环境科学研究  2018, Vol. 31 Issue (8): 1431-1438  DOI: 10.13198/j.issn.1001-6929.2018.05.20

引用本文  

孙仲平, 吴乃瑾, 魏文侠, 等. 电子供体刺激下厌氧微生物对1, 2-二氯乙烷的降解效果[J]. 环境科学研究, 2018, 31(8): 1431-1438.
SUN Zhongping, WU Naijin, WEI Wenxia, et al. Effect of Anaerobic Microbial Degradation of 1, 2-Dichloroethane Stimulated by Electron Donor[J]. Research of Environmental Sciences, 2018, 31(8): 1431-1438.

基金项目

北京市科技计划项目(No.Z161100001216008);北京市改革与发展专项(No.613-2017A-22);中国博士后基金二等资助(No.2017M610806)
Beijing Science and Technology Planning Project, China (No.Z161100001216008); Beijing Reform and Development Project, China (No.613-2017A-22); China Postdoctoral Foundation Second Class Funding (No.2017M610806)

责任作者

宋云(1966-), 男, 江西南昌人, 研究员, 硕士, 主要从事场地污染修复研究, liepi_song@163.com.

作者简介

孙仲平(1994-), 男, 河北保定人, s5566163@163.com

文章历史

收稿日期:2018-01-26
修订日期:2018-05-04
电子供体刺激下厌氧微生物对1, 2-二氯乙烷的降解效果
孙仲平 , 吴乃瑾 , 魏文侠 , 宋云     
轻工业环境保护研究所, 工业场地污染与修复北京市重点实验室, 北京 100089
摘要:通过添加电子供体进行原位生物刺激可有效降解地下水中的氯代烃,目前国内外常采用接种高效微生物的方法强化这一降解过程,鲜见仅利用实际污染场地含水层土著菌开展的生物降解试验.从北京市某氯代烃污染场地采集地下水样品,仅接种场地含水层沉积物,利用微宇宙实验体系,初步探讨了添加不同种类和质量浓度的电子供体对地下水中1,2-二氯乙烷的去除效果影响.结果表明:①同时添加初级生长基质和电子供体对反应体系进行生物刺激可显著降解地下水中的1,2-二氯乙烷.60 d后,添加1 g/L醋酸钠的反应体系中1,2-二氯乙烷的去除率最高,可达93.9%;添加1 g/L的乳酸钠反应体系次之,去除率为82.2%;添加1 g/L的乳酸的反应体系去除率最低,为61.8%.并且添加醋酸钠的试验体系可长时间维持中性pH及较低的氧化还原电位.②相同条件下,对同种电子供体来说,添加量为1 g/L的试验组中1,2-二氯乙烷的降解效果优于添加量为2 g/L的试验组,推测较高质量浓度的电子供体可对微生物的生命活动产生抑制.③对反应体系中间产物进行监测,仅监测到了乙烯的产生,表明在试验周期内无明显毒副产物积累,1,2-二氯乙烷的降解较为彻底.研究显示,醋酸钠为该试验体系中最适电子供体,添加适宜质量浓度醋酸钠对土著菌进行生物刺激可实现对1,2-二氯乙烷的绿色降解.
关键词生物修复    1, 2-二氯乙烷    地下水    电子供体    
Effect of Anaerobic Microbial Degradation of 1, 2-Dichloroethane Stimulated by Electron Donor
SUN Zhongping , WU Naijin , WEI Wenxia , SONG Yun     
Beijing Key Laboratory of Industrial Land Contamination and Remediation, Environmental Protection Research Institute of Light Industry, Beijing 100089, China
Abstract: Effective degradation of chlorinated hydrocarbons in groundwater can be achieved by in-situ biostimulation via adding electron donors. At present, the method of inoculating highly effective microorganisms is often used to enhance the degradation process at home and abroad, and few tests were carried out only using indigenous bacteria. The present study collected groundwater samples from a chlorohydrocarbon contaminated site in Beijing and inoculated only the sediment in the aquifer of the site. The effects of different types and concentrations of electronic donors on the removal of 1, 2-dichloroethane were preliminarily investigated by the microcosm experiments. The results showed that:(1) Adding primary substrate and electron donors during biological stimulation can promote the degradation of 1, 2-dichloroethane significantly. After 60 days, the degradation rate of 1, 2-dichloroethane were 93.9%, 82.2% and 61.8%, respectively, with sodium acetate and sodium lactate, lactic acid as electron donors. In addition, adding sodium acetate could maintain a neutral pH and a lower redox potential for a long time. (2) The 1, 2-dichloroethane removal rate of the 1 g/L group was better than that of the 2 g/L electron donor group for the same electron donor, which suggesting that the addition of high concentration of electron donor could inhibit the activity of microorganism. (3) During the process, the intermediate products of the reaction system were monitored, and only ethylene was detected, which indicated that there was no obvious accumulation of by-products and 1, 2-dichloroethane was thorough degraded. The results show that sodium acetate was the most suitable electron donor among the three electron donors chosen in the experiment, and green degradation of 1, 2-dichloroethane could be achieved by native bacteria with the stimulation of appropriate concentration of sodium acetate.
Keywords: bioremediation    1, 2-dichloroethane    groundwater    electron donor    

