土壤生物修复

土壤生物修复（精选12篇）

土壤生物修复 篇1

土壤的功能远远超乎我们的想象, 它能够为作物提供必要的空气、水分、养分、热量和其他生活条件。然而, 这片人类赖以生存的土地却在无声无息间遭受着源源不断的污染。那么, 我国土壤的污染情况到底如何呢?根据2014年除香港、澳门特别行政区和台湾省以外的陆地国土的污染情况调查数据显示:全国土壤环境状况总体不容乐观, 部分地区土壤污染较重, 耕地土壤环境质量堪忧, 工矿业废弃地土壤环境问题突出。全国土壤总的点位超标率为16.1%, 其中轻微、轻度、中度和重度污染点位比例分别为11.2%、2.3%、1.5%和1.1%。从土地利用类型看, 耕地、林地、草地土壤点位超标率分别为19.4%、10.0%、10.4%。其中, 石油对土壤的污染情况更是不容乐观。利用生物修复技术找到解决土壤石油污染的方法, 才能有效改善土壤的状况, 维持生态平衡。

1 石油对土壤的污染现状

在调查的690家重污染企业用地及周边土壤点位中, 超标点位占36.3%, 主要涉及黑色金属、有色金属、皮革制品、造纸、石油煤炭、化工医药、化纤橡塑、矿物制品、金属制品、电力等行业。

根据调查的情况可以看出, 导致土壤污染渠道有很多, 随着工业的发展, 石油的使用数量的增多, 石油对于土壤的污染不可忽视。

一方面, 石油进入土壤之后, 会对其结构造成破坏, 堵塞其孔隙结构, 导致土壤的特性发生变化, 同时也会降低土壤的透水性。另一方面, 土壤中含有无机氮和磷, 在石油物质进入土壤之后, 它们将与石油中所含有的反应基相结合发生反应, 对原本的硝化作用和脱磷酸作用有所限制, 土壤中的有效磷和有效氮含量会慢慢减少。其次, 石油还会间接的对水体和空气造成污染

2 导致土壤石油污染的原因

土壤自身具有自我净化的功能, 但在人们对石油进行开采、运输或是使用等过程中, 会使部分石油泄露进入土壤中, 这些石油对土壤的污染速度不可估量, 甚至于远远超出土壤的自净速度。使得土壤渐渐失去自我调节和净化的功能, 导致土壤质量严重下降。

3 解决土壤石油污染的生物修复技术

生物修复作为一种低耗、高效、成本低、对环境影响小的环境生物技术, 是通过对环境污染的吸收、转化、清除或降解, 达到环境净化和生态效应恢复的生物措施, 也是最有代表性, 最有生命力的技术。

3.1 土壤耕作处理

土壤耕作处理应该算是比较简单的现场处理土壤污染常用的方法。采用对土壤灌溉、施肥、加石灰等方法, 对土壤进行耕作, 以降解石油对土壤所带来的污染物。这种处理方法的优点就在于能够让土壤的通气情况得到改善, 并维持土壤的水分、氧气和p H的最优状态。

3.2 堆制处理法

当石油渗入土壤, 对土壤造成危害时, 为及时阻拦石油对地下水的污染或是更大范围的扩散, 将遭到污染的土壤挖掘出来并将其运送到一个处理过的地方储存, 随即进行生物处理。作为一种新型的技术, 堆制处理法的原理是降解多环芳烃, 从而导致污染降低。

3.3 地耕法

地耕法的历史比较久远, 对于石油等产品的处理范围很广泛, 同时也是一项节省成本的方法。其基本操作过程是在土壤中放入表面活性剂进行化学清洗, 使存在于土壤表面的污染物转移到水中, 增大污染物和微生物的接触面积, 从而提高污染物的可利用性。在这种方法中, 为了提高效率, 一般会在土壤中加入一些营养物, 保持氧气的供应。

3.4 植物修复技术

微生物对解决土壤石油污染有很大贡献, 但实际上, 植物在这方面也有很大功效。植物修复技术是通过植物本身对污染物的转化, 降解污染物。当积累在植物体内的污染物过多时, 植物会利用代谢对其进行转化。植物修复技术包含三种, 植物提取、植物降解和植物稳定化。植物提取是将微生物处理和化学处理运用于吸收积累足够污染物的植物体。植物降解是把污染物转化为无毒物质。植物稳定化, 显而易见, 是通过土壤和植物的共同作用, 对污染物进行固定, 防止其扩散。植物的根基可以改变土壤的环境, 有助于土壤进行自我调节, 使石油带去的污染物得到快速降解, 实现修复作用。

4 结语

土壤是人类生存的根基, 石油对土壤的污染问题需要尽快修复与解决, 以免其影响范围再次扩大。已经有科学家将石油对土壤的污染比喻为“化学定时炸弹”, 可想而知, 它所带来的危害有多么巨大, 这已然成为了现在以及将来人们所必须面临的和不可忽视的问题, 需要更好更快的解决。联系时代的进步和发展, 利用科学的先进技术, 必然会使得土壤石油污染问题得到改善。

摘要：现如今, 科学技术的进步和社会的不断创新使得人们生活的整体水平得到提高。我们在享受大自然给予的一切时, 却严重忽略了我们带给环境的影响。工业化的发展带来了水土流失、土壤沙化、洪涝灾害等现象, 土壤环境质量也受到严重影响, 生态的平衡渐渐不被人们重视。石油对土壤的污染状况相当严重, 没有土壤, 人类就不能依靠土壤去种植各种作物, 更不能依赖土壤中的各种植物去净化空气, 最终将导致生态失衡。本文通过石油对土壤的污染现状的分析, 探讨了土壤石油污染的主要原因, 并从几种方法上分析了如何利用生物修复技术解决土壤石油污染。

关键词：石油,土壤污染,生物修复

参考文献

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土壤生物修复 篇2

石油污染土壤的生物修复研究进展

对于石油污染土壤的修复,其生物修复具有环境友好、费用较低等特点,是最具应用前景的土壤修复技术.本文较全面地介绍了石油污染土壤生物修复的`影响因素、石油污染土壤的生物修复技术,并对该领域今后的研究重点进行了展望.

作 者：刘五星 骆永明 滕应 李振高 吴龙华 LIU Wu-xing LUO Yong-ming TENG Ying LI Zhen-gao WU Long-hua  作者单位：刘五星,骆永明,LIU Wu-xing,LUO Yong-ming(中国科学院南京土壤研究所土壤与环境生物修复研究中心,南京,210008;土壤与农业可持续发展国家重点实验室(中国科学院南京土壤研究所),南京,210008;中国科学院研究生院,北京,100049)

滕应,李振高,吴龙华,TENG Ying,LI Zhen-gao,WU Long-hua(中国科学院南京土壤研究所土壤与环境生物修复研究中心,南京,210008;土壤与农业可持续发展国家重点实验室(中国科学院南京土壤研究所),南京,210008)

刊 名：土壤  ISTIC PKU英文刊名：SOILS 年，卷(期)：2006 38(5) 分类号：X13 关键词：石油污染   土壤   生物修复   影响因素  

土壤生物修复 篇3

关键词：城市土壤；重金属污染；植物修复技术；大生物量非超富集植物；综合评估筛选法

中图分类号：X53 文献标识码：A DOI编码：10.3969/j.issn.1006-6500.2014.03.011

城市土壤因受人类活动强烈影响而区别于自然土壤，主要指厚度大于50 cm的非农用土壤，通常出现在城市和城郊区域[1-3]。城市化过程中的工业发展、城建工程的实施和居民日常生活等人类活动排放的污染物，以各种形式直接或间接地进入城市土壤，改变了城市土壤的理化属性，造成了城市土壤的重金属污染[4]。城市土壤重金属既可通过直接接触密集的城市人群而危害人体健康，又可通过对大气、水体的影响而影响城市生态环境，进而影响生命安全[5-6]。城市土壤既可以为城市绿色植物的生长提供养分，是其必不可少的生长介质，又可以为土壤微生物提供栖息地，是其能量的重要来源之一，所以城市土壤是城市生态系统尤为重要的组成部分，与城市生态环境息息相关[5]。因此，城市土壤重金属污染修复技术成为国内外学者研究的热点领域。

1 城市土壤重金属污染现状

原成土母质和人为活动是城市土壤重金属的来源，其中工业生产、机动车辆尾气排放、生活垃圾堆弃等人为活动是造成城市土壤重金属污染的主要因素。一方面，人为活动产生的重金属以气溶胶的形式进入大气，经过干湿沉降间接进入土壤；另一方面，附着于废弃物中，直接排入城市土壤，造成重金属污染，甚至污染地下水。并且城市土壤重金属污染具有一定的空间分布特征，总体表现为城区内部土壤重金属含量明显高于郊区，并且交通干线两侧、人类活动密集区、老工业区重金属污染较为严重，而受人为活动影响较小的风景区、公园等功能区土壤重金属污染则属于中低度污染和轻微生态风险。

城市土壤Pb、Zn、Cu、Cd等重金属多介质复合污染给人体健康带来了极大的风险。食物链传递研究表明，重金属已经不同程度地污染了我国的城市郊区菜地土壤[7-9]，重金属含量已超标的蔬菜大量向城市供应。除此之外，以扬尘为载体进入大气的城市土壤重金属，最终可通过人体的新陈代谢作用而进入体内并逐渐积累，从而直接威胁到人体健康。研究表明，北方沙尘暴天气发生时，大气环境中土壤重金属元素浓度迅速增加，Pb、Zn、Cu、Cd的浓度比平常高出3～12倍[10-11]。据相关研究部门统计，上海市大约有1/3的大气颗粒物来自于土壤扬尘[7]。此外，城市土壤重金属元素的积累对植物、动物、微生物的生理生态等方面也产生一定的毒害，导致城市土壤的退化。

2 土壤重金属污染修复研究现状

近年来，科研工作者不断探索重金属污染土壤的修复技术，使物理、化学和生物等修复技术得到了较快的发展。由表1可知，尽管这些物理、化学修复手段对治理重金属污染土壤具有非常重要的实践意义，但仍具有投资大、修复效率低、对周围环境干扰性大、易导致次生污染等诸多缺点。相比较而言，尽管植物修复技术有着种质资源较少、修复效果待改善和植物生长条件等局限性，但其仍具有技术和经济上的双重优势，不仅能够利用绿色植物的新陈代谢活动来修复土壤环境中的重金属污染，而且具有一定的观赏价值，有助于园林城市的建设。

广义的植物修复技术是在多学科交叉点上发展起来的新技术，建立在植物对某种或某些化学元素的耐性和积累性基础之上，利用植物及其根际共存微生物体系的吸收、挥发、降解和转化作用来清除环境中的污染物的一门环境污染治理技术[12]。通常所说的植物修复技术是指选择具有吸收富集土壤中污染元素能力的植物，并将该植物种植于特定重金属污染的土壤上，随着该植物收获和植物组织器官的妥善处理，便可移除土体中的该种污染重金属，最终达到污染治理与生态修复污染土壤的目的[13]。这种技术因为其在土壤污染治理方面的巨大应用潜力，吸引了各国相关领域的科学家进行相关研究，并取得了一定的进展。

2.1 超富集植物修复技术

现今已经发现的超富集植物约500多种，主要分布在气候温和的欧洲、美国、新西兰及澳大利亚的污染区，但利用植物修复污染土壤则是近几十年的工作。目前，关于超富集植物对重金属耐性和积累性机理、修复性能改进及应用技术等方面的研究已经在全世界范围内展开，并且也取得了一定的进展。此外，植物修复技术商业化因其工程性的试验研究以及实地应用效果，在未来具有巨大的商业前景。

2.2 超富集植物修复的局限性

超富集植物在修复土壤重金属污染方面表现出显著的生态效益、社会效益和经济效益。尽管利用植物修复技术修复重金属污染土壤具有廉价、有效、使土壤免受扰动等优点，但是在实际应用中，超富集植物由于其固有的特点，大大限制了在植物修复技术中的应用。第一，大部分超富集植物生物量低下，严重制约了修复效率，且植株矮小，不便于机械化作业；第二，超富集植物引种易受到地域性限制，因其多为野生植物种质资源，区域性分布较强，难以适应新的生物气候条件；第三，超富集植物往往只适用于某种特定的重金属元素，具有较强的专一性，对土壤中其他含量较高的重金属则表现出中毒症状，从而在重金属复合污染土壤修复中的应用受到了限制；最后，超富集植物根、叶、果实等器官机械折断、凋谢或腐烂等途径使重金属重返土壤，易造成二次污染，间接降低了修复效率。

2.3 大生物量非超富集植物与超富集植物修复技术

Ebbs等[16]认为超富集植物以外的其他大生物量非超富集植物也具有修复重金属污染土壤的可能性，并提出农作物地上部可观的生物量能够补偿地上部较低的重金属含量的观点。周振民等[17]指出了大生物量非超富集植物修复技术是一项非常有发展潜力的植物修复技术。因此植物修复技术走向工程实践的主要任务是筛选与开发大生物量、富集重金属能力强且具有观赏性的复合型修复植物。

