隨著工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的發(fā)展及人口的增多, 人類(lèi)生存環(huán)境面臨的壓力也越來(lái)越大, 大量的工礦業(yè)廢水、生活污水及農(nóng)業(yè)污水排入江河湖海, 造成土壤、地表水及地下水受重金屬、有機(jī)毒物、油類(lèi)及氮、磷營(yíng)養(yǎng)鹽等的嚴(yán)重污染。特別是位于海陸交互作用的濱海濕地與河口沼澤區(qū), 雖然對(duì)污水有一定的自?xún)裟芰? 但是大量污水的長(zhǎng)期排放還是在不同程度上對(duì)該地區(qū)生態(tài)環(huán)境帶來(lái)負(fù)面影響。如大量的氮、磷營(yíng)養(yǎng)鹽入海后, 造成近海海域富營(yíng)養(yǎng)化嚴(yán)重, 赤潮頻繁發(fā)生, 給養(yǎng)殖業(yè)和漁業(yè)帶來(lái)巨大的損失。2001 年我國(guó)近海海域發(fā)生的赤潮較往年增多, 影響范圍擴(kuò)大, 造成的經(jīng)濟(jì)損失達(dá)10 億元^[1]。一些人工合成的有毒有機(jī)污染物和重金屬, 因?yàn)殡y以降解而長(zhǎng)期殘留在環(huán)境中, 并可能通過(guò)食物鏈最終影響到人類(lèi)自身。1953 年發(fā)生在日本九州的水俁病事件, 就是因?yàn)楹I(yè)廢水入海后轉(zhuǎn)化為甲基汞并通過(guò)食物鏈傳遞蓄積, 當(dāng)?shù)貪O民在食用含甲基汞的魚(yú)后, 出現(xiàn)口齒不清、面部癡呆等癥狀, 最終導(dǎo)致精神失常甚至死亡^[2]。面對(duì)不斷惡化的環(huán)境狀況, 人們一方面努力控制污染源, 使之達(dá)標(biāo)排放, 另一方面積極探索有效的清除環(huán)境中污染物的方法。
　　清除環(huán)境污染物的傳統(tǒng)方法有物理修復(fù)法和化學(xué)修復(fù)法, 但是這些方法存在著處理費(fèi)用高, 操作復(fù)雜,而且有二次污染的可能性等缺點(diǎn)。生物修復(fù)技術(shù)是近年來(lái)新興的一門(mén)環(huán)境生物技術(shù), 具有工程簡(jiǎn)單, 處理費(fèi)用相對(duì)較低、清潔水平較高等優(yōu)點(diǎn)。歐洲和北美的許多發(fā)達(dá)國(guó)家早在20 世紀(jì)80 年代中期就開(kāi)展了生物修復(fù)技術(shù)的初步研究工作, 并完成了一些實(shí)用的處理工程。目前生物修復(fù)技術(shù)在清除或減少土壤、地表水、地下水、廢水、污泥、工業(yè)廢棄物及氣體中的化學(xué)物質(zhì)方面的應(yīng)用已獲得成功^[3]。將生物修復(fù)技術(shù)應(yīng)用于受污染濱海濕地的治理, 對(duì)于保護(hù)濱海濕地生態(tài)環(huán)境、發(fā)展沿海經(jīng)濟(jì)具有重要意義。
1　生物修復(fù)研究進(jìn)展
　　生物修復(fù)(bioremediation) 技術(shù)是利用微生物、植物及其他生物, 將環(huán)境中的危險(xiǎn)性污染物降解為二氧化碳和水或轉(zhuǎn)化為其他無(wú)害物質(zhì)的工程技術(shù)系統(tǒng)^[4]。生物修復(fù)的概念最初應(yīng)來(lái)源于微生物對(duì)污染環(huán)境的治理, 至今許多文獻(xiàn)仍沿用bioremediation 一詞, 專(zhuān)指微生物修復(fù)。隨著近年來(lái)環(huán)境生物技術(shù)的發(fā)展, 植物修復(fù)
(phytoremediation) 技術(shù)在污染環(huán)境治理中的作用逐漸受到重視, 有關(guān)這方面的研究也越來(lái)越多。生物修復(fù)主要包括2方面的內(nèi)容: (1) 利用具有特殊生理生化功能的植物或特異性微生物修復(fù)受污染的土壤或水體;(2) 合理設(shè)計(jì)和應(yīng)用生物處理或生物循環(huán)過(guò)程, 阻斷或減少污染源向環(huán)境的直接排放^[5]。
1.1　微生物修復(fù)
　　微生物修復(fù)主要是利用天然存在的或特別培養(yǎng)的微生物在可調(diào)控環(huán)境條件下將有毒污染物轉(zhuǎn)化為無(wú)毒物質(zhì)的處理技術(shù)^[6]。利用微生物修復(fù)技術(shù)既可治理受石油和其它有機(jī)物污染的環(huán)境, 又可治理受重金屬和氮、磷等營(yíng)養(yǎng)鹽污染的環(huán)境; 既可使用土著微生物進(jìn)行自然生物修復(fù), 又可通過(guò)補(bǔ)充營(yíng)養(yǎng)鹽、電子受體及添加人工培養(yǎng)菌或基因工程菌進(jìn)行人工生物修復(fù); 既可進(jìn)行原位修復(fù), 也可進(jìn)行異位修復(fù)。
1.1.1　有機(jī)污染的微生物修復(fù)
