四氯乙烯在不同地下水环境的生物共代谢降解_李烨.pdf

2012 年 8 月 August 2012 岩矿测试 ROCK AND MINERAL ANALYSIS Vol． 31，No． 4 682 ～688 收稿日期 2012 －03 －02; 接受日期 2012 －04 －21 基金项目 住房和城乡建设部水体污染控制与治理科技重大专项“地下水源城市饮用水安全保障共性技术研究与示范” 课题 2009ZX07424 －002 作者简介 李烨， 副研究员， 主要研究方向为水污染控制与修复。E- mail liye601126． com。 通讯作者 刘菲， 教授， 长期从事有机污染物监测与地下水污染治理研究工作。E- mail feiliu cugb． edu． cn。 文章编号 0254 －5357 2012 04 －0682 －07 四氯乙烯在不同地下水环境的生物共代谢降解 李烨1，潘涛1，刘菲2*，李森3，郭淼3 1． 北京市环境保护科学研究院国家城市环境污染控制工程技术研究中心，国家环境保护 工业废水污染控制工程技术 北京 中心，北京100037; 2． 中国地质大学 北京 水资源与环境工程北京市重点实验室，北京100083; 3． 沈阳水务集团，辽宁 沈阳110003 摘要 四氯乙烯是地下水中常见的污染物， 采用生物方法进行处理的优点是可以实现无害化、 无二次污染、 处理成本低。四氯乙烯只能在厌氧条件下发生还原脱氯， 目前对产甲烷环境下四氯乙烯的降解研究较多， 而 对较弱还原环境， 如反硝化、 铁锰还原和硫酸盐还原环境下四氯乙烯的脱氯行为研究甚少。本文采用批实 验， 研究了在不同地下水环境， 包括反硝化、 铁还原、 硫酸盐还原、 混合电子受体和天然地下水环境下四氯乙 烯的脱氯性能。结果表明， 铁还原环境的四氯乙烯脱氯效果最好， 天然地下水环境次之， 四氯乙烯的去除率 分别达到 91． 34和 84． 71， 四氯乙烯很快转化为三氯乙烯， 并可以进一步转化为二氯乙烯， 四氯乙烯的降 解符合准一级反应动力学方程。在反硝化、 硫酸盐还原、 混合电子受体环境， 四氯乙烯的去除以挥发为主， 降 解只占很小的比例， 且最终的降解产物只有三氯乙烯。地下水中三价铁的存在， 对于四氯乙烯脱氯起促进作 用; 而当地下水中硝酸盐和硫酸盐的浓度较高时， 四氯乙烯脱氯受到抑制。 关键词 地下水; 四氯乙烯; 生物降解; 共代谢 中图分类号 P641; O623． 221文献标识码 A Co- metabolism Biodegradation of Tetrachloroethylene under Different Groundwater Conditions LI Ye1，PAN Tao1，LIU Fei2*，LI Sen3，GUO Miao3 1． National Urban Environment Pollution Control Engineering Techniques Research Center，Beijing Municipal Research Institute of Environmental Protection，National Environmental Protection Industrial Sewage Pollution Control Engineering Techniques Center Beijing ，Beijing100037，China; 2． Beijing Key Laboratory of Water Resources ＆ Environmental Engineering， China University of Geosciences Beijing ，Beijing100083，China; 3． Shenyang Water Affairs Group，Shenyang110003，China Abstract Tetrachloroethylene PCE is one of the most common contaminants in groundwater． The microorganism treatment has the advantages of low cost and no secondary pollution． PCE can only be biodegraded under reducing conditions，and most research aimed at PCE biodegradation under methanogenic conditions and few under relatively weak reducing conditions，such as denitrifying，iron reducing，sulfate reducing．