3 土壤重金属污染大生物量植物修复技术研究进展

现有超富集植物种质资源贫乏，并且其具有自身的局限性，修复效果也有待于进一步加强，故植物修复技术还不成熟。另外，评价植物修复重金属污染的标准是重金属迁移总量，然而已经发现的超富集植物因其生物量小、生长缓慢而使重金属迁移总量相对较低，自然种群中存在着对重金属具有一定耐性的大生物量植物，虽然其单位质量的重金属含量尚不满足超富集植物的定义，但此时其所积累的重金属绝对量反而比超积累植物的绝对量大。因此大生物量非超富集植物对城市土壤重金属的修复作用更大。

3.1 大生物量修复植物的优势

以大生物量植物种质资源作为筛选修复植物对象是有依据的，一方面，大生物量修复植物具备普通植物的功能特点；另一方面，大生物量修复植物还有普通植物不具备的诸多优点。主要表现为：

（1）高生物量植物种质资源丰富，有着巨大的潜力，可为筛选提供坚实的基础；

（2）在进行城市土壤修复、调控大气环境的同时，能够美化环境，一举两得；

（3）具备观赏性的大生物量修复植物，不会进行食物链的传递积累，减少了对人体的危害；

（4）大生物量植物对人类健康也有着一定的作用，如油松、核桃、桑树等对杆菌和球菌的杀菌力均极强，花卉芳香油可抗菌，提高人体免疫力，可作为保健食品或调控大气环境；

（5）在长期的生产实践中，品种选育、植物栽培以及病虫害防治等经验日益丰富。因此，筛选大生物量植物修复城市土壤重金属污染是可行的。

3.2 大生物量植物的耐性与积累性研究

4 大生物量修复植物的判断标准与筛选

由周振民等[17]对重金属污染土壤大生物量修复植物进行的综合研究可知，其筛选对象主要为部分农作物、杂草、树木和花卉。修复城市土壤的大生物量植物应具有一定的生态功能和观赏价值，按观赏部位可分为观花的、观叶的、观芽的、观茎的、观果的五类；从低等到高等植物，从水生到陆生；有草本也有木本，有灌木、乔木和藤木，种类繁多。因此筛选既具有观赏性又具有生态修复功能的大生物量修复植物就尤为重要了。

为了便于采取定性与定量相结合的综合评估分析法筛选出具备此能力的大生物量修复植物，这就要求植物符合一定的判定标准。耐性特征、积累特征、观赏性和生态调控功能是主要的评定指标，其中耐性特征和积累特征是最基本的判断标准。耐性植物应该能够在较高重金属污染浓度的土壤上完成生命周期，并且污染处理的植物地上部生物量与对照植物的地上部生物量相比没有明显的下降，这才说明该植物对重金属污染的土壤具有一定的耐性。积累特征以转移系数和富集系数综合表示，李庚飞等[25]研究表明，在利用大生物量非超富集植物进行重金属污染修复时，若植物对某重金属元素的转移系数和地上部分富集系数均大于0.1，说明植物对该金属元素具有富集的潜力。此外，植物观赏性和固碳释氧、吸收有毒有害气体等生态调控功能等指标的纳入，对采用综合评估筛选法进行复合型修复植物的筛选更有意义。

大生物量植物种类繁多，盲目地筛选是不科学的。因此首先应该搜集资料，调查各种植物的特点及其本身生长习性，从中初选出最有可能成为修复植物的种质资源进行研究，之后再进一步确认。例如，可从受污染严重的区域采集仍然能够正常生长的物种进行试验，或从生长不易受环境影响的物种着手。初选大生物量修复植物在一定程度上可由植物的根、茎、叶初步判断[26]。生物量与株高成正比，而生物量越大，修复效率也相应增大，因此株高是修复植物的重要选择依据。为使筛选出的修复植物具有更好的实践性，也应尽量地人为模拟与特定重金属污染城市土壤条件相一致的环境条件，利用盆栽试验筛选出大生物量复合型修复植物。

5 结 语

我国对植物修复重金属污染土壤的研究起步较晚，筛选工作做得不多，大量有潜力的修复植物还有待发现，尤其是以大生物量修复植物为筛选对象将成为一个突破口。总的来说，用大生物量修复植物修复污染土壤的潜力巨大。在城市污染土壤修复中，大面积地应用与其他手段相结合的大生物量修复植物，既可以美化环境，又能带来巨大的经济效益。因此进一步提高大生物量修复植物的修复效率，应从生态位的理论出发，开展植物品种的筛选与培育、复合修复技术应用、修复效果验证试验等方面的研究，以适应城市需要，并将植物修复、观赏植物苗木生产、园林景观建设与生物质能利用有机结合，形成环境污染修复产业，走循环利用绿色发展之路。

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微生物技术有望进入土壤修复市场 篇4

“微生物是自然界最重要的污染物分解者, 微生物修复技术被公认为是最具潜力的修复技术。”土壤修复专家、北京三色微谷集团董事长王立平表示。

微生物技术助力土壤修复

近日, 环保部与国土资源部联合发布了2005~2013年全国土壤污染状况调查公报。结果显示, 在实际调查面积630万平方公里中, 全国土壤总超标率为16.1%;部分地区土壤污染较重, 其中镉、汞、砷、铜等重金属污染问题突出。

“随着我国经济社会的快速发展和人口的不断增加, 土壤污染总体上呈加剧趋势。”中国环境科学研究院土壤污染与控制研究室研究员李发生表示。

一些地区粮食重金属含量超标的情况十分严重。国土资源部副部长、国务院第二次全国土地调查领导小组办公室主任王世元介绍, 全国中重度污染耕地大约有近5000万亩。

“我国土壤污染比其他国家都要严重, 日益加剧的污染趋势可能还要持续30年。”中国土壤学专家、南京农业大学教授潘根兴表示。

据了解, 当前我国土壤污染呈转移扩散之势, 出现了由工业向农业扩散、城区向农村蔓延、地表向地下渗透、上游向下游转移、水土污染向食物链延伸的趋势, 加强土壤污染防治已刻不容缓。

严峻的污染问题催生了土壤污染修复行业, 各种土壤修复技术也应运而生。除了传统的化学、植物等修复路径之外, 微生物修复近年来越来越活跃。

日前, 中国高科技产业化研究会公布的最新结果显示, 通过微生物修复, 可使镉污染产区稻米上餐桌。也就是说, 通过微生物修复技术, 原本受污染土地的农作物不再“危险”。

“多年前就有行业专家提出过‘以菌抑菌’的理念。”王立平告诉笔者, 通过推动植物、动物、微生物与人类的和谐共生共存, 恢复环境的原生态, 还原土壤的原生态, 实现食品的原生态。

王立平此前曾带领科研人员在河南兰考进行过试验, 使用其自主研发的有益微生物“三色原菌剂”的示范组平均亩产达到了507.5公斤, 地块土壤细、松软、通透性好、层次分明, 且长在土壤中的小麦根系比一般的多50%, 须根长而粗;未使用“三色原菌剂”的地块平均亩产量只有355公斤。

“这项科技成果已在辽宁、黑龙江、吉林、新疆、湖北恩施、福建、江苏等20多个省、市、县进行了9年多示范推广, 建立了多个种植、养殖、水产等农业项目示范区, 水稻、蔬菜、果业项目不仅可恢复土壤活力, 还可增产15%~80%。”王立平表示。

此外, 佛山金葵子植物营养有限公司研发的微生物产品“金无踪”, 能改变土壤中重金属的离子形态, 降低重金属的活性, 消除重金属对农作物的毒害, 降低农产品的重金属含量。经检测, 在中轻度污染的稻田土壤里, 稻米镉含量降低幅度达23%~57%, 达到国家食品卫生标准。

有望进入土壤修复市场

微生物修复技术并非只在实验室内有效, 在实战上也已取得了良好的成果。笔者了解到, 在河南省濮阳市, 有一块因为中原油田开采过程中形成的2.9万亩油区石油污染地, 多年来一直无法耕作。几年前, 河南省地矿局地质环境调查院承担了该地块的土壤修复技术研究项目。研究人员以微生物修复技术为主, 利用植物的协同作用与自行研制的营养液相配合, 辅以物理和化学法。最终, 这块土地石油污染物降解率达到85%, 含盐量降低85%, 治理后的土地基本恢复耕地功能。

而在江苏省盐城市新洋农场也有一块受到污染和地力下降的稻田。2008~2010年期间, 科研专家对这块地施用微生物菌剂进行修复, 结果显示, 在同样中等偏下的地力条件下, 分蘖肥和穗肥每亩平均少施5公斤, 每亩有效穗数达23.09万穗, 比对照田增长了18.28%, 每亩单产达到678.54公斤, 比对照田增产15.47%。

笔者注意到, 环保部、发改委和国家统计局即将完成的全国第四次环保产业调查结果显示, 我国土壤修复产业产值尚不及环保产业总产值的1%;同时, 在我国环境服务业中, 涉及土壤治理的生态修复企业占3.7%。

“与大气、水污染治理相比, 我国的土壤污染治理几乎没有起步, 总体差距较大。但一旦市场打开, 规模将远远大于大气和水污染的治理。”环保部生态司司长庄国泰表示。这意味着, 微生物修复技术有望快速进入土壤修复市场并产生巨大的经济效益。

然而, 由于多数人对于微生物修复技术缺乏了解, 该技术及产品的推广难度较大。从国家层面上看, 一方面是土壤污染不断加剧, 另一方面则是土壤污染的防治和修复技术落后, 尤其是政府对土壤污染治理与修复领域的研发投入偏弱。

环保部南京环境科学研究所土壤污染防治研究中心主任、首席专家林玉琐表示, 我国制定了防治大气污染、水污染、海洋污染的法律, 但防治土壤污染的法律却过于分散、零星。特别是一些土壤保护和管理的地方性法规还没有制定, 对土壤污染的控制与治理还缺乏系统的政策框架。

“相对于水污染和大气污染治理, 土壤污染治理的成本更高。”北京师范大学水科学院教授王红瑞在接受笔者采访时表示, 地表水有自净功能, 而土壤不但没有这种功能, 反而具有污染的累积性和积聚性。这就决定了受污染的土壤必须先充分监测、论证、修复完成, 才能开发利用。

土壤生物修复 篇5

石油污染土壤的生物修复技术研究及其前景

根据污染土壤的生物修复技术具有高效、无二次污染和操作管理简便的优点,本文介绍该类技术在石油污染治理领域的`应用.在概述石油的组成成分及其对环境造成的污染的基础上,重点论述了微生物和植物修复技术有效去除有机污染物的应用条件,并就目前两种技术的最新研究成果即基因技术的应用作了介绍,同时指出了石油污染土壤生物修复技术的发展趋势和应用前景.

作 者：侯彬 朱琨 卢静 赵艳锋 HOU Bin ZHU Kun LU Jing ZHAO Yan-feng 作者单位：兰州交通大学环境与市政工程学院,兰州,730070刊 名：四川环境 ISTIC英文刊名：SICHUAN ENVIRONMENT年，卷(期)：25(6)分类号：X53关键词：石油污染 微生物修复 植物修复 降解 基因工程技术

土壤修复面面观 篇6

“从2013年年初到2014年中旬的15个月内，以‘土壤修复’注册的公司达到了1000多家，跃跃欲试者更是不计其数。”中国环境科学研究院研究员谷庆宝指出，随着国家对污染土地的环境管理日益重视，土壤修复工作开始被提上议事日程，土壤修复产业带来了万亿元的市场想象空间，土壤修复企业一时间如雨后春笋般蓬勃发展。

令人担忧的是，据业内人士透露，在这些企业中，真正有土壤修复背景的少之又少，修复技术更是扑朔迷离。“这个市场如今处于百家争鸣的状态，修复技术更是百花齐放，但是真正能把地修复好的有多少？”对土壤修复深有研究的业内人士钟治舜对此忧心忡忡。

行业：乱象丛生

“在我国，污染土壤修复领域总体来说还处于技术研发和产业化初期阶段。目前真正有技术含量的修复工程还很少，只有极少数单位的修复技术进入到工程化或产业化阶段。” 中科院地理科学与资源研究所环境修复中心主任、863计划土壤修复领域首席专家陈同斌说。

长期从事土壤研究的广东省生态环境与土壤研究所研究员陈能场也表示，目前国内鲜有企业拥有进入治理状态的技术，“从实际工作来划分土壤修复，可以分为场地污染修复和农地污染修复两个类型。场地污染修复商业化操作已经有一些案例，如北京建工等所做的一些治理工程。农田土壤污染修复方面，虽然很多科研院所包括我所在的研究所都建立修复示范基地，但都是以调查和开发技术为主，目前都尚未进入修复阶段。至于网站报道的某省某地启动了首个治理示范工程什么的，都是雷声大雨点小。”