　　大多數(shù)環(huán)境中都存在著自然的微生物降解轉(zhuǎn)化有毒有機(jī)污染物和石油的過(guò)程。細(xì)菌、真菌和藻類(lèi)等微生物能以這些有機(jī)物作為碳源和能源, 一方面滿(mǎn)足自身生長(zhǎng)繁殖的需要, 同時(shí)將這些有機(jī)污染物降解轉(zhuǎn)化為低毒或無(wú)毒的有機(jī)物和無(wú)機(jī)物,如CO₂, H₂O,簡(jiǎn)單的醇或酸等, 達(dá)到凈化環(huán)境的目的。April TM 等^[7]從石油污染土壤中分離出4 株能夠降解石油的P seud a lleschena boy d ii 菌, 其中3 株菌能夠降解線形脂肪族石油烴, 另一株菌能降解揮發(fā)性的鏈烷烴, 如乙烷、丙烷、丁烷等。陳亞麗等^[8]從湖北沙市地區(qū)農(nóng)藥污染土樣中分離出1株有機(jī)磷農(nóng)藥降解細(xì)菌P seud om onoas sp. WBC23, 該菌在單純無(wú)機(jī)鹽培養(yǎng)基中能耐受800 m g?L 的甲基對(duì)
硫磷, 并能以甲基對(duì)硫磷作為唯一碳源、氮源, 將其作為生長(zhǎng)基質(zhì)徹底降解。崔中利等^[9]分離到1 株假單胞菌P3 (P seud om onas sp. ) , 該菌能夠以對(duì)硝基苯酚為唯一的碳源和氮源進(jìn)行生長(zhǎng), 通過(guò)接合轉(zhuǎn)移的手段將甲基對(duì)硫磷水解酶基因mpd克隆至P3 菌后, 獲得的基因工程菌PM 能夠以甲基對(duì)硫磷為唯一碳源進(jìn)行生長(zhǎng)。
　　有機(jī)污染物質(zhì)的降解轉(zhuǎn)化實(shí)際上是由微生物細(xì)胞內(nèi)一系列活性酶催化進(jìn)行的氧化、還原、水解和異構(gòu)化等過(guò)程^[10]。但由于污染現(xiàn)場(chǎng)環(huán)境中經(jīng)常存在溶解氧(或其他電子受體) 不足, 營(yíng)養(yǎng)鹽缺乏和高效微生物生長(zhǎng)緩慢等限制性因素, 土著微生物自然凈化速度很慢, 需要采用各種方法來(lái)強(qiáng)化, 例如提供O₂或其他電子受體, 添加氮、磷營(yíng)養(yǎng)鹽, 接種經(jīng)馴化培養(yǎng)的高效微生物等, 以便能夠迅速清除污染物。生物循環(huán)通氣法就是利用空氣注入和真空抽提相結(jié)合, 加速氧氣在土壤或者地下水中擴(kuò)散和傳遞, 提高氧氣濃度, 促進(jìn)生物對(duì)污染物質(zhì)的降解^[10]。研究表明, 在處理22氯苯酚污染的土壤時(shí), 只添加營(yíng)養(yǎng)物,7周內(nèi)22氯苯酚濃度從245mg/L降為105mg/L , 而同時(shí)添加營(yíng)養(yǎng)物和接種惡臭甲單胞菌(P. putida) 純培養(yǎng)物后, 4周內(nèi)22氯苯酚的濃度即明顯降低,7周后僅為2 mg/L^[4]。丁克強(qiáng)等^[11] 在對(duì)比實(shí)驗(yàn)中發(fā)現(xiàn),土著真菌Fusa rium. L K 和外來(lái)真菌Phanerochaete. Chrusosprium 對(duì)土壤中的石油污染物都有降解作用, 但是外來(lái)真菌在經(jīng)過(guò)適應(yīng)期后, 其降解能力高于土著真菌。H ind J , S 等^[12]認(rèn)為, 有機(jī)污染物只有與微生物充分接觸, 才能被微生物活性酶分解轉(zhuǎn)化, 添加生物表面活性劑可以增加微生物與污染物的接觸率, 從而促進(jìn)微生物降解石油的能力。
　　有些有機(jī)污染物不能作為碳源和能源被微生物利用, 但是在添加其他的基質(zhì)提供碳源和能源后也能被降解轉(zhuǎn)化, 這就是共代謝(co－metabolism )^[6]。研究表明, 微生物的共代謝作用對(duì)于難降解污染物的徹底分解起著重要作用。如甲烷氧化菌產(chǎn)生的單加氧酶是一種非特異性酶, 可以通過(guò)共代謝降解多種污染物, 包括對(duì)人體健康有嚴(yán)重威脅的三氯乙烯(TCE) 和多氯聯(lián)苯(PCB s) 等^[4]。分枝桿菌(M ycobacterium) 可以礦化芘, 但是不能以芘為唯一的碳源和能源, 如果提供結(jié)構(gòu)類(lèi)似的基質(zhì), 可以誘導(dǎo)分枝桿菌礦化幾種PAHs^[6]。
1.1.2　無(wú)機(jī)污染的微生物修復(fù)
　　微生物不僅能降解轉(zhuǎn)化環(huán)境中的有機(jī)污染物, 而且能將土壤、沉積物和水環(huán)境的重金屬、放射性元素及氮、磷營(yíng)養(yǎng)鹽等無(wú)機(jī)污染物清除或降低其毒性。重金屬污染環(huán)境的微生物修復(fù)近幾年來(lái)受到重視, 它主要包括兩方面的技術(shù)^[13]: (1) 生物吸附, 主要是依靠生物體細(xì)胞壁表面的一些具有金屬絡(luò)合、配位能力的基團(tuán)起作用, 如巰基、羧基、羥基等基團(tuán)。這些基團(tuán)通過(guò)與吸附的金屬離子形成離子鍵或共價(jià)鍵來(lái)達(dá)到吸附金屬離子的目的, 其吸附金屬的能力有時(shí)甚于合成的化學(xué)吸附劑。如在適宜的條件下, 黑根霉菌絲體對(duì)鉛飽和吸附量可以達(dá)到135.8 mg/g (未經(jīng)處理) 和121 mg/g (明膠包埋) ^[3]。