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石油烃 (PHC)是目前环境中广泛存在的有机污染物，是多种烃类 (正烷烃、支链烷烃、环烷烃、芳烃)和少量其他有机物的混合物[1-2]。PHC进入土壤后，不仅会破坏土壤结构，影响其通气性，而且石油烃进入食物链后会对人体产生不可逆性的致癌、致畸、致突变的三致作用[2]。因此，如何经济、快速、有效地去除土壤中的石油污染物成为研究的重点[3]。微生物修复技术因成本低、环境友好等优势成为目前处理处置PHC污染土壤的热点方法[4-5]。
PHC微生物修复技术是以PHC作为底物，利用微生物活动过程中发生的一系列生化反应所进行的代谢降解[6-7]。微生物修复技术在降解有害物质过程中不会破坏动植物生长的土壤环境，并且可以有效地去除土壤中的有机污染物[8]。该技术根据反应过程中是否需氧气可分为好氧修复和缺氧修复[9]。由于缺氧条件下 PHC降解速率比好氧条件下的低 (1-2个数量级)，目前利用微生物降解PHC的现场和室内研究多集中在好氧条件下[10-11]。在好氧条件下土著微生物利用氧气作为电子受体降解环境中的污染物，能够在较短的时间内达到较高的去除效率 [12]。
然而由于地下储油罐或输油管线的渗泄漏、土壤表层污染物的向下迁移等，存在着大量被PHC污染的深层土壤[12]。土壤中氧气浓度会随土壤深度的增加而降低，即使深层土壤中存在一定量的氧气也会很快被微生物好氧呼吸消耗殆尽。因此PHC污染的深层土壤往往处于缺氧条件[13]。与好氧微生物降解不同，缺氧微生物降解过程中不需要补充氧气/空气，且能够适应复杂的环境条件，并且修复成本相对较低[14]。因此，PHC的缺氧微生物降解具有明显优势。尽管如此，目前PHC缺氧微生物降解规律尚不清楚。本研究以PHC污染的深层土壤为对象，探索不同种类和质量分数的电子受体对土壤中土著微生物丰度、群落结构以及PHC缺氧降解的影响规律。研究结果可为深层PHC污染土壤修复技术的研发提供技术支持。
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实验所用土壤来自华北地区某加油站地下深度2~5 m处。采集来的土壤样品现场过2 mm 筛并充分混合后装于自封袋中，保存于盛有冰袋的保温箱中快速运回实验室，采用四分法混匀备用。本研究所用土壤样品理化性质：pH为8.41；含水率为2.23%；TOC为1.44%；总铁为2.16%；硝酸根、硫酸根离子质量分数分别为36.60、133.42 mg·kg−1；土壤中黏土61.91%，粉土37.98%，砂土0.11%。实验所用硝酸钠 (NaNO3)、无水硫酸钠 (Na2SO4)均为分析纯；正己烷 (C6H14)、二氯甲烷 (CH2Cl2)均为色谱纯；高纯氮气 (N2，99.999%)；石油烃 (C10~C40)标准溶液 (1 mg∙L−1，美国AccuStandard公司)。
本研究土壤中PHC质量分数见表1。由于原土中C31~C40组分质量分数低 (仅占C10~C40的1.6%)，在后续实验结果中对此组分不做进一步讨论。本研究主要探讨碳链长度为C1 (C10~C16)、C2 (C17~C23)、C3 (C24~C30)组分的降解规律。本研究原土中石油烃污染物以C2组分为主，其次为C1组分，C3组分占比最少。与原土 (YT)相比，灭菌土 (YTS)中C1组分的损失率最大 (35.36%)，其次是C2组分 (33.65%)，C3组分损失率最小 (17.33%)。
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本实验以PHC污染的深层土壤为对象，考察不同质量分数 (500、1 500、5 000 mg·kg−1)的硫酸盐、硝酸盐电子受体或混合电子受体对PHC缺氧降解的影响。将15g PHC污染土壤置于50 mL血清瓶中，依次加入6 mL去离子水、硝酸盐、硫酸盐溶液或硝酸盐硫酸盐混合溶液，保持水土比为0.4∶1，土壤中电子受体质量分数为0、500、1 500、5 000 mg·kg−1。将电子受体处理组记作LS、MS、HS、LN、MN、HN、HNS。其中L、M、N代表电子受体质量分数，分别为500、1 500、5 000 mg·kg−1；S、N、NS代表电子受体种类，分别为硫酸盐、硝酸盐、硫酸盐硝酸盐混合电子受体。另设置未添加电子受体的灭菌处理 (MJ)和未灭菌 (CK)处理作为对照。所有添加电子受体和未添加电子受体的处理组均重复9次 (共计9个血清瓶)。待土壤样品准备完成后，将配有专用铝盖的血清瓶转移到密闭手套箱中完成缺氧处理后密封[14]。操作步骤：在保证手套箱密闭的情况下，启动真空泵将手套箱内部空气抽出，待压力表指针示数稳定在0.1 MPa以下时，关闭真空泵并维持手套箱内真空状态30 min后再向箱体内缓缓充入高纯氮气，待压力表指针示数略高于大气压时，停止充入氮气并维持手套箱内充满氮气状态30 min。重复上述过程3次后，在缺氧手套箱内将血清瓶压上铝盖后转移至30 ℃恒温培养箱中避光培养。本研究中去离子水、电子受体溶液以及土壤样品灭菌处理操作参照文献报道方法进行[15]。在缺氧培养30、90、150 d后进行破坏性取样 (每次随机取出3个血清瓶)并做好时间标记。所有灭菌和未灭菌处理组在30、90、150 d检测土壤中PHC质量分数，未灭菌处理组在30、90、150 d测试微生物指标。
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土壤中PHC的提取采用超声萃取法[16]。称取2 g干燥土壤样品放入40 mL聚四氟乙烯管中，分别加入正己烷和二氯甲烷各20 mL的混合溶剂进行超声萃取30 min，高速 (5 000 r·min−1)离心10 min，此过程重复3次。将离心所得上清液过滤后通过旋转蒸发仪和氮吹仪浓缩至1 mL，转移至2 ml棕色玻璃瓶。采用气相色谱仪 (GC，Agilent 7890B型)进行PHC的浓度测定，利用外标法峰面积进行定量分析。气相色谱柱型号为HP-5MS (30 m×0.25 mm×0.25 μm)。测定条件：进样口温度300 ℃，不分流进样，进样量1.0 μL；柱箱初始温度为50 ℃，保持2 min，以40 ℃·min−1升至230 ℃，再以20 ℃·min−1升至320 ℃，保持20 min；气体流量为高纯氮气1.5 mL·min−1，氢气30 mL·min−1，空气300 mL·min−1。
