eiafans 2006-10-31 19:07
生物修复
8.5.1 生物修复的基本概念
随着工农业生产的发展，工业生产中排放的废水、固体废弃物、农田中施用的农药、石油开采中的井喷及运输中的泄漏等对水体、土壤环境的污染日趋严重，从而引起人们的关注。微生物是自然界生态系统中的分解者，它可使进入环境的污染物不断地降解，最终转化为CO2、H2O等无机物，使污染的环境得以净化，然而在某些天然污染环境中往往因缺乏合适的降解微生物或因微生物数量（浓度）过低、缺乏使微生物生长所必要的营养（如N、P等），缺乏足够的溶解氧等条件，使污染环境的自净过程极其缓慢，甚至还会因污染速度大于净化速度，使污染物不断贮积，结果环境污染程度更趋严重。
为了改善人类居住的环境，人们采用活性污泥法、生物膜法，通过建造大型污水处理厂来解决水体的污染；采用生物堆肥法来解决有机生活垃圾对环境的危害。实践证明这些方法是十分有效的，在上述治理工程中我们通过人工曝气来增加溶氧，以满足微生物降解有机污染物时耗氧的需要，并提高处理的负荷；在难降解的工业废水及有机垃圾处理中，通过投菌法添加高效降解菌来提高污水处理系统和垃圾堆肥场中高效降解微生物的数量，增强其降解污染物的活性和提高处理效果；在污染成分单一的工业废水处理中，通过添加合适的营养来促进微生物的生长，从而提高处理效果，缩短净化时间。上述环境工程技术在解决点源污染中卓有成效，并发挥了巨大的作用；但要将这类环境工程的方法用于治理受污染的地面水体、受石油污染的洋面、受污染的土壤地下水时，不可能为此兴建大型的处理厂，也几乎不可能将污染的土壤、水体运送至固定的处理厂处置。在这种情况下，人们设想在天然的环境下通过某些工程手段以强化污染物降解的生物净化作用，使污染物在被污染的河道、海洋、地下水、土壤中就地（on site）或现场得到净化处理。生物修复（Bioremediation）技术就是在这种背景下被开发，并在20世纪90年代得到迅速发展的一项污染治理工程技术。实践表明，生物修复技术具有以下优点：
1. 费用省，仅为现有环境工程技术的几分之一；
2. 环境影响小，不会形成二次污染或导致污染物转移；
3. 可最大限度地降低污染物浓度；
4. 可用于处理其他技术难以应用的场地，如受污染的土壤和地下水。
8.5.2 生物修复发展简史
早在50年代末和60年代初，美国康奈尔大学马丁、亚力山大与他的学生针对《寂静的春天》发表后人们对环境中农药的污染和残毒问题的关注而展开了农药在土壤中可降解性的研究，为后来生物修复技术在环境保护中的应用打下了基础，其后他坚持对不同的工业合成物及污染物在土壤中的可降解性进行研究。70年代以后可以说是环境技术和环境微生物学的大发展时期，这种势头一直延续到今天。在这段时期内，污染物的可降解性和分解途径等方面的研究有了较大的进展，如斯坦福大学的麦卡蒂和列利·杨等开始系统地研究芳香族化合物在厌氧及好氧条件下降解的途径及机理。当时埃克逊油轮在阿拉斯加的漏油事故为生物修复技术在治理海洋石油污染中的应用提供了一次良机，并得到了社会的认同。在治理过程中，亚特拉斯等微生物学家提出了切实可行的实地示范和治理方案，证实了环境中的土著微生物（Indigenous microorganizms）能够分解石油成分，而限制这些微生物在自然条件下分解石油的因素是环境中N、P营养成分相对贫乏。 与此同时，密歇根州立大学的杰姆斯实验室，首次从污染河泥中分离出了具有脱氯功能的厌氧微生物――蒂氏脱硫念珠菌（Desulfomonile tiedjei），后来又提出还原脱氯反应与微生物的能量代谢是结合在一起的理论。由于含氯有机物在好氧条件下很难分解，厌氧还原脱氯为此类化合物在自然条件下的分解提供了一条途径，也为人们对微生物代谢途径的了解增加了认识，后来许多学者从不同环境中分离出了能分解不同种类氯代有机物的微生物，其中包括能分解二噁英的细菌。
鉴于土壤污染的严重危害，世界各发达国家纷纷制定了土壤修复计划。在受有机污染的土壤治理中，业已证明生物修复技术最有效可行可靠。荷兰在1980年已花了约15亿美元进行土壤修复工作，德国在1995年投资约60亿美元进行土壤修复工作，美国90年代计划用于土壤修复方面的投资约数百亿到数千亿美元。至1989年，在美国超级基金场地土壤污染处理的项目中，采用生物修复技术已占8.4%。美国已将生物修复治理作为首选考虑的方法之一。如果生物处理适用于某一污染地点的治理，就不再要求采用其他方法。欧洲各发达国家从80年代中期就对生物修复进行了研究，并完成了一些实际的处理工程，整个欧洲从事生物修复工程技术的研究机构和商业公司约近百个，实践表明生物修复技术是有效的，利用微生物分解有毒有害污染物的生物修复技术是治理大面积水体和土壤有机污染的廉价而实用的方法。
1991年3月，在美国的圣地亚哥举行了第一届原位生物修复国际研讨会，来自北美、欧洲、亚洲和澳洲20个国家的700位学者与会，交流和总结了生物修复工作中的实践和经验，并出版了两本论文集，使生物修复技术的推广和应用走上了更加迅猛发展的道路。