研究發(fā)現(xiàn), 堿處理可以去除白腐真菌細(xì)胞壁上的無(wú)定形多糖, 改變葡聚糖和甲殼質(zhì)的結(jié)構(gòu), 從而允許更多的Pb²⁺ 吸附在其表面上。同時(shí)NaOH 可以溶解細(xì)胞上一些不利于吸附的雜質(zhì), 暴露出細(xì)胞上更多的活性結(jié)合位點(diǎn), 使吸附量增大。此外NaOH 還可以使細(xì)胞壁上的H+ 解離下來(lái), 導(dǎo)致負(fù)電性官能團(tuán)增多, 在最佳條件下(0.1 mol/L 的NaOH 溶液浸泡40 min) 吸附量可以達(dá)到23.66m g/g, 較未經(jīng)任何處理的白腐真菌的吸附量(16.06mg/g) 大大提高^[14]。(2) 生物氧化還原,即利用微生物改變重金屬離子的氧化還原狀態(tài)來(lái)降低土壤和水體環(huán)境中的重金屬濃度或降低重金屬毒性。我國(guó)吉林醫(yī)學(xué)院從第二松花江表層底泥中分化出三株抗汞假單胞菌, 經(jīng)馴化后,去除氯化汞的效率非常高,當(dāng)CH₃HgCl 濃度為1mg/L 和5 mg/L時(shí)去除率近100%,濃度為10mg/L 和20mg/L 時(shí)去除率為99%^[4]。Frankenberger等^[15]以硒的生物甲基化為基礎(chǔ)進(jìn)行原位生物修復(fù), 通過(guò)耕作、優(yōu)化管理、施加添加劑等來(lái)加速硒的原位生物甲基化, 使其揮發(fā), 從而降低加利福尼亞Resterson 水庫(kù)里硒類(lèi)沉積物的毒性。
　　利用微生物去除污水中的氮、磷營(yíng)養(yǎng)鹽一直是人們感興趣的研究課題。Pinar 等^[16]分離出一株細(xì)菌K lebsiella oxy toca, 該細(xì)菌能夠耐受濃度高達(dá)1M 的硝酸鹽, 并能有效去除硝酸鹽。光和自養(yǎng)微生物藍(lán)細(xì)菌Phormidium bohneri 在一定條件下也能達(dá)到脫氮除磷的目的, 其優(yōu)點(diǎn)是能源來(lái)自太陽(yáng)能, 不需要外加碳源和能源^[17]。微生物脫氮主要是通過(guò)硝化作用和反硝化作用來(lái)完成的。硝化作用是指NH₄⁺ 氧化為NO₂^-, 然后再氧化為NO₃^-的過(guò)程, 這一過(guò)程是由亞硝化細(xì)菌和硝化細(xì)菌在好氧條件下實(shí)現(xiàn)的; 反硝化作用是在厭氧條件下由反硝化菌將NO₃^-還原為N₂的過(guò)程。微生物除磷是通過(guò)氣單胞菌等積磷菌經(jīng)過(guò)厭氧/好氧過(guò)程先放磷后吸磷, 經(jīng)沉淀后從水中去除。常規(guī)的活性污泥法對(duì)氮、磷的去除率較低, 而微生物脫氮除磷技術(shù)由于具有效果好, 處理過(guò)程穩(wěn)定可靠, 處理成本低, 操作管理方便等優(yōu)點(diǎn)而得到廣泛應(yīng)用, 為水體中氮、磷的去除提供了有效的手段^[4]。顧宗濂^[18]認(rèn)為, 在富營(yíng)養(yǎng)化湖泊的生物修復(fù)中, 采用適當(dāng)?shù)墓に嚄l件并接種專(zhuān)性菌劑有助于水中氮素和有機(jī)碳的去除, 但是對(duì)磷素的微生物修復(fù)效果就不及物理修復(fù)(清淤) 和水生生物修復(fù)。
　　目前對(duì)污染物的微生物降解轉(zhuǎn)化研究應(yīng)著重以下幾個(gè)方面^[19]:(1)分離具有特殊分解功能的微生物, 用分子探針監(jiān)測(cè)他們?cè)诓煌h(huán)境中的分布, 以及與其他種類(lèi)微生物之間的關(guān)系;(2)在分子水平上確定主基因上與代謝分解相關(guān)的基因或DNA片斷;(3)將分解基因轉(zhuǎn)移到受體微生物之中, 實(shí)現(xiàn)分解功能在常見(jiàn)微生物體內(nèi)的表達(dá);(4) 走出單純分解和礦化的舊模式, 探索對(duì)有毒污染物的轉(zhuǎn)化, 并生產(chǎn)工業(yè)合成中所需要的中間產(chǎn)物或原料。
1.2　植物修復(fù)技術(shù)
　　植物修復(fù)就是利用植物根系(或莖葉) 吸收、富集、降解或固定受污染土壤、水體和大氣中重金屬離子或其它污染物, 以實(shí)現(xiàn)消除或降低污染現(xiàn)場(chǎng)的污染強(qiáng)度, 達(dá)到修復(fù)環(huán)境的目的。植物修復(fù)主要是通過(guò)以下幾種方式來(lái)實(shí)現(xiàn)的^[20]:(1)植物提取;(2)植物揮發(fā);(3)根系過(guò)濾;(4)植物鈍化。
1.2.1　富營(yíng)養(yǎng)化水體的植物修復(fù)