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土壤DNA采用MOBIO Power Soil DNA Isolation Kit试剂盒提取，细菌丰度的测定采用实时定量PCR扩增技术[17]。以16S rDNA作为靶基因对细菌丰度进行检测。细菌引物为338F (5'-ACTCCTACGGGAGGCAGCAG-3')和806R (5'-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3')，片段大小为420。反应条件为：95 ℃预变性3 min，95 ℃变性30 s，58 ℃退火30 s，72 ℃延伸1 min，35个循环。完成上述操作后，将待测样品放在荧光定量PCR仪中进行反应，实时定量PCR扩增效率为92.20%。
微生物群落结构分析测试参照FREY等[18]的方法，使用Fastp软件对原始测序序列进行质控，采用Flash软件进行拼接 (最小重叠长度为10 bp，重叠区允许的最大错配比为0.2)。使用UPARSE软件在97%的相似度对序列进行OTU聚类分析。采用RDP classifier分类器对每条序列进行物种分类注释，比对Silva 16S rRNA数据库进行物种注释分析 (比对阈值为80%)，统计各样品的细菌群落组成。
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不同种类和质量分数的电子受体对土壤中细菌丰度的影响随时间变化规律如图1所示。PHC污染原土 (YT)中细菌基因拷贝数lg值为6.28 g−1，经过30、90、150 d缺氧培养后，对照组 (CK)土壤中细菌基因总量分别增加了0.10、0.21、0.30 g−1 (图1)。表明在不加入电子受体进行缺氧培养的情况下，土壤中的细菌丰度随着培养时间的增加有所增长，但增长速度缓慢。添加不同种类和质量分数的电子受体缺氧培养150 d后，土壤中细菌基因总量与对照组 (CK)相比增加了0.38~0.70个数量级，表明缺氧条件下加入电子受体促进了土壤中细菌丰度增长 (图1)。土壤中加入不同种类和质量分数的电子受体缺氧培养30、90、150 d后，土壤中细菌总量与第0 d (YT)相比分别增加了0.12~0.39、0.30~0.49、0.67~1.00个数量级，表明添加电子受体后，土壤中细菌丰度随着培养时间的增加而增长 (p<0.05)。
土壤中加入不同种类和质量分数电子受体缺氧培养150 d后，硫酸盐处理组LS、MS、HS土壤中细菌基因总量与对照组 (CK)相比增加了0.38、0.57、0.58个数量级；硝酸盐处理组LN、MN、HN土壤中细菌基因总量与对照组 (CK)相比增加了0.47、0.57、0.70个量级；混合电子受体组HNS土壤中细菌基因总量与对照组 (CK)相比增加了0.60个数量级 (图1)。总的来看，PHC污染土壤中添加电子受体种类相同时，细菌丰度随电子受体质量分数的增加而增加；添加电子受体质量分数相同时，细菌丰度从高到底排序为硝酸盐处理组>混合电子受体处理组>硫酸盐处理组。
添加不同种类和质量分数电子受体的土壤微生物在门水平上的群落结构及其变化如图2所示。与原土 (YT)中的优势菌种主要为变形菌门 (Proteobacteria, 35.59%)、放线菌门 (Actinobacteria, 31.80%)和厚壁菌门 (Firmicutes, 24.69%)。向PHC污染土壤中加入不同种类和质量分数的电子受体缺氧培养30、90 d和150 d后，与相同培养时间的对照组 (CK)土壤中细菌群落结构相比，经过30、90、150 d缺氧培养的电子受体处理组土壤中放线菌门的相对丰度均有所降低，厚壁菌门的相对丰度均有所增加 (150 d的HS处理组除外)，变形菌门相对丰度无明显变化。对土壤中原土 (YT)和经过150 d缺氧培养的对照组 (CK)、电子受体处理组门水平细菌群落结构进行主坐标分析 (Principal Co-ordinates Analysis, PCoA)(图3)。结果表明，原土 (YT)与对照组 (CK)、电子受体处理组之间土壤中细菌群落结构组成在门水平存在明显差异；而对照组 (CK)和电子受体处理组之间土壤中细菌群落结构组成在门水平相似 (图3)。
缺氧条件下PHC降解菌主要属于变形菌门(Proteobacteria)和厚壁菌门(Firmicutes)[19-20]。本研究中，缺氧培养150 d后对照组 (CK)中 Proteobacteria和Firmicute基因拷贝数总量lg值为6.42g−1，与第0 d相比分别增加了0.36个数量级。缺氧培养150 d后硫酸盐处理组 (LS、MS、HS)和硝酸盐处理组 (LN、MN、HN)土壤中Firmicutes和Proteobacteria的总数量lgN较对照组 (CK)分别增加了0.39、0.53、0.58个数量级和0.47、0.58、0.70个数量级；HNS处理土壤中Firmicutes和Proteobacteria的总数量lgN较对照组 (CK)分别增加了0.60个数量级。结果表明，当土壤中加入电子受体种类相同时，土壤中PHC潜在降解菌随着电子受体的质量分数增加而增加；加入的电子受体质量分数相同时，土壤中PHC潜在降解菌丰度从高到低分别为硝酸盐、混合电子受体、硫酸盐。