中国土壤修复产业联盟秘书长高胜达在接受媒体采访时也曾提到，“虽然行业内已经出现准备上市的大型企业，但更多的还是一些中小企业，可以说是鱼龙混杂。”他指出，号称进军土壤修复行业的企业众多，但目前国内真正接过项目的企业也就二三十家，而这二三十家中真正有能力也有意愿做好土壤修复的，应该说目前还不到10家。

据业内人士透露，在一些地方，往往是先有工程后有修复公司。“政府启动一个土壤修复工程，一些有关系的人就专门成立一家公司来承接这个工程，而这些公司往往既缺设备也缺技术。”一位土壤修复企业负责人向笔者透露，目前土壤修复产业各环节中，土壤修复环节是最挣钱的。因为这个环节目前缺乏标准，所以最容易进入。“什么算是修复达标，什么算是不达标？目前这个问题还不好说，很多企业也就趁着这个机会赚钱。”

按照高胜达的测算，包括材料、转移土方、耗能、人力等成本在内，修复100亩中度污染的土地，所需成本将达到3000万元以上。按照这个比例来算，国内很多土壤修复项目的规模都超过亿元。此前有媒体报道称，北京最大的一个修复项目耗资7亿多元，堪称土壤修复界的“地王”。然而，土壤修复的实际成本却一直是个迷。

“这个成本并不好说，要是像国外一样动用各种比较先进的技术去修复，那成本真的很高，估计国内也没企业去做了。一方面是技术真的不过关，另一方面是赚钱没那么多了。”佛山某修复企业负责人透露称，那些拥有资金或“关系网”却没有技术基础和人才储备的企业，一方面是追求利益的最大化，另一方面对土壤修复技术的认识往往是浅薄的，认为土壤修复仅是土方工程，存在着“一辆铲车搞项目”的简单想法。“这种‘换土’方式简直就是暴利，没有独立的第三方机构进行监管，只要地方政府同意企业拿下项目，那么企业只需要进行‘挖土’就能赚钱，至于挖掉的土如何处理，修复到什么程度算达标，这都不用管。估计‘修复’一块地，利润能在40%以上”。

技术：扑朔迷离

“土壤修复是一项复杂的系统工程，土壤本身的性质就千差万别，污染的程度轻重不一，对于农地污染，还须考虑各地的气候又不同，土壤受到的环境干扰也不一样，在开展修复的时候，这些问题都是要考虑的。”在陈能场看来，国内土壤修复目前还处于粗放式管理状态，根源问题都没有搞清楚就开始大张旗鼓进行修复，修复效果令人担忧。

按照土壤修复的程序，修复企业先要对污染场地进行环境评价，这跟人生病去医院“看病、诊断、治疗”的程序类似，土壤采样、实验室化验、分析诊断都是必须环节。这一环节需要一定的时间，而随后的修复更是一项急不得的工程。但在中国，一切都需要快起来。“房地产商也好，政府也好，都讲究效率，经常一个项目下来要你两三个月就完成，让你哭笑不得却又措手不及。”一位业内人士说，于是有些污染场地便开始了轰轰烈烈的清运运动，“1米不行2米，4米不行6米，一直挖到流砂层。”

修复技术的使用更是层出不穷。谷庆宝表示，当前国内对土壤修复技术的应用随意性较大，使用者对修复技术的选择很盲目。比如，一些地方对重金属浓度不高的耕地土壤采用了淋洗的修复技术，不仅成本高昂，而且对土壤资源的破坏极大；还有对重金属污染土壤采用湿地生态处理技术等，重金属不能被降解，还会造成重金属的迁移扩散。“修复技术选择不当不仅使土壤修复工程的投入效益比大打折扣，还会造成不可估量的二次污染。”

湖南，土壤污染的重灾区。去年以来，湖南在国家的支持下，开展了一系列轰轰烈烈的土壤修复项目。然而，许多学者对此的看法是，“行动值得肯定，技术有待商榷。”例如湖南省长株潭地区使用的“VIP”治理修复技术，即“低镉品种（variety）+合理灌溉（irrigation）+调节酸度（PH）”，希望实现“在污染的土地上生产出合格的大米”。对于该技术，陈能场曾在澎湃新闻发文进行评述，他认为，低镉吸收的品种虽然存在，但由于土壤环境和气候的变化，低镉品种推广难以达到效果，而该技术中所使用的合理灌溉，即秋后浸泡农田，“使土壤中的重金属沉淀在土壤底层”，实际上也难以成立。而使用石灰来调节土壤酸度从而达到降镉的目的，这也是有困难的，“不能作为主要治理措施，而只能作为辅助手段。”

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业内学者认为，这个修复方案基本未涉及对污染耕地的修复工作，而只是对镉污染耕地进行食物链阻断。对此，陈同斌就指出，“食物链阻断并不能真正解决问题。即便不种吃的，污染还是没有消失，依旧会有问题。”

而对于长沙县推广的“深耕改土”技术，陈能场在中国科学报发文指出，虽然通过翻耕混合，土壤的重金属浓度分布可能均匀一些，但在耕层的总浓度并未减低，产生镉米的问题依然存在，对于镉等移动性强、毒性大的重金属通过混耕、深耕来治理的做法是危险的，事实上，由于镉等重金属主要吸附在土壤中的黏粒上，混耕后黏粒上浮积聚在表层，很可能造成水稻吸收更多的镉。环保部华南环境科学研究所的方晓航博士也提出了同样的见解，他认为，深耕之后重金属并没有减少，而且还可能带来污染地下水的风险。

作为试点地区，业内人士称为“正规军”作战模式的修复工作，尚且存在如此多的争议，其他地方的修复工作可想而知。

未来：任重道远

“管理部门必须依法加大监管力度，在修复技术选择的导向、修复工程招投标的机制等方面把关，提出污染场地修复技术选择的一些基本原则，倡导绿色修复技术理念，强化并细化污染土壤修复工程的环境监理内容，让修复界的空壳公司和滥竽充数者难以为继。”谷庆宝认为，在我国当前修复行业鱼龙混杂的背景下，政府管理部门必须切实履行好监管的职能。

“如果不及时建立行业规范、提高行业准入门槛，这个新兴行业将很容易陷入混乱。” 生态岛科技有限责任公司总经理任立明认为，对土壤修复行业进行规范已经刻不容缓。他建议，环保部门可以依据相关企业的硬件条件、工程业绩等颁发资质，取得资质的企业才能从事相关土壤修复工作，以此来规范企业的行为。北京市环境保护科学院副院长姜林进一步表示，发证之后还应该配套相应的监管和培训。

针对不同的修复技术，进一步完善污染土壤修复效果的评价体系，这是杜绝乱象的另一剂药方。谷庆宝提出，鉴于城市污染场地土壤、矿山污染土壤和耕地污染土壤在风险暴露途径和直接保护目标受体等方面存在差异，建议分别建立以保护人体健康为目标的城市污染场地土壤修复效果评价体系，以保护水源和生态环境为目标的矿山污染土壤修复效果评价体系，以及以保护农产品安全和土壤生态系统为目标的耕地土壤修复效果评价体系。在此基础上，大力支持研发和运用土壤修复创新技术。

“目前规范、标准都不够完善，企业资质和个人从业资格尚未建立，才使得土壤修复行业比较混乱，有的企业感觉门槛很低，就趁乱杀出来，赚个盆满钵满。”陈能场认为，杜绝目前土壤修复行业的乱象，还应该从法律的角度出发。他建议，土壤污染防治法应该尽快出台，而且要提高企业的违法成本，一开始建立终身责任制度，同时明确界定相关部门的监管责任，让环保、农业、国土等相关部门形成合力，让法律得到真正的贯彻和执行。据了解，当前，业内人士都在期待《中国土壤污染防治法》的早日出台，期待用法律明确土壤污染的责任主体、修复主体与验收监管机构，从而防止土壤修复行业的乱象进一步膨胀。

人才也是限制土壤修复行业发展的另一个关键问题。“如果让我谈目前中国土壤修复领域的问题，我觉得人才匮乏是一个需要引起重视的方面。”拥有30多年土壤修复经验的洛尔环境科技（上海）有限公司总工程师埃迪·戈尔表示。

从事土壤修复的人，需要掌握的知识涵盖了地理、生物、化学、物理等多学科，是名副其实的“复合型”人才。然而我国重点高校的专业设置，几乎没有独立的“环境修复”专业，目前我国环境修复领域的从业者大多是各高校环境工程专业毕业的。

“人才缺乏确实是一个很严重的问题。”高胜达说，“现在国内众多的土壤修复企业中，真正具备合格技术能力的有多少？这很让人担心。”

“但最关键的还是经验。”埃迪·戈尔说，“在土壤修复领域，我们常常说一句话：每一块土地都是不一样的。因此，无论是前期评估，还是制定修复策略，都需要你因地制宜。”

“教科书上可以教你如何取样、如何分析，但教科书无法教会你应该在哪儿取样，要挖多深。”埃迪·戈尔说，“这些都是经验，相信我，这需要花一辈子时间来积累。”所以，不管是高校、科研机构还是企业，在设置土壤修复课程的同时要有相应的培训计划，这样才能够培育出一批土壤修复专业的优秀人才，进一步夯实土壤修复产业的基础。

多环芳烃污染土壤的微生物修复 篇7

随着工农业的快速发展, 人口增加, 土壤作为人类赖以生息的自然资源, 越来越呈现出不堪重负的迹象。近年来, 污染土壤的修复已成为研究热点, 修复方法各异。有机污染物是土壤污染的主要成分之一, 目前, 针对有机污染土壤已经研发出了一系列的修复技术[1] 。采用不同的方法对多环芳烃污染土壤进行修复, 传统的物理、化学方法对于大面积污染经济上难以承受, 而且技术可操作性相对较差[2] 。微生物修复作为一种经济有效的去除有机污染的手段, 成为目前最具潜力的治理方法, 是研究最多应用也最广的一种生物修复方法[3] 。

目前, 我国土壤的有机污染十分严重, 有调查显示土壤中农药和多环芳烃的数量严重超标。多环芳烃作为一类极具代表性的有机污染物, 由于它具有三致作用——致癌、致畸、致突变, 能够通过食物链对人类健康和生态环境产生很大的潜在危害, 我国已把多环芳烃列入环境污染的黑名单中。据估算, 广州、东莞、佛山0~20 cm表层土壤中多环芳烃的储量为1.292×106 kg。人类活动所产生的多环芳烃主要来自化石燃料的燃烧和石化的排放。我国已经是世界上最大的煤炭消费国, 也是最大的石油消费国之一[4] , 在我国, 每年有近6.0×105 t的石油污染物进入环境对人类和生物构成威胁[5] , 问题十分严重, 污染土壤不仅导致全国农业粮食减产, 也极大地限制了我国国际贸易和经济的发展。作为农业大国, 迫切需要对其进行修复。

2 多环芳烃污染土壤微生物修复机理

微生物修复是指人们营造出适宜微生物生活的环境, 使之以有机污染物为主要营养源, 将其转化为稳定、无害的无机物的过程。我国于20世纪90年代开始这方面的研究工作, 用于生物修复的微生物有土著微生物, 外来微生物和基因工程菌三类[6] , 其优点是技术投资少, 处理效率高, 成本低, 二次污染少。

多环芳烃是一类分子结构包含两个或两个以上苯环连在一起的稠状型化合物如苯、蒽等, 具有低水溶性和憎水性, 能强烈地分配到非水相中。由于其水溶性差, 辛醇-水分配系数高, 常吸附于固体颗粒物上, 把土壤作为其主要环境归宿之一[7] 。尽管多环芳烃可以通过化学氧化, 光解和挥发而被去除, 但微生物降解仍然是影响多环芳烃在环境中存留的主要过程[8] 。研究表明, 微生物对多环芳烃的降解常有两种方式:一是作为微生物生长过程中的惟一碳源和能源被降解;二是微生物把多环芳烃与其他有机质共代谢 (共氧化) 。一般情况下, 微生物对多环芳烃的降解都要有O2参与, 产生加氧酶, 使苯环分解。真菌主要产生单加氧酶, 使多环芳烃羟基化, 把一个氧原子加到苯环上形成环氧化物, 接着水解生成反式二醇和酚类。细菌常产生双加氧酶, 把两个氧原子加到苯环上形成过氧化物, 然后生成顺式二醇, 接着脱氢产生酚类。多环芳烃环的断开主要依靠加氧酶的作用, 把氧原子加到C—C键上形成C—O键, 再经加氢, 脱水等作用使C—C键断开, 达到开环的目的。对于低分子量多环芳烃 (萘, 菲, 蒽) , 在环境中能被一些微生物作为惟一碳源很快降解成为CO2和H2O。目前已分离到的有假单胞菌属, 黄杆菌属, 诺卡菌属, 弧菌属和解环菌属等。由于环境中能降解高分子多环芳烃 (4环以上) 的菌类很少, 难以被直接降解, 常依靠共代谢作用。共代谢作用可以提高微生物降解多环芳烃的效率, 改变微生物碳源于能源的底物结构, 扩大微生物对碳源的选择范围, 从而达到降解的目的[9] 。研究表明, 大多数微生物对4环以上的多环芳烃的降解是以共代谢进行的。真菌对3个苯环以上的化合物也多属于共代谢。微生物在降解多环芳烃化合物的过程中能产生一些类似于表面活性剂的物质, 这些物质能提高多环芳烃与微生物的亲和性。白腐菌可以通过其分泌的酶降解多环芳烃、氯代芳香族有机物, 如农药等[10] 。Field等分离出8株白腐真菌, 它们都有降解多环芳烃的效果, 其中Bjerkandera sp.菌株BOS 55对蒽和苯并芘有很好的降解效果, 28天后蒽去除率达到99.2%, 苯并芘去除率达到83%[11] 。罗雪梅等[12] 以枯草芽孢杆菌为接种微生物, 研究微生物对沉积物和湿地土壤吸附多环芳烃菲、苯并[a]芘过程的影响, 结果表明枯草芽孢杆菌对菲与苯并[a]芘都可进行吸附或生物降解, 48 h液相多环芳烃浓度达到平衡时, 微生物消除菲98%, 消除苯并[a]芘85%。

