因污染物修复主体的不同,有机污染物污染土壤生物修复技术可分为植物修复技术、动物修复技术、微生物修复技术及其联合修复技术。其中污染土壤微生物修复技术是土壤污染生物修复的重要技术之一,也是最具应用和发展前景的生物修复环保技术。
文章重点讲述了国内外有机污染物污染土壤的生物修复技术及其原理、取得的研究进展及存在的优缺点,并对污染土壤的动物修复技术研究进行了初步展望,可为土壤有机污染物的生物修复研究提供参考....
土壤有机物污染的修复日益迫切
土壤污染成为全球性的主要环境问题之一(骆永明等,2005;杨勇等,2012)。现代农业的出现改变了自然界原有状况,为追求高产优质,导致水肥和化学农药的大量使用,除此之外,在工业生产、石油开采、交通运输、畜禽养殖及居民生活等工农业生产生活过程中也会排出大量有机污染物,如多环芳烃(PAHs)、多氯联苯(PCBs)及抗生素(ATBs)等,使土壤有机物污染进一步加剧(Song等,2013;高园园和周启星,2013;李伟明等,2012;肖文丹等,2012;张杏丽和周启星,2013;邹威等,2014)。土壤有机物污染的修复日益迫切。
因此,开展污染土壤修复活动,促进土壤的保护和可持续利用,对实现社会经济可持续发展具有重要作用和意义。
1土壤污染的修复
土壤污染修复是指通过物理的、化学的和生物的方法,吸收、降解、转移和转化土壤中的污染物,使污染物浓度降低到可以接受的水平,或将有毒有害的污染物转化为无害物质的过程。包括污染土壤的物理修复技术、化学修复技术以及生物修复技术 3 种方式。
在污染土壤修复技术中,生物修复技术因其安全、无二次污染及修复成本低等优点而受到越来越多的关注.....
土壤污染修复的研究起始于 20 世纪 70 年代后期,在过去的近 40 年时间里,欧、美、日、澳等国制定了大量的土壤污染修复计划,投资研制了很 多土壤污染修复相关的技术及设备,积累了大量污染现场修复技术及工程应用经验,成立了众多的土壤污染修复公司与组织,使土壤污染修复技术研究与应用得到了快速发展。
我国的土壤污染修复技术研究起步较晚,直到“十五”期间才受到足够重视,并列入国家高技术研究发展计划领域(骆永明,2008),研究水平与应用经验同美、英、德、荷等国有很大差距。为了顺应土壤保护和土壤环境科学发展的需求,国家自然科学基金委员会等国家相关部委有计划地设置了一些土壤污染修复研究计划与专题,极大地促进与带动了国内土壤污染控制与土壤污染修复技术的研发。此间,以土壤污染修复为主题的国内系列学术活动也为我国土壤污染修复技术的研发起到了很好的引领与推动作用,土壤污染修复理论与技术成为土壤科学、环境科学研究的新内容(骆永明等,2005)。
土壤污染修复是指通过物理的、化学的和生物的方法,吸收、降解、转移和转化土壤中的污染物,使污染物浓度降低到可以接受的水平,或将有毒有害的污染物转化为无害物质的过程(李方敏等,2012;刘娜等,2012;刘少卿等,2011;殷甫祥等,2011)。同物理修复和化学修复方法相比,生物修 复具有可基本保持土壤理化性质、污染物降解彻底、处理费用较低和应用广泛、不易产生二次污染、适应于大面积土壤污染的修复等特点。生物修复由于具有低耗、高效、环境安全及纯生态过程等的显著优点,成为土壤环境修复的最活跃的研究领域(Jayanthy 等,2014;Mitton 等,2012;Wise 等,2000;李培军等,2006)。
根据土壤受污染的类型,可以将污染土壤的生物修复分为无机污染(如重金属等)土壤和有机污染(如农药、石油、抗生素等)土壤的生物修复两大类。其中,有机污染土壤的生物修复是目前污染修复研究的热点领域,接下来重点介绍有机污染土壤生物修复的研究进展及相关修复机理。
2有机污染土壤生物修复技术