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缺氧培养150 d后，灭菌处理 (MJ)和未灭菌处理 (CK)土壤中ΣPHC和C1、C2、C3降解率变化如图4所示。在灭菌处理中，ΣPHC和C1、C2、C3降解率均未超过8.85%，未明显观察到PHC的去除 (p<0.05)；而未灭菌处理中，ΣPHC和C1、C2、C3组分有较好的去除效果 (p<0.05)(图4)，降解率与原土 (YT)相比增加了11.25%~18.48%，表明PHC在缺氧培养150 d内发生了生物降解。有机污染场地土壤中往往存在着潜在降解菌[20]。本研究原土 (YT)中潜在降解菌 (Proteobacteria和Firmicute)基因拷贝数lg值为6.06 g−1。此外，硝酸盐和硫酸盐可作为缺氧条件下有机污染物微生物降解的电子受体[21]。本研究土壤中硝酸盐、硫酸盐的质量分数分别为36.60 mg·kg−1和133.42 mg·kg−1。由于所用土壤存在潜在降解菌和电子受体，缺氧培养150 d的对照处理组中发生了PHC缺氧降解。
如图4所示，添加不同种类和质量分数的电子受体缺氧培养150 d后，土壤中ΣPHC和C1、C2、C3组分降解率与CK相比分别增加了3.91%~21.50%和0.76%~29.67%、4.44%~19.01%、7.00%~22.14%，明显促进了PHC的缺氧降解 (p<0.05)。从图1和图2中可以看出向PHC污染深层土壤中加入硫酸盐、硝酸盐溶液缺氧培养150 d后，土壤中潜在降解菌总数量lgN与CK相比增加了0.39~0.58、0.47~0.70个数量级，促进了土壤中土著微生物的生长，土壤中PHC潜在降解菌随着电子受体的质量分数增加而增加。进一步探究土壤中PHC降解率与微生物之间的关系，发现ΣPHC和C1、C2、C3组分的降解率均随土壤中细菌丰度和潜在PHC降解菌丰度增加而增加，PHC降解率与土壤中细菌丰度/潜在PHC降解菌丰度存在正相关关系 (图5)。
本研究中，缺氧培养150 d后硫酸盐处理组 (LS、MS、HS)和硝酸盐处理组 (LN、MN、HN)土壤中ΣPHC组分降解率较CK分别增加了3.91%、7.61%、13.89%和7.13%、11.28%、21.50%，使C1-C3组分降解率较CK分别增加了0.76%~7.00% (LS)、6.27%~c13.46% (MS)、11.59%~19.53% (HS)和4.56%~7.41% (LN)、13.68%~13.92% (MN)、19.01%~29.67% (LN)(图4)；HNS处理土壤中ΣPHC和C1、C2、C3组分的降解率较CK分别增加了11.59%和21.69%、14.19%、20.55% (图4)。此结果表明，添加相同种类的电子受体促进了土壤中ΣPHC和C1、C2、C3组分的缺氧生物降解，降解率随着电子受体的质量分数增加而增加；添加质量分数相同的不同种类电子受体土壤中ΣPHC和C1、C2、C3组分的降解率由高到低分别为硝酸盐、混合电子受体、硫酸盐。
虽然添加不同种类和质量分数的电子受体明显促进了PHC的降解 (图4)，但所有处理中ΣPHC和C1、C2、C3组分在30 d内快速降解；而随着时间的推移 (培养90 d后)，各处理组中PHC的降解速率都明显减慢或停止 (图5)。由于有机污染物进入土壤后往往会经历一个较长时间的“老化”过程，往往以“快”、“慢”、“极慢”等解吸组分形式存在[22-25]。污染物的“快”解吸组分易于生物利用，“慢”和“极慢”等解吸组分不易被生物利用，难以进一步去除[26-28]。因此，在培养前期易被生物利用的PHC可能已经被生物降解去除，致使培养的后期阶段 (如培养90 d后)PHC的降解速率均明显减慢或停止。
如图4(b)~图4(d)所示，添加不同种类和质量分数的电子受体缺氧培养150 d后，土壤中C1和C2、C3组分缺氧降解率均在HN处理组最高 (降解率为40.92%和37.48%、34.87%)，HS处理组最低 (降解率为30.78%和30.07%、31.70%)，HNS处理组介于二者之间 (降解率为32.94%和32.67%、33.28%)。由此可以观察到在所有5 000 mg·kg−1处理中，随着碳数的增加，PHC去除率降低，各组分PHC降解率为C1>C2>C3。这表明土壤中添加不同组分PHC的缺氧降解效果与其碳链长度成反比。C1组分具有高挥发性和较低的分子量，且疏水性弱、易被生物利用[29]，其降解率甚至达到30.78%~40.92% (图4)。随着C2、C3组分碳链长度增加，分子量逐渐增大，物质结构更加稳定，其生物有效性也更低，难以被生物利用[30]，其降解率为30.07%~37.48%、31.70%~34.87%。此外，土壤中C1组分在培养30 d后残留率迅速降低，随着时间的推移趋于稳定或停止；C2、C3组分在培养30 d后降解速率显著降低但未停止，随着时间的推移 (90 d)后趋于稳定或停止 (图4)。这可能是由于土壤中C1组分生物有效性更高更易被生物利用；而C2、C3组分生物因其有效性低而难以被微生物降解去除，导致其降解速率减慢。
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1)向PHC污染的深层土壤中加入的电子受体种类相同时，土壤中细菌丰度、潜在PHC降解菌丰度随电子受体的质量分数增加而增加，ΣPHC和C1、C2、C3组分的降解率也随加入电子受体的质量分数增加而增加。
2)向PHC污染深层土壤中加入相同质量分数的不同种类电子受体时，土壤中细菌丰度和PHC潜在降解菌丰度从高到低分别为硝酸盐、混合电子受体、硫酸盐。ΣPHC和C1、C2、C3组分降解率为硝酸盐处理>混合电子受体处理>硫酸盐处理。
3)土壤中ΣPHC和C1、C2、C3组分的降解率随着土壤中细菌丰度、潜在PHC降解菌丰度的增加而增加，PHC的降解率与土壤中细菌丰度/潜在PHC降解菌丰度存在正相关关系。
电子受体对深层土壤中石油烃缺氧降解的影响
Effect of electron acceptor on anoxic biodegradation of petroleum hydrocarbons in subsurface soil