　　富營(yíng)養(yǎng)化主要是由于水體中的氮、磷負(fù)荷過(guò)高導(dǎo)致水質(zhì)下降。水生高等植物通常具有發(fā)達(dá)的根系和較大的葉面積, 能大量吸收水體中的營(yíng)養(yǎng)鹽, 可通過(guò)收獲這些植物達(dá)到凈化水質(zhì)的目的。大量研究表明, 在水生植物生長(zhǎng)良好的區(qū)域, 總氮和總磷濃度有明顯降低的趨勢(shì)。自1983 年在污染嚴(yán)重的蘇州葑門(mén)塘河上種植鳳眼蓮后, 去除了大量的COD、氨氮、總氮、總磷、酚等污染物, 使河水水質(zhì)得到逐步改善^[21]。劉劍彤等^[22]對(duì)8種植被植物去除污水中氮、磷效能進(jìn)行了篩選研究, 試驗(yàn)結(jié)果表明, 以水稻為植被的漫灌系統(tǒng)及以皇草為植被的壟溝系統(tǒng)具有較高的去除污水中氮、磷的效能, 并認(rèn)為去除氮、磷的主要機(jī)制是植物吸收。戴莽等^[23]研究表明, 沉水植物——菹草(Potam ogeton crispus L. ) 的恢復(fù)能有效降低水體富營(yíng)養(yǎng)物的濃度和懸浮物的含量,有效改善水體富營(yíng)養(yǎng)化狀況。關(guān)保華等^[24]研究了不同植物在2種程度富營(yíng)養(yǎng)化水中對(duì)元素的去除率及對(duì)富營(yíng)養(yǎng)化成分的去除率, 結(jié)果表明, 燈心草和空心菜不需要元素補(bǔ)給, 在重度和輕度富營(yíng)養(yǎng)化水中均具有較好的凈化能力; 蘆葦在輕度富營(yíng)養(yǎng)化水中凈化能力較好, 也適合用于鹽離子濃度高的重度富營(yíng)養(yǎng)化水凈化; 而菩提子用于凈化重度富營(yíng)養(yǎng)化水時(shí)需補(bǔ)給適量的常量元素。
1.2.2　重金屬污染的植物修復(fù)
　　生活在金屬含量較高環(huán)境中的植物在長(zhǎng)期的生物適應(yīng)進(jìn)化過(guò)程中, 逐漸形成了對(duì)金屬的抗逆性, 其中一些植物能大量吸收環(huán)境中的金屬元素并蓄積在體內(nèi), 同時(shí)植物仍能正常生長(zhǎng)。昆明滇池水體中鳳眼蓮(Eichhornia crassip es) 對(duì)Ca, Cd, Pb, Hg 及As 有良好的積累作用, 積累效果最好的是Pb 和Cd, 濃縮系數(shù)分別為
16190 和14285, 其中根系對(duì)重金屬的積累比莖、葉高幾倍至幾十倍^[25]。A. Szym anow ska 等^[26]在對(duì)受污染湖泊的研究中發(fā)現(xiàn), Cr, Cd, Fe,Ni 和Zn 等5 種金屬在Nymphaea alba,Nuphar luteum , Cera tophy llumde mersum, Phragm ites communis, Typha latif olia 和Schoenop lectus lacustris 等幾種水生植物中的濃度和在環(huán)境中的濃度之間有較好正相關(guān)性, 并認(rèn)為水生植物主要是從湖泊沉積物中蓄積鎘和鉻, 而對(duì)鐵的蓄積主要是來(lái)自于水中。戴全裕等^[27]研究表明, 水芹菜對(duì)黃金有很強(qiáng)的吸收能力, 并且隨黃金廢水濃度增加富集量也增大, 其中根部的富集量遠(yuǎn)大于莖、葉部位?，F(xiàn)在已經(jīng)發(fā)現(xiàn)許多超積累植物能夠超量積累比一般植物多50～100 倍的重金屬而不受其毒害, 且吸收的重金屬大部分分布在地上部。如超積累植物遏藍(lán)菜屬的T.caeru lescens 不僅在高Zn 土壤, 而且在含Zn 較低的土壤上也有較強(qiáng)的積累重金屬的能力。土壤含Zn 444μg／g (干重) 時(shí), T. caerulescens 地上部Zn 濃度是土壤全Zn 的16 倍, 是非超積累植物(油菜、蘿卜等) 的150倍^[28]。H. Dahmani　Muller 等^[29]研究了某金屬冶煉廠附近生長(zhǎng)的幾種植物對(duì)重金屬的耐性和吸收機(jī)制, 結(jié)果表明, C. halleri 是Zn 和Cd 的超積累植物, 其富集的Zn 和Cd 主要集中在地上部的葉片中, 濃度分別為>20 000 mg/kg 和> 100 mg/kg; 另一種植物A rmeria maritim assp. Halleri 富集的Pb 和Cu 主要固定在根部, 并且發(fā)現(xiàn)其枯葉中重金屬濃度比綠葉中高3-8 倍, 表明葉片的衰老脫落也是其耐受重金屬毒性的機(jī)制之一。陳同斌等^[30]通過(guò)野外調(diào)查和栽培實(shí)驗(yàn), 在中國(guó)境內(nèi)發(fā)現(xiàn)了砷超積累植物——蜈蚣草(Pteris vitta ta L. )。研究表明, 蜈蚣草在砷污染土壤中具有很強(qiáng)的忍耐力和富集能力, 其羽片富集的砷含量最高可達(dá)5070 mg/kg, 就是在含砷量很低的正常土壤中生物富集系數(shù)也能達(dá)到7～ 80, 而且具有生長(zhǎng)快、生物量大、地理分布廣、富集的砷主要集中在地上部分等優(yōu)點(diǎn), 在植物修復(fù)砷污染土壤方面有巨大的應(yīng)用潛力。Entry 等^[31]研究表明, 向日葵能超量富集輻射性元素U , 其積累的U 是水體中U 的5000 至10000 倍。通過(guò)種植并收獲這些超積累植物, 既減少了污染環(huán)境中的重金屬濃度, 又可以將收獲的植物用于回收貴金屬或用于其他用途。
