污染土壤生物修复技术研究

污染土壤生物修复技术研究

李法云

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*

臧树良 罗 义

摘 要 虽然土壤与食物链之间的依存关系使人们对土壤污染问题极为关注,但人类活动所排出的各类物质正使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。生物修复技术是近20年发展起来的一项用于污染土壤治理的新技术,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。本文重点就植物与微生物对重金属和有机污染土壤生物修复的机理及研究进展进行了讨论,并对该领域今后的研究方向做了探讨。

关键词 污染土壤,生物修复,重金属,有机污染物

中图分类号 X17115 文献标识码 A 文章编号 1000-40(2003)01-0035-05Bioremediationofcontaminatedsoils:areview.LIFayun,ZANGShuliang,LUOYi(FacultyofEnvironmentalandLifeSciences,LiaoningUniversity,Shenyang110036,China).ChineseJour2nalofEcology,2003,22(1):35~39.

Althoughthecloserelationshipbetweensoilandfood2chainmakespeoplepaymuchattentiontosoilpollution,thefactisthatsoilqualityisbecomingdegradedmoreandmoreseriouslybytheanthro2pogenicactivities,andmorestudiesaboutsoilremediationarebeingconductednow.Bioremediationisanemergingtechnologytotreatcontaminatedsoilsinthelast20years.However,manyresearchfindingsaresituatedontheexperimentalandsimulatingstage.Commercialapplicationdependsonitsimprovementanddevelopmentofinnovativetechnology.Thispaperreviewedthemechanism,effect2ingfactors,andmethodsforenhancingbioremediationefficiency,andalsodiscussedresearchaspectsinthisfield.

Keywords contaminatedsoils,bioremediation,heavymetals,organicpollutants.

(辽宁大学环境与生命科学学院,沈阳110036)

1 引 言

随着世界社会经济的发展,人口的增加,土壤作为人类赖以生息的自然资源,越来越暴露出不堪重负的迹象。美国于1980年制定了CERCLA(TheComprehensiveEnvironmentalResponse,Compensa2tionandLiabilityAct)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[3,10,11,17]。

污染土壤的生物修复是指综合运用现代生物技术,使土壤中的有害污染物得以去除,土壤质量得以提高或改善的过程,既包括微生物修复,也包括植物、动物和酶等修复方法。生物修复与其它的污染土壤的处理技术相比,具有成本低、无二次污染及处理效果好等优点,能达到对污染土壤永久清洁修复的目的。在这方面,有关微生物对土壤中有机污染物降解的研究较多。研究表明,植物修复与微生物

修复相比,有时更适应于污染土壤的现场修

复[5,9,13]。对植物根际微域的研究还表明,植物与微生物共同配合能明显提高修复的效果[6]。但是,迄止目前,有关生物修复的实验室或模拟试验研究较多,大规模的商业性应用还有待于研究的进一步深入与技术的进一步发展。2 植物修复

211 重金属污染土壤的植物修复

20世纪70年代以后,有关重金属超积累植物(hyperaccumulatorplants)的研究逐渐受到重视。90年代以后,许多学者注意到了植物与微生物共存体系对重金属超积累的重要性。对土壤环境因子的合理,可提高植物对重金属的可吸收性。当前,全

*国家自然科学基金(29807002)、教育部骨干教师资助项目、中国科学院陆地生态过程重点实验室、辽宁省教育厅、沈阳市科委及中国科学院/百人计划0资助。**通讯作者

收稿日期:2001-12-19 改回日期:2002-02-25

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球性的环境污染使现存的生物面临着一种全新的生态环境,污染胁迫作用使敏感种或个体消除,并改变自然生物群落的物种构成。近年来,有关植物抗污染分化进化的研究逐渐成为进化生态学领域的研究热点,植物抗重金属的进化研究将为应用分子生物技术选择生物修复高效率的植物品种提供极为重要的背景材料。重金属污染土壤的植物修复(phy2toremediation)是以植物忍耐和超量积累某种或某些化学元素的理论为基础,利用植物及其共存微生物[25]