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摘要: 微生物降解是处理土壤中石油烃 (PHC)污染的有效技术，目前对PHC微生物降解的研究多集中在好氧条件下，对PHC缺氧微生物降解的研究较少，PHC缺氧降解规律尚不清楚。以PHC污染的深层土壤为对象，探究不同质量分数 (500、1 500、5 000 mg·kg−1)的硫酸盐、硝酸盐或混合电子受体对土壤中土著微生物丰度、群落结构以及PHC缺氧降解的影响规律。结果表明，150 d缺氧培养后，添加相同种类电子受体的土壤处理中细菌丰度、潜在PHC降解菌 (变形菌门和厚壁菌门)丰度随电子受体的质量分数增加而增加；添加相同质量分数的不同种类电子受体土壤处理中细菌丰度、潜在PHC降解菌丰度从高到低分别为硝酸盐、混合电子受体、硫酸盐。添加相同种类电子受体的土壤处理中ΣPHC (C10~C30)和C1 (C10~C16)、C2 (C17~C23)、C3 (C24~C30)组分的降解率随着加入电子受体质量分数增加而增加；相同质量分数的不同种类电子受体土壤处理中ΣPHC和C1、C2、C3组分的降解率从高到低分别为硝酸盐、混合电子受体、硫酸盐。土壤中PHC缺氧降解率与细菌丰度、潜在PHC降解菌丰度均存在正相关关系。研究结果可为石油烃污染土壤的修复技术研发提供技术支持。Abstract: Anoxic biodegradation is an attractive approach to the removal of petroleum hydrocarbons (PHC)in soil. At present, the biodegradation of PHC is mostly focused on aerobic conditions. There are fewer studies on anoxic biodegradation of PHC, and the law of anoxic biodegradation of PHC is still unclear. In this study, the effect of electron acceptor (nitrate, sulfate and mixed electron acceptor)at different mass fraction (500, 1 500, 5 000 mg·kg−1)on anoxic biodegradation of PHC in subsurface soil were investigated. Dynamic changes in the soil bacterial abundance and community composition were also examined. The results showed that after 150 d of anoxic incubation, the abundance of bacteria and potential PHC-degrading bacteria (Firmicutes and Proteobacteria)in the soil treated with the same types of electron acceptors increased with the increase of electron acceptor concentration; the abundance of bacteria and potential PHC-degrading bacteria in the soil treated with the same concentration of different types of electron acceptors, in descending order, were nitrate, mixed electron acceptor, and sulfate, respectively. The biodegradation rates of ΣPHC (C10~C30)and C1 (C10~C16), C2 (C17~C23), and C3 (C24~C30)fractions in soil treated with the same types of electron acceptor added increased with the increase in the concentration of electron acceptor added; the biodegradation rates of ΣPHC and C1, C2, and C3 fractions in soil treated with the different types of electron acceptor added at the same mass fraction, in descending order, were nitrate, mixed electron acceptors, and sulfate, respectively. There was a positive correlation between the anoxic biodegradation rate of PHC in soil and the abundance of bacteria and potential PHC-degrading bacteria. The results can provide technical support for the development of remediation technologies for petroleum hydrocarbon contaminated soils.