我国正面临土壤和水体污染日益严重的巨大压力，大面积区域污染主要以有机污染为主，如农药、固体废弃物及其渗滤液等。据统计，我国每年施用农药达50～60万吨，每年施用农药的农田在2.8亿公顷以上，其中约80%的农药直接进入环境，不仅影响到土壤环境质量和农作物品质，而且还进一步污染地面水体和地下水资源以及海洋环境，直接威胁人类的生存环境和身体健康。石油污染在我国也相当严重，同样也造成了土壤、水体（包括地表水、地下水和海洋）的污染，此外工业废水及固体废弃物的排放也与日俱增，其中不乏对生物和人体具有高毒性的环境优先污染物。这些污染物多途径地进入环境后较难降解消失，结果对生态系统造成极大的危害，因此对其进行治理是摆在我们面前急切需要解决的问题。可以预见，生物修复技术在我国具有广泛的市场和发展前景。在21世纪，生物修复技术将成为我国生态环境保护领域最有价值和最具生命力的生物处理技术。
8.5.3 生物修复的原理
受污染的环境中有机物除少部分是通过物理、化学作用被稀释、扩散、挥发及氧化、还原、中和而迁移转化外，主要是通过微生物的代谢活动将其降解转化。因此，在生物修复中首先须考虑适宜微生物的来源及其应用技术。其次，微生物的代谢活动需在适宜的环境条件下才能进行，而天然污染的环境中条件往往较为恶劣，因此我们必须人为提供适于微生物起作用的条件，以强化微生物对污染环境的修复作用。
8.5.3.1 用于生物修复的微生物及其他生物
(1) 土著微生物
由于微生物的种类多、代谢类型多样，“食谱”广，凡自然界存在的有机物都能被微生物利用、分解。例如，假单胞菌属的某些种，甚至能分解90种以上的有机物，可利用其中的任何一种作为唯一的碳源和能源进行代谢，并将其分解。对目前大量出现，且数量日益上升的众多人工合成有机物，虽说它对微生物是“陌生”的，但由于微生物有巨大的变异能力，这些难降解、甚至是有毒的有机化合物，如杀虫剂、除草剂、增塑剂、塑料、洗涤剂等，都已陆续地找到能分解它们的微生物种类。据报道，能够降解烃类的微生物有70多个属、200余种；其中细菌约有40个属。可降解石油烃的细菌即烃类氧化菌广泛分布于土壤、淡水水域和海洋。表4－24中列举了某些难降解有机物和重金属及其相应的降解转化微生物。
表4－24 难降解有机污染物和重金属及其相应的降解转化微生物
污染物 降解菌 参考文献
五氯酚 Flavobacterium属 (Hu Zhong-Cheng 1994)
Phanerochaete soidida (Lamar，R.T. etal. 1994)
Pnanarochaete chrysosporium (Kang Guyoung et.al 1994)
Trametes verscolor (Logan，B.E. et.al 1994)
氯酚 Rhodotorula glutinis (Katayama-Hirayama et.al 1994)
多环芳烃(PAH)类 Bacillus属，Mycobacterium属 (Maue，G. et.al 1994)
Nocardia属，Sphingomonas属
Alcaligenes属，Pseudomonas属
Flavobacterium属
高分子PAH Mycobacterium sp. strain PYR-1 (Kelley，I. et.al 1995)
2-硝基甲苯 Pseudomonas sp. JS42 (Haigler，B.E. et.al 1994)
蒽醌染料 Bacillus subtilla (Itoh，K. et.al 1993)
甲基溴化物 Methylocoocus capsulatus (Oremland，R.S. et.al 1994)
氯苯 Pseudomonas sp. (Nishino，S.F. et.al 1994)
多氯联苯(PCB) Pseudomonas属，Alcaligenes属 (Dercova，K. et.al 1993)
石油化合物 Bacteroides属，Wolinella属 (Jun，E.H. et.al 1994)
Desulfomonas属, Desulfobacter属
Desulfococcus属,Megasphaera属
Acinetobacter sp. (Kwon，K.K. et.al 1994)
n-十六烷 Acinetobacter sp. (Espeche，M.E. 1994)
间硝基苯甲酸 Pesudomonas sp. (Nadeau，L.J. 1995)
3-羟基丁酸聚合物及其与 Acidovorax facilis (Mergaert，J. et.al 1993)
3-羟基戊酸聚合物的共聚体 Variovorax paradoxus
Bacillus属，Streptomyces属
Aspergillus fumigatus
Penicillium 属
氯化愈创木酚 Acinetobacter junii (Gonzalez，B. et.al 1993)
农药:莠去津，扑灭津，西玛津 Rhodococcus sp. B-30 (Behki，R.M. et.al 1994)
β硫丹 Aspergillus niger (Mukhenee，I. et.al 1994)
1,4-二氧六环 Actinomyces CB1190 (Perales，R.E. et.al 1994)
2,4-二氯苯氧乙酸(2，4-D) Pseudomonas capacia (Daugherty，D.D. et.al 1994)
2,4,5-三氯苯氧乙酸(2,4,5-T) Burkholdena cepacia AC1100 (Saubaras，D.L. et.al 1995)
高浓度脂类 Pseudomonas sp. (Chappe，P. et.al 1994)
Aeromonas hydrophila
Staphylococcus sp.