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,这是当前研究较多并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[1]:¹在污染物浓度较低时具有较高的积累速率;º体内具有积累高浓度的污染物的能力;»能同时积累几种金属;¼具有生长快与生物量大的特点;½抗虫抗病能力强。在此方面,寻找能吸收不同重金属的植物种类及植物吸收性能的方法是污染土壤植物修体系,清除土壤环境中污染物的环境污染治理技术,植物修复是一种对环境友好的清除土壤中有毒痕量元素的廉价新方法,其对重金属污染土壤的修复主要体现在以下3个方面[1]。

21111 植物固定(phytostabilization) 是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[24]

。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。Cunningham[13]

研究发现,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[23]。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,并未使土壤中的重金属去除,环境条件的改变仍可使它的生物有效性发生变化。

21112 植物挥发(phytovolatilization) 是指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Arabidopsis并使其表达,植物可将从环境中吸收的Hg还原为Hg(O),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,因而它的应用受到一定程度的[22]。

21113 植物吸收(phytoextraction) 植物吸收是利

复技术商业化的重要前提[29]。Kumar等[19]发现将芥子草(BrassicajunceaL1)培养在含有高浓度可溶性Pb的营养液中时,可使茎中Pb含量达到115%,美国的一家植物修复技术公司已用芥子草进行野外修复试验。增强植物叶片的蒸腾强度可提高其对土壤中重金属的吸收及向地上部运输[14]

。Lena等[21]

首次在美国佛罗里达州的中部发现蕨类植物(Pterisvittata)能超量积累As。当土壤中的As浓度为115@104

mg#kg-1

时,生长2周以后,该植物叶中As的浓度可达11586@105mg#kg-1,并且具有生长快的特点,具有广阔的应用前景。212 有机物污染土壤的植物修复

21211 植物对有机污染物的直接吸收 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[8]。

21212 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。这些酶可以降解TNT、三氯乙烯、PAHs和PCB等细菌难以降解的有机污染物[12,13]。

21213 强化有机污染物在根际微域中的矿化作用 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,根际可以加速许多农药、三氯乙烯和石油烃的降解[5,6,20]。植物根区的菌根具有独特的酶系统和代谢途径,可以降解不能被细菌单独降解的有机污染物。此外,植物还可以向根区输送O2,使根区的好氧作用得以

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顺利进行。

植物直接吸收土壤中的有机污染物,并将有机污染物转化成没有毒性的代谢中间体储存于植物组织中,是植物去除土壤内中等亲水性有机污染物的一个重要机制。研究表明,环境中大多数BTX化合物(苯、甲苯、二甲苯)、含氯溶剂和短链的脂肪族化合物可通过这一途径去除。一方面,植物在生长发育的过程中,根系分泌的有机物和酶类进入土壤,使根际的微生物活性增强,加速了有机污染物的矿化。技术体系时,才能真正达到对污染土壤的完全修复。因而,如何提高微生物修复的效率是当前该领域研究的热点之一[12,18]。

总之,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种种担心,美国、日本、欧洲等大多数国家对基因工程菌的另一方面,根际环境中微生物作用可促进植物的生长,从而加速对降解产物的吸收。这一共存体系的共同作用,将在很大程度上加速污染土壤的生物修复速度[6]。3 微生物修复

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0国际会议。我国在20世纪90年代也已开始这方面的研究工作[3,4]。

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它产物(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或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[28]。目前,国外有关有机污染土壤微生物修复主要有原位处理(insitu)、异地处理(exsite)和生物反应器(bioreactor)3种类型,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[27]

。此外,许多文献对微生物修复的工艺类型、影响因子也已有详细论述[28]。

通过近20年的不断研究,微生物修复技术已应用于地下储油罐(undergroundstoragetank)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

实际应用有严格的立法控制,实际应用并非易事[2]

。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就显得非常迫切。

4 影响污染土壤生物修复的主要因子411 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[3]。412 环境因子

了解和掌握土壤的水分、营养等供给状况,拟订合适的施肥、灌水、通气等管理方案,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。一般来说,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。

