多硫化物原位修复地下水中六价铬污染柱实验模拟

刘晓丹; 何雅莉; 徐从斌; 邢兴; 李培培; 杨辰; 赵宇嵘; 郑建中

doi:10.12030/j.cjee.202001067

多硫化物原位修复地下水中六价铬污染柱实验模拟

1.
中国科学院大学资源与环境学院，北京 100049
2.
北控水务(中国)投资有限公司，北京 100102

作者简介: 刘晓丹(1995—)，女，硕士研究生。研究方向:地下水修复技术。E-mail：liuxiaodan16@mails.ucas.ac.cn

通讯作者: 郑建中(1964—)，男，博士，教授。研究方向：地下水修复技术等。E-mail：jzzheng@ucas.ac.cn

基金项目:
国家自然科学基金资助项目(41473098)
中图分类号: X523

In-situ remediation of Cr(Ⅵ)-contaminated groundwater by polysulfide in a simulated soil column

1.
College of Resources and Environment, University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China
2.
Beijing Enterprises Water Group Limited, Beijing 100102, China

Corresponding author: ZHENG Jianzhong, jzzheng@ucas.ac.cn

摘要: 以红壤和褐土为研究对象，以多硫化物为还原剂，在实验室通过土壤柱实验模拟研究了原位氧化还原控制墙技术(in situ redox manipulation, ISRM)还原固定化修复受Cr(VI)污染的土壤-地下水的过程。结果表明：红壤柱和褐土柱经多硫化物硫化后均具有良好的还原能力，但还原能力存在一定的差异。向硫化处理后的红壤和褐土柱持续通入10 mg·L⁻¹ Cr(Ⅵ)，观察到土柱分别在38PV (pore volume, 孔隙体积)和22PV穿透，并最终在218PV和138PV左右，其完全丧失对Cr(Ⅵ)的还原能力。在土壤硫化过程及硫化土柱还原Cr(Ⅵ)的实验中观察到，系统的pH和氧化还原电位均发生了显著的变化。对实验结果进一步分析表明，经硫化处理后红壤和褐土的电子利用效率分别为23.0%和24.8%。基于柱实验研究结果，以多硫化物为还原剂采用ISRM技术修复受Cr(Ⅵ)污染的土壤-地下水系统是有效的。多硫化物的加入不仅可以有效去除孔隙水中的Cr(Ⅵ)，而且通过在地下多孔介质中建立有效的还原区域，从而能够在一定时间内持续性地处理Cr(Ⅵ)。柱实验结果中所观察到的多硫化物实际添加量与理论值之间存在的偏差可能是由于土壤复杂性造成的。因此，采用ISRM技术现场修复应适当加入过量还原剂以保证实际修复效果。
- 土壤-地下水 /
- 多硫化物 /
- 硫化 /
- Cr(Ⅵ) /
- 原位还原固定化
Abstract: Soil column tests were conducted to study the the remediation of chromate-contaminated groundwater with the reductive immobilization of in situ redox manipulation (ISRM) when polysulfide was chosen as the reductant and field-collected red soil and cinnamon were chosen as the packing material. The results indicated that both types of polysulfide-treated soils had good reductive properties to immobilize Cr(Ⅵ), although their reductive capacities varied to some extent. When 10 mg·L⁻¹ Cr(Ⅵ) solution was continuously injected to the column packed with sulfidization treated red soil and cinnamon, the corresponding column breakthrough occurred at 38PV and 22PV, and their reductive capacities depleted at 218PV and 138PV, respectively. Significant changes in effluent pH and oxidation-reduction potential were observed in the soil sulfidization experiments and Cr(Ⅵ) reduction with sulfidization treated soil column. Further analysis indicated that the electronic utilization efficiencies of polysulfide-treated red and cinnamon soils were 23.0% and 24.8%, respectively. Based on column experiments, remediation of Cr(Ⅵ)-contaminated groundwater by ISRM with polysulfide reductant was an effective approach. Polysulfide addition can not only remove chromate in pore-water effectively, but also establish an effective reductive zone in porous media and perform a continuous field treatment of Cr(Ⅵ). The difference in dosages of polysulfide used in column tests and predicated by theory may arise from the complexity of soils. Thus, the actual remediation effect could be ensured by the application of field remediation with ISRM and reasonable addition of overdosed reductant.
- soil-groundwater /
- polysulfide /
- sulfidation /
- Cr(Ⅵ) /
- in-situ reductive immobilization

1,4-丁炔二醇(1,4-butynediol, BYD)是一种重要的化工原料，主要用于合成1,4-丁二醇(1,4-butanediol, BDO)，进而生产四氢呋喃、聚四亚甲基乙二醇醚(PTMEG)、聚对苯二甲酸丁二醇酯(PBT)和聚丁二酸丁二醇酯(PBS)等重要化工产品^[1-3]。目前，我国已经是世界上最大的BDO生产国^[4]，BDO生产首先利用乙炔和甲醛经铜铋催化合成BYD，BYD再经过精馏提浓，提浓后BYD需要通过阴阳离子树脂脱除含有的铜离子、二氧化硅和醋酸根离子等杂质，进而再催化加氢生成BDO^[5]。其中，阴阳离子树脂再生产生的脱离子废液含有高浓度BYD残留^[6]，废水化学需氧量(chemical oxygen demand, COD)可达到6 000~20 000 mg·L⁻¹，是BDO生产过程产生的主要高浓度有机废水，由于部分企业使用5%的硫酸进行阳离子树脂再生，从而导致该废水中硫酸盐含量也较高(6 000~10 000 mg·L⁻¹)。BYD脱离子废液与生活污水、冲洗废水和BDO精馏废水等低浓浓度有机废水混合后即为BDO生产废水，BYD脱离子废液水量占BDO生产废水的比例为50%~70%。 BYD脱离子废液的高效低耗处理是BDO生产废水处理的关键。