水胺硫 动性球菌属 (赵金辉等 1995)
甲胺磷 Pseudomonas sp. WS-5 (肖华胜等 1995)
单甲脒 Pseudomonas mendocina DR-8 (刘志培等 1995)
洁霉素 Aeromonas sp. (罗国维等 1995)
重金属: CoPseudomonas (Yasmin，S. et.al 1991)
Pb Ca Cr Desulfovibrio desulforicans (Kafkewitz，D. et.al 1994)
镅(Am) 钚(Pl) Citrobacter sp. (Macaskie，L.E. et.al 1994)
Ni2+ Desulfovibrio sp. (吴乾箐等 1995)
Cr6+ Desulfovibrio sp. (汪频等 1994)
Cd Rhizopus oryzae (Huang，C. et.al 1994)
有机汞 Bacillus sp. (Nakamura，K. et.al 1994)
天然的水体和土壤是微生物的大本营，存在着数量巨大的各种各样微生物，在遭受有毒有害的有机物污染后，可出现一个天然的驯化选择过程，使适合的微生物不断增长繁殖、数量不断增多。另外，有机物的生物降解通常是分步进行的，整个过程包括了多种微生物和多种酶的作用，一种微生物的分解产物可成为另一种微生物的底物，在有机污染物的净化过程中我们还可以看到生物种群的这一生态演替，我们可据此来判断净化的阶段和进程。由于土著微生物降解污染物的巨大潜力，因此在生物修复工程中充分发挥土著微生物的作用，不仅必要而且有实际的可能。
(2) 外来微生物
在废水生物处理和有机垃圾堆肥中我们已成功地用投菌法来提高有机物降解转化的速度和处理效果，如应用珊瑚色诺卡氏菌来处理含腈废水，用热带假丝酵母来处理油脂废水等。因此，在天然受污染的环境中，当合适的土著微生物生长过慢，代谢活性不高，或者由于污染物毒性过高造成微生物数量反而下降时，我们可人为投加一些适宜该污染物降解的与土著微生物有很好相容性的高效菌。
目前用于生物修复的高效降解菌大多系多种微生物混合而成的复合菌群，其中不少已被制成商业化产品。如光合细菌(Photosynthetic Bacteria，缩写为PSB)，这是一大类在厌氧光照下进行不产氧光合作用的原核生物的总称。目前广泛应用的PSB菌剂多为红螺菌科（Rhodospirillaceae）光合细菌的复合菌群，它们在厌氧光照及好氧黑暗条件下都能以小分子有机物为基质进行代谢和生长，因此对有机物有很强的降解转化能力，同时对硫、氮素的转化也起了很大的作用，目前国内有很多高校科研院所和生物技术公司有PSB菌液、浓缩液、粉剂及复合菌剂出售，经应用于水产养殖水体及天然有机物污染河道的治理已显示出一定的成效。由玉垒环境生物技术公司生产的玉垒菌，是以一类高温放线菌为主的复合菌剂，其中的YL活性生物复合剂H15经用于苏州河支流新泾港程家桥河段后，180天内对底泥中有机物(在有外来污染物不断进入的条件下)降解率为20%左右，对促进底泥的矿化也显示出一定的效果。美国CBS公司开发的复合菌制剂，内含光合细菌、酵母菌、乳酸菌、放线菌、硝化菌等多种微生物，经对成都府南河、重庆桃花溪等严重有机污染河道的试验，对水体的COD、BOD、NH3-N、TP及底泥的有机质均有一定的降解转化效果。美国Polybac公司推出了20余种复合微生物的菌制剂，可分别用于不同种类有机物的降解，氨氮硝化等。日本anew公司研制的EM生物制剂，由光合细菌、乳酸菌、酵母菌、放线菌等共约10个属80多种微生物组成，已被用于污染河道的生物修复。其他用于生物修复的微生物制剂尚有DBC(Dried Bacterial Culture)及美国的 LLMO(Liquid Live Microorganisms)生物活液，后者含芽孢杆菌、假单胞菌、气杆菌、红色假单胞菌等七种细菌。
(3) 基因工程菌
自然界中的土著菌，通过以污染物作为其唯一碳源和能源或以共代谢等方式，对环境中的污染物具有一定的净化功能，有的甚至达到效率极高的水平，但是对于日益增多的大量人工合成化合物，就显得有些不足。采用基因工程技术，将降解性质粒转移到一些能在污水和受污染土壤中生存的菌体内，定向地构建高效降解难降解污染物的工程菌的研究具有重要的实际意义。
70年代以来，发现了许多具有特殊降解能力的细菌，这些细菌的降解能力由质粒控制。到目前为止，已发现自然界所含的降解性质粒多达30余种，主要有4种类型: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：如樟脑、辛烷、萘、水杨酸盐、甲苯和二甲苯等的酶类；农药降解质粒，如2,4-D、六六六等；工业污染物降解质粒，如对氯联苯、尼龙寡聚物降解质粒等；抗重金属离子的降解质粒。
利用这些降解质粒已研究出多种降解难降解化合物的工程菌，Chapracarty等为了消除海上溢油污染，将假单胞菌中不同菌株的CAM，OCT，SAL，NAH四种降解性质粒接合转移至一个菌株中，构建成一株能同时降解芳香烃、多环芳烃、萜烃和脂肪烃的“超级细菌”。该菌能将天然菌要花一年以上才能消除的浮油缩短为几个小时，从而取得了美国的专利权。在污染治理工程菌的构建上，是第一块里程碑。