Trichloroethylene 286 ChaoXing TCEbiodegradation under different groundwater conditions，including denitrifying，iron reducing，sulfate reducing，mixing electron acceptors and natural groundwater condition，was studied with batch experiments and is described in this paper．The results show that the iron reducing condition is the best condition for PCE biodegradation，followed by natural groundwater condition with PCE removal efficiencies of 91． 34 and 84． 71 respectively． PCE is transed to TCE quickly，and to dichlorethane DCE eventually． PCE biodegradation is in accordance with the first order kinetic equation． It is difficult to achieve PCE biodegradation in denitrifying， sulfate reducing and mixing electron acceptor conditions，and the degradation product is TCE only，where most PCE is removed by volatilization． PCE biodegradation is promoted by the existence of ferric iron，while it is inhibited by the high concentration of nitrate and sulfate． Key words groundwater; tetrachloroethylene; biodegradation; co- metabolism 氯代烯烃， 如四氯乙烯 PCE 和三氯乙烯 TCE ， 由于广泛用作溶剂、 脱脂剂和化学原料， 造 成了在自然系统内积累， 是地下水中常见的污染物 之一 ［1 －2 ］。北京市近郊地下水已经受到氯代烃污 染， 其中四氯乙烯和三氯乙烯均超标， 与质量标准限 值相比， 超标率分别达到 23． 66和 27． 96［3 ］。由 于这些污染物具有已知或潜在的致癌作用， 其浓度 被严格限制。四氯乙烯被美国 EPA 列为优先控制 的污染物之一， 严格限制饮用水中四氯乙烯的浓度 不得超过 5 μg/L［4 ］。 对氯代烯烃这些污染物进行有效的修复引起了 广泛关注。目前的处理方法有物理方法、 化学方法 和生物方法 ［5 ］。与物理方法和化学方法相比， 生物 方法最大的优点是可以实现无害化、 无二次污染、 处 理成本低， 是一种较经济的污染处理措施， 可以将有 害四氯乙烯转化为无害的终产物 ［6 ］。微生物厌氧 还原脱氯是原位处理氯代烃污染地下水的重要机 制， 通过向地下水添加电子供体和营养物质强化土 著微生物生长， 或者通过直接注入能够使目标污染 物降解的微生物， 还原脱氯可以得到强化 ［7 ］。其中 低氯代烯烃 如二氯乙烯和氯乙烯 ， 可以在好氧条 件下作为唯一碳源发生降解; 而高氯代烯烃 如四 氯乙烯和三氯乙烯 ， 在好氧条件下难以发生生物 降解， 且只能发生共代谢降解。理想的氯代烃污染 地下水生物修复措施是将污染物转化为对环境无害 的产物 如乙烯 ， 而且应当防止中间产物的积累， 因为这些中间产物可能比母体毒性更大 ［8 ］。 一般认为， 在较强的厌氧环境， 四氯乙烯可以发 生脱氯反应， 因此大多数学者都是对产甲烷环境四 氯乙烯的降解效果进行研究 ［9 －10 ］， 而对较弱还原环 境四氯乙烯的脱氯研究相对较少， 且一些研究结果 存有争议 ［11 －13 ］。本文结合北京地区地下水氯代烃 污染的实际情况， 选取醋酸为共代谢基质， 对反硝 化、 铁还原、 硫酸盐还原、 天然地下水等较弱的还原 环境下， 四氯乙烯的脱氯行为以及相应的脱氯速率 进行研究， 以期为不同地下水环境下利用生物方法 处理四氯乙烯的可能性提供依据。 1实验部分 1． 1仪器及工作条件 HP 6890 气相色谱仪， HP 7694 自动进样器， 恒温 水浴箱， 厌氧培养箱， 生化培养箱， 紫外分光光度计。 1 四氯乙烯及其降解产物的测定 采用气相 色谱仪测试， 配备 HP － 624 弹性石英毛细管色谱 柱; 进样口温度160℃; ECD 检测器温度250℃; 炉温 初始温度 50℃， 以 5℃ /min 升温至 70℃， 之后以 10℃ /min 升温至 100℃， 保留2 min， 后运行温度 240℃， 保留2 min; 色谱柱流速 3． 