生物修复技术(Bioremediation)的研究始于20 世纪 80 年代中期,到 20 世纪 90 年代开始有了成功应用的实例(Wilson 和 Jones,1993)。
广义的土壤污染生物修复是指通过土壤生物(包括植物、动物及微生物单独作用或联合作用)吸收、降解和转化土壤中的污染物,使土壤污染物含量降低或将有毒有害物质转化为无害物质的过程(陈坚,2000;王翔等,2012)。生物修复分为微生物修复、植物修复和动物修复 3 种,并以微生物修复及植物修复的研究和应用最为广泛。
狭义的土壤污染生物修复特指微生物修复,即通过微生物将土壤有机污染物作为碳源和能源,将其分解为 CO2 和 H2O 或其他无害物质的过程(黄艺等,2009;张从和夏立江,2000)。
2.1有机污染土壤的植物修复技术
土壤污染植物修复研究进展
自 20 世纪 80 年代问世以来,植物修复技术研究迅速发展(Arthur 等,2005;Jayanthy 等,2014;Mitton 等,2012;李廷强等,2011;骆永明,1999)。
植物修复(Phytoremediation)是指通过利用植物忍 耐或超量吸收积累某种或某些化学元素的特性,或利用植物及其根际微生物将污染物降解转化为无毒物质的功能,利用植物在生长过程中对环境中的某些污染物的吸收、降解、过滤和固定等特性来净化
环境污染的技术。
包括利用植物积累/超积累功能的植物吸取修复(Ma 等,2001;Whicker 等,2004)、 利用植物根系控制污染扩散及恢复生态功能的植物稳定修复(Mendez 和 Maier,2008)、利用植物代谢功能的植物降解修复(Newman 和 Reynolds,2004)、利用植物转化功能的植物挥发修复(骆永 明,1999)、利用植物根系吸附功能的植物过滤修复(骆永明,1999)等。能利用植物修复的污染物有重金属、农药、石油和持久性有机污染物、炸药、 放射性核素等(Ma 等,2001;Sun 等,2011;Whicker等,2004;Zhang 等,2012),并形成了包括络合诱导强化修复(Roy 等,2005)、不同植物套作联合修复、修复后植物处理处置的成套技术(骆永明,2008)以及纳米-植物联合修复技术(高园园和周启 星,2014)等。
植物修复技术的关键在于选择具有高产及高去污能力的植物,弄清植物生长对土壤及其生态环境的适应性(Cunningham,1997;Jayanthy等,2014;Mitton等,2012;杨红军等,2012;张弛等,2012)。
有机污染土壤植物修复原理
在有机污染物的植物修复中,有机污染物的理化性质、环境条件、植物种类等都影响着修复效果。 植物对土壤有机污染物的修复原理有 3 种(Hathaway,1989;Whicker 等,2004;桑伟莲和孔 繁翔,1999)。
(1)植物对有机污染物的直接吸收分解与蒸腾作用:一般来讲,植物从土壤中直接吸收有机污染 物,将其代谢分解,并经过木质化作用使其成为植 物的一部分,如木质素等,储藏于植物细胞的不同位点;或通过矿化作用使其彻底分解为 CO2 和 H2O; 也可以利用植物的挥发作用去除土壤中有机污染物(Schnoor 等,1995);还有的可以通过植物叶子的蒸腾作用释放到大气中去。
研究表明,污染物经根直接吸收取决于其在土壤中的浓度和植物的吸收率和蒸腾率,而蒸腾作用是决定植物修复中吸收 速率的关系变量,它又与植物的种类、叶面积、养 分、土壤水分和风力条件以及相对湿度有关。土壤中有机污染物的种类、浓度,植物种类、叶面积、 根结构、土壤养分、水分、风力、相对湿度等均影响着土壤中有机污染物的直接吸收(桑伟莲和孔繁 翔,1999)。