3 多环芳烃污染土壤微生物修复技术

根据污染土壤是否改变分为原位生物修复和异位生物修复或者两者结合的方式, 在污染物的实际处理中, 要考虑接种多种微生物或激发当地多样的土著微生物。

3.1 原位生物修复

原位生物修复是指不改变污染土壤的位置, 通过加入N、P等无机营养物或供氧, 促进土著微生物或外加特异微生物对有机污染物的降解。一般主要用于亚表面土壤的优化, 主要包括生物通风修复 (bioventing) 、生物强化修复 (enhanced-bioremediation) 、土地耕作修复 (land-farming) 和化学活性栅修复 (chemical activated bar) 。

生物通风修复又称土壤曝气, 是基于改变生物降解的环境条件而设计的, 是强迫氧化的生物降解方法[13] 。由于氧交换的需要, 该方法适用于通透性较好的土壤修复[14] 。Taddeoa 研究了用强制通气的方法处理被煤焦油严重污染的土壤, 结果表明对多环芳烃降解效果良好[15] 。生物强化是基于改变微生物的活性和强度而设计的, Wang等[16] 使用三种补充的营养液与分枝杆菌属 (Mycobacterium sp.) 一起注入土壤, 取得了良好效果。生物强化修复可分为生物培养法 (bioculture) 和投菌法 (bioaugmentation) 。生物培养法也就是培养土著菌, 定期向土壤供氧和投加营养物, 以满足已存在降解菌的需要, 使微生物彻底将污染物矿化为CO2和H2O。1992年在阿根廷Puerto Rosales集散地施用富含养分的肥料, 依靠土著微生物降解了大量石油泄漏造成的土壤污染。由于在自然条件下, 能降解多环芳烃污染物的土著微生物数量少且活性低, 降解周期长, 不能满足污染治理工程的需要, 故常需要向遭受污染的土壤接入外源的降解菌, 同时提供营养, 即为投菌法。Jeevan Jyot等通过采用该方法对4 000 m2的石油污染土地进行处理, 结果证明该方法确实可行。Juhasz等在实验室利用生物强化法修复多环芳烃污染土壤, 结果表明, 实验中所有的多环芳烃含量都有明显下降, 91天后苯并芘的含量降低了约25%。该方法重要之处是能够形成优势菌群, 加速降解过程[17] 。

原位修复一般不扰动污染土壤, 不破坏土壤的基本结构, 适合于大面积的污染土壤的修复, 成本低, 效果较好, 但需要时间较长, 一般6个月到数年不等。原位修复能否成功, 主要取决于是否存在能够激发污染物降解的微生物, 是否存在适宜这种微生物生活的环境, 以及当地温度、氧气、营养源及共代谢底物的生物可利用性、污染物的生物降解性能等。

3.2 异位生物修复

当原位生物修复方法难以满足要求时, 异位生物修复成为重要选择。主要包括预制床法 (prepared bed) 、堆肥式修复 (composting bioremediation) 和反应器修复 (bioreactor) 。对受多环芳烃污染的池塘沉积物进行异位修复, 可使其浓度由1 000 mg/L 降至100 mg/L;Eullis等用此方法对斯德哥尔摩中部防腐油生产区土壤进行治理, 土壤中的多环芳烃浓度由1 024.4 mg/kg降至324.1 mg/kg。生物反应器法有很好的应用前景, 有关研究表明, 生物泥浆反应器的污染物降解速率是其他修复技术的10倍以上[18] , 已经成功应用于固体和污泥的修复, 能够处理包括多环芳烃在内的多种有毒物质, 并已为美国得克萨斯州Harris所证实。丁克强[19] 利用自行设计的生物反应器进行多环芳烃菲污染土壤的生物修复研究, 表明该方法能快速高效地清除土壤中的有机污染物, 实现其异位修复。Robert[20] 等在生物反应器中使用白腐菌处理多环芳烃污染土壤36天后, 低分子量多环芳烃的降解率为70%~80%, 高分子量多环芳烃的降解率为50%~60%。该方法有间歇式和连续式两种, 多为间歇式。其优点是微生物与污染物的接触面积增加, 可使营养物电子受体和主要基质均匀分布, 修复效率高, 但仅适用于小范围的污染治理, 对于高分子量的多环芳烃效果并不是太好, 且费用较高。

传统异位修复技术由于耗资大, 成本高, 易破坏生态环境, 应用受到一定限制。有时根据需要采用原位和异位修复相结合的方法治理污染土壤。

4 多环芳烃污染土壤微生物修复的影响因素及强化

生物修复技术治理多环芳烃污染土壤主要受污染物多环芳烃性质及浓度、降解污染物的生物学特性、土壤性质、环境因素和表面活性剂的影响。在石油废水排放地被多环芳烃污染的土壤中, 微生物降解多环芳烃的能力远高于未被污染的土壤。从这些土壤中分离筛选高效多环芳烃是开展多环芳烃污染修复的基础[21] 。杨晓磊等[22] 采用选择性富集培养法, 从东北工业区石油污染土壤中分离到能以高浓度荧蒽为惟一碳源和能源, 并且生长良好的优势菌JU1。不同荧蒽浓度下, 菌株JU1对荧蒽的降解率受到较大影响, 在50 mg/L时具有最好的降解效能, 因此获得耐高浓度的多环芳烃、具有清降解和适应能力的菌株十分必要。大量研究表明, 白腐菌降解芘及多环芳烃的能力较其他微生物强。Lewis等表明维持污染环境中C、N、P的正常比例可促进多环芳烃的降解, 而表面活性剂能够改变有机物的某些性质, 增加污染物与微生物细胞接触速率, 从而显著提高一些污染物的生物降解速度。陈延君等[23] 的实验表明, 降解体系中加入鼠李糖脂作为表面活性剂提高了正十六烷的降解率。加入β-环糊精 (β-CD) 作为诱导物和增溶剂能够使白腐菌分泌出高活性的锰过氧化物酶 (MnP) , 加入1.0 g/L的β-CD体系比不加β-CD体系, 多环芳烃的降解率提高了1~2倍。根据其影响因素, 采取适当的强化条件, 接种适宜的微生物, 调节微生物营养盐, 添加适量的表面活性剂, 用木屑和蛭石等做调理剂, 提供电子受体等都是很好的强化措施[24] 。另外, 利用电动技术强化土壤有机污染物原位修复也具有广阔的应用前景。

石油污染土壤的微生物修复技术 篇8

石油污染物进入土壤后,会破坏土壤结构,影响土壤的通透性。油污粘着在植物根系上,阻碍植物根系的呼吸与吸收,影响植物生长。被污染的土壤还可能对地表水和地下含水层造成二次污染,石油污染物在粮食中积累,给人类带来致癌、致畸、致突变的“三致”作用。多年来科学工作者一直在广泛研究,寻求经济、有效、安全、简便的方法来消除土壤石油污染。

油田污染土壤的修复,可以采用物理方法、化学方法和生物方法,其中生物修复技术被认为是最有生命力的土壤清洁技术、是实现生态效应恢复的最有效措施,与前两者相比,具有操作简单、处理效果好、不产生二次污染、不破坏土壤环境等优点,而其中的微生物修复技术更是生物修复的核心技术。

1 微生物修复技术简介

微生物修复技术是利用土壤中的土著微生物或向污染土壤中投入经驯化的高效微生物,在适宜条件下通过菌的代谢活动降解石油污染物、修复污染土壤。

按照是否取土操作可分为两类:原位生物修复和异位生物修复。

原位修复技术的主要处理方法有生物通风法、投菌法和生物培养法,此法工艺简单、费用低、但处理速度慢,适用于渗透性好的土壤的治理。异位修复主要包括土地耕作法、预制床法、土壤堆肥法及泥浆生物反应器法,但是费用昂贵,所以只有在土壤严重污染时才采用该技术。

2 用于生物修复的微生物菌种

用于生物修复的微生物有三类,土著微生物、外来微生物和基因工程菌。

自然界中能降解烃类的微生物约100余属、200多种,分属于细菌、放线菌、霉菌、酵母以及藻类。常见的细菌有假单胞菌属、黄杆菌属、棒杆菌属、微球菌属、弧菌属、放线菌属等[1]真菌有假丝酵母菌属、红酵母属、木霉属、青霉属和曲霉属。一般认为,细菌分解原油比真菌和放线菌容易,但真菌降解效果好于细菌[2],而藻类和原生动物的降解能力不太显著。

当受污染环境中的土著微生物生长过慢、代谢活性不高时,我们可人为投加一些适宜该污染物降解的高效外来菌帮助降解。另外,采用基因工程技术还可将降解性质粒转移到一些能在受污染土壤中生存的菌体内,定向地构建高效降解污染物的工程菌。到目前为止,已发现自然界所含的降解性质粒多达30余种,其中主要的有假单胞菌属中的石油降解质粒,能编码降解石油组分及其衍生物。

3 微生物修复技术的主要类型

3.1 原位微生物修复

原位修复是指不移动受污染的土壤,在原位投放氮、磷营养物质或供氧,促进土著微生物的生长繁殖,或接种经驯化培养的高效微生物,利用其代谢作用有效的降解土壤中的污染物。

3.1.1 生物通风

又称土壤曝气,是基于改变生物降解环境条件(如通气状况等)而设计的,是一种强迫氧化的生物降解方法。其原理是在待治理的土壤中打至少两口井,安装鼓风机和抽真空机,将空气(空气中加入氮、磷等营养元素)强行排入土壤中,然后抽出,土壤中的挥发性毒物也随之去除。在抽提过程中可以加入一定量的氧气,有助于降解残余的有机污染物,如原油中沸点高、分子量大的组分。丁克强等研究了通气对石油污染土壤生物修复的影响,表明通气可为石油烃污染土壤中的微生物提供充足的电子受体,保持土壤pH稳定,从而促进了微生物的生物代谢活性,强化了对石油污染物的氧化降解作用[3]。

3.1.2 投菌法

投菌法是向受污染的土壤中投入高效降解菌,同时提供这些微生物生长所需营养,包括以N、P为主的常量营养元素和微量营养元素。其微生物可以是自然界筛选的微生物,也可以是基因工程菌。Mohn W W等对北极原油污染土壤现场接种抗寒微生物混合菌进行生物修复,1y后土壤中油浓度降到最初的1/20[4]。

研究表明,外源微生物由于对污染物的不适应而通常不能与土著微生物有效的竞争,因此只有在现存微生物不能降解污染物同时,我们才会考虑引进外源微生物。同时在应用时,我们还需在接种量上加大,使外源微生物形成优势菌群,以便迅速开始生物降解过程。

3.1.3 生物培养法

是以就地污染土壤作为接种物的好氧生物过程。即定期向土壤投加H2O2和营养,过氧化氢在代谢过程中作为电子受体,以满足土著降解菌的需要,将污染物彻底矿化成CO2和H2O。

Kaempfer向石油污染的土壤连续注入适量的氮、磷营养和NO-3、O2及H2O2等电子受体,经过2d后便可采集到大量的土壤菌株样品,其中大多为烃降解细菌[5]。

3.2 异位微生物修复

是把污染土壤挖出,在异地用生物手段进行处理,使污染物降解从而使污染土壤恢复原有的功能。主要包括土地耕作法、预制床法、土壤堆肥法及泥浆生物反应器法。

3.2.1 土地耕作法

土地耕作处理是现场处理土壤污染常用的方法。通过施肥、灌溉和耕作来增加土壤中的有效营养物和氧气,增加物质流动,同时控制一定的温度、湿度和pH值,以提高土壤微生物的活性,加快其对有机污染物的降解。

美国环保局1989年在阿拉斯加威廉王子湾采用生物耕作法对石油污染土壤进行生物修复。将8 600km海岸土壤中由于油轮泄漏造成的污去除时间由10~20y降低到2~3y[6]。

3.2.2 预制床法

土壤耕作处理最大的缺陷是污染物可能从处理区迁移,预制床的设计可以使污染物的迁移量减至最小,因为它具有滤液收集和控制排放系统。操作方法是在不泄露的平台上铺上沙子和石子,将污染土壤转移到平台上,并加入营养液和水,必要时加入表面活性剂,定期翻动供氧,充分满足土壤微生物的生长需要,处理过程中流出的渗滤液,及时回灌于土层,以彻底清除污染物。