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Key words:
- electron acceptor /
- petroleum hydrocarbon /
- anoxic biodegradation /
- microorganism
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热脱附修复技术对于多环芳烃、石油烃等有机污染物的去除具有良好的效果。异位热脱附技术更是具有修复周期短、普适性强的显著优势，在目前有机污染场地修复中应用较为广泛[1]。然而，由于异位热脱附修复工程涉及污染土壤的清挖和转运，施工过程中极易产生有机污染物挥发，造成二次污染，对施工区域及运输路线周边环境产生不良的影响。因此，为了保障修复效果、尽可能地避免二次污染，对污染场地异位热脱附修复工程的全过程环境监理尤为重要。
污染场地修复工程的处理处置对象多为可能危害人体健康的污染物，修复过程具有专业性强、技术复杂及风险高等特点，由此对相应的环境监理工作提出了更高的要求[2]。2014年2月19日，国家环境保护主管部门批准了《场地环境调查技术导则》，并于7月1日起正式实施，首次将环境监理纳入我国污染场地修复工作范畴，标志着污染场地修复工程环境监理开始规范化、系统化和法律化。一些开展污染场地修复相关工作较早的省市（如北京、上海和广东等）积累了若干项目经验，参考国际相关程序和方法，编制了污染场地修复工程环境监理地方性规范。但目前关于环境污染修复工程环境监理方面的研究和案例仍相对匮乏[3]。
本研究以北京某污染场地异位热脱附修复工程为例，结合实际情况对其环境监理工作要点进行了研究，并分析了本案例的典型意义，对环境监理过程中存在的问题进行梳理，提出了若干建议，为污染场地修复工程环境监理研究与实践、为相关管理制度制定都提供了案例参考。
1. 场地与修复工程概况
场地原为钢铁企业辅助设施（如运输、料仓、旧货场等）所在地，已有30年生产经营历史。根据场地环境调查与风险评估结果，场内零散分布29个多环芳烃污染地块，最大污染深度4.5 m，污染面积3.1万m2，污染土方量3.9万m3。土壤中16种多环芳烃均超标，超标率范围0.43%～34.89%，超标率最大的是苯并(a)芘。根据《北京城市总体规划(2004年−2020年)》[4]，场地所在区域规划为生态友好型产业集聚地，该场地未来为居住用地、商业用地及公共设施用地。
根据项目实施方案及相关批复文件，该场地采用异位热脱附技术修复。对场地内污染土壤进行清挖后，用密闭式专用运输车运往热脱附设施，经筛分、破碎等预处理后，送入回转窑加热至500 ℃并停留20 min。污染土壤热脱附处理后达到《污染场地修复后土壤再利用环境评估导则：DB11/T 1281—2015》[5]的一级再利用筛选值，达标后的土壤可用于原址回填。污染地块清挖后基坑内各目标污染物的检测结果须满足场地管控值方为合格。总体修复技术路线见图1。
修复过程涉及污染土壤的清挖、运输及热脱附处理等阶段，极易产生废气、噪声、废水和固体废物，对场地及其周边环境造成不良影响。因此，需开展严格的环境监理工作，对可能产生二次污染的各环节进行监管，尽可能地降低施工对周边环境带来的负面影响。
2. 本工程环境监理工作要点
污染场地修复工程环境监理工作一般包括3个阶段：修复工程设计阶段环境监理、修复设施建设阶段环境监理和修复工程实施阶段环境监理[5]。本工程环境监理工作除了上述3个阶段外，还包括在修复工程验收阶段的协助工作。
2.1 工程设计阶段环境监理工作要点
工程设计阶段环境监理工作的目的在于“事前控制”和“主动控制”[6]，需熟悉修复工程环评报告与设计文件，审查施工单位的施工方案并提出审查意见和修改要求，同时编写环境监理方案等用于指导本工程环境监理工作的技术文件。
2.1.1 文件审核
通过资料梳理、现场踏勘和人员访谈等方式，在熟悉本项目场地污染调查评估状况、场地及周边环境状况、环保主管部门相关批复情况、场地修复工程施工条件等的基础上，对修复技术方案和施工方案进行审核。
核查施工方案是否满足污染场地修复技术方案的要求，如污染场地清挖位置、运输路线、暂存场地、热脱附场所和回填去向等。核查修复方案、施工方案及其中的污染防治措施是否符合相关法律法规与技术规范、环保主管部门批复文件的要求，如产尘点抑尘、污染土遗撒处理和施工期雨废水收集等。经核查，本工程施工方案中缺少针对装载污染土车辆的清洁措施，向建设单位反馈后，要求施工方补充完善，并在后续施工阶段督促该措施的落实。
2.1.2 环境监理方案编制
编制环境监理方案的目的在于指导环境监理工作。根据场地污染情况、场地环境调查与评估报告、修复技术方案和施工方案及修复目标，结合现场踏勘情况编制环境监理方案。在环境监理方案中明确工作目标与范围、工作程序与方法以及各施工环节注意事项，并针对工程实际情况提出可能出现的问题，做好预防措施。
2.2 设施建设阶段环境监理工作要点