厌氧生物处理技术因为具有能耗低、可回收甲烷气和污泥产量少等优势，广泛应用于高浓度有机废水的预处理^[7]。其利用水解产酸菌、互养产氢产乙酸菌和产甲烷菌的协作实现有机物的厌氧甲烷转化^[8]。当废水中含有硫酸根离子时，硫酸盐还原菌(sulfate reducing bacteria，SRB)也会参与厌氧代谢过程，在低浓度硫酸盐含量条件下，SRB可以促进难降解有机物的降解和乙酸产生，进而促进甲烷代谢^[9]；当硫酸盐含量过高时，硫酸盐还原产生的过多硫化氢可以抑制产甲烷古菌和SRB，进而抑制厌氧有机物代谢^[10]。考虑到BYD是BDO生产脱离子废液的主要COD贡献者，阐明其在不同厌氧处理条件下的生物降解效果，对于脱离子废液及其他高含BYD废水的处理工艺设计具有重要指导意义。

目前关于BYD可生化性的研究较少，GOTVAJN^[11]和TISLER等^[12]利用快速生物降解实验方法评估了BYD的好氧可生化性，发现在60 d的培养周期内BYD浓度基本没有降低，认为BYD是一种不易生物降解有机物。陈庆磊等^[13]利用批次实验评估了BDO生产废水的厌氧处理效果，发现COD去除率约为56%，没有研究BYD的去除率。且BYD分子中含有内炔烃超共轭结构，化学性质十分稳定^[11]，明确BYD厌氧可生化性对于指导工程实践具有积极意义。

因此，本研究联合使用批次和连续实验方法评估了BYD在厌氧生化处理过程中的生物降解效果，同时测定了COD、BYD、硫酸盐浓度变化及微生物群落的演替情况，研究结果可为含BYD工业废水的处理提供指导。

1. 材料与方法

1.1 实验材料

实验所用BYD购自上海麦克林生化科技股份有限公司(纯度98%)，为白色斜方结晶，用纯水配成50 000 mg·L⁻¹储备液，4 ℃保存。厌氧生化实验的外加微量元素营养液组成为^[14]：MgCl₂ (30 mg·L⁻¹)、NiCl₂ (10 mg·L⁻¹)、CoCl₂ (10 mg·L⁻¹)、FeCl₂ (40 mg·L⁻¹)、CaCl₂ (20 mg·L⁻¹)、ZnSO₄ (20 mg·L⁻¹)、MnSO₄ (20 mg·L⁻¹)。CaCl₂等常规化学试剂均为分析纯，购自天津市科密欧化学试剂有限公司。

本实验所用厌氧颗粒污泥为安徽宿州某酒精厂污水处理站的厌氧颗粒污泥，外形为规则球形，颗粒直径为0.5~4.0 mm；活性污泥采自河北石家庄市某市政污水处理厂缺氧池污泥，絮状，沉降性能优良。

1.2 厌氧批次实验设计

厌氧批次实验在AMPTS® II自动甲烷潜力测试系统(BPC Instruments AB)中进行。为探究BYD是否可在纯厌氧产甲烷体系降解、复配活性污泥和SO₄²⁻还原是否可促进BYD厌氧降解，厌氧批次实验一共设置了3组实验，每组2个平行，同时设置没有厌氧污泥接种的空白组。实验组污泥浓度均控制在15 000 mg·L⁻¹，pH=7.1，具体物料组成见表1，硫酸盐组控制BYD/SO₄²⁻ =0.299 (对应COD/SO₄²⁻ 的质量比为0.5)。各组实验均加入1 mL微量元素溶液，反应总体积均为400 mL，利用恒温水浴控制反应温度稳定在37 ℃。

表 1 厌氧批次实验设计

Table 1. Design of anaerobic batch experiments mg·L⁻¹

实验组别	接种污泥	BYD	碱度(以CaCO₃计)	NH₄Cl	KH₂PO₄	K₂HPO₄	SO₄²⁻
颗粒污泥组	厌氧颗粒污泥	500	1 000	140	30	30	—
污泥复配组	厌氧颗粒污泥与活性污泥复配^a	500	1 000	140	30	30	—
外加硫酸盐组	厌氧颗粒污泥与活性污泥复配^a	500	1 000	140	30	30	1 670
注：厌氧颗粒污泥与活性污泥浓度比为2:1。

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1.3 UASB连续实验设计

厌氧连续实验在2套平行中温有效容积为6.3 L的UASB反应器进行，种泥为30%活性污泥与70%厌氧颗粒污泥复配污泥。进水水质模拟内蒙古某BDO生产企业的实际BYD脱离子废液水质配置(表2)，进水COD由葡萄糖和BYD组成，氮源为氨氮，磷源为磷酸二氢钠，碱度由碳酸氢钠贡献，微量元素(Fe、Mn、Zn、Co)添加参考KONG等^[10]，进水pH调至7.2±0.2，进水基质桶水温由低温水浴控制在4 ℃。反应器各阶段具体运行参数见表2。