　　對(duì)于如Pb, Cu,Au, Pt 等不溶性或難溶性金屬, 利用螯合誘導(dǎo)修復(fù)技術(shù)可增加植物對(duì)這些金屬的吸收^[32]。Salt 等^[33]報(bào)道, 印度芥菜在含Cd 為0.9mmol/kg 和EDTA 為1mmol/kg 的土壤中生長(zhǎng)4 周后植物干重的Cd 含量為875 Lg/g, 而在不含EDTA 的土壤中Cd 含量只有164 Lg/g。Blaylock 等^[34]的試驗(yàn)表明,DTPA 和EDTA 在增加植物吸收Pb 量方面最有效, 而EGTA 則對(duì)Cd 最有效, 效果最佳時(shí)螯合物的使用量為5 mmol/kg 或更高。但是螯合誘導(dǎo)修復(fù)技術(shù)也存在一定的風(fēng)險(xiǎn), 如由于螯和金屬的可溶性增加可能導(dǎo)致對(duì)地下水的污染, 以及殘留螯合劑的潛在毒性和對(duì)植物造成的傷害。
1.2.3　有機(jī)污染的植物修復(fù)
　　植物所具有的復(fù)雜的生理和生化特性使其不僅能凈化無(wú)機(jī)污染環(huán)境, 而且能將多環(huán)芳烴、多氯聯(lián)苯和農(nóng)藥等多種有機(jī)污染物降解和礦化為非毒性成分^[35]。在高等植物體內(nèi)導(dǎo)致農(nóng)藥毒性降低的基本生化反應(yīng)包括氧化反應(yīng)、還原反應(yīng)、水解作用、異構(gòu)化作用和軛合作用。2, 42D 在禾本科雜草和闊葉植物種類(lèi)中發(fā)生芳基的羧基化作用, 形成42羥基22,52D, 失去了其母體2,42D 的生長(zhǎng)素活性, 從而達(dá)到解毒的目的^[15]。此外, 植物根系可釋放有機(jī)酸、氨基酸、糖類(lèi)、蛋白質(zhì)、核酸等分泌物至根際土壤中, 這些分泌物中含有可降解轉(zhuǎn)化有機(jī)化合物的活性酶, 使利用植物修復(fù)受有機(jī)物污染的土壤成為可能。物料平衡和示蹤實(shí)驗(yàn)表明^[36] , 在無(wú)菌條件下生長(zhǎng)的雜交白楊樹(shù)Populus sp. 能有效吸收三氯乙烯, 并將其降解為三氯乙醇和三氯乙酸, 最終降解為CO₂。孫鐵珩等^[37]研究表明, 在苜蓿草存在條件下, 土壤中多環(huán)芳烴的降解能力有較大提高, 而且土壤對(duì)有機(jī)肥的依賴(lài)性比土壤對(duì)照相對(duì)減弱, 表明植物根際使土壤環(huán)境發(fā)生變化, 起到了改善和調(diào)節(jié)作用, 從而更有利于對(duì)有機(jī)污染物的降解。美國(guó)佐治亞州Athens 的EPA 實(shí)驗(yàn)室從淡水的沉積物中鑒定出五種酶^[6]: 脫鹵酶、硝酸還原酶、過(guò)氧化物酶、漆酶和腈水解酶, 這些酶均來(lái)自植物, 并能迅速轉(zhuǎn)化TNT 等一類(lèi)底物。但這些酶發(fā)揮作用必須靠整個(gè)植物來(lái)實(shí)現(xiàn), 游離的酶受環(huán)境條件的影響難以獨(dú)自發(fā)揮作用。植物根部的分泌物釋放至土壤中后, 能有效改善土壤的理化結(jié)構(gòu), 有利于提高根際周?chē)寥牢⑸锏幕钚?。Schnoor 和Licht^[38]等人研究發(fā)現(xiàn)有根際土壤與無(wú)根際土壤的性質(zhì)有很大區(qū)別。植物滲出的可溶性有機(jī)和無(wú)機(jī)物質(zhì)為微生物生長(zhǎng)提供了基質(zhì), 由于根際作用, 根圈內(nèi)的有機(jī)碳、pH、生物活性和無(wú)機(jī)可溶性組份都有很大變化。在人工濕地處理系統(tǒng)中, 濕地植物蘆葦不僅能吸收富集營(yíng)養(yǎng)鹽、重金屬等污染物, 而且能將光合作用產(chǎn)生的氧氣輸送到根部, 使根區(qū)有較高的氧化還原電勢(shì), 大大促進(jìn)了微生物的活性^[39]。
　　利用植物修復(fù)的方法來(lái)治理污染土壤和水體有其獨(dú)特的優(yōu)點(diǎn): 適用于大面積、低濃度的污染位點(diǎn), 成本低; 適用范圍廣, 可用于處理受重金屬等污染的水源、土壤及富營(yíng)養(yǎng)化水體; 通過(guò)對(duì)植物的收獲和集中處理,可獲得直接的經(jīng)濟(jì)效益; 植物修復(fù)是一個(gè)自然過(guò)程, 易為公眾接受^[40]。但是植物修復(fù)技術(shù)也有其缺點(diǎn), 如植物修復(fù)過(guò)程比較緩慢, 富集的重金屬多集中在根部, 不能達(dá)到根本去除的目的。一些超積累植物只能積累某些元素, 而且生長(zhǎng)緩慢, 地上部生物量低, 使其在生物修復(fù)中的應(yīng)用受到限制^[6]。目前, 科研人員正通過(guò)基因工程技術(shù)來(lái)提高超積累植物的生物量, 并試圖將超積累植物或某些特異微生物基因轉(zhuǎn)移到普通高產(chǎn)植物中,培育出新型超積累植物^[41]。
2　生物修復(fù)技術(shù)在濱海濕地中的應(yīng)用
　　濕地有“景觀之腎”的美譽(yù), 尤其濱海濕地在凈化污水、保護(hù)海岸線和控制侵蝕、保護(hù)生物多樣性中發(fā)揮重要作用。陸健健^[42]將濱海濕地定義為: 海平面以下6 m 至大潮高潮位之上與外流江河流域相連的微咸水和淡淺水湖泊、沼澤以及相應(yīng)的河段間的區(qū)域, 分潮上帶淡水濕地、潮間帶灘涂濕地、潮下帶近海濕地、河口沙洲離島濕地4 個(gè)子系統(tǒng)。由于濱海濕地的特殊地理位置和作用, 世界各國(guó)在開(kāi)發(fā)利用海洋資源的同時(shí), 對(duì)受污染濱海濕地的保護(hù)研究工作也日益重視。