张建等针对胜利油田滨一污水站产生的含油污泥,建立了面积2 400m2的预制床处理工程,使用石油降解菌菌剂对含油量为110 160mg的污泥进行了生物修复,经过160d的处理后,含油污泥中石油降解率可达52.75%[7]。

3.2.3 土壤堆肥法

是将含油废弃物与适当的材料相混合并堆放,依靠堆肥过程中微生物作用来降解石油烃类的过程,同时加入了土壤调理剂以提高微生物的生长和石油生物降解的能量。加入的调理剂可以是干草、割草、树叶、麦秆或肥料[8,9],其目的是为了提高土壤的渗透性,增加氧的传输,改善土壤质地,为建立庞大的微生物种群提供能源。

Balba M T等在科威特Burgan油田采用堆肥法处理石油污染土壤,连续处理10m后,土壤中石油污染物基本被降解[10]。

张文娟等研究堆制处理过程对污染土壤中的多环芳烃降解,结果表明堆制对6种难降解的多环芳烃都有不同程度的降解作用[11]。

3.2.4 泥浆生物反应器法

泥浆生物反应器法操作方法是先挖出土壤与水混合成泥浆,然后转入反应器,并将已被驯化的微生物加入到准备处理的土壤中[12]。同时加入一定量的营养物质和表面活性剂,调节适宜的pH,底部鼓入空气充氧,加速污染物的降解。这种方法能很好地控制降解条件,因而处理效果好、速度快,但处理成本要比土地耕作、堆肥等技术高。

Robert M等在生物反应器中使用白腐真菌,处理多环芳烃污染土壤36d后,土壤中低分子量多环芳烃的降解率为70%~100%,高分子量多环芳烃的降解率为50%~60%[13]。

4 影响生物修复的因素

4.1 石油的理化性质

石油产品的可降解性随其组分的种类和大小的不同而改变。一般而言,各类石油烃被微生物降解的相对能力如下:饱和烃>芳香烃>胶质和沥青。在饱和烃部分中,直链烷烃最容易被降解;在芳香烃部分中,二环和三环化合物较容易被降解,胶质和沥青则极难被微生物所降解[14,15]。

其次,石油烃的物理状态对其生物降解也有明显的影响。一般来说,分散到水中的油组分形成油包水型乳化液,油滴表面积越大,细菌对烃的利用率越高。而在土壤系统中,油被植物或土壤吸附限制其扩散,使微生物不能与之充分接触,影响了降解效果。

4.2 石油的浓度

研究表明,少量烃类可作为土壤有机质促进微生物活性,有利于污染物的降解。但当油浓度过高时,表现出石油降解率随着浓度的增大而降低的趋势。

Dibble J T等报道,当向土壤中添加油泥使土壤中烃浓度达到1.25%~5%时,土壤的呼吸强度增大,当烃浓度达到10%时,土壤的呼吸强度不再增大,当烃浓度达到15%时,土壤的呼吸强度下降[16]。

4.3 共代谢作用

共代谢主要是指微生物的“生长基质”和“非生长基质”共酶。“生长基质”是可以被微生物利用作为惟一碳源和能源的物质。而非生长基质(有些污染物)不能作为某些微生物的碳源和能源,其降解并不导致微生物的生长和能量的产生,它们只是在其他微生物利用生长基质时,被微生物产生的酶降解或转化成为不完全的氧化产物,这种产物进而可以被别的微生物利用并彻底降解。

例如许多微生物能以土壤中低分子量的多环芳烃化合物(双环或三环)作为惟一的碳源和能源,并将其完全无机化,但是共代谢更能促进四环或多环高分子量芳烃的降解[17]。

4.4 环境因子

4.4.1 温度

温度对微生物降解石油烃的影响主要是对石油烃物理状态、化学组成以及对微生物本身代谢活性及降解酶的影响。能降解石油的微生物有嗜冷菌、嗜热菌和中温菌等,在进行微生物修复时,要紧密结合当地的气候条件和环境因子。

Ward等研究了环境因素对温暖湖水中烃降解速率的影响,发现烃降解微生物整年活动,但石油烃降解速率与季节相关[18]。

4.4.2 营养物质的供给

微生物的生长繁殖需要碳、氢、氧、磷和其它各种矿物质元素。TPH(石油烃)污染物含有大量的碳和氢,而氮和磷相对缺乏,氮源和磷源是常见的生物降解限制因素,因此适时适量施用氮、磷肥料可以加快石油污染物的降解。研究表明,氮、磷营养物质最佳质量比为5.67∶1。就降解效果而言,无机氮比有机氮效果要好,硝酸氮比铵态氮要好[19]。

4.4.3 氧气

微生物对石油烃的降解可以在有氧条件进行,也可以在厌氧条件下进。一般而言,烃化合物在厌氧条件下的生物降解速率要比在好氧条件下慢得多。因此对于绝大多数好氧微生物实际中可采用翻耕土地方法提供充足氧、或向污染土壤中投加H2O2为微生物降解提供电子受体,强化它们对烃类污染物的去除效果。实验表明,在有氧时烃类经14d可降解20%以上,而厌氧条件下经223d降解不到5%。

5 微生物修复技术的不足及展望

生物修复技术在快速发展的同时还存在着许多的局限性,主要体现在:

①环境因素或污染物存在状态的改变都会使微生物的降解难以进行。

②生物修复时,当污染物浓度太低不足以维持一定数量的降解菌时,残余的污染物就会留在土壤中,使污染物不能达到100%的降解。

③特定的微生物只能够降解特定的化合物类型,化合物形态一旦变化就难以被原有微生物酶系降解。

④其它物质对微生物修复的抑制及促进效应及修复过程中的基因调控机理还有待研究。

在今后工作中,我们应着重做好以下工作:

①深入了解生物修复机理、修复过程的基因调控机制。

②通过基因工程构建高效降解菌。

③尽可能将微生物修复过程与当地实际气候条件和环境因子紧密结合。

总之,微生物修复技术以其效率高、治理费用低和现场可操作性强的特点,仍广泛应用于污染环境的治理。随着生物技术的发展,利用微生物修复技术治理污染土壤将会有巨大的发展潜力。

摘要：该文介绍了微生物修复技术的最新研究内容和方法、重点对石油污染土壤的微生物原位修复、异位修复研究进展及各自的优点、局限性进行了综述,并就石油对微生物修复的影响因素进行探讨,最后讨论了该技术在我国的研究趋势和前景。

土壤生物修复 篇9

1 农药污染土壤微生物修复

化学农药污染土壤的修复根据使用的修复主体不同, 可以分为物理修复、化学修复、生物修复等。物理、化学修复技术是指利用物理或化学的方法除去污染环境中的农药, 降低农药对生态环境的危害, 包括超声波、电离辐射、隔离、泵抽取和地上处理、土壤清洗、萃取、固化和稳定化等多种方法[1]。理化修复技术一般会影响土壤的结构和地下水所处的生态环境, 具有成本高、易形成二次污染的缺点。相对来说, 生物修复具有安全、有效、廉价和无二次污染等优点, 是利用活体生物对农药的降解作用, 将农药污染物分解成无毒或低毒的小分子化合物的过程。微生物种类繁多、代谢方式丰富多样、底物范围广, 使其在化学农药污染土壤的生物修复过程中发挥重要的作用, 成为有机化合物生物降解的首要因子, 是生物修复的主力军。

1.1 农药污染土壤修复中涉及的微生物种类

农药污染会破坏土壤功能, 威胁微生物多样性, 然而农药污染对微生物的影响是有选择性的。对于缺乏耐性的微生物来说, 污染物会抑制其生长繁殖, 造成数量减少甚至消失。而对于某些能利用污染物作碳源和能源的微生物来说, 污染物则会刺激其生长繁殖, 并通过生物作用将这些有毒物质转化成二氧化碳和水或其它无害物质[2,3]。微生物修复技术就是基于这一原理发展起来的。

农药污染土壤微生物修复技术的关键是获得高效降解菌株, 从农药污染环境中筛选分离具优良性状的菌种是最常用的一种方法。从20世纪60年代开始, 国内外就开始进行污染环境中异生物质的微生物降解研究, 科研工作者通过富集培养、分离筛选等技术获得了一大批能降解或转化化学农药的微生物, 涉及细菌、真菌、放线菌及藻类。其中, 以有机磷农药、有机氯农药降解菌种类最多, 近年来对磺酰脲类除草剂、酰胺类除草剂降解菌的筛选研究也逐渐增多。其中降解农药的真菌主要包括曲霉属 (Aspergillus) 、青霉属 (Pinicielium) 、根霉属 (Rhizopus) 、木霉属 (Trichoderma) 、镰刀菌属 (Fusarium) 、交链菌属 (Alternaria) 、头孢菌属 (Cephalospporium) 、毛霉属 (Mucor) 、胶霉属 (Gliocladium) 、链孢霉属 (Neurospora) 、根霉菌属 (Phizobium) 等。降解农药的放线菌主要有诺卡氏菌属 (Nocardia) 、链霉菌属 (Streptomyces) 、放线菌属 (Actinomyces) 、小单胞菌属 (Micromonospora) 、高温放线菌属 (Thermoactinomyces) 等。以细菌的种类最多, 包括假单胞菌属 (Pseudomonas) 、芽孢杆菌属 (Bacillus) 、节细菌属 (Arthrobacter) 、棒状杆菌属 (Corynobacterium) 、无色杆菌属 (Achromobacter) 、土壤杆菌属 (Agrobacterium) 、黄杆菌属 (Flavobacterium) 、微球菌属 (Micrococcus) 、黄单胞杆菌属 (Xanthomonus) 、埃希氏杆菌属 (Esherichia) 、产碱菌属 (Alcaligenes) 、气杆菌属 (Aerobacter) 、固氮极毛杆菌属 (Azotomonus) 、短杆菌属 (Brevibacterium) 、枝动杆菌属 (Mycopiana) 、极瘤细菌属 (Rhizobium) 、沙雷铁氏菌属 (Serratia) 、链球菌属 (Streptococcus) 、梭状芽孢杆菌属 (Costridium) 、八叠球菌属 (Sarcina) 、拟杆菌属 (Bacteroides) 、毛螺菌 (Lachnospira) 、硫杆菌属 (Thiobacillus) 、鞘氨醇单胞菌属 (Sphingomonas) 、鞘氨醇杆菌属 (Sphingobium) 。降解农药的藻类主要有衣绿藻属 (Chlamydomonas) 、小球绿藻属 (Chlorolla) 、菱属硅藻属 (Nitzichia) [4,5,6,7,8]。目前, 针对这些菌株, 科研工作者就相关的培养条件、降解特征、田间应用条件、降解效果等方面进行了研究, 为环境修复制剂的田间应用奠定了良好的基础。

1.2 化学农药污染土壤的微生物降解机制

化学农药污染土壤的修复过程是污染物在微生物作用下转化、降解的过程, 不同微生物对农药的降解机制存在差异。主要分为酶促与非酶促两种机制, 酶促降解是农药降解的主要方式。

酶促降解可分为一般有效性酶的代谢和共代谢。一般有效性酶的代谢包括广谱酶 (如水解酶、氧化酶) 的代谢和特异酶代谢, 当农药污染物浓度较高时, 微生物通过酶对农药分子的特殊毒性基团进行代谢, 使其失去毒性, 并在代谢过程中将农药分子当作自身需要的碳源物质, 从中获得生长所需的能量。化学农药降解过程中常见的酶类主要有水解酶类 (包括磷酸酶、对硫磷水解酶、酯酶、硫基酰胺酶、裂解酶等) 以及氧化还原酶类 (包括过氧化物酶、多酚氧化酶等) 。如LEWIS等由黄杆菌分离到一种酯酶或磷酸酯酶, 可降解对硫磷, 显著降低原药毒性, 同时还可水解另外10余种有机磷农药, 如久效磷、对氧磷和马拉硫磷等。另外, 从假单胞菌株中还分离到能切断氯苯胺灵酰胺键或酯键的降解酶, 从球形芽孢杆菌无细胞抽提物中分离到具有酰胺酶活性的物质, 可降解苯胺类除草剂等[9]。对有机磷水解酶的研究较为系统, 有机磷水解酶分为两类, 一类是来自Flavobacterium sp.和Brevundimonas diminuta MG的OPD (organophosphate degradation) 以及从Agrobacterium sp.中分离的OpdA;另一类是来自Pleslomonas M6的MPD (methyl parathion degradation) 和Pseudomonas WBC23菌株中的有机磷水解酶MPH (methyl parathion hydrolase) [10]。N-甲基氨基甲酸酯水解酶也是化学农药降解酶类之一, 这类酶可以降解氨基甲酸酯类农药成为酚或肟、烯醇以及胺和二氧化碳, 目前已从细菌Arthrobacter sp.WM111、Pseudomonas sp.CRL-OK、Blastobacter sp.M501和Pseudomonas aeruginosa等中纯化出多种水解N-甲基氨基甲酸酯的酶[11]。