表 2 厌氧UASB反应器不同阶段的运行参数

Table 2. Operating parameters of anaerobic UASB reactors at different stages

阶段	HRT(d)	有机负荷(以COD计)	COD/SO₄²⁻(质量比)	BYD(mg·L⁻¹)	葡萄糖(mg·L⁻¹)	TCOD(mg·L⁻¹)	SO₄²⁻(mg·L⁻¹)
S1	10	0.5	—	—	4 686	5 000	—
S2	10	1	—	2 980	4 686	10 000	—
S3	10	1	10	2 980	4 686	10 000	1 000
S4	10	1	5	2 980	4 686	10 000	2 000
S5	10	1	1	2 980	4 686	10 000	10 000
S6	—	—	—	—	—	—	—

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1.4 检测指标与方法

厌氧发酵气体首先通过二氧化碳吸收瓶(含有3 M的氢氧化钠)，之后利用湿式气体流量计记录每日产气量。污水样品经0.22 μm滤膜过滤后，滤液用于各指标测试，其中COD和SO₄²⁻测定参照水质测定标准^[15]。针对硫酸盐还原体系，滤液首先经过曝气去除溶液中的硫化物，通过硫化物测定试纸(陆恒生物)不变蓝判断硫化物被完全去除，之后再过滤测定COD。采用GC-FID (岛津GC2010 plus)测定BYD浓度，选用SH-Stabilwax-DA柱(30 m×0.25 mm×0.25 μm) 作为气相色谱柱，温度程序如下：100 ℃保留1 min，以20 ℃·min⁻¹升温至120 ℃，保留4 min，之后以20 ℃·min⁻¹升温至220 ℃，保留5 min。进样口和检测器温度分别为240 ℃和260 ℃。氦气作载气，初始压力为400 kPa。采用外标法测定BYD含量，每次测试新配置标准曲线。采用内标法测定挥发性脂肪酸(VFAs)含量，取1mL滤液加入1-丁醇内标(2 000 mg·L⁻¹)后，使用GC-FID (岛津GC2010 plus)测定VFAs浓度，选用Restek Stabilwax-DA柱(30 m×0.53 mm×0.1 μm) 作为气相色谱柱，温度程序如下：70 ℃保留1 min，以20 ℃·min⁻¹升至150 ℃，之后以4 ℃·min⁻¹升至 160 ℃，再以20 ℃·min⁻¹升至210 ℃，保留2 min。进样口和检测器温度分别为240 ℃和260 ℃。氦气作载气，初始压力为167.3 kPa。

1.5 微生物样品采集与扩增子测序

针对UASB反应器，在每个运行阶段结束时分别从2个平行反应器中收集厌氧污泥样品，使用FastDNA^TM SPIN Kit (MP Biomedicals, Solon, USA)试剂盒提取DNA，使用NanoDrop分光光度计(ND-2000, NanoDrop Technologies, USA)测定DNA浓度和纯度。提取后DNA使用515F (GTGCCAGCMGCCGCGG)和907R (CCGTCAATTCMTTTRAGTTT)引物扩增细菌16S rRNA基因^[16]，PCR扩增产物送至上海美吉生物医药科技有限公司进行NovaSeq PE250测序。测序数据存储于NCBI SRA (链接号：PRJNA1108964)。测序数据质控、OUT (operational taxonomic units)聚类、细菌菌属注释和主坐标分析(PCoA)通过美吉生物云平台(https://cloud.majorbio.com/)完成。

2. 结果与讨论

2.1 不同厌氧生化条件下BYD的降解性能

如图1(a)所示，空白组中BYD不会因为水解、挥发等原因而浓度下降。在单一厌氧颗粒污泥接种的实验组，BYD降解缓慢，31 d实验结束时去除率仅为40.72%，对应的降解速率为6.6 mg·(L·d)⁻¹ (图1(b))，且COD去除与BYD降解表现出较高的一致性(相关系数R²=0.908，P<0.05)。KONG等^[17]报道活性污泥与厌氧颗粒污泥的复配可以提高N-N-二甲基甲酰胺的厌氧产甲烷效果，发现N-N-二甲基甲酰胺首先被活性污泥中兼性厌氧水解微生物转化为二甲胺和一甲胺等中间体，再被产甲烷古菌直接利用，从而促进了N-N-二甲基甲酰胺的完全厌氧降解。厌氧颗粒污泥与活性污泥复配有可能也会促进BYD的厌氧降解，因此开展了2种污泥复配的BYD降解实验，结果如图1(c)所示。复配活性污泥后，BYD的降解速率加快，达到9.9 mg·(L·d)⁻¹，在31 d实验结束时BYD的去除率达到了65.71%，较单一厌氧颗粒污泥实验组提升了25.01%。但是需要指出，实验结束时污泥复配体系的COD去除率仅为29.43%，与单一颗粒污泥体系(33.02%)基本一致。将实验结束时残留BYD浓度转化为COD理论值为281.2 mg·L⁻¹，小于COD实测值(658.5 mg·L⁻¹)，表明虽然活性污泥接种带入的BYD兼性厌氧水解菌可以将BYD转化为未知有机中间产物，使得其母体物质浓度降低速度加快，但生成的中间产物仍难以被产甲烷古菌降解。除了产甲烷古菌，在硫酸盐含量较高的厌氧体系中，SRB可以利用乳酸、丙酸和醇类等多种有机物作为电子供体^[18]，SO₄²⁻为电子受体，将有机物降解并将SO₄²⁻还原成硫化氢^[19]。