0 mL/min， 分流比 5 ∶ 1， 以氮气为载气， 载气流量约 30 mL/min。顶空 部分 瓶区温度 50℃， 定量环温度 60℃， 传输线温度 70℃， 注射时间1 min， 振荡时间 5 min。四氯乙烯、 三氯乙烯和二氯乙烯的方法检出限为为 0． 05 μg/L。 2 微生物生长的测定 以浊度作为微生物生 长的指标， 用紫外分光光度计测量微生物培养液在 600 nm 处的吸光度 ［14 ］。 1． 2材料和主要试剂 菌种来源 实验室培养好的厌氧微生物。 实验用水 中国地质大学 北京 地下水， 其成 分见表 1。 化学试剂 四氯乙烯 ≥99． 0 ， 分析纯， 天津 市化学试剂一厂; 醋酸 ≥99． 5 ， 分析纯， 天津市 化学试剂六厂; 酵母粉 北京奥博星生物技术责任 有限公司 。 在营造不同的厌氧环境时， 用到的 NaNO3、 Na2SO4、 NaOH、 FeCl3和 HCl 均为分析纯。 386 第 4 期李烨， 等 四氯乙烯在不同地下水环境的生物共代谢降解第 31 卷 ChaoXing 表 1地下水的成分 Table 1The compositions of groundwater 常规离子 浓度 ρB/ mgL －1 微量元素 浓度 ρB/ mgL －1 F － 0． 28Ti210． 00 Cl － 17．99Co1．76 NO － 3 5． 52Rb36． 56 SO2 － 4 31．99Bi0．24 HCO － 3 148． 60V4．36 K 3． 49Ni40． 88 Na 8． 38Sr852． 00 Mg2 15．94As3．72 Ca2 34．75Cr8．24 Cu16． 52 Ba207． 00 Mn52． 16 Zn64． 48 Pb2．56 注 表中数据由中国地质大学 北京 地学实验中心提供。 1． 3实验方法 1 微生物的驯化 在营造不同的地下水环境时， 加入不同的电子 受体 表 2 。以醋酸为共代谢基质， 在实验的前一 天制备溶于醋酸的四氯乙烯储备液， 四氯乙烯与醋 酸的摩尔浓度比为 1 ∶ 4。将地下水、 相应的电子受 体、 浓度为 200． 0 mg/L 的酵母粉加入到 143． 0 mL 培养瓶中， 接种 15． 00 mL 前一阶段驯化好的菌液， 然后将溶于醋酸的四氯乙烯加入培养瓶中， 迅速用 双层隔膜 下层为聚四氟乙烯膜， 上层为橡胶塞 塞 住瓶口。将培养瓶置于摇床中进行驯化， 设置温度 为20℃， 转速为150 r/min。当培养瓶中的微生物数 量和活性都较强时， 接种菌液到新的培养液中， 相应 地加大四氯乙烯的初始浓度， 共 5 个驯化周期， 驯化 进程安排列于表 3。 2 四氯乙烯的生物降解 生物降解是微生物活动造成的对有机污染物的 分解， 而四氯乙烯并不能作为微生物的食物或基质， 因此必须加入第一基质， 进行共代谢降解， 本研究以 醋酸为共代谢基质。降解过程中所需的仪器和测试 方法以及加入的电子受体均与驯化实验相同。实验 降解过程中微生物环境加入的各物质列于表4。在第 5 驯化周期结束后开始降解实验。接种相应环境中驯 化好的菌液15．00 mL 于玻璃瓶中， 加入基础培养液和 0．20 质量分数 的酵母粉 浓度为 1．0 g/L 左右 ， 之后加入四氯乙烯和醋酸， 四氯乙烯的理论浓度为 100．0 μg/L， 立即用聚四氟乙烯膜和橡胶盖封口。玻璃 瓶中液体的体积为138．0 mL， 顶空体积为5．00 mL。 表 2营造不同地下水环境所加入的电子受体 Table 2Electron acceptors added to create different groundwater environments 地下水环境 cB/ mmolL －1 NaNO3Fe OH 3 Na2SO4 反硝化环境20．00－－ 铁还原环境－20．00－ 硫酸盐还原环境－－20．00 混合电子受体环境10．0010．0010．00 天然地下水环境－－－ 注 “－ ” 表示未加入该物质。 表 3驯化过程的四氯乙烯浓度 Table 3PCE concentration during acclimation 四氯乙烯浓度 第 1 周期 第 2 周期 第 3 周期 第 4 周期 第 5 周期 ρ/ μgL －1 10．0030．0060．0090． 00120． 0 c/ mmolL －1 60．31180．9361．9542． 8723． 8 表 4降解过程中微环境加入的各物质组成 Table 4Composition added in the microenvironment during degradation 加入物质加入量 接种物15．00 mL 酵母粉1000 mg/L 四氯乙烯100．0 μg/L 603．