1, 2-DCA(1, 2-二氯乙烷)是一种常见的挥发性氯代烃,有较好的水溶性,低吸附系数(lg KOC为1.28)和低亨利常数(1.19×10-10 kPa·m3/mol),是一种无色液体,易于挥发且具有较强的迁移能力[1].由于工业化生产和使用对环境特别是土壤和地下水造成了严重的污染.

目前较典型的氯代烃污染地下水修复技术已经有十多种.按修复方式可分为异位修复和原位修复技术,异位修复主要指被动收集和抽出处理(pump and treat,P & T),该修复技术往往成本高,工程量大,周期长.原位修复技术包括渗透反应墙(PRBs)修复技术、原位曝气技术、原位化学氧化技术、原位电动修复技术和原位化学还原联合微生物修复技术[2-4].在众多修复技术中,微生物修复以其费用低、环境影响小,不会形成二次污染等因素,被认为是恢复污染地下水功能的最有前途的方法.鉴于地下水中DO质量浓度较低,地下水修复常采用厌氧微生物修复技术,2017年美国环境保护局最近出版的《超级基金场地修复技术报告》[5]里提到,在统计生物修复的场地中采用厌氧生物修复的占一半以上.

已有研究表明,1, 2-DCA在厌氧或好氧条件下均可发生微生物降解[6-9],一些微生物通过还原脱氯可以降解1, 2-DCA成无害的乙烯(ETH)[10-14].在产甲烷条件下,乙烯通常是1, 2-DCA脱氯的主要最终产物,主要通过共代谢或卤化呼吸过程形成[15-18].目前已有3种类型的微生物已被证明可以利用1, 2-DCA作为终端电子受体,包括Dehalococcoides[19]Dehalobacter[20]Desulfitobacterium[21]等.其中,Dehalococcoides ethenogenes 195[22]Desulfitobacterium dichloroeliminans DCA1[23]可以在厌氧条件下将1, 2-DCA转换成乙烯.

大多数环境中都存在着天然微生物降解净化有毒有害有机化合物的过程, 只是由于环境条件的限制, 使微生物自然净化的速度很慢, 因此需要采用各种方法来强化这一过程.如添加营养盐、电子供体、接种经驯化培养的高效微生物等[24], 以便能够迅速地去除污染物. WANG等[8, 11]建立了不同氧化还原条件下的微宇宙试验,研究1, 2-DCA在厌氧条件下的生物降解情况,并在其产物中检测到了终产物乙烯的存在.

我国氯代烃污染场地水文地质等环境因素差异大,微生物种类分布和生长情况各不相同,急需大量科学研究总结生物降解的规律、效果和影响因素等,以丰富国内污染地下水原位生物修复工程的理论支持.该研究从北京市某废弃化工场地采集地下水样品,仅接种含水层沉积物,通过微宇宙试验模拟地下水环境,考察了厌氧条件下添加不同电子供体对土著菌进行生物刺激对1, 2-DCA污染地下水的修复效果以及脱氯产物的影响,可丰富国内污染地下水原位生物刺激修复工程实践的理论研究,为实现原位微生物刺激绿色修复污染场地提供科学依据,对保护生态系统和人体健康具有重要意义.