2.1　濱海濕地現(xiàn)狀
　　我國(guó)有1. 8×104 km 的海岸線, 海岸灘涂和河口沼澤面積廣闊, 潮間帶和潮下帶貝類(lèi)眾多, 同時(shí)也是洄游性魚(yú)類(lèi)、蝦類(lèi)與蟹類(lèi)的重要產(chǎn)卵場(chǎng)、育幼場(chǎng)和索餌場(chǎng)。自20 世紀(jì)50 年代以來(lái), 沿海地區(qū)社會(huì)經(jīng)濟(jì)得到長(zhǎng)足的發(fā)展, 特別是近20 a 來(lái), 沿海城市工礦企業(yè)迅速發(fā)展, 人口分布密集, 每年有大量的工業(yè)廢水和生活污水未經(jīng)達(dá)標(biāo)處理直接排放入海, 工業(yè)固體廢氣物和生活垃圾大量堆積在岸灘或任意棄置入海, 內(nèi)陸地區(qū)污染物經(jīng)河流攜帶入海, 加上船舶、平臺(tái)排放的污染物直接入海, 造成近海海域和濱海濕地的油污染、氮、磷等營(yíng)養(yǎng)鹽和有機(jī)物污染以及重金屬污染^[43]。由于受多年來(lái)城市工業(yè)廢水和生活污水沿岸直排以及城市汽車(chē)尾氣和工業(yè)粉塵干濕沉降的影響, 上海濱岸潮灘表層沉積物中Cu, Zn, Cr, Pb 等重金屬的污染程度已相當(dāng)嚴(yán)重^[44]。濱海濕地生態(tài)環(huán)境問(wèn)題日益突出。
　　濱海沼澤濕地位于海陸交互作用的重要地帶, 由于受到來(lái)自陸地和河流淡水徑流作用, 同時(shí)還受到海流和潮流的影響, 具有水動(dòng)力作用強(qiáng)烈、泥沙輸移和沖淤變化頻繁、Eh、pH 和鹽度等物理化學(xué)條件復(fù)雜多變等特點(diǎn)^[43], 使這一地區(qū)的微生物種群與植物類(lèi)型比較單一。這對(duì)生物修復(fù)技術(shù)在濱海濕地的應(yīng)用帶來(lái)一定困難。
2.2 濱海濕地的生物修復(fù)研究進(jìn)展
　　生物修復(fù)的大規(guī)模應(yīng)用首先是從治理海洋溢油開(kāi)始的。對(duì)海洋溢油的生物修復(fù)研究工作先后經(jīng)歷了“探索期”(1989之前)、“繁榮期”(1989—1991) 和“成熟期”(1992 之后) 3 個(gè)階段^[45]。海洋環(huán)境中廣泛分布著降解石油烴類(lèi)的微生物, 但是石油的理化性質(zhì)和海水中氮、磷營(yíng)養(yǎng)鹽缺乏等因素限制了土著微生物的活性, 只有
通過(guò)人為添加肥料、表面活性劑及接種高效石油降解微生物等手段促進(jìn)微生物對(duì)石油的降解。1989 年在美國(guó)阿拉斯加Exxon Valdez 溢油事故中, 美國(guó)環(huán)保局首次嘗試?yán)蒙镄迯?fù)技術(shù)來(lái)清除海灘溢油。在經(jīng)過(guò)大量室內(nèi)和現(xiàn)場(chǎng)試驗(yàn)后, 篩選出親油性肥料EA P22TM 作為土著降解石油微生物的營(yíng)養(yǎng)鹽^[46], 在清除海灘溢油的實(shí)際應(yīng)用中發(fā)揮了重要作用, 取得了很好的治理效果, 開(kāi)創(chuàng)了生物修復(fù)技術(shù)在海洋污染環(huán)境中成功應(yīng)用的先河。在1990 年發(fā)生的四次海洋溢油事故中美國(guó)政府鼓勵(lì)使用生物修復(fù)技術(shù), 有的取得成功, 有的效果不太明顯。造成這種結(jié)果的原因是多方面的, 其中數(shù)據(jù)資料不足, 實(shí)施方案本身不完善是主要的影響因素^[45]。J.Oudot 等^[47]在對(duì)潮間帶原油進(jìn)行微生物降解實(shí)驗(yàn)中發(fā)現(xiàn), 總油、脂肪烴、環(huán)烷烴和芳烴的降解率分別是(40±7)% ,(83±6)% ,(49±10)% 和(5±18)% , 瀝青質(zhì)和膠質(zhì)幾乎沒(méi)有降解。在加入了緩釋肥料后, 與對(duì)照區(qū)相比降解率無(wú)明顯區(qū)別, 認(rèn)為是由于本底氮、磷濃度較高的緣故, 并提出當(dāng)沉積物間隙水中氮本底濃度≥100 Lmol/L 時(shí), 加入肥料對(duì)石油降解所起的作用是非常有限的。Toyohart Hozumi 等^[48]發(fā)現(xiàn),Nakhodka 溢油事故使受污染海岸帶微生物群落結(jié)構(gòu)發(fā)生變化, 具有降解能力的微生物成為優(yōu)勢(shì)種, 但是在自然條件下,只有飽和碳?xì)浠衔锛耙恍┬》肿臃紵N最容易分解, 其他成分如稠環(huán)芳烴、膠質(zhì)、瀝青質(zhì)等自然降解過(guò)程很慢, 在加入菌種TerraZym eTM 后, 提高了重油的降解率。目前, 利用生物修復(fù)技術(shù)治理海洋溢油的焦點(diǎn)集中在如何提高生物修復(fù)的效率以及營(yíng)養(yǎng)鹽、表面活性劑和外源微生物的使用是否會(huì)造成其他的海洋生態(tài)災(zāi)害等問(wèn)題上^[45]。