(2)植物根系分泌物(包括一些酶类)到土壤中,加速土壤的生化反应,促进有机污染物的修复: 植物根系能分泌一些营养物质,如糖类、醇、蛋白 质等,供土壤微生物生存;植物根系还能分泌一些 特殊的化学物质,如有机酸等,可以改变土壤的 pH等,从而有利于污染物的分解。
研究表明,根系(根 须)发达的植物能促进根际微生物对除草剂等有机污染物的吸附、降解,植物根系释放到土壤中的酶也可以直接降解有机污染物。
此外,植物死亡后释放到环境中的酶也可继续发挥分解作用。已有科研工作者利用植物根系中的硝基还原酶对含硝基的有机污染物进行降解的报道(Macek等,2000), 相似的研究也发现了植物根系中的脱卤素酶和漆酶,可被用来降解含氯有机污染物。
虽然植物酶在各种杀虫剂等外来有机物在植物细胞内降解过程中起很重要的作用(Macek等,2000),但植物修复还是需要依靠整个植物系统来完成,植物的生长可以中和土壤 pH,吸着或螯合重金属,酶被保护在植物体内或吸附在植物表面,不至于受到损伤, 因而能较长时间保持降解土壤中有机污染物的活性。
美国 EPA 实验室从淡水沉积物中鉴定出来自植物的 5 种可以分解相关有机污染物的酶:脱卤酶、硝酸还原酶、过氧化物酶、漆酶和腈水解酶。
因此,在筛选新的降解植物或研究有机污染物降解机理的时候需要关注这些酶系,并且注意发现新酶系。
(3)根际-微生物的联合代谢作用:植物是一个有效的土壤污染处理系统,它同其根际微生物共同利用其生理代谢特性担负着分解、富集和稳定污染物的作用。
根际是植物根系直接影响的土壤范围, 是指在植物根系分泌的有机物作用下,与其 pH、EH、微生物等组成的一个特殊的微生物环境,根系分泌物与根际微生物间存在着复杂的相互关系。
Moser 等(1983)研究认为,植物每年释放到土壤中的物质可达植物总光合作用产物的 10%——20%, 它们与脱落的根冠细胞等一起为根际微生物提供 重要的营养物质,促进了根际微生物的生长与繁殖。由于根系生长的穿插作用,使根际的通气状况、 水分含量和温度均比根际外的土壤更利于微生物的生长;另一方面,植物将大气中的氧气经叶、茎输送到根系中,扩散到根际周围缺氧的土壤中,形成了富氧的微环境,刺激好氧微生物的活性和生长繁殖(程树培,1994)。
研究表明,植物根际土壤微生物明显比非根际土壤中的微生物活性、数量和种类多,一般提高约 10 倍,有的高达 100 倍,其中假单孢菌属(Pseudomonas sp.)、黄杆菌属(Flavobacterium sp.)、产碱菌属(Alcaligenes sp.) 和土壤杆菌属(Agrobacterium sp.)的根际效应非常明显(Anderson等,1993)。
研究发现,植物根际是一个能降解土壤中污染物的生物活跃区,根际可以加速许多农药以及三氯乙烯的降解(Henner 等,1997)。研究者还针对植物宿主的正确选择、必要的植根方式和有关的微生物群落进行了综合研究, 发现植物根际-微生物系统的相互促进作用将是提高污染土壤植物修复能力的一个活跃领域 (Anderson 和 Walton,1992)。
植物根系分泌物在增强根际微生物活性的同时,微生物的活动也促进了 根系分泌物的释放,两者相互作用共同加速了根际有机污染物的降解,植物根际微生物的降解作用被认为是植物修复土壤有机污染物的主要途径(Afzal 等,2011;Glick,2010;Liu 等,2014)。
污染土壤的植物修复与其他修复技术相比,有着许多优点,如成本低、对环境影响小、能使地表长期稳定,清除土壤污染的同时可清除污染土壤周围的大气和水体中的污染物,这样有利于改善生态环境(唐世荣等,1996)。
