3）RL、nZVI 和C 的相互作用，在為土壤DDTs 還原降解提供良好的還原生態(tài)位的同時，加速土壤顆粒吸附的DDTr 與電子受體和電子供體之間的電子轉移，加快nZVI 表面鈍化層的去除和nZVI 的遷移率，促進土壤DDTs的還原脫氯，同時避免了難降解、毒性更大的p，p′-DDE 的產(chǎn)生與積累，并為后續(xù)好氧降解奠定基礎。