A.Khan等从能降解氯化二苯的Pseudomenas putida OV83中分离出3-苯儿茶酚双加氧酶基因，和PCP13质粒结合后转入E.coli中表达。F. Rojo等利用基因工程技术将降解氯化芳香化合物和甲基芳香化合物的基因组合到一起，获得的工程菌可同时降解这两种物质。
生存于污染环境中的某些细菌细胞内存在着抗重金属的基因，已发现抗汞、抗镉、抗铅等多种菌株。但是这类菌株生长繁殖并不迅速，把这种抗金属基因，转移到生长繁殖迅速的受体菌中，组成繁殖率高，富积金属速度快的新菌株，可用于净化重金属的废水。我国中山大学生物系将假单胞菌R4染色体中的抗镉基因，转移到大肠杆菌HB101中，使得大肠杆菌HB101能在100mg/L的含镉液体中生长，显示出有抗镉的遗传特征。
R.J.Klenc等从自然环境中分离到一株能在5℃～10℃水温中生长的嗜冷菌—恶臭假单胞菌Pseudomonas putida Q5，将嗜温菌Pseudomonas putida pawl所含的降解质粒TOL转入该菌株中形成新的工程菌Q5T，该菌在温度低至0℃时仍可利用1000mg/L的甲苯为唯一碳源正常生长，在实际应用中价值很高。
瑞士Kulla分离到两株分别含有两种可降解偶氮染料质粒的假单胞菌，应用质粒转移技术获得了含有两种质粒、可同时降解两种染料的脱色工程菌。
尼龙寡聚物在化工厂污水中难以被一般微生物分解。已发现黄杆菌属、棒状杆菌属和产碱杆菌属具有分解尼龙寡聚物的质粒。但上述三个属的细菌不易在污水中繁殖。而污水中普遍存在的大肠杆菌又无分解尼龙寡聚物的质粒。冈田等人成功地把分解尼龙寡聚物的质粒POAD基因移植到大肠杆菌内，使后者获得了该遗传性状。
要将这些基因工程菌应用于实际的污染治理系统中，最重要的是要解决工程菌的安全性的问题，用基因工程菌来治理污染势必要使这些工程菌进入到自然环境中，如果对这些基因工程菌的安全性没有绝对的把握，就不能将它应用到实际中去，否则将会对环境造成可怕的不利影响。目前在研制工程菌时，都采用给细胞增加某些遗传缺陷的方法或是使其携带一段“自杀基因”，使该工程菌在非指定底物或非指定环境中不易生存或发生降解作用。美、日、英、德等经济发达国家在这方面作了大量的研究，希望能为基因工程菌安全有效地净化环境提供有力的科学依据。科学家们对某些基因工程菌的考察初步总结出以下几个观点：基因工程菌对自然界的微生物和高等生物不构成有害的威胁，基因工程菌有一定的寿命；基因工程菌进入净化系统之后，需要一段适应期，但比土著种的驯化期要短得多；基因工程菌降解污染物功能下降时，可以重新接种；目标污染物可能大量杀死土著菌，而基因工程菌却容易适应生存，发挥功能。当然，基因工程菌的安全有效性的研究还有待深入。但是它不会影响应用基因工程菌治理环境污染目标的实现，相反会促使该项技术的发展。
(4) 用于生物修复的其他生物
这些生物包括藻类、微型动物、植物等。在污染水体的生物修复中，通过藻类的放氧，使严重污染后缺氧的水体恢复至好氧状态，这为微生物降解污染物提供了必要的电子受体，使好氧性异养细菌对污染物的降解能顺利地进行。微型动物则通过吞噬过多的藻类和一些病原微生物，间接地对水体起净化作用。不论在水体中，抑或在土壤中，植物修复是生物修复技术不可忽视的重要组成部分，植株可以通过吸收、固定、挥发污染物来进行生物修复。例如，采用以凤眼莲为主的污水处理系统来去除水体中氮磷营养物，其去除总量可达9.92kgN/m2·a及2.94kgP/ m2·a；此外凤眼莲的根系在水中可起到类似于接触氧化污水处理工艺中填料的作用，根系上可附着生长着细菌及微型动物，以分解水体中有机污染物，此外还可利用凤眼莲富集回收电影胶片厂废水中的银。芦苇是一种耐污和去污能力很强的植物，德国和前苏联曾利用芦苇田处理污水，使有机氯减少60%，还能杀死大肠杆菌，去除某些金属离子。芦苇对氮磷也具有显著的去除效果，其地上部分去除氮能力为330-800 kg/hm2·a，地下部分为350-850 kg/hm2·a；而去除磷的能力地上部分为10-80kg/hm2·a，地下部分为38-74 kg/hm2·a。废水经芦苇田处理后排放的尾水BOD为10mg/L左右，CODcr为50mg/L左右，SS为20mg/L左右，完全符合一级排放标准。其他如水花生、细绿萍、黑燕麦人工湿地及氧化塘处理系统；大米草海岸滩涂生态系统；水培金针菜净化系统等多已成功地应用于处理各类受到生活污水及工业废水污染的水体中，并取得显著的环境效益和经济效益。
8.5.3.2 提供合适的环境条件
(1) 营养