但由于该技术仍处于起步阶段,在理论体系、修复机理及技术上还有待进 一步研究(Bauddh 等,2012;Hou 等,2013;Liu等,2011;杨卫东等,2014),包括对植物的生理特性、栽培特性、遗传学及分子生物学特性进行研究,以筛选能超量积累污染物的植物并改善植物吸收性能;对植物分解、富集和稳定化污染物的机制展开研究,确定污染物在植物体系中的迁移转化规律以及植物-微生物体系的作用规律等。此外,利用基因工程技术,构建高效去除污染物的植物,是目前研究的热点之一。
2.2有机污染土壤的微生物修复技术
微生物是土壤生态系统的重要生命体,它不仅可以指示污染土壤的生态系统稳定性,而且还有巨 大的潜在的环境污染修复功能。微生物能以有机污染物为唯一碳源和能源或与其他有机物进行共代谢而将其降解。在此基础上,便出现了污染土壤的微生物修复理论及技术。
微生物修复是指利用天然存在的或所培养的功能微生物(主要有土著微生物、外来微生物和基因工程菌),在人为优化的适宜条件下,促进微生物代谢功能,从而达到降低有毒污染物活性或将其降解成无毒物质而达到修复受污染环境的技术。
通常一种微生物能降解多种有机污染物,如假单胞杆菌可降解 DDT、艾氏剂、毒杀酚和敌敌畏等。 此外,微生物可通过改变土壤的理化性质而降低有机污染物的有效性,从而间接起到修复污染土壤的目的。
在我国,已构建了有机污染物高效降解菌筛选技术、微生物修复剂制备技术和有机污染物残留微生物降解田间应用技术(陈志丹等,2012;顾平 等,2010;花莉等,2013;骆永明,2008;彭素芬 等,2010;钱林波等,2012;周际海等,2013)。 如:刘宪华等(2003)用假单胞菌 AEBL3 降解土壤呋喃丹,结果表明,未加菌土壤呋喃丹在 0——7 cm土层中质量分数已达 90 mg˙kg-1,加菌土壤呋喃丹 质量分数为 4.8 mg˙kg-1,后者降解率达 96.4%。
如今,微生物修复有机污染物研究已进入基因水平, 可以利用基因重组、构建基因工程菌来提高微生物 降解有机污染物的能力。如:蒋建东等(2005)通 过同源重组法构建多功能农药降解基因工程菌,在 相同条件下,工程菌 CD-mps 和 CDS-2mpd 在 1——24 h内便可迅速降解甲基对硫磷(MP),呋喃丹也可 在 30 h 内完全降解。
微生物修复研究的发展趋势
目前,微生物处理土壤污染的研究主要集中在以下几方面:
(1)高效降解菌株的筛选和基因工程菌的研发。土著微生物虽然在土壤中广泛存在,但由于其生长较慢,代谢活性不高,或者由于污染物的存在 造成土著微生物的数量下降,致使降解污染物的能力降低,因此往往需要在污染土壤中接种降解污染物的高效菌,以缩短修复时间。
研究表明在实验室条件下,30 °C时每 g 土壤接种 106 个五氯酚(PCP) 降解菌,使 PCP 的半衰期从 2 周降低到 1 d(Wilson和 Jones,1993)。为了增加对某些特定有机污染物 的降解,利用分子生物学、基因工程等新理论与技 术分离和选育高效降解菌及酶系,并提高它们对污 染物的降解能力,是目前强化土壤微生物修复效果 的研究热点。
近年来,利用基因工程手段研究和构 建高效基因工程菌,可将多种降解基因转入同一微 生物中,使其获得广谱的降解能力。具体技术包括 降解性质粒 DNA 的体外重组、组建带有多个质粒 的新菌株和原生质体融合等。例如,将甲苯降解基 因转移给其他微生物,使受体微生物也能降解甲 苯,这比简单地接种特定的微生物要有效得多。
(2)降解菌定殖的强化技术。土壤中的氮、磷 都是微生物生长的重要营养元素,适当添加营养物是促进降解菌尽快定殖,并将污染物完全降解的主 要措施(易绍金和马文臣,2006)。但要达到良好的降解效果,在添加营养盐之前,要确定营养盐的添加形式、合适的浓度及比例。