1 材料与方法 1.1 试验材料

该研究中醋酸钠、乳酸钠、乳酸均为分析纯,1, 2-DCA为色谱纯(国药集团化学试剂有限公司).实验室试验所用地下水和沉积物取自北京市某氯代烃污染场地(取样深度约为-15 m),污染地下水初始pH为7.18,电导率为1 608 S/cm,ORP(氧化还原电位)为163.2 mV,DO质量浓度为4.97 mg/L.

1.2 试验设计

为探讨微生物修复1, 2-DCA污染地下水的效果、影响因素及其作用机理,在厌氧条件下利用微宇宙试验研究利用该试验场地土著菌对1, 2-DCA生物降解可行性.

微宇宙试验体系是在100 mL血清瓶中盛装6 g沉积物和60 mL地下水,配制成含有10 mg/L的1, 2-DCA的污染体系.厌氧微宇宙试验周期为60 d,反应体系配制均在手套箱内操作,将地下水反复脱氧3次后,取60 mL地下水于100 mL血清瓶并压盖密封(瓶中充满氮气),得到10 mg/L 1, 2-DCA的反应体系,密封混匀后,将样品瓶放入恒温震荡摇床〔60 r/min, (25±0.5)℃〕数日,取上清液测定1, 2-DCA残留浓度, 分别在反应20、30、40、50、60 d取1 mL培养瓶顶空相气体检测乙烷、乙烯、氯乙烷、氯乙烯质量浓度,并在试验进行过程中同时对各反应体系的pH和ORP(氧化还原电位)进行监测. 表 1展示了不同试验条件微宇宙试验的组成, 即:①厌氧灭菌组,即在试验开始时,对地下水和沉积物在120 ℃下高压灭菌2 h;②厌氧自然组,即在微宇宙试验体系中不添加任何营养物质;③厌氧营养组,即反应体系中含1 g/L氯化铵,2.5 g/L磷酸二氢钾,并添加质量分数为0.01%的酵母浸粉;④厌氧空白组,即在反应瓶中只加水和污染物;⑤电子供体组,电子供体在氯代有机物的降解中发挥重要作用,但不同种类和质量浓度的电子供体产生效果不同,该试验选取醋酸钠、乳酸、乳酸钠3种电子供体,试验处理与厌氧营养组相同,再加入电子供体,为考察电子供体质量浓度的影响,设置1 g/L的低质量浓度和2 g/L的高质量浓度的初始添加量.每组设置2个平行.

表 1 厌氧微宇宙试验组成 Table 1 The composition of anaerobic microcosm experiment
1.3 分析方法

采用吹扫捕集-气相色谱-质谱(Agilent,GC7890B、MSD5977A,USA)测定水中1, 2-DCA质量浓度,色谱柱参数为DB-624 column (Agilent,60m×250 μm×1.4 μm,-20~260 ℃).柱箱温度为40 ℃,检测器温度为260 ℃,保留时间为19 min,分流比为20 :1.

气相色谱(Agilent GC7890B,USA)用于微宇宙体系顶空相的气体中间产物分析.色谱柱参数为HP-PLOT/Q column (Agilent,30 m×320 μm×20 μm,-60~270 ℃),前进样口温度为220 ℃,隔垫吹扫流量为3 mL/min,分流比为20 :1,柱箱温度为40 ℃,FID检测器温度为200 ℃,保留时间为15 min,尾气吹扫流量为30 mL/min.

对1, 2-DCA降解进行反应动力学分析,即

$ \ln (C/{C_0}) = - kt $

式中:k为反应速率常数,d-1; Ct时刻的反应物质量浓度,mg/L; C0为反应物初始质量浓度,mg/L; t为反应时间, d.