微生物的生长需要维持一定量的C:N:P营养物质及某些微量营养元素（如微量元素和维生素等）。石油开采、运输及贮存中发生的井喷、海损、泄漏等会造成洋面及土壤的污染。石油中的烃类化合物虽然可为多种微生物所降解，但因缺乏氮、磷等营养而降解甚慢。实践表明，投加氮、磷盐后能明显促进石油降解微生物的生长，加速受污染土壤及洋面中石油的生物降解作用。水溶性的氮、磷营养加入水中后会很快被稀释，并不会停留在油污处而损耗甚大，还会促进藻类生长繁殖，造成富营养化。为了避免这些缺点，可用石蜡处理尿素和辛基磷酸盐制成“亲油的”肥料，其最佳的C:N:P的比值为100:10:1。也有人将MgNH4PO4掺入石蜡烃中，成为一种缓慢释放强化生物修复的肥料，其中的营养物溶于油相，可有效地处理海面溢油。美国 Probiotic Solutions公司开发的水质净化及土壤修复促生液，含有微生物所需的微量元素、维生素、有机酸等成分，可促使污染物降解的土著微生物快速增长，同时还具有缓冲pH的作用，可使污染环境快速地得到恢复。
(2) 电子供体
环境中的有机污染物在微生物的作用下被氧化分解时需耗氧，因此在受到严重污染时，水体或土壤中的溶氧往往消耗殆尽，这时生态系统会遭到破坏，造成食物链中断，物质的转化和循环也随之中止，因此溶氧水平也是生物修复中的重大影响因素之一。
为了增加土壤和水体中的溶解氧，可以采用人工曝气的方式，在土壤或河道中布设通气管道，将压缩空气送入现场。例如上海市环科院在新泾港支流周家浜的曝气复氧试验，北京市于1990年亚运会期间在清河的曝气复氧实践，均已证明可促使有机物降解的好氧土著微生物的生长繁殖，并进而使污染水体得以净化。为此上海市苏州河综合治理工程已把河道曝气复氧作为其中的一项重要工程。此外在紧迫情况下也可向污染环境中投加双氧水、过氧化钙等类产氧剂，或添加硝酸盐、硫酸盐类电子受体，它们都能暂时改变环境的厌氧生境，以发挥好氧微生物对污染物的氧化分解作用，但在使用时须注意产氧剂的浓度，以避免对微生物的毒性效应，同时须考虑到随之而来的氮硫元素对环境的影响。
8.5.3.3 微生物在环境污染治理中的作用
(1) 微生物对有机污染物的降解与转化
微生物是自然界中的分解者，在好氧条件下，它能将有机污染物彻底氧化，分解成CO2、H2O、SO42-、PO43-、NO2-、NO3-等无机物。在厌氧条件下，能将有机物降解，转化成小分子有机酸，CO2、H2、CH4等。因此，微生物是生物修复中污染物降解的主力军。有机污染物降解、转化途径及其机理请参阅有关章节，在此不再赘述。
(2) 微生物对重金属的转化与固定
近年来由于工业的迅速发展，环境中重金属污染已成为一个重大问题，其对生物及人类产生不利的影响已被研究所证实。因此人们不断寻求去除环境中重金属的技术，对被重金属污染的土壤及水体进行修复，以保证人体及生物的健康。目前已有的去除重金属的技术都是一些场外修复方法，需要先将土壤进行转移再进行金属离子的去除，不仅花费高，而且过程较复杂，设备及技术要求高，实际应用并不多见。在受重金属污染环境的生物修复中，微生物虽然不能将重金属降解而去除，但有可能将它转化，降低其毒性；还可将它积累在菌体内使之得到固定。
1) 汞的去甲基化及还原
汞是对环境影响最大的一类重金属。环境中存在的汞有多种形态：元素汞（Hg0）、无机汞离子（HgCl、HgO、HgCl2、HgBr等）、有机汞化合物，如Hg(CH3) 2、Hg(C2H5) 2和Hg(C6H5)2等。除了人工合成的有机汞制剂外，细菌具有合成甲基汞的能力，即生物甲基化，它会使汞的生物毒性大大增强。而另一些微生物又可使甲基汞降解、还原，降低其毒性。例如铜—绿色假单胞菌，变形杆菌可使汞离子转化成元素汞，经10小时后挥发掉汞达75%。假单胞菌K62能使无机汞和有机汞形成元素汞。Shariat从土壤、沉积物和污水处理厂中分离到21种细菌能使甲基汞脱除甲基，对甲基汞降解达20-84%，细菌对甲基汞的降解及还原作用在于其含有的两种诱导酶：有机汞裂解和汞还原酶。真菌中黑曲霉、青霉、粗糙脉菌和燕麦核腔菌对无机汞或有机汞化合物具有一定的抗性。从受汞污染的土壤中分离到的烟草头孢霉（Cephalosporium tabacinum）对汞化合物有较强的抗性，同时该菌对多种重金属均具有抗性，抗性顺序为：Ca≥Zn≥Pb≥Co≥Cd≥Cr。
2) 累积及固定重金属
在厌氧条件下，硫酸盐还原菌，主要有脱硫弧菌属（Desulfovibrio）和肠状菌属（Desulfotomaculum）可还原硫酸盐生成硫化氢，后者与Hg2+形成H g S沉淀，抑制了 Hg2+ 的活性，或通过菌体中的金属硫因（metallo thionein）和汞结合，将汞富集在菌体上，然后再在膜上或体内进行生化反应，将汞降解或还原。
在微生物累积重金属方面，已阐明同细胞内金属硫蛋白（Metalothioneins）简称MT有关，MT是一种低分子量的细胞质蛋白，同Hg、 Zn、Cd、Cu、Ag等重金属有强烈的亲合性，结果使重金属富集并抑制其毒性。从裂殖酵母菌，某些藻类和植物中分离到一些多肽，称之为植物麦合素，能结合Cd、Cu、Zn、Hg、Pb、等重金属，上述金属硫蛋白，多肽麦合物对重金属的累积，解毒作用均已用于治理重金属的生物修复中。
8.5.3.4 植物在环境污染治理中的作用
(1) 重金属的植物修复去除
金属不同于有机物，它不能被生物所降解，只有通过生物的吸收得以从环境中去除。植物具有生物量大且易于后处理的优势，因此利用植物对金属污染位点进行修复是解决环境中重金属污染问题的一个很有前景的选择。美国一家植物修复技术公司的创始人之一Mya Raskin认为植物修复所取得的最大的进步是去除环境中的重金属。