目前常用的营养盐的种类很多,如正磷酸盐或聚磷酸盐、铵盐、尿素 及酿造酵母废液等。虽然在理论上可以估算 N、P的需要量,但有些污染物的降解速度太慢,而且不同地点 N、P 的可利用性变动很大,实际值与计算值会有较大的偏差。
目前,有些外国公司针对特定的环境已经开发出一些强化生物修复的肥料,如用石蜡包埋正磷酸盐或尿素,该配方的营养物易溶于 油相,可以缓慢释放,处理土壤石油类污染物效果显著。
微生物降解土壤有机污染物的主要反应类型
土壤有机污染物可在微生物的直接作用下或在共代谢作用下分解为低毒或无毒产物,也可利用微生物分泌的酶(胞内酶和胞外酶)的作用对有机 污染物进行分解等。大部分有机污染物可被土壤微生物降解、转化,降低其毒性或完全无害化。
有机污染物被微生物降解主要依靠两种方式:
(1)利用微生物分泌的胞外酶降解;
(2)污染物被微生物吸收到细胞内,由胞内酶降解。
吸收污染物的方式主要有被动扩散、促进扩散、主动运输、基团转位及胞饮作用等。污染物的微生物降解可以归结为如下主要反应类型。
(1)氧化作用:
1.醇氧化,如醋化醋杆菌 (Acetobacter aceti)将乙醇氧化为乙酸,氧化节杆菌(Arthrobacter oxydans)可将丙二醇氧化为乳酸; 2.醛氧化,如铜绿假单胞菌(Pseudomonas aeruginosa)将乙醛氧化为乙酸; 3.甲基氧化,如铜绿假单胞菌将甲苯氧化为安息香酸; 4.氧化去烷基化:如微生物对有机磷杀虫剂的氧化; 5.硫醚氧化:如微生物对三硫磷、扑草净等的氧化; 6.过氧化:如艾氏剂和七氯可通过过氧化被微生物降解; 7.苯环羟基化:2,4-D 和苯甲酸等化合物可通过苯环羟基化被微生物分解; 8.芳环裂解:在微生物作用下将苯酚系列化合物进行环裂解; 9.杂环裂解: 五元环(杂环农药)和六元环(吡啶类)化合物可在微生物作用下裂解; 10.环氧化:如环戊二烯类杀虫剂的脱卤、水解、还原及羟基化作用,是微生物降解的主要机制,等等。
(2)还原作用:
1.乙烯基还原,如大肠杆菌 (Escherichia coliform)将延胡索酸还原为琥珀酸; 2.醇还原,如丙酸梭菌(Clostridium propionicum) 将乳酸还原为丙酸; 3.芳环羟基化,在厌氧条件下微生物可将甲苯酸盐羟基化;还有醌类还原,双键、 三键还原作用,等等。
(3)基团转移作用:
1.脱羧作用,如戊糖丙酸 杆菌(Propionibacterium pentosaceum)可使琥珀酸 等羧酸脱羧为丙酸; 2.脱卤作用,如氯代芳烃、农 药、五氯酚等有机污染物可通过该途径被微生物降解; 3.脱烃作用,某些有烃基连接在氮、氧或硫原子上的农药通过该反应被微生物降解;还有脱氢卤及脱水反应等。
(4)水解作用:主要是酯类、胺类、磷酸酯以 及卤代烃等通过微生物作用的水解类型。
(5)其他反应类型:如氨化、乙酰化、酯化、 缩合、双键断裂及卤原子移动等。
典型有机污染物的微生物转化与降解机理
(1)氯代芳香族污染物的微生物转化及降解机理。研究认为,土壤中存在大量能降解氯代芳香族 污染物的微生物,它们对氯代芳香族污染物的降解途径主要有两种:即好氧降解和厌氧降解(沈德中,2002)。
其中脱氯作用是氯代芳香族有机污染物生 物降解的关键过程,好氧微生物可通过双加氧酶或 单加氧酶作用使苯环羟基化,形成氯代儿茶酚,然 后进行邻位、间位开环,脱氯;也可先在水解酶作用下脱氯后开环,最终矿化(Mars 等,1999;Xun和 Webster,2004;徐向阳等,2004)。氯代芳香族 污染物的厌氧生物降解主要是依靠微生物的还原脱氯作用,逐步形成低氯代中间产物或被矿化生成CO2+CH4 的过程。
一般情况下,高氯代芳香族有机物还原脱氯较容易,而低氯代芳香族有机物厌氧降解较难。