2 结果与讨论 2.1 添加生长基质的影响

图 1中4条降解曲线分别为厌氧空白组、厌氧自然组、厌氧灭菌组和厌氧营养组微宇宙反应体系内1, 2-DCA相对质量浓度随时间变化曲线.其中C为1, 2-DCA在反应过程中的质量浓度,C0为1, 2-DCA的初始质量浓度.在厌氧自然组和厌氧空白组中,1, 2-DCA质量浓度基本没有变化,表明在试验周期内本方法中污染物并无明显挥发;在厌氧灭菌组中,1, 2-DCA质量浓度也没有明显下降,而只有在厌氧营养组中1, 2-DCA发生明显降解,这说明高压灭菌有效灭活微生物,且1, 2-DCA降解的主要过程为微生物降解.在反应进行到60 d时,1, 2-DCA已下降80%以上,这是由于该组加入了质量分数为0.01%的酵母浸粉等营养物质,有效刺激了微生物生长.有研究[25-27]表明,酵母提取液可以作为微生物降解含氯有机物的电子供体.在其他研究中[28-29]已被证明硫酸盐和产甲烷条件下1, 2-DCA发生了共代谢降解.综上,厌氧条件下添加初级生长基质进行生物刺激,可加速1, 2-DCA作为电子受体脱氯降解.

图 1 厌氧条件下1, 2-DCA相对质量浓度变化 Fig.1 Variation of 1, 2-dichloroethane under anaerobic conditions

有研究表明,厌氧条件下氯代烃发生还原脱氯的最佳pH范围为6.8~7.5,且微生物降解氯代烃会在一定的氧化还原电位情况下有次序的降解[6, 30-31],并以甲烷产生和硫酸盐还原过程占优势,在较强还原环境时还会发生β-消除反应[6] (见图 2).因此在试验进行过程中同时对反应体系的pH和ORP进行监测(见图 3).由图 3可知,整个试验过程中,各组pH一直保持在6~8之间,其中厌氧营养组pH始终保持在6.5~7.2之间,厌氧空白组、厌氧灭菌组和厌氧自然组的ORP平均值在100~300 mV之间,只有厌氧营养组ORP平均值在-150~-200 mV之间,形成了良好的还原环境,有利于厌氧微生物的降解及脱氯反应的进行.

图 2 氯代烃在地下水中的自然生物降解 Fig.2 Natural biodegradation of chlorinated hydrocarbons in groundwater

图 3 1, 2-DCA降解过程中pH和ORP监测值 Fig.3 pH and ORP values during degradation of 1, 2-DCA
2.2 不同电子供体的影响 2.2.1 电子供体种类影响

图 4中3条降解曲线分别为投加1 g/L乳酸钠、醋酸钠、乳酸的情况下,体系内1, 2-DCA相对质量浓度随时间变化曲线.从图 4可以看出,在反应50 d后,各电子供体体系中,1, 2-DCA的降解率均可达50%左右,这说明污染体系接种的沉积物经过长期驯化培养后,乳酸钠、乳酸、醋酸钠均可作为有效的电子供体,这也与张姝[32]的研究结果一致.在不同电子供体条件下,1, 2-DCA的降解率从高到低依次为醋酸钠>乳酸钠>乳酸.其中,在反应60 d后,醋酸钠作为电子供体时,其降解率可达93.9%,以乳酸钠作为电子供体时,1, 2-DCA的降解率为82.2%,而以乳酸作为电子供体时,1, 2-DCA的降解率仅为61.8%.

图 4 投加不同种类低质量浓度电子供体后1, 2-DCA相对质量浓度变化 Fig.4 Variation of 1, 2-DCA with different electron donors
2.2.2 电子供体质量浓度的影响

以上试验说明,电子供体乳酸、乳酸钠、醋酸钠的添加加速了1, 2-DCA的厌氧降解,因此进一步考察了加大3种电子供体质量浓度至2 g/L的降解试验(见图 5),并监测反应体系的pH(见图 6)和ORP(见图 7).

图 5 不同质量浓度的乳酸、乳酸钠、醋酸钠对1, 2-DCA降解率变化 Fig.5 The degradation rate of 1, 2-DCA by different concentrations of lactic acid, sodium lactate and sodium acetate

图 6 不同电子供体刺激下1, 2-DCA降解过程中pH Fig.6 pH values during degradation of 1, 2-DCA stimulated by different electron donors

图 7 不同电子供体刺激下1, 2-DCA降解过程中ORP Fig.7 ORP during degradation of 1, 2-DCA stimulated by different electron donors

图 5可知,高质量浓度乳酸钠、乳酸、醋酸钠降解率分别为74.1%、49.6%、83.8%,低质量浓度乳酸钠、乳酸、醋酸钠降解率分别为82.2%、61.8%、93.9%,即在该试验条件下,投加高质量浓度电子供体后,反而抑制了1, 2-DCA的降解.这表明在该试验研究范围内,相同条件下低质量浓度试验组的降解效果优于高质量浓度试验组.