植物对重金属污染位点的修复有三种方式：植物固定、植物挥发和植物吸收，植物通过这三种方式去除环境中金属离子。
1) 植物固定
植物固定是利用植物及一些添加物质使环境中的金属流动性降低，生物可利用性下降，使金属对生物的毒性降低。然而植物固定并没有将环境中的重金属离子去除，只是暂时将其固定，使其对环境中的生物不产生毒害作用，没有彻底解决环境中的重金属问题。如果环境条件发生变化，金属的生物可利用性可能又会发生改变。田此植物固定不是一个很理想的去除环境中重金属的方法。
2) 植物挥发
植物挥发是利用植物去除环境中的一些挥发性污染物，即植物将污染物吸收到体内后又将其转化为气态物质，释放到大气中。有人研究了利用植物挥发去除环境中汞，即将细菌体内的汞还原基因转入十字花科拟南芥属（Arabidopsis)中，这一基因在该植物体内表达，将植物从环境中吸收的汞还原为Hg(O)，使其成为气体而挥发。另有研究表明利用植物也可将环境中的Se转化为气态式（二甲基硒和二甲基二硒）。由于这一方法只适用于挥发性污染物，应用范围很小，并且将污染物转移到大气中对人类和生物有一定的风险，因此它的应用将受到限制。
3) 植物吸收
植物吸收是目前研究最多并且最有发展前景的一种利用植物去除环境中重金属的方法，它是利用能耐受并能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。植物吸收需要能耐受且能积累重金属的植物，因此研究不同植物对金属离子的吸收特性，筛选出超量积累植物是研究的关键。根据美国能源部规定，能用于植物修复的最好的植物应具有以下几个特性：（a）即使在污染物浓度较低时也有较高的积累速率；（b）能在体内积累高浓度的污染物；（c）能同时积累几种金属；（d）生长快，生物量大；（e）具有抗虫抗病能力。经过不断的实验室研究及野外试验，人们已经找到了一些能吸收不同金属的植物种类，及改进植物吸收性能的方法，并逐步向商业化发展。
在所有污染环境的重金属中，铅是最常见的一种，目前有关铅污染的植物修复研究最多，并且已有公司预计该技术将商业化。很多研究表明植物可大量吸收并在体内积累铅，如Reeves等报道，Thlaspi rotundifolium可吸收铅达8500μg/g茎干重。但是这种植物生物量较小且生长慢，不适于作植物修复。Kumar等发现，将芥子草（Brassica juncea）培养在含有高浓度可溶性铅的营养液中时，可使茎中铅含量达到1.5%， Huang等研究表明一些农作物如玉米和豌豆亦可大量吸收铅，但达不到植物修复的要求。他们在后来的研究中发现在土壤中加入人工合成的麦合剂可促进农作物对铅的吸收，并能促进铅从根茎的转移。 Blaylock等通过研究也发现在土壤中加入麦合剂可增加芥子草对铅的吸收。美国一家植物修复技术公司已用芥子草进行野外修复试验，预计在两年内达到修复的目标。
有许多植物能吸收大量的汞贮存在体内，如纸皮桦富集10000 μg/kg的汞。加拿大杨体内汞的耐受阈值约为95-100ppm，每株体内最大汞吸收积累量约为6779μg。吸入汞的植物可作为某些工业与建筑用材。红树植物对汞也有很强的吸收积累作用，能将大量的汞贮藏在植物体内，可有效地净化土壤中的汞。例如，汞污染的稻田改种芝麻，土壤汞的年净化率高达？？%，土壤净化恢复年限比种植水稻缩短8.5倍。当土壤中汞含量在5-130mg/kg范围内，汞对芝麻产量和品质不会造成显著影响。汞随芝麻的收获而脱离土壤，改种芝麻后切断了土壤汞通过食物链对人体的危害。藓类和地衣以及藻类对汞都有较高的累积量，生长在用浓度为100、1000、10000ppb醋酸汞处理的基质中的蘑菇，累积的汞水平分别达到516、3670、27482ppm（占干物重）。植物吸收汞的数量不仅取决于土壤的物理化学特性，也与土壤中微生物的活性有关。甲基汞易被植物吸收。大多数木本植物吸收的汞贮藏于根部，对净化土壤起着重要作用。有关其它金属的去除也有研究，但目前的研究较少。Chaney及其同事研究了植物对锌和镉污染土壤的修复，他们筛选出能积累这两种金属的一种小型草本植物。 Kumar等研究发现芥子草（Brassica juncea）不仅可吸收铅，也可吸收并积累 Cr、Cd、Ni、Zn和Cu等金属。Ebbs等研究了Cu和Zn对植物的影响，发现有些植物可有效地去除环境中的这两种金属。与铅的植物修复技术相比，这些研究均仍处于较初级阶段。
(2) 有机物的植物修复去除
一般有机污染环境的生物修复是用微生物来完成的，但由于植物修复在现场应用的适用性，近些年有关的研究很多，有的已达实际应用的水平。
植物主要通过三种机制去除环境中的有机污染，即植物直接吸收有机污染物；植物释放分泌物和酶，刺激根区微生物的活性并强化生物转化作用。
1) 植物对有机污染物的直接吸收作用
植物从土壤中直接吸收有机物，然后将没有毒性的代谢中间体储存在植物组织中，这是植物去除环境中亲水性有机污染物的一个重要机制。化合物被吸收到植物体后，植物可将其分解，并通过木质化作用使其成为植物体的组成成分，也可通过挥发、代谢或矿化作用使其转化成二氧化碳和水，或转 化成为无毒性作用的中间代谢物，如木质素，贮存在植物细胞中，达到去除环境中有机污染物的作用。环境中大多数BIEX化合物、含氯溶剂和短链的脂肪族化合物都是通过这一途径去除的。Bucken等研究发现植物可直接吸收环境中微量除草剂阿特拉津。