4 nmol/L 醋酸144．7 μg/L 2．41 μmol/L 同时做一组控制实验， 与以上操作一致， 只是再 加入5． 00‰的 NaN3灭菌， 以确定瓶中挥发的四氯乙 烯量。做 7 组四氯乙烯降解和控制实验平行样。将 培养瓶水平放在生化培养箱静置培养 尽量减小挥 发 ， 温度为20℃。每隔2 ～3 d 取样， 测试四氯乙烯 及其降解产物后， 测量 pH 值和浊度等指标， 之后将 培养瓶废弃。 2结果与讨论 2． 1微生物的活性 从图1 可以看出， 在实验的前10 d， 各微环境中 微生物的数量和活性都呈上升趋势; 10 d 后， 趋于 稳定。在铁还原环境， 经过 13 d 的时间四氯乙烯的 去除率达到了 90． 00 以上， 因此在 13 d 后没有再 检测该环境中的微生物数量和活性变化， 而在其他 环境， 到实验结束时， 微生物的数量和活性均有下降 的趋势。反硝化环境中微生物的数量和活性最大， 其次为铁还原环境和硫酸盐环境， 天然地下水环境 486 第 4 期 岩矿测试 http ∥www． ykcs． ac． cn 2012 年 ChaoXing 中微生物的数量和活性最小， 但微生物的数量和活 性与四氯乙烯降解并不成正比， 可见占主导优势的 微生物并非是四氯乙烯脱氯菌。 图 1不同地下水环境的浊度 Fig． 1Turbidity in different groundwater conditions 2． 2不同环境四氯乙烯的降解 以醋酸为电子供体， 在厌氧条件下， 四氯乙烯降 解为三氯乙烯和乙烯的反应式如下 CH3COO － 3H2O 4C2Cl4 CO2 HCO － 3 4H 4C2HCl34Cl － CH3COO － 3H2O C2Cl4 CO2 HCO － 3 4H C2H44Cl － 理论上， 1 mol 醋酸可以使 4 mol 四氯乙烯还原 脱氯为三氯乙烯， 可以使 1 mol 四氯乙烯完全脱氯 为乙烯。在实验过程中， 醋酸与四氯乙烯的摩尔浓 度比为 4 ∶ 1， 因此所添加的电子供体处于过剩状 态， 不仅完全可以满足四氯乙烯脱氯， 而且有利于反 应向脱氯方向进行。另外， 在此条件下， 四氯乙烯降 解为三氯乙烯的吉布斯自由能△G0 －215 kJ/mol， 因此反应相对容易进行 ［12 ］。 四氯乙烯的降解实验共进行了 22 d， 在实验的 前 13 d， 挥发量约占总去除率的 10． 0; 当实验进 行到第 22 d 时， 挥发量约占总去除率的 30． 0。 图 2 为反硝化环境 a 、 硫酸盐还原环境 b 和 混合电子受体环境 c 中四氯乙烯的降解结果， 图 3 为铁还原环境 a 和天然地下水环境 b 中四氯乙 烯的降解结果。 1 反硝化环境 在反硝化环境， 微生物的数量最多， 活性也最强， 但是四氯乙烯降解效率很低， 到实验结束时， 产生的 三氯乙烯最大浓度只有 1． 38 μg/L 10． 50 nmol/L 。 关于四氯乙烯在硝酸盐环境是否可以脱氯， 存在争 图 2反硝化环境 a 、 硫酸盐还原环境 b 和混合电子受体 环境 c 四氯乙烯及其降解产物 Fig． 2PCE and its degradation products in denitrifying a ， sulfate reducing band mixing electron acceptors condition c 议。Wang［ 12 ］认为， 加入硝酸盐后， 四氯乙烯的脱氯受 到抑制， 而且抑制作用与加入的硝酸盐浓度成正比。 Lee 等 ［ 15 ］研究表明， 加入硝酸盐后， 四氯乙烯脱氯反 应完全停止。Holliger［ 16 ］认为， 加入硝酸盐后， 四氯乙 烯脱氯部分或完全被抑制。卢晓霞等 ［ 17 ］的实验结果 表明， 四氯乙烯在反硝化环境， 脱氯受到抑制。而 Borch 等 ［ 18 ］采用饱和水的表层土模拟反硝化环境研 究四氯乙烯的脱氯反应， 结果表明， 四氯乙烯可以发 生脱氯。本实验研究表明， 在反硝化环境， 四氯乙烯 586 第 4 期李烨， 等 四氯乙烯在不同地下水环境的生物共代谢降解第 31 卷 ChaoXing 图 3铁还原环境 a 和天然地下水环境 b 的四氯乙 烯及其降解产物 Fig． 3PCE and its degradation products under iron reducing a and natural groundwater condition b 脱氯受抑制。这是因为四氯乙烯还原半反应的吉布 斯自由能为 －55．3 kJ/mol， 而反硝化半反应的吉布斯 自由能为 －41．7 kJ/mol， 接近于四氯乙烯还原半反应 的吉布斯自由能， 因此反硝化菌对 H2的竞争力大于 脱氯菌， 不利于四氯乙烯脱氯。从理论上讲， 四氯乙 烯很难在反硝化环境脱氯。 2 铁还原环境 从铁还原环境的实验结果 图 3a 可以看出， 实 验开始一天后就有少量的三氯乙烯产生; 到第 10 d 时有少量的二氯乙烯产生; 到第13 d， 四氯乙烯的去 除率达到 91． 