　　我國(guó)研究人員在海洋污染環(huán)境的生物修復(fù)研究中作了大量工作。鄭天凌等^[49]研究表明, 河口、海洋環(huán)境中存在著對(duì)甲胺磷降解能力較強(qiáng)的微生物, 它們可以甲胺磷作為唯一的碳源和能源促進(jìn)其生長(zhǎng)、繁殖, 又凈化被污染的環(huán)境。莊鐵城等^[50]通過(guò)連續(xù)3a 的試驗(yàn)結(jié)果表明: 紅樹(shù)林土壤微生物對(duì)農(nóng)藥甲胺磷有較強(qiáng)的降解能力, 其降解率是同潮帶無(wú)紅樹(shù)林土壤微生物的2～ 3 倍, 并從中篩選得1 株高效降解菌, 其降解率可達(dá)70% 以上(12 d 后)。紅樹(shù)林土壤中還存在著對(duì)柴油烴類(lèi)的有效降解菌, 柴油在紅樹(shù)林土壤中7 d 后大部分被降解(微生物降解50%), 14d 后80% 被降解(65%) ,一個(gè)月后90% 被降解(微生物70% 以上)^[51]。郭楚玲等^[52]研究表明, 從多環(huán)芳烴污染海底沉積物中分離富集的混合微生物能以菲、芘、熒蒽等多種芳香烴為生長(zhǎng)基質(zhì), 外加營(yíng)養(yǎng)鹽酵母浸出液和葡萄糖能促進(jìn)微生物的生長(zhǎng), 加速多環(huán)芳烴污染物的降解。戴樹(shù)桂等^[53]研究了海河河口水在不同環(huán)境條件下對(duì)三丁基錫(TBT) 的降解作用, 結(jié)果表明, 淡水斜生柵藻和河口地區(qū)的扁藻是TBT降解的主要因素, 在柵藻和扁藻生態(tài)系(包括細(xì)菌的作用) 中TBT 總降解半衰期分別為5.2 和1.7 d, 比細(xì)菌的單獨(dú)作用快近10倍。陳碧娥等^[54]從湄洲灣海域分離得到的H1 菌株(假單胞菌Pseu-domonas sp.) 在缺乏營(yíng)養(yǎng)鹽的情況下, 其耐油性及對(duì)原油的降解率均比有營(yíng)養(yǎng)鹽時(shí)高, 對(duì)芳烴比對(duì)烷烴的降解作用強(qiáng), 尤其是對(duì)多環(huán)芳烴菲的降解特別有效。丁明宇等^[55]從青島近岸海水中也分離篩選出多株具有降解石油能力的細(xì)菌和真菌, 其中部分測(cè)試菌在沒(méi)有添加營(yíng)養(yǎng)鹽的新鮮海水中仍表現(xiàn)出較好的降解能力。這些貧營(yíng)養(yǎng)型微生物由于不受海洋環(huán)境中低濃度營(yíng)養(yǎng)鹽的限制, 在海洋石油污染環(huán)境的生物修復(fù)中有巨大的應(yīng)用前景。
　　紅樹(shù)林是熱帶、亞熱帶沿海潮間帶的耐鹽森林生態(tài)系, 不僅有很好的保灘護(hù)堤作用, 而且能抗污染和凈化污水。林鵬^[56]研究表明, 紅樹(shù)植物能將大量的汞吸收貯藏在植物體內(nèi), 汞濃度達(dá)到1 g/kg 時(shí)仍未受害。鄭文教等^[57]對(duì)福建九龍江口桐花樹(shù)紅樹(shù)林的研究表明, 桐花樹(shù)對(duì)土壤金屬元素的富集系數(shù)依次為Cd 0.483,Zn 0. 163,Mn0.138, Cu0.089, Pb 0.032, 而且不同部位富集能力不同, 其中細(xì)根富集系數(shù)最高。米草屬是潮間帶的優(yōu)勢(shì)種, 抗鹽能力很強(qiáng), 并具有很強(qiáng)的富集重金屬的能力。試驗(yàn)表明^[22], 大米草地上部分吸收富集的汞含量是環(huán)境中汞的10～ 56 倍, 而根部達(dá)到250～ 2 500 倍; 互花米草根部富集汞(4個(gè)月的污水灌溉) 為環(huán)境汞的10 倍左右。陸健健等^[58]在對(duì)崇明東灘濕地生態(tài)系統(tǒng)的研究中發(fā)現(xiàn), 灘涂植物蘆葦和海三棱草對(duì)Zn, Cd, Pb,Mn, Cu 等5 種重金屬有不同程度的富集, 而且地下部分中的重金屬含量都顯著高于地上部分。利用海藻或海草植物對(duì)重金屬和氮、磷營(yíng)養(yǎng)鹽的吸收作用, 對(duì)控制因海水養(yǎng)殖、陸源排放等造成的海水污染具有重要作用。試驗(yàn)表明^[59], 三角褐指藻對(duì)Hg 有較大的富集能力, 富集率在95% 以上, 富集因子變化范圍在30 000～ 200 000, 角毛藻對(duì)Hg 富集系數(shù)也達(dá)到105 量級(jí)。張懷成報(bào)道^[59], Cu 易于在叉邊金藻細(xì)胞表面吸附, 少量進(jìn)入藻體內(nèi)部, 細(xì)胞對(duì)Cu 的吸附遵守Langmuir 等溫吸附式。只是這些藻類(lèi)個(gè)體微小, 在開(kāi)放水體中難以回收, 并可能通過(guò)食物鏈的富集作用造成危害。西班牙Rio Tinto 河口受當(dāng)?shù)夭傻V業(yè)影響, 水體和底部沉積物被Pb, Cd, Cu, Zn 等金屬污染。在對(duì)該河口中的海草分析發(fā)現(xiàn), 海草中富集了較高濃度的金屬, 分別為: Zn 1480, Cu 1350, Pb 1800, 這樣高的金屬含量有可能是通過(guò)植物根部吸收的^[60]。如能將這類(lèi)大型海藻(草) 對(duì)重金屬和氮、磷營(yíng)養(yǎng)鹽的吸收富集作用用于海岸帶的生物修復(fù), 將對(duì)近海污染環(huán)境治理產(chǎn)生深遠(yuǎn)影響。