植物对化合物的吸收受三个因素的影响：化合物的化学特性；环境条件；植物种类。因此为了提高植物对环境中有机污染物的去除率，应从这三方面深入研究，提高植物对污染物的吸收。
2) 植物释放分泌物和酶促进环境有机污染物的去除
植物可释放一些物质到土壤中，以利于降解有毒化学物质，并可刺激根区微生物的话性。Moser等研究表明，植物每年释放的物质可达植物总光合作用的10%-20%。这些物质包括酶及一些有机酸，它们与脱落的根冠细胞一起为根区的微生物提供重要的营养物质，促进根区微生物的生长和繁殖。Hichots等表明：植物根区微生物明显比空白土壤中多。这些增加的微生物能增加环境中的有机物质的降解。Reilley等在1996年研究了多环芳烃的降解，发现植物使根区微生物密度增加，多环、芳烃的降解增加，Hsu等的研究也得到相同的结论。Jordahl等报道杨树根区的微生物数目增加，但没有选择性，即降解污染物的微生物没有选择性增加，表明微生物的增加是由于根区影响，而非污染物的影响。Siciliano等通过研究也发现草原地区微生物对2-氯苯甲酸的降解率升高11%-63%。
植物释放到根区土壤中的酶系统可直接降解有关的化合物，这已被一些研究所证实。有研究表明硝酸盐还原酶和漆酶可降解军火废物如TNT，使之成为无毒的成分，脱卤酶可降解含氯的溶剂如TCE，生成Cl-、H2O和CO2。因此Lauracarreira认为可通过根区的酶来筛选可用于降解某类化合物的酶。她认为这是最好最快速的寻找能用于降解某类化合物的植物的一种方法。
3) 根区有机物的生物降解
植物可促进根区微生物的转化作用已被很多研究所证实。植物根区的菌根真菌与植物形成共生作用，有其独特的酶途径，用以降解不能被细菌单独转化的有机物。植物根区分泌物刺激了细菌的转化作用，在根区形成了有机碳，根细胞的死亡也增加了土壤有机碳，这些有机碳的增加可阻止有机化合物向地下水转移，也可增加微生物对污染物的矿化作用，另有研究发现微生物对阿特拉津的矿化作用与土壤有机碳成分直接相关 。
植物为微生物提供生存场所并可转移氧气使根区的好氧转化作用能够正常进行，这也是植物促进根区微生物矿化作用的一个机制。
(3) 放射性核素的植物修复去除
核炸弹、核试验以及核反应的进行，使核裂变副产物成为环境中的一类重要污染物，这些放射性核素长期存在于土壤中，对人类及生物的健康造成很大的威胁，如果农业生态系统被污染则会造成很多问题。因此如何从环境中去除这类污染物也是一个重大的环境问题。目前已有的技术需将土壤从污染位点转移，然后用分散剂和螯合剂进行处理。土壤的转移需要很大的设备，处理费时费钱并且很困难，因此目前很少有人尝试用这一技术处理大面积低浓度的放射性核素污染。植物可从污染土壤中吸收并积累大量的放射性核素，因此用植物去除环境中的这类污染物是一个值得研究的方法。有关植物吸收环境中放射性核素的文献很多。Nifontova等在核电站的附近地区找到多种能大量吸收137Cs和90Sr的植物。Entry等则发现桉树苗一个月可去除土壤中31.0%137Cs和11.3%90Sr。有关水生植物对放射性核素的积累也有报道，如Whicker等发现水生大型植物Hydrocotyle spp.比其它15种水生植物积累137Cs和90Sr的能力强。用生长很快的多年生植物与特殊的菌根真菌或其他根区微生物共同作用，以增加植物的吸收和累积也是一个很有价值的研究方向。
植物对放射性核素的吸收不仅与植物种类有关，还与土壤的性质有着密切的关系。土壤的离子交换能力越强，植物对放射性核素的吸收能力越大。另有研究表明在土壤中加入有机物螯合剂和化肥可改变土壤的物理和化学特征，增加土壤中放射性核素的植物可利用性，降低这类污染物在土壤中的流动性。
放射性污染物的植物修复目前仍处于研究阶段，还没有达到商业化水平，但它是一个很有前景的研究方向。
8.5.4 生物修复的方法
污染环境的生物修复主要采用的是原位生物修复，在一些特殊的情况下，也可采用异位生物修复和原位——异位联合修复技术。
8.5.4.1 原位生物修复
原位生物修复技术即原位处理法：指污染土壤或水体不经搬动或输送，在其原位和易残留部位之间进行原位处理。污染物降解的主体——微生物一般采用土著微生物，有时也加入经过驯化和培养的微生物以及商品化的适宜微生物菌剂。菌剂如属液体，可适当稀释后用各种播撒器均匀撒入受污染水体或土壤中。对流动水体，为了防止菌体随水流失，可先使之吸附在各类填料及载体上，如玉垒菌布菌时先将菌吸附于分子筛上，然后将附菌载体均匀撒至河底淤泥上。添加营养物可仿照农业中施肥的方法予以实施，固体营养物如属水溶性，可兑水后喷洒。处理地表水石油污染时可先将营养包埋于亲油性介质，投放后可使N、P营养缓慢释放，以提高其利用率。