34。关于铁还原环境四氯乙烯是否 可以发生还原脱氯的研究较少， 本文的研究结果与 卢晓霞等 ［17 ］的研究结果一致， 即四氯乙烯可以在铁 还原环境脱氯， 脱氯产物为三氯乙烯和二氯乙烯。 这是因为铁还原半反应的吉布斯自由能 4． 53 kJ/ mol 高于四氯乙烯还原半反应的吉布斯自由能 － 55． 3 kJ/mol ， 导致脱氯菌对 H2的竞争力大于铁还 原菌， 有利于四氯乙烯脱氯。 3 硫酸盐还原环境 在硫酸盐还原环境， 四氯乙烯的最终降解产物 为三氯乙烯， 产生的三氯乙烯最大浓度为 5． 78 μg/L 43． 99 nmol/L 。到实验的第 13 d， 四氯乙烯 的去除率为 20． 99。在理论上讲， 硫酸盐还原环 境是相对较强的还原环境， 硫酸盐还原半反应的氧 化还原电位为 －207 mV， 低于四氯乙烯半反应的氧 化还原电位 574 mV ， 有利于四氯乙烯脱氯， 但在 本实验过程中， 四氯乙烯在此还原环境的脱氯效果 并不好， 可能是受到了硫酸盐还原菌的抑制。关于 硫酸盐还原环境四氯乙烯是否可以脱氯也还存在争 议， 一些研究表明， 加入硫酸盐后， 硫酸盐的还原作 用会影响四氯乙烯的脱氯速率 ［9， 17 ］; 另一些研究认 为， 加入硫酸盐后， 不会对四氯乙烯脱氯造成影 响 ［19 －21 ］。本实验结果表明， 在硫酸盐存在的环境， 四氯乙烯脱氯受到抑制。 4 混合电子受体环境 在混合电子受体环境， 只有少量的四氯乙烯被 转化为三氯乙烯， 最大浓度为 4． 12 μg/L 31． 35 nmol/L ， 没有二氯乙烯的生成。到第 13 d， 四氯乙 烯的去除率也仅为 12． 24; 到第 22 d， 仍未见有大 量三氯乙烯产生。这是因为高浓度的硝酸盐和硫酸 盐均会抑制四氯乙烯的脱氯， 因此在混合电子受体 环境， 四氯乙烯降解也受到抑制。 5 天然地下水环境 与铁还原环境类似， 在天然地下水环境 图 3b ， 四氯乙烯的降解产物为三氯乙烯和二氯乙烯。到第 13 d， 四氯乙烯的去除率为84．7; 第 17 d， 四氯乙烯 的去除率达到96．2。在天然地下水环境， 虽然有硝 酸盐和硫酸盐存在， 但是这两种物质的浓度相对较 低， 因此对四氯乙烯降解的抑制作用不显著。 2． 3四氯乙烯的降解动力学 根据液相中四氯乙烯变化情况， 作铁还原环境 a 和天然地下水环境 b 的降解动力学回归曲线， 见图4。在铁还原环境， 四氯乙烯的回归结果为 y 594．9e －0．1819x n 7， R2 0． 95 ， 反应速率常数 K 0．182 d －1， 半衰期为 t 1/2ln2/K 3． 81 d。在天然地 下水环境， 四氯乙烯的回归结果为 y 591． 52 －0．1459x n 7， R2 0． 959 ， 反应速率常数 K 0． 146 d －1， 半衰期为 t1/2ln2/K 4． 75 d。可见， 铁还原环境比 天然地下水环境更有利于四氯乙烯脱氯。 一般来说， 氯代烃降解过程中产生的脱氯现象是 逐级发生的， 而高氯代的氯代烃氧化性比低氯代的氯 686 第 4 期 岩矿测试 http ∥www． ykcs． ac． cn 2012 年 ChaoXing 图 4铁还原环境 a 和天然地下水环境 b 四氯乙烯降 解的回归曲线 Fig． 4Regression curves of PCE degradation under iron reducing a and natural groundwater condition b 代烃氧化性强 ［ 22 ］， 氯代程度高的氯代烃可以通过厌 氧/好氧顺序脱氯， 降解为氯代程度较低的降解产物。 从四氯乙烯的降解产物来看， 四氯乙烯的去除属于还 原脱氯， 即由一个氢原子取代一个氯原子， 这与许多 研究结果一致 ［ 23 －25 ］。在此实验条件下， 四氯乙烯的 降解产物为三氯乙烯和二氯乙烯。到实验结束时， 四 氯乙烯减少量要大于产生的三氯乙烯和二氯乙烯之 和， 质量平衡可以达到 80 以上。根据四氯乙烯控 制样计算， 到实验结束时， 四氯乙烯的挥发量约占 20， 说明损失的碳大部分应为挥发所致。 四氯乙烯部分脱氯的原因是高氯代化合物 氧 化性较强 比低氯代化合物更易还原脱氯， 但随着 氯代程度降低， 还原脱氯速率也会降低 ［26 －27 ］。因 此， 在四氯乙烯的厌氧脱氯过程中， 会产生一系列的 中间产物， 如二氯乙烯和氯乙烯; 在微生物的作用 下， 二氯乙烯有可能转化为氯乙烯和乙烯， 但氯乙烯 比四氯乙烯的毒性更强， 是不希望出现的中间产物， 需要特别引起注意， 而且， 氯乙烯转化为乙烯通常是 四氯乙烯降解的限速步骤 ［14， 28 ］。在本实验过程中 产生的二氯乙烯量较少， 且其浓度变化不大， 从理论 上来讲， 产生氯乙烯和乙烯的可能性不大。而且所 加入的四氯乙烯浓度较低， 只有 100． 