图 1 批次实验中3种厌氧生化条件下BYD的降解情况

Figure 1. Degradation of BYD in three anaerobic digestion systems

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考虑到BYD分子中含有羟基，有可能作为SRB的电子供体而被降解。因此，在复配污泥作为种泥的条件下进一步加入硫酸盐，探究硫酸盐还原是否可以加速BYD的厌氧降解。结果如图1 (d)所示，加入硫酸盐后，复配污泥中BYD降解速率进一步提升至11.2 mg·(L·d)⁻¹，在31 d实验结束后去除率达到79.46%，比单一厌氧颗粒污泥和复配污泥实验组的BYD去除率分别提高了38.74%和13.75%。同时，COD的最终去除率达到52.03%，比单一厌氧颗粒污泥和复配污泥实验组分别提高了19.01%和22.60%。混合液SO₄²⁻的质量浓度变化与BYD和COD的质量浓度变化都表现出显著的正相关关系(P<0.05) (图1 (d))。实验开始后(0~6 d)，SO₄²⁻质量浓度即快速降低(图1 (d))，表明反应起始硫酸盐还原作用即占据主导，这可能与本研究中采用的低COD/SO₄²⁻ (0.5)有关。HAO等^[20]报道COD/SO₄²⁻低于1.5时，SRB会获得生长优势，厌氧代谢以硫酸盐还原为主。在反应结束时，SO₄²⁻去除率为57.32%，对应的单位硫酸盐去除所需的COD比例为0.5，低于与WU等之前报道的乙醇和醋酸盐合成废水单位硫酸盐去除所需的COD比例(0.6)^[21]。将实验结束时混合液残留BYD的质量浓度转化为理论COD值为171.6 mg·L⁻¹，同样小于实测COD值441 mg·L⁻¹，说明外加硫酸盐虽然提高了BYD的降解，但是体系中仍有部分BYD的厌氧转化产物难以被SRB利用。

2.2 UASB连续反应器中BYD的厌氧降解性能

1)反应器运行效果。短期批次实验可以初步评估目标污染物的厌氧降解性能，而长期连续实验可以进一步解析厌氧微生物群落经过长期驯化后对目标污染物的生物降解效果(这与实际废水处理系统运行状况更相似)，2种方法的结合可以更全面地解析目标污染物的厌氧降解性能^[7]。本研究中，批次实验结果表明BYD在厌氧产甲烷体系中降解较慢，厌氧颗粒污泥复配活性污泥和外加硫酸盐均可以加速BYD的厌氧降解。为此，进一步参考实际BDO生产脱离子废液水质(COD为6 000~20 000 mg·L⁻¹，SO₄²⁻含量为6 000~10 000 mg·L⁻¹)，建立了2套平行的UASB反应器评估了长期运行情况下BYD的厌氧降解效果，结果如图2所示。UASB反应器一共运行了388 d，根据进水水质变化分为S1~S6 6个阶段(表2)。

图 2 不同进水条件下UASB运行效果

Figure 2. Performance of UASBs at different stages

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UASB反应器以葡萄糖为唯一碳源启动，运行20 d之后出水COD值低于120 mg·L⁻¹，VFAs低于30 mg·L⁻¹ (图2(b)和图2(d)) (S1阶段)，证明厌氧污泥活性优良。在第21天，反应器进水加入2 980 mg·L⁻¹的BYD (S2阶段)，此后反应器出水COD值和BYD质量浓度逐渐上升，在52 d分别稳定在约5 000 mg·L⁻¹和2 965 mg·L⁻¹，对应的COD和BYD去除率仅约50.33%和0.50% (图2(a)~(b)),且在此过程中CH₄产率未出现下降(图2 (e))，VFAs未累积(图2(d))。在第83天，反应器出水VFAs和COD值急剧上升，在105 d VFAs达到了1 780 mg·L⁻¹，主要由乙酸组成(图2(d))，同时出水COD也上升到了9 365 mg·L⁻¹ (图2(b))，COD去除率下降至6.37%，UASB出现了VFAs累积现象。考虑到BYD分子中含有—C≡C—和—OH等结构，易于与金属离子络合^[22]，当其质量浓度过高时(如本文的2 980 mg·L⁻¹)可络合带走过多铁、钴、镍等微量金属元素，导致可用于产甲烷古菌维持正常生命活动的微量金属元素含量降低，从而导致厌氧产甲烷微生物失活。随后在111 d将进水中微量元素质量浓度翻倍，反应器出水VFAs和COD值随即快速下降，系统产气恢复(图2 (e))。之后继续对UASB反应器进行了42 d的连续监测，系统再未出现抑制情况，但BYD去除率也没有进一步提升，表明即使经过长期驯化厌氧产甲烷微生物代谢体系中BYD降解速率仍较低。

此后，向反应器引入硫酸盐共运行了3个阶段(S3~S5)，通过提高进水硫酸盐质量浓度使各阶段COD/SO₄²⁻分别为10、5和1。在S3阶段(167~215 d)，进水COD/SO₄²⁻ =10的情况下，UASB反应器CH₄产率从0.89 L·d⁻¹提升至1.07 L·d⁻¹，表明少量硫酸盐加入提高了厌氧甲烷产率。同时，该阶段COD去除率为50.56%，SO₄²⁻去除率为97.15%，出水BYD质量浓度先下降后上升，最终稳定在2 847 mg·L⁻¹，对应去除率为3.92% (图2 (a)、(b))。