共代谢是指某些有机物在环境中不能作为微生物的惟一碳源与能源, 必须由其它化合物存在提供碳源与能源时该有机物才能被降解的现象[12]。共代谢作用是化学农药降解的一种重要方式, 由于环境中污染物浓度都相对较低, 所以大多数农药污染物都是通过微生物的共代谢作用来降解的。仪美芹等分离出2株木霉菌及1株链格孢菌, 它们利用共代谢方式完成甲基对硫磷的降解[13]。虽然共代谢不能够彻底降解农药, 但通过共代谢的转化, 可能使得有机物更容易被其它微生物所降解, 从而加快污染物从环境中的消失速度。

非酶促降解是微生物降解化学农药的另一种方式, 是指微生物活动过程中由于pH值变化、产生某些辅助因子、化学物质而使有机物降解的现象, 如脱卤作用、脱烃作用、胺及酯的水解、还原作用、环裂解等。微生物还能参与光化学反应, 如微生物的产物能吸收光的能量转化成光敏体, 再把能量转移给农药分子, 使环境中化学农药转化分解[14,15]。

化学农药微生物降解机制的研究、降解酶的分离纯化等研究的进行为高效降解菌株的筛选、农药降解酶制剂的开发奠定了基础。目前, 已成功开发了一些农药污染环境修复制剂, 澳大利亚的OricaWatercare公司开发出有机磷水解酶制剂Landguard TM, 用于环境中有机磷农药污染的修复, 效果显著[16]。我国也有利用有机磷水解酶进行生物反应器和蔬菜表面有机磷污染的去除研究与实践[17]。

2 微生物在化学农药污染土壤修复中的应用

降解菌株的分离、筛选及其降解特性的研究都是为其应用做准备, 目前, 有关农药高效降解菌株的室内研究较多, 而实际的田间应用及效果评价则相对较为薄弱。然而, 由于活体菌剂受环境的影响较大, 将实验室分离的高效降解菌株发酵培养后直接施入被农药污染土壤并不能取得良好的降解效果, 应对其应用条件进行研究。洪源范等进行了甲氰菊酯降解菌 (Sphingomonas sp.) JQL4-5对污染土壤修复的实验, 实验结果表明土著微生物、土壤温度、pH值、添加降解菌的浓度以及甲氰菊酯的浓度对菌株降解能力的影响, 为该降解菌株的田间应用奠定了基础[7]。营养条件是决定土壤修复成功与否的关键因素之一, 在污染土壤加入外源的污染物降解菌的同时提供这些微生物生长所需的营养, 包括常量营养元素和微量营养元素, 能够有效提高田间修复效果。因此, 要根据降解菌株对营养条件的需求制成相应的制剂, 以提高降解菌株在田间对农药的降解效果。南京农业大学利用有机磷降解菌株DLL-1并附加适当营养元素制成的农药降解菌剂, 对辛硫磷、甲基对硫磷施用3d后的降解率分别为99.52%、98.83%, 2003年在山东省博兴县、滨城旧镇拱棚韭菜降解有机磷农药残留示范中, 也取得了良好的效果, 送检产品达到绿色食品卫生标准[18]。

3 农药污染土壤微生物修复的限制因素与展望

总之, 化学农药污染土壤的微生物修复作为一种高效、经济的清洁技术, 近年来得到了广泛的研究并取得了诸多成果。但总体来说, 目前对该类化学农药生物降解的研究还处于微生物菌种的筛选及降解产物的分析等方面, 主要局限于实验室研究, 大部分菌株的田间应用效果还不是很理想。这种现状主要是由于:第一, 凡是能够影响微生物活性的因素均能影响它们的降解性能, 包括pH值、温度、湿度和土壤类型等环境因子, 这些因素的不稳定造成了微生物土壤修复效果的差异, 限制了其在田间的应用。第二, 大多数的化学农药在土壤中的浓度较低, 低浓度的化合物很难维持降解细菌所需的群落。第三, 微生物修复往往需要添加营养物和诱导物, 存在二次污染的危险。第四, 富集有高浓度化学农药的微生物仍然存在于环境之中, 如何正确处理这些微生物也是亟待解决的问题。

土壤生物修复 篇10

我国土壤污染总体形势相当严峻。一是土壤污染程度加剧。据不完全调查,目前全国受污染的耕地约0.1亿hm2,占全国耕地的1/10以上;受镉、砷、铬、铅等重金属污染的耕地面积近2000万hm2,约占总耕地面积的1/5,其中工业“三废”污染耕地1000万hm2,污水灌溉农田面积达330多万hm2,1600万hm2耕地受到农药的污染,固体废弃物堆存占地和毁田13.3万hm2,合计占耕地总面积的10%以上。二是土壤污染危害巨大。据估算,全国每年因重金属污染而减产粮食1000多万t,造成的直接经济损失超过200亿元。由土壤污染引发的农产品安全和人体健康事件时有发生,成为影响农业生产、群众健康和社会稳定的重要因素。

土壤的生态环境保护与治理已引起人们的普遍关注。美国于1980年制定了CERCLA ( The Comprehensive Environmental Response,Compensation and Liability Act)法,在法律上对污染土壤的修复义务进行了规定。近年来,世界各国都非常重视污染土壤修复技术的研究,有关生物修复技术的研究更是备受关注。

2 生物修复特点及分类

2.1 特点

污染土壤的生物修复是指在一定的条件下,利用生物的生命代谢活动减少环境中有毒有害物质的浓度或使其完全无害化,从而使受污染的土壤环境能部分或完全地恢复到原始状态。对土壤污染处理而言,传统的物理和化学修复技术的最大弊端是污染物去除不彻底,导致二次污染的发生,从而带来一定程度的环境健康风险。而生物修复有着物理修复、化学修复无可比拟的优越性:处理费用低,处理效果好,对环境的影响低,不会造成二次污染,操作简单,可以就地进行处理等[1]。有机污染物的生物修复研究较为广泛深入,包括多氯联苯、多环芳烃、石油、表面活性剂、杀虫剂等。重金属污染的特点是不能被降解,而是通过植物进行富集或通过微生物将其转移或降低其毒性,只能从一种形态转化为另一种形态,从高浓度变为低浓度,在生物体内积累富集。湿地生物修复技术是利用湿地植物根系改变根区的环境,湿地植物提供微生物附着和形成菌落场所,并促进微生物群落的发育,达到治理目的。

2.2 分类

生物修复目前分为两类:原位生物修复(In site bioremediation)和异位生物修复(Ex site bioremediation)。原位生物修复就是在原地进行生物修复处理而对受污染的土壤或水体介质不作搬迁,其修复过程主要依赖于土著微生物或外源微生物的降解能力和合适的降解条件。异位生物修复是将被污染的介质(土壤或水体)搬动或输送到他处进行的生物修复处理,一般受污染土壤较浅,且易于挖掘,或污染场地化学特性阻碍原位生物修复就采用异位生物修复。

3 生物修复技术

3.1 微生物修复技术[1]

微生物对重金属污染物修复是利用土壤中的某些微生物对重金属污染物进行吸收、沉淀、氧化和还原,从而降低土壤中重金属的毒性[2]。有关微生物对有机污染物修复的报道较多。发达国家于20世纪80年代就开展了这方面的研究,并于1991年3月在美国的圣地亚哥召开了第一届“原位与就地生物修复”国际会议。20世纪90年代我国也已开始这方面的研究工作。微生物对有机污染土壤的修复是以其对污染物的降解和转化为基础的,主要包括好氧和厌氧两个过程。完全的好氧过程可使土壤中的有机污染物通过微生物的降解和转化而成为CO2和H2O,厌氧过程的主要产物为有机酸与其他产物(CH4或H2)。然而,有机污染物的降解是一个涉及许多酶和微生物种类的分步过程,一些污染物不可能被彻底降解,只是转化成毒性和移动性较弱或更强的中间产物,这与污染土壤生物修复应将污染物降解为对人类和环境无害的产物的最终目标相违背,在研究中应特别注意对这一过程进行生态风险与安全评价。

3.1.1 原位生物修复

原位生物修复主要集中在亚表层土壤的生态条件优化,尤其是通过调节加入无机营养或可能限制其反应速率的氧气(或诸如过氧化氢等电子受体)的供给,以促进土著微生物或外加的特异微生物对污染物质进行最大程度的生物降解。当挖取污染土壤不可能时或泥浆生物反应器的费用太昂贵时,宜采用原位生物修复方法,如土耕法、投菌法、生物培养法、生物通气法等。土耕法要求现场土质必须有足够的渗透性,以及存在大量具有降解能力的微生物。该法操作简单、费用低、环境影响小、效果显著,缺点是污染物可能从土壤迁移,且处理时间较长[3]。投菌法的核心是引入新的具有某些特殊功能的微生物,一般在现有微生物不能降解污染物或降解能力低的情况下考虑此法。生物培养法是要定期地向污染环境中投加H2O2和营养,以满足污染环境中已经存在的降解菌的需要。研究表明,通过提高受污染土壤中土著微生物的活力比采用外源微生物的方法更有效[4]。对生物通气法,大部分低沸点、易挥发的有机物可直接随空气抽出,而那些高沸点的重组分在微生物的作用下被彻底矿化为二氧化碳和水。其显著优点是应用范围广,操作费用低;缺点是操作时间长[5]。

3.1.2 异位生物修复

异位生物修复指将被污染土壤搬运和输送到它处进行生物修复处理,主要有土地耕作法、堆肥法、厌氧处理法、生物反应器法。土地耕作法费用极低,应用范围较广,但在土地资源紧张的地区此法受到限制,也容易导致挥发性有机物进入大气中,造成空气污染,且难降解的物质会积累其中,增加土壤毒性[6,7]。堆肥法对去除含高浓度不稳定固体的有机复合物是最有效的,处理时间较短。对三硝基甲苯、多氯联苯等好氧处理不理想的污染物可用厌氧处理,效果较好[8]。由于厌氧条件难以控制,且易产生中间代谢污染物等,其应用比好氧处理少。由于生物反应器内微生物降解的条件容易满足与控制,因此其处理速度与效果优于其它处理方法,但大多数的生物反应器结构复杂,成本较高[4]。目前,用于有机污染土壤生物修复的微生物主要有土著微生物、外来微生物和基因工程菌3大类,已应用于地下储油罐污染地、原油污染海湾、石油泄漏污染地及其废弃物堆置场、含氯溶剂、苯、菲等多种有机污染土壤的生物修复。但是,微生物修复有时并不能去除土壤中的全部污染物,只有与物理和化学处理方法组成统一的处理技术体系时,才能真正达到对污染土壤的完全修复。污染土壤的微生物修复过程是一项涉及污染物特性、微生物生态结构和环境条件的复杂系统工程。目前虽然对利用基因工程菌构建高效降解污染物的微生物菌株取得了巨大成功,但人们对基因工程菌应用于环境的潜在风险性仍存在着种种担心,美国、日本、欧洲等大多数国家对基因工程菌的实际应用有着严格的立法控制。在对微生物修复影响因子充分研究的基础上,寻求提高微生物修复效能的其它途径显得非常迫切。

3.2 植物修复技术[1]

3.2.1 重金属污染土壤的植物修复

利用植物对某种污染物具有特殊的吸收富集能力,将环境中的污染物转移到植物体内或将污染物降解利用,对植物进行回收处理,达到去除污染与修复生态的目的。根据其作用过程和机理,重金属污染土壤的植物修复技术可分为植物固定、植物挥发、植物吸收、植物降解、根际生物降解修复五种类型[9]。

植物固定(phytostabilization):利用植物降低重金属的生物可利用性或毒性,减少其在土体中通过淋滤进入地下水或通过其它途径进一步扩散。研究表明,植物耐Al能力的高低与它们维持生长介质高pH值具有密切关系。耐Al植物品种根系表面、自由空间或根际环境pH上升,使Al3+呈羟基Al聚合物而沉淀,植物对Al的吸收减少。一些植物可降低Pb的生物可利用性,缓解Pb对环境中生物的毒害作用。根分泌的有机物质在土壤中金属离子的可溶性与有效性方面扮演着重要角色。根分泌物与金属形成稳定的金属螯合物可降低或提高金属离子的活性。根系分泌的粘胶状物质与Pb2+,Cu2+和Cd2+等金属离子竞争性结合,使其在植物根外沉淀下来,同时也影响其在土壤中的迁移性。但是,植物固定可能是植物对重金属毒害抗性的一种表现,并未去除土壤中的重金属,环境条件的改变仍可使它的生物有效性发生变化。

植物挥发(phytovolatilization):植物将吸收到体内的污染物转化为气态物质,释放到大气环境中。研究表明,将细菌体内的Hg还原酶基因转入芥子科植物A rabidopsis并使其表达,植物可将从环境中吸收的Hg还原为Hg(0),并使其成为气体而挥发。也有研究发现,植物可将环境中的Se转化成气态的二甲基硒和二甲基二硒等气态形式。植物挥发只适用于具有挥发性的金属污染物,应用范围较小。此外,将污染物转移到大气环境中对人类和生物有一定的风险,因此其应用受到一定程度的限制[5]。