0 μg/L， 即使 四氯乙烯被全部降解为氯乙烯， 在目前的实验条件 下， 也无法检测到氯乙烯。本文取顶空气体按照相 应的方法进行气相色谱分析， 没有检测到乙烯的 产生。 3结语 本文研究了在反硝化、 铁还原、 硫酸盐还原和天 然地下水等较弱的还原环境四氯乙烯的降解行为， 结果表明采用生物方法处理受四氯乙烯污染的地下 水时， 需要考虑地下水中电子受体的浓度。地下水 中三价铁的存在， 对于四氯乙烯脱氯起促进作用; 而 当地下水中硝酸盐和硫酸盐的浓度较高时， 四氯乙 烯脱氯受到抑制。在本研究中， 未能研究反硝化菌、 铁还原菌和硫酸盐还原菌与脱氯菌的竞争和促进行 为， 有待今后进一步深入研究。另外， 在本文实验过 程中， 主要是根据无机离子的变化， 来说明微生物在 利用不同的电子受体， 形成所营造的不同地下水环 境。例如， 在实验过程中， 是根据硝酸盐浓度的降低 来说明形成反硝化环境， 如果进一步对优势菌种进 行鉴定， 发现微环境中反硝化菌占优势， 可以进一步 表征形成的是反硝化环境。在今后的研究中， 应对 不同环境的优势菌种进行鉴定， 并尽可能分离四氯 乙烯脱氯菌。 4参考文献 ［ 1］James C A，Xin G，Doty S L，Muiznieks I，Newman L， Strand S E．A mass balance study of the phytore- mediation of perchloroethylene- contaminated groundwater ［J］ ．Environmental Pollution，2009，1572564 － 2569． ［ 2］Ibbini J，Santharam S，Davis L C，Ericson E． Labora- tory and field scale bioremediation of tetrachloroethene PCE contaminated groundwater［ J］ ． Jordan Journal of Mechanical and Industrial Engineering，2010，4 1 35 －44． ［ 3］崔玉静， 张旭红． 北京市环境状况的发展趋势及对策 ［ J］ ． 北京城市学院学报， 2009 6 34 －41． ［ 4］United States Environmental Protection Agency． EPA 816 － F － 09 － 004，National Primary Drinking Water Regulations［ R］ ． 2009． ［ 5］Vilaplana M，Marco － Urrea E，Gabarrell X，Sarr M， Caminal G． Required equilibrium studies for designing a three- phasebioreactortodegradetrichloroethylene TCEand tetrachloroethylene PCEby Trametes versicolor ［J］ ． Chemical Engineering Journal，2008， 144 21 －27． 786 第 4 期李烨， 等 四氯乙烯在不同地下水环境的生物共代谢降解第 31 卷 ChaoXing ［ 6］Aulenta F， Rossetti S， Majone M， Tandoi V． Detection and quantitative estimation of Dehalococcoides spp． in a dechlo- rinating bioreactor by a combination of fluorescent in situ hybridization FISHand kinetic analysis［J］ ． Applied Microbiology and Biotechnology， 2004， 64 206 －212． ［ 7］Aulenta F， Potalivo M， Majone M， Papini M P， Tandoi V． Anaerobic bioremediation of groundwater containing a mixture of 1， 1， 2， 2- tetrachloroethane and chloroethenes ［ J］ ． Biodegradation， 2006， 17 193 －206． ［ 8］Bunge M，Kleikemper J，Miniaci C，Due L，Muusse M G，Hause G， Zeyer J． Benzoate- driven dehalogenation of chlorinatedethenesinmicrobialculturesfroma contaminated aquifer ［J］ ．