3　結(jié)語(yǔ)
　　生物修復(fù)技術(shù)被認(rèn)為比物理和化學(xué)處理技術(shù)更具有前途, 因而受到歐美等發(fā)達(dá)國(guó)家高度重視, 并投入大量資金進(jìn)行生物修復(fù)技術(shù)的研究和應(yīng)用。荷蘭在20 世紀(jì)80 年代就已花費(fèi)了約15 億美元進(jìn)行土壤的修復(fù)工作, 德國(guó)在1995 年投資約60 億美元凈化土壤, 美國(guó)環(huán)保局設(shè)立了所謂超級(jí)基金場(chǎng)地, 將1200 處受到污染的地區(qū)列為利用生物修復(fù)技術(shù)進(jìn)行優(yōu)先處理的場(chǎng)地^[4]。我國(guó)作為發(fā)展中國(guó)家, 更應(yīng)重視生物修復(fù)技術(shù)的研究與應(yīng)用。
　　目前, 生物修復(fù)技術(shù)在濱海濕地的研究和應(yīng)用較多著眼于對(duì)海岸溢油的微生物修復(fù), 對(duì)重金屬、有毒有機(jī)物和氮、磷營(yíng)養(yǎng)鹽等污染物的生物修復(fù)尤其是植物修復(fù)研究還處于探索階段。尋找能夠適合濱海濕地環(huán)境并且能耐受和凈化各種污染的濱海濕地植物種是植物修復(fù)的關(guān)鍵所在, 同時(shí)該植物還必須具有較高的生物量和一定的經(jīng)濟(jì)利用價(jià)值。已有研究表明, 海濱蘆葦沼澤濕地和紅樹(shù)林濕地能有效去除有機(jī)污染物、重金屬和氮、磷營(yíng)養(yǎng)鹽等污染物^{[47, 52, 54, 55, 59]}, 而在我國(guó)沿海各省分布有大片的蘆葦濕地和紅樹(shù)林濕地, 保護(hù)好這類(lèi)濱海濕地并開(kāi)展相應(yīng)的調(diào)查研究, 如研究各種污染物在濱海濕地的生物地球化學(xué)循環(huán), 進(jìn)行濕地本底調(diào)查和污染物的環(huán)境容量研究等, 將對(duì)探索生物修復(fù)技術(shù)在受污染濱海濕地的推廣應(yīng)用起到積極作用。
　　總之, 在濱海濕地開(kāi)展生物修復(fù)技術(shù)研究, 一方面要積極尋找和利用具有凈化能力的土著物種, 另一方面可在大量試驗(yàn)和風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)的基礎(chǔ)上, 引進(jìn)具有耐污、去污能力的生物種。鑒于植物和微生物在生物修復(fù)方面都各有特點(diǎn)又相互關(guān)聯(lián), 將植物修復(fù)和微生物修復(fù)結(jié)合應(yīng)用于受污染濱海濕地的治理將會(huì)取得良好效果。同時(shí), 將基因工程技術(shù)應(yīng)用于生物修復(fù)領(lǐng)域, 培育具有耐鹽、抗污染和較高生物量的濕地植物和高效微生物,將極大地推動(dòng)生物修復(fù)技術(shù)在濱海濕地的應(yīng)用。
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Advances in the Study on Bioremediation and Its Application to the CoastalWetland
YU Long, LONG Jiang-ping, LI Jian-jun, FENG Mu-hua, HAO Yu
(First Institute of Oceanography,SOA , Qingdao 266061,China)

Abstract: As a rising environmental biotechnology, the bioremediation technology plays an increasingly important role in　controlling the polluted soil, surface water and ground water due to its　merits, such as low cost, good cleanup effect and no secondary pollution compared with the traditional physicochemical remediation technologies. In this paper, based on the review of development trends of b ioremediation technology in recent years, the feasibility of controlling the polluted coastalwetland using bioremediation technology is explored.
Key words: coastal　wetland; bioremediation; pollutant