规范环境监理工作是设施建设阶段环境监理的主要目的。在本工程环境监理工作中，该阶段工作要点如下：一是建立环境监理体系和制度，督促建设单位针对修复工程产生的废水、废气、噪声、固废等污染物建立相应的污染防治措施和操作规程；督促建设单位落实各类环保协议、相关环保手续的办理工作；督促建设单位建立完善有效的环保责任体系，明确分工、责任到人。二是核查污染防治措施落实情况：核实配套环保设施是否与主体修复设施同时建设，其主要技术指标是否满足修复工程实施方案的要求；核查试运行期间的排放指标是否符合相关标准要求；未达到相关要求的，及时反馈建设单位并监督其整改。
2.3 工程实施阶段环境监理工作要点
工程实施阶段环境监理工作是对修复工程的“事中控制”，其重点工作是监督施工全过程、督促污染防治措施落实，并记录日常工作事项与编制环境监理报告。具体体现在检查施工情况是否符合修复方案要求、环境保护措施是否落实到位，对施工过程进行监督性环境监测，同时参与修复工程管理，对不符合环保要求及修复方案的环节提出整改要求[6]。
2.3.1 监督施工全过程
监督施工全过程是环境监理工作的重点之一。对于异位热脱附修复工程而言，主要包括挖掘、运输、暂存、处理、回填/外运等环节，需按照修复方案和施工方案核实工程位置、挖掘工程量、运输路线、运输量、暂存场地、修复设施以及修复后土壤去向等的达标性。本工程各施工环节环境监理工作要点见表1。
表 1 本工程各施工环节环境监理工作要点施工环节 环境监理工作要点 施工准备 参加环境监理工作交底会，向建设单位、施工单位明确环境监理要求，建立沟通机制。督促施工单位设置必要的施工安全措施及安全标志，如围挡和项目信息告知牌等 挖掘 根据修复方案确认清挖位置，监督测量放线工作。清挖时旁站，核查清挖范围与深度，监督二次污染防治措施落实情况，如洒水抑尘、裸土苫盖等。基坑清挖完成后协助验收取样，并跟踪检测结果，将超标点位告知建设单位和施工单位，督促开展扩挖工作。直至基坑取样检测合格 运输 向装载污染土壤的运输车辆签发运输五联单，沿途确保运输车辆将污染土壤运至修复方案指定的暂存与处理区域。核查运输车次和运输量。运输过程中检查是否有污染土壤遗撒或扬尘，如有则通知施工单位及时清理 暂存 检查污染土壤暂存区的密闭情况及地面防渗情况，防止污染物挥发至空气中或下渗至土壤中 热脱附处理 检查热脱附及尾气处理设备是否符合修复方案要求，监督处理过程，督促施工单位及时对处置后土壤进行取样检测，并对检测合格的土壤进行抽检，发现超标则通知施工单位对该样品代表的土壤批次进行再次处理，直至检测合格 原址回填 督促施工单位对验收合格的修复后土壤及时原址回填，检查回填过程的二次污染防治措施，如洒水抑尘和密闭运输等。检查回填土壤是否满足修复方案的相关要求 | Show Table
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2.3.2 督促污染防治措施落实
与一般建设项目相比，污染场地修复工程的施工对象为污染土壤，施工过程中现场及周边环境易受到污染，因此施工期废气、废水、固废和噪声的二次污染防治是环境监理工作的重中之重[7]。本工程针对二次污染防治的环境监理工作要点见表2。
表 2 本工程二次污染防治工作要点施工环节 环境影响 污染源 环境监理工作要点 清挖 大气环境影响 开挖时产生扬尘、重金属及VOCs/SVOCs等污染物挥发，挖掘机、铲车和运输车辆等运行产生尾气，表土临时堆放产生扬尘 核查施工时是否尽可能减小开挖面，是否洒水抑尘，是否有刺鼻气味，裸土是否及时苫盖 水环境影响 污染土壤堆存期间的雨水淋滤，污染土壤清挖后遇雨天坑内积水，工作人员生活污水 核查是否尽量避免污染土壤堆存，基坑是否有排水沟，生活污水是否统一排放 土壤环境影响 污染土壤及废物堆存期间经雨水淋滤产生下渗 核查是否尽量避免污染土壤堆存，如有堆存，是否有防渗措施 固体废弃物 污油及废油，报废的一般设施、设备、工具及器具，一般生活及餐厨垃圾 核查是否将固废统一收集处理 噪声 清挖过程中挖掘机、铲车、运输车辆等运行产生噪声 核查机械车辆是否状况良好，是否严格控制作业范围，是否避免夜间施工，是否采取其他降噪措施 运输 大气环境影响 土方运输产生扬尘，车辆运输时排放尾气 车辆是否密闭运输，是否满载超载，运输道路是否及时洒水抑尘 水环境影响 污染土壤运输过程中发生遗撒经雨水冲刷，设施、设备、工具及器具清洗产生废水 核查运输过程是否有遗撒，如有是否立即采取清洁措施，机械设备清洗废水是否统一收集处理 土壤环境影响 污染土壤运输过程中遗撒 污染土壤装车后是否对车轮及车身进行清扫，运输车轮是否密闭，是否满载超载，是否减速慢行 噪声 车辆运输时产生噪声 运输时是否避开环境敏感区，是否尽可能减少鸣笛，是否减速慢行 热脱附处理 大气环境影响 热脱附尾气，污染土壤临时堆存产生扬尘 核查热脱附设备的尾气处理装置是否运行良好，活性炭是否及时更换，污染土壤临时堆存区域是否密闭 水环境影响 热脱附产生的冷却水、含酸废水 是否统一收集处理后达标排放 土壤环境影响 污染土壤临时堆存期间雨水淋滤，污染治理所用化学品渗漏遗洒 污染土壤临时堆存区域是否有防渗措施， 固体废弃物 热脱附过程收集的除尘灰，尾气处理装置更换下来的活性炭，经过处理后的土壤或废物 是否统一收集后送有资质的单位处理 噪声 施工过程机械噪声 是否尽量选用低噪声设备，是否采取有效的降噪措施 原址回填 大气环境影响 扬尘，推土机、铲车、车辆等运行时排放尾气 是否洒水抑尘，裸土是否及时苫盖，回填后是否及时压实 水环境影响 设施、设备、工具及器具清洗排放废水，工作人员生活污水 废水是否统一收集处理后达标排放 固体废弃物 污油及废油，报废的一般设施、设备、工具及器具，一般生活及餐厨垃圾 核查是否将固废统一收集处理 噪声 推土机、运输车辆等运行产生噪声 核查机械车辆是否状况良好，是否严格控制作业范围，是否避免夜间施工，是否采取其他降噪措施 | Show TableDownLoad:
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2.3.3 开展施工期环境监测
对修复工程污染物排放和环境影响进行监督性监测是修复工程环境监理工作的重要组成部分，主要包括大气环境监测、水污染排放监测以及场界环境噪声监测等。通过监测判断修复工程污染物排放是否满足修复方案及其他相关规定的要求，如有不达标情况，督促施工单位整改。
本工程环境监理在污染土壤清挖及热脱附处理环节针对大气环境与场界噪声均开展了监督性监测（无废水排放），及时掌握工程的污染物排放情况，尽可能确保对周边环境的不良影响最小化。具体监测情况见表3。
表 3 本工程环境监理监督性监测施工环节 监测对象 监测位置 监测方式 监测频次 清挖 现场VOCs/SVOCs 清挖作业现场 手持PID 每天2次 环境空气 根据修复方案在场地四周环境敏感点及场界布设监测点位 大气综合采样仪器 每2周1次，每次1天 场界噪声 根据修复方案在场地四周环境敏感点及场界布设监测点位 积分平均声级计 每天2次 热脱附处理 现场VOCs/SVOCs 清挖作业现场 手持PID 每天2次 热脱附尾气 / 烟气在线监测系统 每天检查汇总自动监测数据 环境空气 根据修复方案在场地四周环境敏感点布设监测点位 大气综合采样仪器 每2周1次，每次1天 场界噪声 根据修复方案在场地四周环境敏感点及场界布设监测点位 积分平均声级计 每天2次 | Show TableDownLoad:
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2.3.4 记录日常工作事项与编制报告
在修复工程启动后，环境监理员对每天的工作情况进行记录，包括：环境监理日志、现场巡视和旁站记录、监理会议记录和监测记录等，记录方法采用文字、数据、图表和影像等多种方式。
当修复工程出现实施与设计不符、环保措施落实不到位或其他重大环保问题时，环境监理员根据问题的严重程度，及时下达一般联系单、整改通知单或停/复工指令单，将问题反馈至建设单位，督促施工单位及时处理。
当修复工程进行到一定阶段时，环境监理根据现场工作日常记录编写总结材料，包括环境监理定期报告（月报、季报、年报）、阶段报告和总结报告，作为修复工程竣工验收与效果评估的技术材料之一。
2.4 工程验收阶段环境监理要点
工程验收阶段环境监理工作主要集中在2个方面：一是在开展工程效果评估前，环境监理对施工单位提交的施工过程资料进行完整性和准确性检查，如工程量出错或资料中出现与实际施工不符的内容，及时查清原因，督促施工单位修改完善。二是在开展效果评估期间，协助效果评估单位进行基坑土壤样品采集和热脱附后土壤样品采集，跟踪样品检测结果，如有不合格情况，督促施工单位及时采取处理措施，直至样品检测结果满足修复方案中的相关要求。同时，要协助开展效果评估阶段的其他相关工作。
3. 本案例的典型意义
3.1 修复技术代表性
异位热脱附是一种较为成熟的土壤修复技术，目前已广泛应用于国内外有机污染场地修复实践中。我国自2009年首次引进异位热脱附设备[1]，异位热脱附修复技术更是在国内得到快速发展，截至2017年已开展23例污染场地异位热脱附修复项目，同时以其修复工期短、修复效率高的显著优势在现阶段土壤修复中逐渐占据更大比例[8]。保障异位热脱附技术的修复效果对于有机污染土壤修复意义重大。本研究通过案例分析，明确了在异位热脱附修复工程环境监理实际工作中应重点关注的事项，对于开展类似工程的环境监理工作、加强异位热脱附修复工程的环境监管具有一定的指导意义。
3.2 参与过程全面性
环境监理工作的重点在于对修复工程过程的把控，只有对工程全过程进行有效监管，确保施工质量与二次污染防治措施落实到位，才能保障最终的修复效果。本案例的环境监理工作涵盖了污染土壤异位热脱附修复工程的全过程，即：自施工前的文件审核至污染土壤修复后的原址回填，在工作内容方面具有全面性，在工作流程上具有较好的衔接性，基本覆盖了此类工程环境监理工作的关键环节，可对类似工程提供良好的借鉴与参考。
3.3 存在问题普遍性
本工程环境监理工作中存在的主要问题如下：一是环境监理地位不明确，工作范围模糊，在实际工作中易与工程监理产生职责混淆或推诿等问题，造成工作不畅。二是缺乏专业的环境监理人员，环境监理人员应兼备工程管理与环境保护相关专业知识技能，任何一方面的缺失即有可能造成修复工程中的偏差，对修复效果产生负面影响。三是修复工程组织方式协调不足，修复工程一般由建设单位、施工单位、工程监理单位、验收单位等多家参与，在实际工作中由于缺乏有效的协调机制，导致施工受阻或沟通断层，从而降低了工作效率。
上述问题也存在于多个案例中[9-11]，通过案例分析，梳理问题、探索解决途径，对于改进污染场地异位热脱附修复环境监理工作具有一定的普适性。
4. 讨论与建议
4.1 讨论