在S4阶段(216~260 d)，将COD/SO₄²⁻降低至5，CH₄产率从1.07 L·d⁻¹迅速降低至0.41 L·d⁻¹，而VFAs未发生累积(图2(d))，BYD去除率略提升至4.83%，COD去除率为51.02%，SO₄²⁻去除率93.81%。上述结果说明此阶段厌氧生化系统仍然能保持正常运行，但硫酸盐还原作用已经显著增强，开始与产甲烷代谢共同承担对乙酸的降解。

在S5阶段(263~369 d)，进一步将进水COD/SO₄²⁻下调到1，出水BYD质量浓度明显降低，去除率从S4阶段的4.83%提高到21.92% (图2(a))。但同时，厌氧生物系统迅速受到抑制，COD去除率从51.02%下降至20.31%，SO₄²⁻去除率从93.81%下降至24.48%，并且VFAs (主要为乙酸)快速累积至2 824 mg·L⁻¹ (图2 (d))，这可能是由于在COD/SO₄²⁻ =1的条件下，硫酸盐还原已经成为主导的厌氧有机物降解途径^[23]，但是进水SO₄²⁻质量浓度过高，导致产生的硫化氢质量浓度超过了SRB和产甲烷古菌的耐受阈值，从而抑制了乙酸的进一步转化。O'FLAHERTY等^[10]曾报道游离硫化氢对厌氧微生物的抑制阈值为38~185 mg·L⁻¹，而本研究S5阶段UASB反应器内理论游离硫化氢质量浓度已经超过214.7 mg·L⁻¹ (约占总硫化物8.82%)^[19]，厌氧微生物活性可被完全抑制。在第370天采取停止进水的方式试图恢复厌氧系统活性(S6阶段)，在18 d的恢复期内，反应器内BYD、COD、SO₄²⁻和VFAs均有下降趋势，但下降趋势较慢。

2)微生物群落演替。利用高通量测序技术分析了UASB连续实验过程中厌氧污泥细菌群落的演替情况。如图3所示，BYD的投加(S2)显著改变了污泥中厌氧微生物群落结构，硫酸盐的投加(S3~S6)进一步显著改变了UASB厌氧系统微生物群落的结构，而在S3~S6阶段COD/SO₄²⁻的改变及停止进水过程中细菌群落结构相对稳定。

图 3 UASB反应器不同阶段下细菌群落结构的β多样性分析(PCoA分析，OTU水平)

Figure 3. PCoA analysis of bacterial communities at OUT level in UASBs at different stages

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门水平下细菌群落变化如图4所示，种泥(S1阶段)细菌以绿弯菌门(Chloroflexi)、厚壁菌门(Firmicutes)、变形菌门(Proteobacteria)、拟杆菌门(Bacteroidota)、热孢菌门(Thermotogae)、互养菌门(Synergistota)和螺旋体门(Spirochaetota)为主，其中部分Proteobacteria和Spirochaetota细菌具有硫酸盐还原功能^[24]。投加BYD后(S2阶段)，Firmicutes、Proteobacteria和Spirochaetota相对丰度分别从18.13%、9.17%和0.71%增加到32.68%、15.53%和5.67%，而Chloroflexi门丰度从21.63%减少至7.44%。进水增加硫酸盐后，在S3阶段脱硫杆菌门(Desulfobacterota)、Spirochaetota和Cloacimonadota门细菌相对丰度分别由1.09%、5.67%和0.27%增加至4.53%、14.98%和11.35%，其中Cloacimonadota门细菌通常存在于厌氧发酵系统中，宏基因组组装基因组分析揭示其是一种潜在的乙酸产生菌^[25]，而多种Desulfobacterota门细菌(如Syntrophobacter、Desulfoglaeba和Desulfovibrio)同时是丙酸氧化产乙酸菌和SRB，在高COD/SO₄²⁻条件下可获得更大的生存优势，成为产甲烷古菌的主要互养微生物^{[20, 26-28]}。随着COD/SO₄²⁻降低至5(S4阶段)，厌氧系统硫酸盐还原作用被进一步加强(图2 (e))，Desulfobacterota和Proteobacteria相对丰度分别从4.53%和6.45%上升到12.64%和9.75%，而Cloacimonadota和Spirochaetota相对丰度略有降低。在S5与S6阶段，Firmicutes与Chloroflexi相对丰度分别从29.08%和7.33%减少至16.04%和2.18%，Bacteroidota和Synergistota相对丰度分别从8.30%和5.07%提升至16.88%和10.49%，而Desulfobacterota和Proteobacteria丰度基本不变(图4)。

图 4 不同运行阶段UASB污泥细菌群落组成(门水平)

Figure 4. Changes in bacterial communities at phylum level in UASB at different stages