在采用人工复氧强化技术时，除了可采用传统的受污染水体布设气管，以风机曝气外，德国Messer公司的BIOX纯氧曝气系统可省去风机，它将纯氧置于储罐中，液氧经气化器、减压阀和计量装置后通过布气管将氧气以微气泡形式释放，其他还有AIRE-O2曝气器、轴向流液下曝气器、复叶推流式曝气器等，它们的充氧能力和动力效率较高，且可防止河面漂浮物的不利影响。在有条件的地方，还可结合河道景观的改造，设置人工瀑布、喷水器等增氧。上海佛欣河道治理公司还推出专利产品河道曝气船，除了可改善景观外，还可将船开至溶氧较低的河段游动供氧，机动灵活性较高。在土壤生物修复中，可通过真空或加压进行土壤曝气，其被称之为“生物通风堆”（见图），其可补充土壤中的氧气，并有助于排出二氧化碳。
图4－57 生物通风堆示意图
8.5.4.2 异位生物修复和原位——异位联合修复技术
对土壤或严重污染的水体，有时只能采用较为昂贵的异位生物修复。如对受污染的土壤采用挖掘堆置处理，为防止污染物向地下水或更广大地域扩散，将土壤运输到一个经过各种工程准备（包括设置衬里，布置通风管道等）的场所堆放，并在此进行生物修复，从系统中渗漏出来的水要收集起来，重新喷洒至土壤堆上或另外处理，土堆中可投入一些填充剂，如木片、树皮、木屑等。它们可改善土壤结构，使之疏松通气，又可保持一定的温度，有利于降解污染物的微生物生长繁殖，处理后的土壤应运回原地。
对严重污染的河道水体或土壤还可采用反应器方法处理。上海铁道大学与佛欣河道治理公司在真如港水体的治理；上海工程成套总公司与日本大和工业株式会社，丸红株式会社在俞泾港水体的治理中均采用将黑臭河水用泵输入置于河边的生物反应器中，经净化处理后的水再返回河道。反应器类似于污水处理的接触氧化池，池内放置活化煤，活性木质纤维素，发泡聚丙烯等填料，同时可接种高效降解菌群，使之在填料上生长形成生物膜。反应器内布设曝气管道，人工曝气复氧以提高处理速率，并尽可能减小反应器的容积和缩短水力停留时间。
8.5.4.5 生物修复应用实例
对一面积为200m2，深度为8m的受石油烃类化合物污染的地区进行原位生物修复处理，采用的是地下水抽取和过滤系统。具体方法是从一个8m深的中心井和10个分布在处理地区周围的井中抽取地下水，然后用泵以30m3/h的流速输入一个50m3/h的曝气反应器中，反应一段时间后再输进颗粒滤糟中，经过滤后重新渗入地下。在此过程中，采用了注入表面活性剂和营养物，以及曝气和接种优势微生物等强化措施以促进污染物的降解。经过15周处理，土样中石油烃类化合物的浓度从136mg/l～123mg/l降低到20mg/l～32mg/l。测定注入地下的水和抽出的地下水中溶解氧的浓度，结果表明进水中的溶解氧为8.4mg/l，而出水中的溶解氧为2.4mg/l，说明在土壤中也在进行着较强的好氧生物修复过程。
1984年美国密苏里州西部发生地下石油运输管道泄漏事件，为此实施土壤生物修复系统，这个系统由抽水井、油水分离器、曝气塔、营养物添加装置、双氧水添加装置、注水井等组成，使受石油烃类化合物污染的地区进行原位生物修复处理。其中曝气塔可借助人工曝气以增加溶氧，添加的N、P营养则有助于石油降解微生物的生长繁殖，以提高石油降解菌的浓度，加快石油降解的速度。结果经过32个月的运行，获得了良好的处理效果。该地的苯、甲苯和二甲苯总浓度从20mg/l～30mg/l降低到0.05mg/l～0.10mg/l，整个运行期间汽油去除速度为每月1.2t～1.4t，生物技术去除的汽油约占总去除量(38t)的88%。
中科院微生物研究所林力、杨惠芳等对某化工厂受石油污染土壤的生物修复研究中调查了该受污染土层的微生物生态分布特性，结果表明，该土层中土著微生物比较活跃。好氧异养菌达8—12亿个/克，厌氧异养菌达2亿/克。烃降解菌达200万个/克。从中分离出159株烃降解细菌和真菌。其中17株可不同程度地分别利用烷烃（nC9—nC18）和芳烃（酚、萘、苯、甲苯和二甲苯）作为唯一碳源生长。在最适氮源和磷源的条件下，假单胞菌52菌株可在7天内利用石蜡作碳源，生物量连续增加，3天内可将初始浓度为500mg/L的机油降解99%。在投加经筛选的混合菌株治理土壤油污的模拟试验中，25天内，可将油污的矿化作用提高1倍。在投加解烃菌株、补充N、P营养，处理初始浓度为1500mg/kg的被原油污染的土壤时，8天内土壤中油污去除98.8%，CO2产生量提高2.8倍。实验研究表明，该受污土层适于使用生物整治方法来去除油污。
经实践检验，生物修复技术尚存一定的局限性：
① 微生物不能降解所有进入环境的污染物，污染物的难生物降解性、不溶性以及与土壤腐殖质或泥土结合在一起常常使生物修复不能进行。
② 生物修复需要对污染地区的状况和存在的污染物进行详细而昂贵的现场考察，如在一些低渗透性的土壤中可能不宜使用生物修复技术，因为这类土壤或在这类土壤中的注水井会由于菌生长过多而阻塞。
③ 特定的微生物只降解特定类型的化学物质，结构稍有变化的化合物就可能不会被同一微生物酶破坏。
④ 微生物活性受温度和其他环境条件影响。
⑤ 有些情况下，生物修复不能将污染物全部去除，因为当污染物浓度太低不足以维持降解细菌一定数量时，残余的污染物就会留在土壤中。
xfhksszh 2006-12-23 10:11
好贴！知识了解，丰富自己
docterlee 2007-2-22 11:33
好铁,我正在搞这个,谢谢啦