植物吸收(phytoextraction):利用能超量积累金属的植物吸收环境中的金属离子,将它们输送并贮存在植物体的地上部分,这是当前研究较多且认为是最有发展前景的修复方法。能用于植物修复的植物应具有以下几个特性[10]:对低浓度污染物具有较高的积累速率;体内具有积累高浓度污染物的能力;能同时积累几种金属;具有生长快与生物量大的特点;抗虫抗病能力强。但植物吸收后其叶上部分脱落又回到地面进入土壤可能造成二次污染。

植物降解:植物降解一般对某些结构较简单的有机污染物去除效率很高,对结构复杂的污染物质则无能为力[11]。根际生物降解修复方式实际上是微生物和植物的联合作用过程,其中微生物在降解过程中起主导作用[2]。植物修复是一种天然、洁净、经济的去除污染物的方法,但是利用植物修复是相对漫长的过程,要花数年时间才能把土壤中的重金属含量降到安全或可接受的水平,因为已发现的大部分金属超积累植物不但生长缓慢而且植株矮小。这也是今后的一个研究方向[12]。

重金属污染生物修复应用进展:Valentina[13]从受冶金污染的土壤、泥土和水样环境中收集分选出72种不同的嗜酸自养型细菌,具有溶解金属矿石中铜的功能。温度55°C、pH 2.5时,重金属混合浓度(Ag、As、Cd、Ni等)10-3mol/L,经5d生物修复,黄铜矿中铜有85.82%溶解,青铜矿中铜有97.5%溶解。采用ICP-AES测定金属的生物吸收,表明菌种ATh-14对金属的生物吸收最大,Ag 73%、Pb 35.26%、Zn 34%、As 19.03%、Ni 14.85%。向日葵(Sunflower)、印度芥草(Indian mustard)和天竺葵(Pelargonium zonale)被证明是具有累积金属(铅、镉、镍)能力的植物。Hassan等[14]使用天竺葵从受铅污染的土壤中吸收铅,从种植天竺葵开始经过3周时间,土壤中不同浓度的铅含量发生很大的变化:起始铅浓度2000mg/kg,实验结束后铅减少257mg/kg,吸收率为12.8%;起始浓度为7000mg/kg,铅减少2291mg/kg,吸收率32.7%。Marta等[15]从水库、铜过滤厂、制糖厂筛选出41种放线菌(actinomycete)用它们对铬进行降解,六价铬的去除率分别是24%、30%、40%。其中,11种具有六价铬耐性的菌种都具有链霉菌属(Streptomyces)和拟无枝酸菌属(Amycolatopsis)的特性。研究还发现,某些微生物在厌氧或好氧条件下可把六价铬转化为三价铬。如在混合培养基中,奇异球菌(Deinococcus sp.)只需7d就可把90%的六价铬转化为三价铬。

3.2.2 有机物污染土壤的植物修复

修复机理:有机污染物被植物吸收后,可通过木质化作用使其在新的组织中贮藏,也可使污染物矿化或代谢为H2O和CO2,还可通过植物挥发或转化成无毒性作用的中间代谢产物。植物释放的各种分泌物或酶类,促进了有机污染物的生物降解。植物根系可向土壤环境释放大量分泌物(糖类、醇类和酸类),其数量约占植物年光合作用的10%—20%。同时,植物根系的腐解作用也向土壤中补充有机碳,这些作用均可加速根区中有机污染物的降解速度。植物还可向根区输送氧,使根区的好氧作用得以顺利进行。植物释放到环境中的酶类,如脱卤酶、过氧化物酶、漆酶及脱氢酶等,可降解TNT、三氯乙烯、PAHs和PCB等细菌难以降解的有机污染物。由于植物根系活动的参与,根际微生态系统的物理、化学与生物学性质明显不同于非根际土壤环境。根际中微生物数量明显高于非根际土壤,根际可加速许多农药、三氯乙烯和石油烃的降解。微生物对多环芳烃的降解常有两种方式:一是作为微生物生长过程中的惟一碳源和能源被降解;二是微生物把多环芳烃与其他有机质共代谢(共氧化)。一般情况下,微生物对多环芳烃的降解都要有O2参与,产生加氧酶,使苯环分解。真菌主要产生单加氧酶,使多环芳烃羟基化,把一个氧原子加到苯环上形成环氧化物,接着水解生成反式二醇和酚类。细菌常产生双加氧酶,把两个氧原子加到苯环上形成过氧化物,然后生成顺式二醇,接着脱氢产生酚类。多环芳烃环的断开主要依靠加氧酶的作用,把氧原子加到C-C键上形成C-O键,再经加氢、脱水等作用使C-C键断开,达到开环的目的。对低分子量多环芳烃(萘、菲、蒽),在环境中能被一些微生物作为惟一碳源很快降解为CO2和H2O。目前已分离到的有假单胞菌属、黄杆菌属、诺卡菌属、弧菌属和解环菌属等。由于环境中能降解高分子多环芳烃(4环以上)的菌类很少,难以被直接降解,常依靠共代谢作用。共代谢作用可提高微生物降解多环芳烃的效率,改变微生物碳源于能源的底物结构,扩大微生物对碳源的选择范围,从而达到降解的目的[16]。

有机物污染生物修复应用进展:好氧微生物不但可在高浓度的苯、甲苯、二甲苯和乙苯有机污染物环境下存活,而且可降解这些有机污染物[11,12,13,14,15,16,17,18,19]。从工业煤炭废水处理厂废水中分离的醋酸钙不动杆菌种(Acinetobacter calcoaceticus)生物降解土壤中酚,在酚浓度高达1200mg/L情况下可在间歇反应器中进行降解。pH值为6时、30h 后86%的酚被降解;pH值为3时、8h后有95.2%的酚降解[20]。Vidya等从不同的农田和垃圾填埋场收集11种土壤样本,从中分离得到5种不同的具有降解毒死蜱的好氧菌团。好氧菌把毒死蜱作为唯一的碳源,经过20d的降解,降解率可达46%—72%。从这些菌团中又分离出的荧光假单胞菌(Pseudomonas fluorescence)、布鲁氏菌(Brucella melitensis)、枯草芽孢杆菌(Bacillus subtilis)、仙人掌杆菌(Bacillus cereus)、克雷白氏杆菌(Klebsiella species)、沙雷氏菌(Serratia marcescens)、铜绿假单胞菌(Pseudomonas aeroginosa),培养20d后毒死蜱降解率达到75%—87%;分别用荧光假单胞菌、布鲁氏菌、枯草芽孢杆菌、铜绿假单胞菌降解土壤中的毒死蜱,经过30d降解率分别为89%、87%、85%、92%[21]。我国在有机污染环境生物修复方面也进行了大量的基础性工作。袁红莉等[22]在辽河油田的渣油中富集分离菌株,使芳香烃的降解率达到80%,降解时间由60d减少到30d。潘学芳等[23]研究了微生物降解前后石油烃组分的变化和细胞内外烃组分的变化,结果表明菌体细胞与原油的吸附很紧密,并在成分上有一定的选择性,然后被不加修饰地运输到细胞内。罗雪梅等[24]以枯草芽孢杆菌为接种微生物,研究微生物对沉积物和湿地土壤吸附多环芳烃菲、苯并[a]芘过程的影响,结果表明枯草芽孢杆菌对菲与苯并[a]芘都可进行吸附或生物降解,48 h液相多环芳烃浓度达到平衡时,微生物消除菲98%,消除苯并[a]芘85%。

污染土壤生物修复的主要影响因子:①污染物的性质。重金属污染物在土壤中常以多种形态贮存,不同的化学形态对植物的有效性不同,某种生物可能对某种单一重金属具有较强的修复作用。此外,重金属污染的方式(单一污染或复合污染)、污染物浓度的高低也是影响修复效果的重要因素。有机污染物的结构不同,其在土壤中的降解差异也较大。②环境条件。一般而论,土壤盐度、酸碱度和氧化还原条件与重金属化学形态、生物可利用性及生物活性有密切关系,也是影响生物对重金属污染土壤修复效率的重要环境条件。补充微生物和植物在对污染物修复过程中的养分和水分消耗,可提高生物修复的效率。对有机污染土壤进行修复时,添加外源营养物可加速微生物对有机污染物的降解。对PAHs污染土壤的微生物修复研究表明,当调控C∶N∶P为120∶10∶1 时,降解效果最佳[25]。此外,采用生物通风、土壤真空抽取及加入H2O2等方法对修复土壤添加电子受体,可明显改善微生物对污染物的降解速度与程度。通过土壤改良提高重金属的植物可利用性,将重金属富集植物与新型土壤改良剂相结合,使植物高产和植物对重金属的积累速率及水平的提高也是研究方向之一。③生物体的种类和活性。微生物的生物体很小,吸收的金属量较少,难以后续处理,限制了大面积现场修复的应用。植物体生物量大,易于后续处理,利用植物对金属污染位点进行修复应用较广。由于超积累重金属植物一般生长缓慢,且对重金属存在选择作用,不适于多种重金属复合污染土壤的修复。在选择修复技术时,应根据污染物的性质、土壤条件、污染的程度、预期的修复目标、时间限制、成本、修复技术的适用范围等因素加以综合考虑。利用植物与微生物相结合的植物辅助生物修复技术来降解土壤中的有机污染物是近年来出现的新技术,如通过根际微生物可加速植物吸收某些矿物质如Fe和Mn。根际内以微生物为媒介的腐殖化作用可能是提高金属植物可利用性的原因。

4 结语

生物修复技术是一种环境友好替代技术,在国内外受到日益广泛的重视。20世纪80年代,荷兰花费了近15亿美元用于土壤修复;德国1995年投资约60亿美元净化土壤;美国20世纪90年代用于土壤修复的投资额超过100亿美元。与欧美等发达国家相比,我国对污染土壤修复技术的研究和投入相对滞后。总体来讲,生物修复技术处于实验室或模拟试验阶段的研究结果较多,商业性应用有待于该技术的进一步成熟和创新性技术的开发。

有关生物修复还有许多问题有待进一步的研究,如植物超积累重金属的机理及超积累效率与土壤中重金属元素的价态、形态及环境因素的关系;植物根际共存微生物群落的生理、生态学特征,根系分泌物对微生物的进化选择过程的影响机理,根际微生态系统中以微生物为媒介的腐殖化作用对污染土壤生物修复过程的影响;应用现代分子生物学与基因工程技术,使超积累植物的生物学性状进一步改善与提高,并构建高效降解污染物的微生物基因工程菌,提高植物与微生物对污染土壤生物修复的效率;生物修复与其它修复技术(如化学修复)的联合修复作用;生物修复过程中污染物的生态化学过程量化数学模型、生态风险及安全评价体系等。

摘要：近年来土壤污染呈现加重的趋势,有关污染土壤的修复研究正日益受到重视。生物修复技术是一项用于污染土壤治理的新技术。介绍了污染土壤生物修复技术,综述了近年来国内外土壤生物修复技术的研究和应用现状,并评述了土壤生物修复技术存在的问题以及污染土壤生物修复的发展方向。

生态文明从土壤修复开始 篇11

由此可见，水、大气、土壤这三大污染是环境防治的重中之重。在这三大污染中，土壤污染通常被称作“隐身杀手”，其损害程度不仅不易被发现，而且其严重程度更不亚于空气和水污染。

环保部早在2006年公布的数据已表明，中国的土壤污染现状严峻，且是全球最严重的国家之一：据不完全统计，目前中国受污染的耕地耕地约有1.5亿亩，污水灌溉污染耕地3250万亩，固体废弃物堆存占地和毁田200万亩。三者合计1.85亿亩，已占中国18亿亩耕地的1/10以上。此外，据估算，全国每年因受重金属污染的粮食达1200万吨，造成的直接经济损失超过200亿元。

土壤污染问题的严重程度，引起了党和国家的高度重视。2012年10月31日国务院常务会议已经部署了土壤综合治理工作。

为此我们专门走访了河南农业大学资源与环境学院在教学第一线工作已近30年的杨素勤副教授。2012年12月20日，她刚刚给本科生讲完两节课，便急匆匆地从教室赶往办公室。头上丝丝白发，昭示出经年累月的科研历程。

了解杨素勤的人说，她除了长年累月给学生上课，就是呆在实验室。实验室太小，她把做实验用的水培作物都搬到了办公室，本来就小的空间显得更加拥挤。这天，为了不影响在办公室工作的其他老师，我们的采访地点改到了学院的会议室。

杨素勤一直从事环境监测方面的教学和科研工作，主要从事农业资源环境监测、土壤环境质量评价、土壤与植物营养等方面的科研工作。用她的话说，就是一辈子和土坷垃打交道，是一个真正“修地球”的人。