研究表明,氯代芳香族污染物的厌氧微生 物降解具有很大的应用潜力,已成为有机污染土壤 环境修复的研究热点,美国 EPA 也已提出将有机污 染物厌氧生物降解作为生物修复行动计划的优先 领域(Adrian 等,2000;Bunge 等,2003;Fennell等,2004;Holliger 等,1998;Mars 等,1999;Sun等,2000)。
(2)多环芳烃(PAHs)的微生物转化与降解机理。微生物对 PAHs 的降解有两种方式:一种是微 生物在生长过程中以 PAHs 为唯一的碳源和能源生 长而将 PAHs 降解。
一般情况下,微生物对 PAHs的降解都需要 O2 的参与,在加氧酶的作用下使苯 环裂解(侯梅芳等,2014)。其中,真菌主要利用单加氧酶,先进行 PAHs 的羟基化,把一个氧原子加到 PAHs 上,形成环氧化合物,接着水解生成反式二醇和酚类(Barbosa 等,1996);而细菌则一般通过双加氧酶,把两个氧原子加到苯环上形成双氧 乙烷,再形成双氧乙醇,接着脱氢产生酚类。
不同的途径产生不同的中间产物,其中邻苯二酚是最普 遍的,这些中间代谢产物可经过相似的途径进行降 解:苯环断裂→丁二酸→反丁烯二酸→丙酮酸→乙 酸或乙醛(Cerniglia,1992),且都能被微生物吸收 利用,最终产生 CO2 和 H2O。
另外一种是微生物通 过共代谢作用降解PAH(s即PAHs与其他有机物共 氧化),在共代谢过程中,微生物分泌胞外酶降解 共代谢底物维持自身生长,同时也降解一些非微生 物生长必需的物质(如 PAHs)。刘世亮等(2004) 比较研究了邻苯二甲酸、琥珀酸钠作为共代谢底物 时 B[a]P 的降解情况,结果表明,琥珀酸钠加强了B[a]P的共代谢作用,促进了B[a]P的降解,该途径 在 PAHs 污染土壤修复中具有很大的应用价值。
2.3有机污染土壤的动物修复技术
动物修复是指利用土壤动物的直接作用(如吸 收、转化和分解)或间接作用(如改善土壤理化性 质、提高土壤肥力、促进植物和微生物的生长)而 修复土壤污染的过程。土壤中的一些大型土壤动物,如蚯蚓和某些鼠类,能吸收或富集土壤中的残留有机污染物,并通过其自身的代谢作用,把部分有机污染物分解为低毒或无毒产物(丁哲利 等,2014)。
动物对某种污染物的积累及代谢符合 一级动力学,某种有机污染物经动物体内的代谢, 有一定的半衰期,一般经过 5——6 个半衰期后,动 物积累有机污染物达到极限值,意味着动物对土 壤中有机污染物的去除作用已完成。此外,土壤 中还存在着大量的小型动物群,如线虫纲、弹尾 类、稗螨属、蜈蚣目、蜘蛛目、土蜂科等,均对 土壤中的有机污染物存在一定的吸收和富集作 用,能促进土壤中有机污染物的去除(Zhou 等,2011,2012,2013)。
2.4有机污染土壤的生物联合修复技术——微生物/动物-植物联合修复技术 结合使用两种或两种以上修复方法,形成联合修复技术,不仅能提高单一土壤污染的修复速度和效果,还能克服单项技术的不足,实现对多种污染 物形成的土壤复合/混合污染的修复,已成为研究土壤污染修复技术的重要内容。
微生物(如细菌、真 菌)-植物、动物(如蚯蚓)-植物、动物(如线虫)-微生物联合修复是土壤生物修复技术研究的新内容(Barrutia 等,2011;Hickman 和 Reid,2008;Zhang 等,2012;Zhuang 等,2007;Zhou 等,2011; 潘声旺等,2010;滕应等,2008;徐莉等,2008)。
研究表明,种植紫花苜蓿可以大幅度降低土壤中多氯联苯浓度(徐莉等,2008);根瘤菌和菌根真菌双接种能强化紫花苜蓿对多氯联苯的修复作用(滕应等,2008);接种食细菌线虫可以促进污染土壤扑草净的生物降解(Zhou 等,2011,2012,2013)。