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考虑到硫酸盐还原作用可以增强BYD的厌氧降解，进一步在属水平上分析了实验过程中UASB内SRB的变化(图5)。本研究共检出属于5个门64个属的SRB，其中丰度较高的22个SRB在种泥中的总丰度为2.76%，优势SRB菌为互营杆菌属(Syntrophobacter) (0.76%)、史密斯氏菌属(Smithella) (0.60%)和脱硫弧菌属(Desulfovibrio) (0.41%)。S2阶段引入BYD后，厌氧污泥中SRB种类未变，但总丰度明显减少(1.17%) (图5)。进入S3阶段(进水COD/SO₄²⁻ =10)，Desulfovibrio、Syntrophobacter和Smithella快速生长，相对丰度分别从0.05%、0.11%和0.22%增加至1.46%、0.86%和1.42%。这3个菌属均属于Desulfobacterota^[28]，其中Syntrophobacter与Smithella为互养产乙酸菌，其可利用硫酸盐作为电子受体氧化丙酸等多种有机物，生成乙酸和二氧化碳^[29]，从而为产甲烷古菌提供更多的甲烷前驱物，促进甲烷代谢。而Desulfovibrio为不完全氧化型SRB^[30]，在COD/SO₄²⁻≥10的条件下，同样可利用硫酸盐作为电子受体氧化乳酸、丙酸等有机物生成乙酸，从而提高了乙酸产量，促进甲烷代谢^{[21, 29]}。

图 5 不同运行阶段UASB污泥中硫酸盐还原菌在属水平上的丰度变化

Figure 5. Change in the abundances of sulfate reducing bacteria at Genus level in bacterial communities at different stages of UASBs

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上述3个菌属的富集可能是S3阶段观测到甲烷产率提升的原因(图2(e))。在S4阶段COD/SO₄²⁻进一步降低到5后，SRB总丰度增加至12.6%，Desulforhabdus和Desulfovibrio取代Syntrophobacter与Smithella成为优势SRB。其中，Desulforhabdus丰度由S3阶段的0.04%显著提升至4.42%，其是一种完全氧化型SRB，可利用硫酸盐作为电子受体完全氧化乙酸等有机物生成二氧化碳和硫化物^{[29, 31-32]}，进而减少了可用于甲烷代谢的乙酸量。因此，完全氧化型SRB与产甲烷古菌对乙酸的竞争应该是S4阶段UASB反应器甲烷产率明显下降(图2(e))的主要原因。

进入S5阶段，虽然SRB总丰度有所降低，但是Desulforhabdus的相对丰度进一步增加至5.19%，说明在低COD/SO₄²⁻条件下完全氧化型SRB会获得生存优势。Desulforhabdus的进一步富集，一方面会使更多的乙酸用于硫酸盐还原，从而进一步减少甲烷产生；另一方面，在高硫酸盐存在下，完全氧化型硫酸盐还原产生的过多硫化氢会同时抑制产甲烷古菌和SRB(包括Desulforhabdus)^[10]，这就导致了在S5阶段基本无甲烷产生(图2(e))，VFAs (特别是乙酸)显著累积(图2(d))，同时硫酸盐去除有限(图2(c))。需要指出，尽管S5阶段硫酸盐还原作用被显著抑制，BYD的降解仍得到显著提升(图2(a))，同时BYD的降解效率提升与Desulforhabdus丰度增加有一定相关性(图2(a)和图5)，说明完全氧化型SRB (Desulforhabdus)可能是BYD的潜在降解菌。MOTTERAN等^[33]曾报道Desulforhabdus参与了直链烷基苯磺酸盐这类难降解有机物的厌氧降解，且硫酸盐浓度会影响其降解效果。除Desulforhabdus外，部分水解产酸菌(如Caldicoprobacter, Anaerofustis, Lachnoclostridium, Thiobacillus)和互养产酸菌(Thermovirga)的丰度变化与BYD的降解效果同样表现出显著正相关性(Spearman相关，P<0.05)。后续研究需结合纯菌筛选和降解实验以进一步确认BYD的厌氧降解菌。

在S6阶段，另一种不完全氧化型SRB (Desulfocurvus)^[34-35]丰度显著增加(图5)。COLIN等^[36]同样在含高浓度乙酸盐的河口沉积物(厌氧环境)中检测到高丰度的Desulfocurvus。这可能是因为虽然Desulfocurvus主要利用硫酸盐作为电子受体氧化乳酸或丙酮酸等有机物生成乙酸，但是在H₂含量高的厌氧环境其可以利用乙酸作为碳源生长^[34]，而S6阶段高浓度乙酸残留(图2 (d))和相对高H₂含量(Desulfovibrio、Syntrophobacter和Smithella等SRB的代谢产氢)的环境有利于其增殖。

2.3 对含BYD废水处理工艺选择的指导意义

本研究表明对于含BYD的废水采用厌氧UASB处理时，厌氧接种污泥最好采用复配污泥；对于含有BYD同时COD和SO₄²⁻含量较高的废水(例如BDO生产过程产生的脱离子废液)，厌氧UASB工艺可考虑利用硫酸盐还原提升废水的有机质去除效果，但是需要考虑游离硫化氢抑制问题：高强度硫酸盐还原，会产生大量硫化物，同时生成大量游离硫化氢，其会进入细胞，对产甲烷古菌和SRB产生抑制^{[23, 37]}，从而导致厌氧有机物去除效率下降(图2)。为了防止游离硫化氢的抑制，一方面可以通过稀释，降低进水硫酸盐质量浓度，比如HU等^[23]研究发现在COD/SO₄²⁻ =1的情况下，降低进水SO₄²⁻质量浓度至3 000 mg·L⁻¹，可以保证80%的SO₄²⁻被还原去除；另一方面李健等^[38]针对UASB反应器，设计出水循环系统和硫化物吹脱塔，即厌氧出水通过泵打入吹脱塔，吹脱塔中布置曝气装置，利用空气曝气将废水中硫化物氧化为硫单质从而降低废水中游离硫化氢含量，吹脱后液体通过泵打回到进水端，与进水混合后进入厌氧塔，从而缓解塔内游离硫化氢的抑制。利用上述措施，李健等^[38]实现了高有机硫、高COD制药废水的稳定厌氧处理。最后，高质量浓度BYD本身可以络合金属离子，硫酸盐还原产生的硫化物也可以沉淀金属离子，因此通过硫酸盐还原处理高含BYD废水时，需要注意补加更多的微量元素。