Applied Microbiology and Biotechnology， 2007， 76 1447 －1456． ［ 9］Cabirol N，Jacob F，Perrier J，Fouillet B，Chambon P． Completedegradationofhighconcentrationsof tetrachloroethylene by a methanogenic consortium in a fixed- bed reactor［ J］ ． Journal of Biotechnology，1998， 62 133 －141． ［ 10］ van Eekert M H，Schrder T J，van Rhee A，Stams A J，Schraa G，Field J A． Constitutive dechlorination of chlorinated ethenes by a methanol degrading methano- genic consortium ［J］ ． Bioresource Technology，2001， 77 2 163 －170． ［ 11］ Kao C M，Chen Y L，Chen S C，Yeh T Y，Wu W S． Enhanced PCE dechlorination by biobarrier systems under different redox conditions［J］ ． Water Research， 2003， 37 4885 －4894． ［ 12］ Wang L． Tetrachloroethene PCE and Trichloroethene TCE BiodegradationwithBioreactors［D］ ． Mississippi University of Missouri Columbia， 2001． ［ 13］ Heimann A C， Friis A K， Jakobsen R． Effects of sulfate on anaerobic chloroethene degradation by an enriched culture under transient and steady- state hydrogen supply ［ J］ ． Water Research， 2005， 39 3579 －3586． ［ 14］Boopathy，R．Anaerobic biotransation of carbon tetrarchloride under various electron acceptor conditions ［ J］ ． Bioresource Technology， 2002， 84 69 －73． ［ 15］ Lee T H，Yoshimi M，Ike M，Fujita M． Characterization of an anaerobic soil enrichment capable of dechlorinating high concentrations of tetrarchloroetheylene ［J］ ． Water Science and Technology， 1997， 36 6 －7 117 －124． ［ 16］ Holliger C． The anaerobic microbiology and biotreatment of chlorinated ethenes ［J］ ．Environmental Biotechnology， 1995， 6 347 －351． ［ 17］ 卢晓霞， 李广贺， 张旭． 不同氧化还原条件下氯乙烯 的微生物脱氯［ J］ ． 环境科学， 2002， 23 2 29 －33． ［ 18］ Borch T， Ambus P， Laturnus F， Svensmark B， Grn C． Biodegradationofchlorinatedsolventsinawater unsaturated topsoil ［J］ ．Chemoshpere， 2003， 51 143 －152． ［ 19］ Miller E，Wohlfarth G，Diekert G． Comparative studies on tetrachloroethene reductive dechlorination mediated by Desulfitobacterium sp． strain PCE- S［ J］ ． Archives of Microbiology， 1997， 168 513 －519． ［ 20］ Eisenbeis M，Bauer- Kreisel P，Scholz- Muramatsu H． Stu- dies on the dechlorination of tetrachloroet