然而，现实中，“地球”还真的不好“修”。

土壤作为环境的主要组成要素之一，也是我们人类所需食物的主要生产场所，其质量的好坏直接影响到人类的健康。

土壤污染物从大的方面来说，基本上分为两大类，一类是无机污染物，一类是有机污染物。无机污染物多为重金属元素如汞、镉、铬、铜、锌、铅、镍、砷、硒、氟等放射性元素，以及盐、酸、碱等；有机污染物则主要指有机农药、石油烃、多环芳烃等。这些污染物一旦进入土壤，就会在土壤中残存、积累和迁移，进而影响土壤中微生物的活动，导致土壤理化性质恶化，影响农作物生长发育，最终造成农产品安全危害。

由于人类常常将土壤作为纳污场所，而且污染物在土壤环境中积累的初期不易被人们所觉察，一旦超过正常的量，其毒害作用比较明显地表现出来时，就很难被消除，也就是說土壤污染具有隐蔽性、积累性和难以消除的特点。

土壤污染的来源主要有：一是工业污染源，如工业的三废排放，其中，矿业和工业固体废弃物污染最为严重。这类废弃物在堆放或处理过程中，由于风刮日晒、雨淋和水洗，重金属以辐射状、漏斗状向周围土壤、水体扩散。日本著名的“骨痛病”就是锌冶炼厂排放的三废造成土壤镉污染，并在稻米中富集，最终对人体健康产生危害的一个例子。二是农业污染源，如农药、化肥和地膜等农用物资的长期的不合理利用，也可导致土壤污染。绝大多数的农药为有机化合物，少数为有机—无机化合物或纯矿物质，个别的农药在其组成中含有汞、砷、铜和锌等重金属。长期的不合理利用必然造成土壤的重金属污染。三是交通污染源，据有关报道称，汽车运输可对大气和土壤造成严重污染。主要是以铅、锌、铜、镉等污染为主，它们来自含铅汽油的燃烧和汽车轮胎磨损产生的粉尘。造成的污染呈带状分布，因距离公路、铁路、城市中心的远近及交通量的大小有明显的差异。四是生活污染源，主要是人类在生活中不经意造成的土壤污染，以电池为例，据有关资料显示：电池中含有大量的重金属，如锌、铅、镉、汞、锰等。据专家测试，一粒废旧的纽扣电池能污染600立方米水；一节一号电池烂在地里，能使一平方米的土地失去利用价值。废旧电池如果与生活垃圾混合处理，电池腐烂后，其中的汞、镉、铅、镍等重金属溶出会污染地下水和土壤，再渗透进入鱼类、农作物中，破坏人类的生存环境，威胁人类的健康。

土壤遭到破坏，是弃之不用呢，还是不管不顾呢？事实上，国内外都有很多遭受污染的土壤，很多科学家也都在想方设法进行治理和修复的试验。杨教授介绍说，目前世界上一般采用物理、生物和化学三种手段进行土壤修复，即工程修复、生物修复和化学修复。

工程修复手段主要有排土法、客土法、淋洗法和加热法等，排土法、客土法、淋洗法较为简单快速，但只是实现污染物的机械转移或相对降低，并不能从根本上解决土壤污染问题，同时修复费用很大；加热法就是利用加热的方式将污染物分离或玻璃化（固化），但其成本高，操作比较烦琐，不能大范围应用。

化学措施主要是靠施用有机物和碱性（碳酸钙、石灰）物质改变土壤pH值的方法来改变重金属形态，降低其毒性和有效性，从而减少重金属对植物的毒害作用。利用化学改良剂稳定土壤中的重金属，减少重金属在作物中的积累，也是一种可行的土壤污染治理方法。在沈阳张士污灌区进行的大面积石灰改良实验表明，每公顷施用1500～1875kg，籽粒中镉的含量下降50%。化学措施是在土壤原位上进行的，简单易行。但并不是一种永久的修复措施，因为它只是改变了重金属在土壤中存在的形态，金属元素仍然保留在土壤中，容易再度活化危害植物。杨教授说，从农学的角度来说，肯定不主张使用这种方法，因为土壤的形成周期非常慢，破坏时容易，修复起来太难了。真正从修复这个原意上来讲，植物修复更具操作性，不仅费用低，而且它更像是治病的时候，用中药来治疗，以达到治本的功效。

生物措施是利用微生物、动物或植物来富集或吸收重金属。一些细菌细胞壁带有负电荷而呈现出阴离子特征可以络合和富集重金属，蚯蚓也能富集重金属。生物修复成本低，易于实行，特别是植物修复，具有治理效果永久性、治理过程原位性（对土壤环境扰动小）、治理成本低廉性、环境美学兼容性、后期处理简易性等经济技术优势，因而植物修复是一种很有潜力、正在发展的清除环境污染的绿色技术。

目前，我国在利用植物修复手段上也取得了不小的试验成果。以中科院地理生态研究所陈同斌为代表的科研团队研发的以超富集植物蜈蚣草提取污染土壤中的砷、铅等重金属污染物，并在广西环江进行示范，在因尾矿库泄漏导致寸草不生的农田中，通过种植超富集植物蜈蚣草和东南景天，将重金属砷和镉从土壤中间提取出来，并进行无害化处理。目前已实现种植的桑叶达到养蚕的标准，蚕茧中间的重金属也实现了达标。

杨素勤介绍说，也可以利用阻断技术来防治污染土壤对农作物的污染。它是利用植物的基因差异去阻断农作物对污染物的吸收，达到土壤的安全利用。不同基因型作物品种对土壤污染物的响应能力不同，在同等条件下不同品种的小麦籽粒中重金属铅的含量可以相差3～7倍，同时污染物在同一植株内的不同部位积累也有很大差异。据研究，玉米对土壤中铅的吸收具有很强的分异特性，对铅吸收最强的根系，根系中铅含量大约是秸杆的4～60倍、玉米秸杆中铅含量大约是籽实的20 倍。而筛选几种主要粮油作物品种，选择那些耐性强、籽粒积累少的品种，可以在一定程度上保证农产品的安全生产。

杨素勤说，目前河南农业大学资源与环境学院的科研小组正在对小麦、玉米进行抗重金属性能品种筛选，力争为河南省的粮食安全生产提供一项新的保障措施。

不为人知的是，这个项目的试验并没有专门的经费支持，而是杨教授从其他项目的经费中挤出来、省出来的。他的学生说，杨教授出门能坐火车基本不坐飞机，能省就省，为的就是能多省点经费好补贴到这个项目上，而跟着她，做得最多的就是呆在实验室里做试验。

土壤生物修复 篇12

随着我国工业化进程的不断深入, 工业化所产生的环境问题也日益突出, 尤其是环境土壤重金属污染问题。据报道, 我国已有大部分土壤耕地受到Cd、As、Pb、Mn、Zn、Cu和Cr等重金属污染, 例如, 2009年的湖南省浏阳市双桥村镉污染事件和2011年广东河源市紫金县铅污染事件, 并且对当地居民的健康造成了极大危害。因此, 如何修复被重金属污染的土壤受到了广泛关注。目前, 土壤重金属污染修复技术可以分为物理修复、化学修复、农业修复和生物修复法。其中, 物理修复法主要包括客土、换土、去表土、深耕翻土法, 热解析法和玻璃化法;化学修复法主要包括有电动修复法、淋洗法和稳定化法;农业修复法主要有施用有机肥, 控制土壤水分、p H和Eh值;生物修复法主要有植物吸收法、植物固定、植物挥发法、根系过滤、动物修复和微生物修复法。通过文献调研, 本文主要比较了近几年化学修复法和生物修复法的特点, 并介绍了一些重要的实践和应用, 来探讨化学修复、生物修复的方法, 希望能为未来的环境土壤重金属修复技术提供相应的科学支持。

1 化学修复技术

1.1 土壤淋洗法

土壤淋洗法主要是通过寻找一些土壤淋洗液来淋洗被污染的土壤。土壤淋洗法常以有机酸、碱、无机酸及螯合物作为淋洗剂, 将可迁移性弱的重金属离子转化为可迁移性强的重金属离子, 使重金属元素从土壤中淋洗出来。例如, 吴烈善学者等人用单宁酸和柠檬酸以不同浓度、淋洗时间、复配体积比下对土壤中的重金属进行了单一和复合淋洗来研究有机酸的去除效果, 发现在单宁酸和柠檬酸在复合淋洗土壤时对土壤中Cd能达到97.47%的去除率, 证明了土壤淋洗法对土壤中重金属的去除有着显著的效果。虽然土壤淋洗法去除效率高, 但是由于淋洗剂会使土壤理化性质改变, 因此造成二次污染问题。

1.2 化学稳定化法

化学稳定化法是通过向土壤中添加钝化剂来降低重金属的生物有效性, 其主要原理是利用吸附作用、离子交换、配合反应共沉淀和氧化还原等手段降低重金属对生态环境污染。例如, 孙翠平等学者通过利用有机、无机和复合钝化剂来钝化土壤中的重金属, 验证了多种钝化剂对土壤的重金属污染的修复有较好的效果。由于钝化剂一般也是化学试剂组成, 也容易造成土壤环境的二次污染。因此, 寻找对环境友好的钝化剂是化学稳定化法研究的重点。对环境友好并且有较好的应用前景的钝化剂目前主要包括改性黏土矿物和生物碳等, 例如, 韩毅学者等人通过使用富含微孔的生物炭, 探究其对烟草和土壤中汞金属含量的影响, 验证了富含微孔的生物炭能抑制烟草对汞的富集, 降低土壤中汞的生物可利用性, 同时还能提高土壤的肥料利用率, 因此富含微孔的生物炭在修复土壤重金属汞方面有优势。

2 生物修复技术

2.1 植物修复技术

植物修复技术以其安全、廉价、易获取而在近年来成为土壤重金属修复发展热点。植物修复技术主要包括植物挥发法, 植物固化法和超富集植物法。其中, 超富集植物法在植物修复技术中目前得到了广泛地关注。超富集植物的主要特征是可以大量地富集重金属, 富集能力是普通植物的100~1000倍以上, 并且植物体生长旺盛, 可以完成其完整的生活史。超富集植物的去除重金属的机理因植物的种类而异。例如, 有学者研究得到, 在重金属胁迫下, 植物根系会产生柠檬酸与重金属形成络合物, 进而提高土壤中重金属的可迁移性, 易于被植物吸收从而达到去除土壤中的重金属。因此, 有效的筛选出优良的超富集植物是超富集植物法的研究重点。周杰良学者等人曾以湖南常见的25种藤本植物为样本, 设置不同种Cd溶液来研究藤本植物的富集效果, 研究发现, 藤本植物中蔓长春花对Cd污染的耐性很强, 并且转移系数和富集系数均大于1, 符合超富集植物的标准, 并且在土壤重金属富集测试有较好的效果。超富集植物法对土壤的理化性质改变小, 不易造成土壤环境的二次污染, 在土壤重金属污染修复中有较好的应用前景。然而, 超富集植物的修复周期长, 难以高通量修复污染的土壤, 并且收割后的超富集植物的处理机制仍不完善, 因此超富集植物法还需要进一步改进。

2.2 微生物修复技术

微生物技术主要是利用微生物吸附、氧化还原和矿化固结重金属离子, 从而降低重金属浓度和可利用态, 减少重金属对生物体的危害。因此, 筛选出具有高效去除土壤重金属性能的微生物是微生物修复技术的热点。例如, 靳治国学者等人从重金属污染的土壤中分离和筛选出了耐高浓度Pb的绿色木霉菌以及耐受高浓度Cd的淡紫拟青霉菌, 发现两菌均可在有高浓度重金属Pb和Cd的条件下正常生长, 可作为土壤中重金属离子的吸附剂。虽然微生物修复技术修复效果好, 并且微生物修复剂低毒性, 对土壤环境不易造成显著性破坏, 但微生物修复技术存在“外来细菌”对本土细菌的威胁等问题, 因此可以通过基因工程技术修饰本土微生物基因, 以增加其修复效率并且减少“外来细菌”威胁。

3 小结和展望

本文主要介绍了化学和生物修复土壤重金属的污染技术。化学修复法具有去除重金属效率高并且周期短, 但是添加的化学试剂易改变土壤的理化性质, 导致土壤受到二次污染;生物修复技术主要是利用生物体的代谢活动及其代谢产物修复重金属污染的土壤, 因此生物修复法对环境更友好, 但生物修复技术的修复周期长, 效率低, 去除目标单一, 难以达到“一剂多用”的效果, 因此可以结合基因突变, 基因重组等技术, 到达高通量去除土壤中的重金属并且对环境友好的效果。

摘要：我国已有大部分土壤耕地受到Cd、As、Pb、Mn、Zn、Cu和Cr等重金属污染。土壤修复已经成为一项十分紧迫的任务。目前, 土壤重金属污染修复技术可以分为物理修复、化学修复、农业修复和生物修复法。本文主要探究了化学修复法和生物修复法的原理、技术特点以及相关的实践应用, 并提出了相关的改进意见, 为土壤重金属污染的修复技术提供相应的科学支持。

关键词：土壤,重金属污染,化学修复,生物修复

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