3. 结论

1)单纯的厌氧产甲烷体系中BYD的降解较慢，活性污泥和厌氧颗粒污泥复配及添加SO₄²⁻均可以提升厌氧生化对BYD的降解速率。

2)高质量浓度BYD会络合过多铁、钴、镍等微量金属元素，导致产甲烷古菌被抑制，厌氧系统VFAs显著累积，通过补加微量元素的方式可以解除抑制。

3)随着进水COD/SO₄²⁻降低，硫酸盐还原逐渐替代甲烷代谢成为主要的厌氧代谢途径，同时BYD的厌氧降解率也逐渐升高；在进水COD/SO₄²⁻为1时BYD的降解率达到21.92%，完全氧化型硫酸盐还原菌Desulforhabdus成为优势菌属，但此时因为游离硫化氢大量产生，同时抑制了产甲烷古菌和硫酸盐还原菌，使得厌氧体系乙酸大量累积，即使停止进水厌氧系统在短时间内也很难恢复。

4)后续研究需要进一步考察不同质量浓度BYD对厌氧微生物群落的影响，并设计实验评估低COD/SO₄²⁻情况下，进水硫酸盐质量浓度对硫酸盐还原降解BYD的影响。此外，还需考察非生物转化途径(如吸附作用)对BYD在厌氧生化系统去除的贡献。

图 1 土壤柱实验装置与土柱结构示意图

Figure 1. Schematic diagrams of the column experiment setup and the structure of the soil-packed column

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图 2 出水溶液的pH、氧化还原电位及 ${\rm{S}}_x^{2 - }$ 浓度随时间的变化

Figure 2. Changes of pH, oxidation-reduction potential and ${\rm{S}}_x^{2 - }$ concentrations in outlet solutions with time

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图 3 出水溶液的pH、氧化还原电位、Cr(Ⅵ)浓度及 ${\rm{S}}_x^{2 - }$ 浓度随时间的变化

Figure 3. Changes of pH, oxidation-reduction potential, Cr(Ⅵ) and ${\rm{S}}_x^{2 - }$ concentrations in the outlet solution with time

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1. 材料与方法
1.1 实验材料
1.2 厌氧批次实验设计
1.3 UASB连续实验设计
1.4 检测指标与方法
1.5 微生物样品采集与扩增子测序
2. 结果与讨论
2.1 不同厌氧生化条件下BYD的降解性能
2.2 UASB连续反应器中BYD的厌氧降解性能
2.3 对含BYD废水处理工艺选择的指导意义
3. 结论

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土壤和地下水中铬污染是我国当前亟待解决的环境问题。铬污染主要来源于铬盐生产、电镀、制革等工业废水及固体废弃物的排放^[1]。历史上，我国曾有大量露天堆积的铬渣，虽然经整治与处理后大部分铬渣已得到安全处置^[2]，但铬渣堆场附近仍存在大面积受Cr(Ⅵ)污染土壤^[3]。这些受Cr(Ⅵ)污染的土壤，由于淋溶作用，极易溶出Cr(Ⅵ)，导致场地周围地下水在相当长的时间内受到Cr(Ⅵ)潜在污染的威胁^[4-6]。因此，开展土壤-地下水Cr(Ⅵ)污染修复具有重要的实际意义。

自然条件下，铬在土壤-地下水中主要以Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ) 2种氧化状态存在^[7]。其中，Cr(Ⅲ)在pH=6~12时，由于能够形成稳定的氢氧化物沉淀析出^[8]，导致其迁移性大大降低；同时Cr(Ⅲ)毒性较低，故仅在很高浓度条件下才表现出生物毒性^[9]。与此相反，Cr(Ⅵ)具有致癌性，因易溶于水，故在地下水中具有很强的迁移性^[10-11]。因此，对受Cr(Ⅵ)污染的地下水常采用原位还原固定化技术，通过向地下含水层中注入还原剂将Cr(Ⅵ)还原固定为Cr(Ⅲ)降低其迁移性和毒性，从而实现修复的目的。

常用的Cr(Ⅵ)原位修复技术主要包括可渗透反应墙(PRB)、生物修复、电动修复和原位氧化还原控制墙技术(in situ redox manipulation, ISRM)等。传统的PRB技术通过在污染源下游地下含水层中开挖沟槽、回填活性反应材料以实现修复目的。但实际应用中该技术一般用于受污染的浅层地下水，不适于深部地下水的修复。ISRM技术是近年来提出的一类新型的原位还原技术。该技术通过注入井向地下污染区域注入还原剂以建立还原性环境，从而实现污染物的还原修复^[12-15]。与PRB技术相比，ISRM对较深含水层的污染修复具有明显的优势。