有研究表明,厌氧条件下氯代烃发生还原脱氯的最佳pH范围为6.8~7.5[30-31].由图 67可知,添加乳酸的试验组pH最终降至6以下,ORP平均值在-140~-200 mV左右,添加乳酸钠的试验组pH最终降至6.5以下,ORP平均值在-160~-300 mV左右,添加醋酸钠的试验组pH维持在7左右,ORP平均值在-220~-300 mV之间,各反应体系均能保持一定程度的厌氧环境,此外Aulenta等[33]在利用乳酸盐、醋酸盐、丁酸盐等为电子供体进行还原脱氯研究显示,添加乳酸盐的微宇宙体系电子供体消耗最快,但是积累的挥发酸等副产物较多,从而可能导致生物毒性加强,而添加醋酸盐的微宇宙体系中无明显毒副产物积累,即不同电子供体的加入对微宇宙体系pH和氧化还原电位的影响各不相同,这可能是此次试验中3种电子供体对污染物降解产生明显差异的原因.所以在实际场地修复应用中,电子供体的种类和最适投加量的确定都是至关重要的.

2.2.3 反应动力学性质

通常认为,地下水中发生的氯代烃脱氯反应符合准一级动力学反应[34-35]. 图 89为醋酸钠、乳酸钠、乳酸3种电子供体在不同质量浓度下,1, 2-DCA降解的ln(C/C0)~t拟合曲线.由图 89可知,不同种类电子供体对1, 2-DCA降解反应的ln(C/C0)与t均呈现较好的线性关系,低质量浓度试验组1, 2-DCA脱氯降解反应速率常数为0.015~0.045 d-1,与李书鹏等[35]的研究结果相符。3种电子供体降解1, 2-DCA的反应速率常数的大小依次为低质量浓度醋酸钠>高质量浓度醋酸钠>低质量浓度乳酸钠>高质量浓度乳酸钠>低质量浓度乳酸>高质量浓度乳酸,且在相同实验条件下低质量浓度试验组的降解效果优于高质量浓度试验组,由此推测投加较高质量浓度的电子供体对微生物的降解活性产生了抑制.

图 8 低质量浓度电子供体刺激下拟合度分析 Fig.8 Fitting curve of low concentration electron donor

图 9 高质量浓度电子供体刺激下拟合度分析 Fig.9 Fitting curve of high concentration electron donor
2.3 反应产物分析

已有研究[9]表明,厌氧还原脱氯的主要过程为氢解和消除反应,氢解反应是指化合物中的一个氯原子被氢原子置换,一般一步反应只置换一个氯原子. β氢消除反应是相邻碳原子上的一个氢原子和一个氯原子或者两个氯原子被脱除,在各自的碳原子之间留下双键以形成乙烯(见图 10).

图 10 1, 2-DCA厌氧条件下微生物降解途径 Fig.10 Process of microorganism degradation of 1, 2-DCA under anaerobic condition

在对厌氧反应降解中间产物的分析中,分别取样监测了反应体系乙烷、乙烯、氯乙烷、氯乙烯的变化情况,但是4种待分析中间产物只在反应周期末检测到了乙烯的产生(见表 2).结合文献[8, 10-12]和表 2可知,该试验中1, 2-DCA厌氧脱氯反应最终产物为乙烯,卤代消除是1, 2-DCA降解的主要机制,即除去两个邻接的氯原子,在各自的碳原子之间留下双键以形成乙烯.但有的试验组实际产生乙烯的量明显高于产生乙烯的理论最大质量浓度(10 mg/L),这可能是因为较强还原环境下厌氧微生物代谢活动可能产生烃类物质[36],但这种反应现象具体机理尚待研究.此外还有研究[22]表明,在微生物降解过程中可能产生少量氯乙烯,但氯乙烯产生量约为乙烯产生量1%,这可能是该试验未检测到氯乙烯的原因.