目前，有关污染场地修复工程环境监理的研究日益增多。从研究对象上看，主要涉及焦化厂[3]、蓄电池厂[12]、尾矿库[13]、公路项目[14]和石化项目[11, 15-16]等。然而，鲜有针对钢铁企业污染场地修复工程的案例研究。钢铁企业多为重污染企业，随着全国各地有关钢铁企业退城搬迁政策的出台，城市建成区内遗留大量钢铁企业污染场地。在对其实施污染修复时，须密切关注修复工程中的环保措施落实和二次污染防治情况，尽可能地削弱修复工程对周边人居环境的不良影响。本研究可为钢铁企业污染场地修复工程环境监理提供案例参考。
从研究内容上看，主要集中在环境监理工作方式方法[17-18]和问题对策[10, 19]这2个方面。类似研究并未根据修复工程所采用的技术而进一步对环境监理内容加以区分。然而，目前污染场地修复常用技术种类较多，不同修复技术对应的环境监理工作要点存在一定差异。如“3.1修复技术代表性”中所述，异位热脱附修复技术在国内污染场地修复中应用普遍且发展迅速，但在目前能够检索到的中文文献中鲜有关于异位热脱附修复工程环境监理的研究。本研究则专门针对异位热脱附修复工程的各个环节，进行全过程的环境监理要点分析，对于实践工作有着较强的指导意义。
4.2 建议
根据本案例研究情况，针对目前环境监理工作存在的问题，提出以下建议：
1）出台权威的环境监理工作指南。目前污染场地环境监理工作缺乏较为统一的标准，导致实际工作中工作范围不清晰等问题。因此，亟需根据实际情况建立一套科学合理的标准以指导实践；同时还需与地方环境政策相结合，最大限度地做到因地制宜。
2）优化环境监理工作模式。在工程准备期做好组织体系构建工作，细化工作内容，明确各方职责，建立良好的沟通协调机制，保障污染场地修复工作的过程完整性和结果有效性。与工程监理充分合作，在施工期临时组建共同的领导部门，在统一领导下开展工作，权责分明，沟通顺畅，全方位保障修复工程质量[18, 20]。
3）组建环境监理人才队伍。环境监理人员需对相关环保的法律法规等相关规定要有较为全面的认知，掌握必要的环保知识，有针对性地将工程建设项目中的环境污染和生态保护的特点进行归类总结，准确分析施工环境影响、环保措施实施效果及环境监测结果。同时，需熟悉项目施工流程及其特点，尽可能全面地预防和控制可能造成的环境问题。
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图 1 不同电子受体条件下土壤中细菌丰度变化
Figure 1. Variation of bacterial abundance in soil under different electron acceptor conditions
图 2 不同电子受体条件下土壤中细菌群落结构变化 (门水平)
Figure 2. Changes of bacterial community structure in soil under different electron acceptor conditions (phylum level)
图 3 不同电子受体条件下土壤中细菌群落结构的PCoA分析 (门水平)
Figure 3. PCoA analysis of bacterial community structure in soil under different electron acceptor conditions(phylum level)
图 4 不同电子受体条件下土壤中ΣPHC和C1、C2、C3残留率变化
Figure 4. Changes in residual rates of ΣPHC and C1, C2, C3 in soil under different electron acceptor conditions
图 5 不同电子受体条件下土壤中细菌、潜在PHC降解菌丰度与ΣPHC、C1、C2和C3组分降解率关系
Figure 5. Relationship between abundance of bacteria and potential PHC-degrading bacteria in soil under different electron acceptor conditions and biodegradation rates of ΣPHC, C1, C2 and C3 components
表 1 土壤中PHC质量分数
Table 1. Mass fraction of PHC in soil
组名 碳原子数 原土PHC质量分数/ (mg·kg−1) 各PHC组分占原土中PHC质量分数的比例/% 灭菌土PHC质量分数/ (mg·kg−1) 各PHC组分占灭菌土中PHC质量分数的比例/% C1 C10~C16 184.68±5.21 20.72 119.37±1.52 19.86 C2 C17~C23 626.99±14.69 70.36 416.02±6.55 69.21 C3 C24~C30 79.51±2.53 8.92 65.73±2.84 10.93 C4 C31~C40 14.53±2.08 — 13.25±1.97 — ΣPHC C10~C30 891.18±23.86 — 601.12±13.25 —
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