地下水修复中常用的还原剂包括硫类化合物、铁基及有机类还原剂^[16]。其中硫基还原剂因具有优异的反应活性，在地下水Cr(Ⅵ)还原固定化修复中受到广泛的关注。采用ISRM技术修复受Cr(Ⅵ)污染地下水中研究最多的2种硫化物为连二亚硫酸钠和多硫化物。虽然连二亚硫酸钠具有很强的还原能力，但由于其在中性水溶液中不稳定，在实际修复中需要外加碱性物质(如碳酸钾/碳酸氢钾缓冲)^[14]，因此，在实际应用中受到一定限制。有研究表明，多硫化物(S_x^2-)性能稳定、还原能力强，可以在多孔介质中形成相对持久的还原性区域，是EPA推荐的修复试剂，近年来，在地下水修复中引起了广泛的关注^[12,17]。连二亚硫酸钠与多硫化物的修复机理类似。以ISRM中采用多硫化物还原固定化Cr(Ⅵ)为例，通过注入井向含水层注入的多硫化物首先还原孔隙水中的Cr(Ⅵ)使其以三价铬的形式固定下来；而剩余的多硫化物能进一步与含水层中含铁矿物中的Fe(Ⅲ)反应生成Fe(Ⅱ)。SHI等^[18]的研究表明，多硫化物可以与纤铁矿反应生成含二价铁的次生还原性产物；所产生的Fe(Ⅱ)以固相和强吸附态形态为主，而溶解态的相对较少。这也解释了多硫化物具有在受污染含水层中建立持久还原性区域能力的原因，使其在地下水还原修复中得到广泛研究和应用^[13,19]。

现场实验结果也表明，多硫化物对受铬污染土壤地下水的修复具有优异的效果^[1,20-23]。一项有关采用多硫化钙对英国格拉斯哥某受铬渣污染地下水进行的中试研究结果表明：在所选用的3种修复方法中，以直接向含水层注入多硫化钙的方案效果最佳，可以将Cr(Ⅵ)浓度从800 μg·L⁻¹降至30 μg·L⁻¹。MESSER等^[17]对美国亚利桑那某电镀污染现场的中试结果表明，经多硫化物处理，可使包气带土壤和孔隙水中Cr(Ⅵ)分别从处理前的2 190 mg·kg⁻¹和3 600 mg·L⁻¹降至10%以下，而含水层中的Cr(Ⅵ)迅速由240 mg·L⁻¹降至1 mg·L⁻¹。进一步的检测表明，多硫化物在含水层中所形成的还原性区域能维持数月，对地下水中Cr(Ⅵ)污染具有长期修复的潜力。

由于褐土和红壤是我国2种重要的土壤类型，其分别在河南省和云南省有广泛的分布，而且在两省均曾有铬渣的堆放，因此，本研究选择褐土和红壤为研究对象，在室内通过土壤柱实验模拟研究了采用ISRM技术还原固定化修复受Cr(Ⅵ)污染的土壤-地下水的过程，考察了多硫化物对土壤样品的硫化处理及硫化后对Cr(Ⅵ)的还原能力，以及还原Cr(Ⅵ)柱实验过程中多硫化物的电子利用效率等。在柱实验过程中，同时对出水pH、氧化还原电位进行实时监测，以考察柱体内是否有效地建立了还原区域。研究结果可对以多硫化物为还原剂采用ISRM技术现场修复Cr(Ⅵ)污染的土壤-地下水具有一定的参考价值。

3. 结论

1)经硫化处理的2种土壤均具有还原固定化Cr(Ⅵ)的能力，但其还原容量不同。在实验条件下，向硫化土柱中通入10 mg·L⁻¹的Cr(Ⅵ)溶液，红壤柱和褐土柱分别在38PV和22PV穿透(基于GB/T 14848-2017，穿透浓度设为0.1 mg·L⁻¹)。2种土柱在穿透后虽然其还原能力降低但仍能持续的还原固定化Cr(Ⅵ)，并最终在218PV和138PV左右丧失对Cr(Ⅵ)的还原能力。

2)多硫化物对红壤和褐土的硫化会使孔隙水的pH和氧化还原电位发生变化。在经硫化处理后，红壤柱和褐土柱的出水pH分别升高至12.7和12.9，而对应的氧化还原电位则逐渐降低至−582.5 mV和−595.8 mV，这表明多硫化物在土壤中已建立有效的还原区域。向2种硫化土柱中通入Cr(Ⅵ)溶液会降低出水的pH，同时伴随氧化还原电位的升高：反应结束时，红壤和褐土系统的pH分别为8.9和9.4，对应的氧化还原电位分别为117 mV和38.5 mV。

3)经多硫化物硫化后的红壤和褐土在还原Cr(Ⅵ)过程中实际电子利用效率分别为23.0%和24.8%，即实际所需多硫化物的量是理论值的4~5倍。考虑到污染现场地下介质的非均质性和复杂性，在实际Cr(Ⅵ)修复中多硫化物的用量可能会更高。

参考文献 (33)

多硫化物原位修复地下水中六价铬污染柱实验模拟

作者简介: 刘晓丹(1995—)，女，硕士研究生。研究方向:地下水修复技术。E-mail：liuxiaodan16@mails.ucas.ac.cn

通讯作者: 郑建中(1964—)，男，博士，教授。研究方向：地下水修复技术等。E-mail：jzzheng@ucas.ac.cn