表 2 第60天微宇宙试验体系降解产物分析 Table 2 Analysis of degradation products in microcosms on day 60

该研究采用微宇宙试验取得良好降解效果,但研究依然存在诸多不确定性,从微生物角度分析,脱氯菌种并非普遍存在并且均匀分布在污染场地中,而且其他菌种的影响等都可能造成脱氯菌无法充分发挥其作用;从工程实践角度分析,该研究并未模拟地层特性和水流流场等因素,程莉蓉等[37]提到场地修复工作中应注重场地水文地质条件和水化学条件的调查和监测, 并结合应用模型分析和情形模拟建立准确的场地概念模型,因此在实际工程应用时应具体情况具体分析,充分考虑试验模拟的多种不确定性因素.

3 结论

a) 从北京市某废弃化工场地采取地下水和含水层沉积物,通过微宇宙试验体系模拟地下水环境,添加电子供体对土著菌进行生物刺激,取得了对1, 2-DCA的良好降解效果,醋酸钠质量浓度为1 g/L时降解率达93.9%.

b) 试验期间对各体系中pH、ORP进行跟踪监测,发现添加醋酸钠的试验体系可长时间维持适宜的中性厌氧环境,因此可在该污染场地1, 2-DCA原位微生物修复过程中添加适量质量浓度醋酸钠促进其脱氯降解.

c) 试验期间对反应体系中间产物进行了监测,仅监测到了乙烯的产生,表明在试验周期内无明显毒副产物积累,1, 2-DCA的降解较为彻底,推测该试验中二卤代消除为1, 2-DCA主要降解途径.