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CBNBP为120B10B1时,降解效果最佳[28]。此外,采用生物通风(bioventing)、土壤真空抽取(soilvacuumextrac2tion)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。Bergam等[15]在德克萨斯州Crosby多氯联苯污染土壤上对几种土壤曝气技术分析比较后,认为采用MixfloTM系统扩散纯氧对土壤进行生物通风效果较好。此外,即使是同一种生物通风系统,也应根据被修复场地的具体情况而进行设计。

微生物对有机污染物的降解主要通过微生物酶

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的作用来进行,然而许多微生物酶并不是胞外酶,污染物只有与微生物相接触,才能被降解。表面活性剂能增强憎水性有机污染物的亲水性和生物可利用性。最近研究表明,一些非离子的乙醇乙氧酸酯表面活性剂,在低浓度时能刺激土壤中吸附烃类的生物降解。

413 生物体本身

微生物的种类和活性直接影响修复的效果。由于微生物的生物体很小,吸收的金属量较少,难以后美国90年代用于土壤修复的投资额超过百亿美元。20世纪初期,估计欧洲用于污染场地生物修复的费用将会达到1133兆亿美元。现在,生物修复已成为美国对115003@10个污染场地进行修复的主要处

理技术。以后,随着生物修复技术的日臻完善,其在污染土壤、污泥和地下水修复中将扮演越来越重要的角色。我国在/九五0期间对重金属污染土壤、有机污染土壤清洁技术进行了初步研究,但与欧美等发达国家相比,研究相对滞后[1,12,18]。

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续处理,了利用微生物进行大面积现场修复的应用。植物体由于生物量大且易于后续处理,利用植物对金属污染位点进行修复成为解决环境中重金属污染问题的一个很有前景的选择。但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。因此,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、成本、修复技术的适用范围等因素加以综合考虑[7,19]

。

微生物虽具有可适应特殊污染场地环境的特点,但土著微生物一般存在生长速度慢、代谢活性不高。在污染区域中接种特异性微生物并形成生长优势,可促进微生物对污染物的降解。Grosser将经过培养的微生物接种于土壤后,芘的矿化作用在2d提高到55%。将适用于某一场地的微生物接种于同类污染物的异地土壤后,使石油污染土壤中的烃去除率提高22%。在A2C6H4OHCl污染土壤中,接种恶臭假单胞菌(Pseudomonasputida)培养物及添加营养物后,污染物浓度在7周内降至2mg#L-1[26]。

鉴于微生物和植物对污染土壤修复的局限性,一些学者对植物2微生物联合修复进行了研究。An2derson等

[6]

和Walton

[30]

学者研究认为,植物根际中

的微生物活性、生物量及三氯乙烯(TCE)的生物降解明显高于没有植物的土壤。苜蓿根际对酚污染土壤及地下水具有良好的修复效果。一些学者采用放射标记技术,在多环芳烃污染土壤中种植须芒草(Andropogongerardi)、黑麦草(Elymuscanaden2sis)、格兰马草(Boutelouacurtipendula)、小麦草(Agropyronsmithii)等8种草,二周内小麦草对五氯酚的降解量比对照系统提高近5倍。5 结 语

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;

今后有关生物修复方面的研究,以下几个方面的研究有待于进一步加强:¹进一步深入研究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。º加强植物2微生物共存体系的研究。植物2微生物联合修复对污染物的修复作用与植物种类具有密切关系。植物种类不同,根的形态、初级和次级代谢作用及与其它生物的生态作用等也存在很大差异。如何发挥二者的协同作用,将是今后研究的重要课题。摸清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,充分发挥植物2微生物联合修复功能。»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(个体大小、生物量、生长速率、生长周期等)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。¼充分发挥生物修复与其它修复技术(如化学修复)的联合修复作用。½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、监测和管理

[16]

。

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作者简介 李法云,男,1969年生,副教授,主要从事污染生态化学、环境生态与工程方面的研究工作,发表论文40余篇。

责任编辑 王 伟