利用能促进植物生长的根际细菌(Zhuang 等,2007) 或真菌,发展植物-降解菌群协同修复、动物-微生物协同修复(Contreras-Ramos 等,2008;Hickman和 Reid,2008;Zhou 等,2011)及其根际强化技术,促进有机污染物的吸收、代谢及降解是生物修复技术新的研究方向。
3生物修复技术的优点与局限性
生物修复技术具有广阔的应用前景,有明显的优点,但也有其局限性,只有同物理和化学处理方法结合起来形成综合处理技术,才能更好、更有效地修复土壤污染。
(1)生物修复的优点。
生物修复是目前国际上 公认的最安全的方法,具有如下优点:
1.高效性。 有机污染物在自然界各种因素(如光解、水解等) 作用下会降解,但速度相对缓慢,而生物修复的作 用就是可以加速其降解,因而具有高效性的特点; 2.安全性。多数情况下,生物修复是自然作用过程的强化,生成的最终产物是 CO2、水和脂肪酸等, 不会导致二次污染或污染物的转移,能将污染物彻 底去除,使土壤的破坏和污染物的暴露降低到最小程度; 3.成本低。生物修复是所有修复技术中费用 最低的,其成本约为焚烧处理的 1/3——1/4; 4应用范 围广。生物修复能同时修复土壤和地下水的污染, 特别是在其他技术难以应用的场地,如建筑物或公 路下,利用生物修复技术也能顺利进行。
(2)生物修复的局限。有机污染物的生物修复 起步较晚,目前还存在如下不足:
1.受污染物种类 和浓度的限制。某些生物只能降解特定的污染物, 也就是说,一种生物不能降解所有种类的污染物, 一旦污染物的种类、存在状态或浓度等发生变化, 生物修复能力便不能正常发挥,有机污染物浓度过 高会抑制生物的活性,使生物降解无法正常进行; 2.受环境条件制约。温度、湿度、pH 及营养状况 也影响生物的生存,从而影响生物降解。环境因子 对生物降解的影响很大,这也正是当前生物修复在 实验室研究较多,而实际应用较少的原因之一。
3.负作用。生物修复过程中使用的微生物可能会使地 下水污染,也可能会引起植物病害,繁殖过量时会 堵塞土壤的毛细孔,影响植物对土壤水分的吸收 等;被降解的污染物生成的代谢产物的可能毒性、 迁移性及生物可利用性等可能会加强,从而造成新的污染。
4总结
近几十年来,土壤污染生物修复,特别是微生物修复和植物修复已经有了长足的发展,但动物修复土壤污染的研究相对很少。
自 20 世纪 50 年代土壤动物学,尤其是 70 年代土壤动物生态学形成后, 人们逐步认识到土壤动物是陆地或土壤生态系统中不可缺少的重要生物组成成分,在土壤有机质分解、养分循环和土壤肥力保持中起着重要的作用(Puiter 等,1993;Sulkava 等,1996)。
土壤动物除了对土壤的直接影响外,主要是通过与微生物的相互作用参与有机质的分解和养分的矿化过程,进而影响养分在土壤-植物系统中的循环及植物生产力(Coleman,1986;Edqards 和 Stinner,1988;Lavelle,1994;胡锋和吴珊眉,1992)。
其中,微型土壤动物(主要是线虫和原生动物)与微生物的相互作用在这些生态过程中的作用尤为突出(Bonkowski 等,2000;Griffiths,1994;Ingham 等,1985),目前食 微线虫在有机质分解、养分循环和能量转化等生态 学过程以及土壤肥力形成和保持方面已经有了广 泛深入的研究(Ferris 等,1998;Griffith,1994;Li 和 Hu,2001;胡锋等,1999),但关于食微线虫在土壤污染修复中的作用却少有研究(Zhou 等,2011,2012,2013)。
鉴于食微线虫,特别是食细菌线虫的生态功能以及与微生物强烈的相互作用, 今后可进一步深入研究土壤线虫特别是食细菌线虫在土壤污染修复过程中的作用。