参考文献
[1]
DEWULF J, DRIJVERS D, VAN L H. Measurement of Henry's law constant as function of temperature and salinity for the low-temperature range[J]. Atmospheric Environment, 1995, 29(3): 323-331. DOI:10.1016/1352-2310(94)00256-K (0)
[2]
冉德发, 王建增. 石油类污染地下水的原位修复技术方法论述[J]. 探矿工程, 2005(S6): 206-208. (0)
[3]
杨宾, 伍斌, 曹云者, 等. 十二烷基苯磺酸钠强化抽出处理对地下水中1, 2-二氯乙烷的去除效果[J]. 环境科学研究, 2016, 29(10): 1527-1536.
YANG Bin, WU Bin, CAO Yunzhe, et al. Removal of 1, 2-dichloroethane from groundwater by sodium dodecyl benzene sulfonate-enhanced aquifer remediation[J]. Research of Environmental Sciences, 2016, 29(10): 1527-1536. (0)
[4]
郑西来, 唐凤琳, 辛佳, 等. 污染地下水零价铁原位反应带修复技术:理论·应用·展望[J]. 环境科学研究, 2016, 29(2): 155-163.
ZHENG Xilai, TANG Fenglin, XIN Jia, et al. Development of a zero-valent iron-based in-situ reactive zones technique for remediation of contaminated groundwater[J]. Research of Environmental Sciences, 2016, 29(2): 155-163. (0)
[5]
US Environmental Protect Agency. Superfund remedy report, fifteenth edition[R]. Washington DC: Office of Land and Emergency Management, 2017. (0)
[6]
陈梦舫, 骆永明, 宋静, 等. 场地含水层氯代烃污染物自然衰减机制与纳米铁修复技术的研究进展[J]. 环境监测管理与技术, 2011, 23(3): 85-89.
CHEN Mengfang, LUO Yongming, SONG Jing, et al. Natural attenuation mechanisms and the status of nano-iron technology for the remediation of chlorinated solvents in groundwater[J]. The Administration and Technique of Environmental Monitoring, 2011, 23(3): 85-89. (0)
[7]
MANNINO P, CECCARELLI V. Poly-hydroxybutyrate-co-hydroxyvalerate as solid slow-releasing source of electron donors for the reductive dechlorination of 1, 2-dichloroethane in-situ[J]. International Biodeterioration and Biodegradation, 2014, 86: 278-285. DOI:10.1016/j.ibiod.2013.09.019 (0)
[8]
WANG S Y, KUO Y C, HUANG Y Z, et al. Bioremediation of 1, 2-dichloroethane contaminated groundwater:microcosm and microbial diversity studies[J]. Environmental Pollution, 2015, 203: 97-106. DOI:10.1016/j.envpol.2015.03.042 (0)
[9]
HUG L A, BEIKO R G, ROWE A R, et al. Comparative metagenomics of three dehalococcoides-containing enrichment cultures:the role of the non dechlorinating community[J]. BMC Genomics, 2012, 13: 327. DOI:10.1186/1471-2164-13-327 (0)
[10]
GROSTERN A, EDWARDS E A. Growth of Dehalobacter and Dehalococcoides spp. during degradation of chlorinated ethanes[J]. Applied & Environmental Microbiology, 2006, 72: 428-436. (0)
[11]
VAN DER ZAAN B, DE WEERT J, RIJNAARTS H, et al. Degradation of 1, 2-dichloroethane by microbial communities from river sediment at various redox conditions[J]. Water Research, 2009, 43: 3207-3216. DOI:10.1016/j.watres.2009.04.042 (0)
[12]
MARZORATI M, BALLOI A, DE FERRA F, et al. Bacterial diversity and reductive dehalogenase redundancy in a 1, 2-dichloroethane-degrading bacterial consortium enriched from a contaminated aquifer[J]. Microbial Cell Factories, 2010. (0)
[13]
NELSON J L, FUNG J M, CADILLO-QUIROZ H, et al. A role for Dehalobacter spp.in the reductive dehalogenation of dichlorobenzenes and monochlorobenzene[J]. Environmental Science & Technology, 2011, 45(16): 6806-6813. (0)
[14]
HUG LA, SALEHI M, NUIN P, et al. Design and verification of a pangenome microarray oligonucleotide probe set for Dehalococcoides spp.[J]. Applied and Environmental Microbiology, 2011, 77(15): 5361-5369. DOI:10.1128/AEM.00063-11 (0)
[15]
EGLI C, SCHOLSZ R, COOK A M. Anaerobic dechlorination of tetrachloromethane and 1, 2-dichloroethane to degradable products by pure cultures of desulfobacterium sp.[J]. Fems Microbiology Letters, 1987, 43(3): 257-261. DOI:10.1111/fml.1987.43.issue-3 (0)
[16]
BOUWER E J, MCCARTY P L. Transformations of 1-and 2-carbon halogenated aliphatic organic compounds under methanogenic conditions[J]. Applied and Environmental Microbiology, 1983, 45: 1286-1294. (0)
[17]
WILD A P, WINKELBAUER W, LEISINGER T. Anaerobic dichlorination of trichloroethene, tetrachloroethene and 1, 2-dichloroethane by an acetogenic mixed culture in a fixed-bed reactor[J]. Biodegradation, 1995, 6: 309-318. DOI:10.1007/BF00695261 (0)
[18]
HOLLIGER C, SCHRAA G, STAMS A J M, et al. Reductive dechlorination of 1, 2-dichloroethane and chloroethane by cell suspensions of methanogenic bacteria[J]. Biodegradation, 1990, 1: 253-261. DOI:10.1007/BF00119762 (0)
[19]
DUHAMEL M, EDWARDS E A. Growth and yields of dechlorinators, acetogens, and methanogens during reductive dechlorination of chlorinated ethenes and dihaloelimination of 1, 2-dichloroethane[J]. Environmental Science & Technology, 2007, 41(7): 2303-2310. (0)
[20]
GROSTERN A, EDWARDS E A. Characterization of a dehalobacter coculture that dechlorinates 1, 2-dichloroethane to ethene and identification of the putative reductive dehalogenase gene[J]. Applied and Environmental Microbiology, 2009, 75(9): 2684-2693. DOI:10.1128/AEM.02037-08 (0)
[21]
MARZORATI M, DE-FERRA F, VAN R H, et al. A novel reductive dehalogenase, identified in a contaminated groundwater enrichment culture and in desulfitobacterium dichloroeliminans strain DCA1 is linked to dehalogenation of 1, 2-dichloroethane[J]. Applied and Environmental Microbiology, 2007, 73(9): 2990-2999. DOI:10.1128/AEM.02748-06 (0)
[22]
MAYMO-GATELL X, ANGUISH T, ZINDER S H. Reductive dechlorination of chlorinated ethenes and 1, 2-dichloroethane by dehalococcoides ethenogenes 195[J]. Applied and Environmental Microbiology, 1999, 65(7): 3108-3113. (0)
[23]
DE-WILDEMAN S, DIEKERT G, VAN-LANGENHOVE H, et al. Stereoselective microbial dehalorespiration with vicinal dichlorinated alkanes[J]. Applied and Environmental Microbiology, 2003, 69(9): 5643-5647. DOI:10.1128/AEM.69.9.5643-5647.2003 (0)
[24]
屠明明, 王秋玉. 石油污染土壤的生物刺激和生物强化修复[J]. 中国生物工程杂志, 2009, 29(8): 129-134. (0)
[25]
FUNG J M, WEISENSTEIN B P, MACK E, et al. Reductive dehalogenation of dichlorobenzenes and monochlorobenzene to benzene in microcosms[J]. Environmental Science & Technology, 2009, 43(7): 2302-2307. (0)
[26]
DAVID M B, MICHELLE L, VASILIOS K, et al. Acclimation of anaerobic systems to biodegrade tetrachloroethene in the presence of carbon tetrachloride and chloroform[J]. Water Research, 2000, 34(1): 171-178. DOI:10.1016/S0043-1354(99)00121-9 (0)
[27]
LEE T H, YOSHIMI M, IKE M, et al. Characterization of an anaerobic soil enrichment capable of dechlorinating high concentrations of tetrachloroethylene[J]. Water Science & Technology, 1997, 36: 117-124. (0)
[28]
LE N B, COLEMAN N V. Biodegradation of vinyl chloride, cis-dichloroethene and 1, 2-dichloroethane in the alkene/alkane-oxidising mycobacterium strain NBB4[J]. Biodegradation, 2011, 22(6): 1095-1108. DOI:10.1007/s10532-011-9466-0 (0)
[29]
STEPHENSON S, CHARITON A A, HOLLEY M P, et al. Changes in prokaryote and eukaryote assemblages along a gradient of hydrocarbon contamination in groundwater[J]. Geomicrobiol, 2013, 30(7): 623-634. DOI:10.1080/01490451.2012.746408 (0)
[30]
ADAMSON D T, LYON D Y, HUGHES J B. Flux and product distribution during biological treatment of tetrachloroethene dense non-aqueous-phase liquid[J]. Environmental Science & Technology, 2004, 38: 2021-2028. (0)
[31]
MCCARTY P L, CHU M Y, KITANIDIS P K. Electron donor and pH relationships for biologically enhanced dissolution of chlorinated solvent DNAPL in groundwater[J]. European Journal of Soil Biology, 2007, 43: 276-282. DOI:10.1016/j.ejsobi.2007.03.004 (0)
[32]
张姝. 卤代有机污染物的微生物降解[D]. 北京: 北京大学, 2013. http://www.docin.com/p-1598747547.html (0)
[33]
AULENTA F, PERA A, ROSSETTI S, et al. Relevance of side reactions in anaerobic reductive dechlorination microcosms amended with different electron donors[J]. Water Research, 2007, 41(1): 27-38. DOI:10.1016/j.watres.2006.09.019 (0)
[34]
吴双桃, 陈少瑾. Pd/Fe催化脱氯水中PCE的动力学研究[J]. 环境工程学报, 2008, 2(11): 1488-1490.
WU Shuangtao, CHEN Shaojin. Dechlorination kinetics of PCE catalyzed by Pd/Fe in water[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2008, 2(11): 1488-1490. (0)
[35]
李书鹏, 刘鹏, 杜晓明, 等. 采用零价铁-缓释碳修复氯代烃污染地下水的中试研究[J]. 环境工程, 2013, 31(4): 53-58.
LI Shupeng, LIU Peng, DU Yu, et al. A field pilot test for restoring chlorohydrocarbon contaminated groundwater using ZVI and controlled releasing carbon material[J]. Environmental Engineering, 2013, 31(4): 53-58. (0)
[36]
MACE C, DESROCHER S, GHEORGHIU F, et al. Nanotechnology and groundwater remediation:a step forward in technology understanding[J]. Remediation Journal, 2006, 16(2): 23-33. DOI:10.1002/(ISSN)1520-6831 (0)
[37]
程莉蓉, 刘奕慧, 丁爱中, 等. 地下水三氯乙烯原位生物修复及其影响因素综述[J]. 安全与环境学报, 2012, 12(4): 88-95. (0)