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1、 生态环境学报 2015, 24(2): 343-351 Ecology and Environmental Sciences http:/ E-mail: 土壤有机污染物生物修复技术研究进展 周际海 1S: , 袁颖红 朱 志 保 姚 春 阳 张 谷 雨 高 琪 2 1.南昌工程学院生态与环境科学研究所 .江西南昌 330099; 2.常州大学环境与安全工程学院，江苏常州 213164 摘要： 现代农业的发展改变了自然界的原有状况，为追求高产而大量使用的化肥、农药导致土壤有机物污染日趋严重。此外， 工业生产、石油开采、交通运输、畜禽养殖及居民生活等也产生了大量有机污染物，使土壤有机物污染进
2、一步加剧，土壤有 机物污染的修复日益迫切。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。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。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 .是最具应用和发展前景 的生物修复环保技术。文
3、章重点阐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。 关键词 ：土壤污染；有机污染物；生物修复；研究进展 DOI: 10.16258/ki. 1674-5906.2015.02.025 中图分类号： X53 文献标志码 ： A 文章编号： 1674-5906 ( 2015 02-0343-09 引用格式： 周际海，袁颖红，朱志保，姚春阳，张谷雨，高琪 .土壤有机污染物生物修复技术研究进展 J.生态环境学报 ,2015, 24(2): 343-351. ZHOU Jih
4、ai, YUAN Yinghong, ZHU Zhibao, YAO Chunyang, ZHANG Guyu, GAO Qi. A Review on Bioremediation Technologies of Organic Pollutants Contaminated Soils J. Ecology and Environmental Sciences, 2015, 24(2): 343-351. 土壤是人类赖以生存的主要自然资源，是人类 农业生产活动的物质基础之一，是难以再生的自然 资源，其使用的好坏决定着 农业生产的前景和人类 文明的发展。现代农业的出现改变了自然界原有状 况，
5、为追求高产优质，导致水肥和化学农药的大量 使用，使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)。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)。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
6、发展 具有重要作用和意义。本文就目前国内外土壤污染 的生物修复技术及机理进行了详细综述，并对污染 土壤的动物修复技术研究进行了初步展望。 1 土壤污染的修复 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 , 并列人国家高技术研究发展计划领域（骆永明， 2008
7、 ),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 基金项目：国家自然科学基金项目 （ 31460149); 土壤与农业可持续发展国家重点实验室开放基金项目 （ 0812201236);黄土高原土壤侵蚀与旱 地农业国家重点实验室开放基金项目 （ K318009902-1414; K318
8、009902-1320);常州市基础研究计划项目 （ CJ20120026) 作者简介：周际海 （ 1973 年生），男，博士，主要从事环境污染修复研究。 E-mail: *通信作者 收稿日期： 2014-11-22 344 生态环境学报第 24 卷第 2 期 （ 2015 年 2 月） 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， 2
9、011;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
10、是目前污染修复研究的热点领域，本文重点 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
11、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C02 和 H20 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 2.1.1 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
12、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
13、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。该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;
14、 Mitton 等， 2012;杨红军等，2012;张弛等 , 2012 ) 2.1.2 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 C02和 H20; 也可以
15、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
16、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 周际海等：土壤有机污染物生物修复技术研究进展 345 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
17、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
18、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
19、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 般提尚约 10 倍，有的尚达 100 倍，其 中 假 单 孢 菌 属 （ sp.) 、黄杆菌属 (Flavobacterium sp. ) 产减菌属 （ sp.) 和土壤杆菌属 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， 199
20、7 )。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
21、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
22、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
23、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 07 cm 土层中质量分数已达 90 mg.kg_1,加菌土
24、壤咲喃丹 质量分数为 4.8 mg.kg后者降解率达 96.4%。如 346 生态环境学报第 24 卷第 2 期 （ 2015 年 2 月） 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 124 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。 2.2.1 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
25、的筛选和基因： !：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
26、研究热点。近年来，利用基因工程手段研究和构 建高效基因 X 程菌，可将多种降解基因转人同一微 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
27、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。 2.2.2 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。
28、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： 醇氧化，如醋化醋杆菌 (y4c 咖 tocter flee?/)将乙醇氧化为乙酸，氧化节杆 菌（ /IrfArafecter 似 3 必而 ） 可将丙二醇氧化为乳酸； 醛氧化，如铜绿假单胞菌 （ 将乙醛氧化为乙酸； 甲基氧化，如 铜绿假单胞菌将
29、甲苯氧化为安息香酸； 氧化去烷 基化：如微生物对有机磷杀虫剂的氧化； 硫醚氧 化：如微生物对 H 硫磷、扑草净等的氧化； 过氧 化：如艾氏剂和七氯可通过过氧化被微生物降解； 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； 芳环裂解：在微生物作 用下将苯酚系列化合物进行环裂解； 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； 环氧化：如环戊二烯类杀 虫剂的脱卤、水解、还原及轻基化作用，是微生物 降解的主要机制，等等。 (2)还原作用： 乙烯基还原，如大肠杆菌 ()将 延 胡 索 酸 还 原 为 琥 拍 酸 ； 醇还原，如丙酸梭菌 将乳酸
30、还原为丙酸； 芳环羟基化，在厌氧条件下 微生物可将甲苯酸盐轻基化；还有醒类还原，双键、 三键还原作用，等等。 (3) 基团转移作用： 脱羧作用，如戊糖丙酸 杆菌可使號 J 白酸 等竣酸脱羧为丙酸； 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； 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。 2.2.3 典型有机污染物的生物转化与降解机理 (1 )氯代
31、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 周际海等：土壤有机污染物生物修复技术研究进展 347 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
32、氯作用，逐步形成低氯代中间产物或被矿化生成 C02+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 P
33、AHs 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 2 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 乙焼，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：
34、苯环断裂 丁二酸 反丁烯二酸 丙酮酸 乙 酸或乙醛 （ Cemiglia, 1992 ),且都能被微生物吸收 利用，最终产生 (： 02和 1120。另外一种是微生物通 过共代谢作用降解 PAHs(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 BaP 的降解情况，结果表明，琥珀酸钠加强了 BaP 的共代谢作用，促进了 BaP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
35、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 56 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
36、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一一微生 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
37、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 ,20
38、07 ) 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： 高效性。 有机污染物在自然界各种因素 （ 如光解、水
39、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； 安全性。多数情况下，生物修复是自然作用过程 348 生态环境学报第 24 卷第 2 期 （ 2015 年 2 月） 的强化，生成的最终产物是 C02、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； 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 1/31/4; 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
40、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： 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； 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。 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
41、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
42、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 泛深人的研究 （ Ferris 等， 1998; Gri
43、ffith, 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， 今后可进一步深人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。 参考文献： ADRIAN L, SZEWZYK U, WECKE J, et al. 2000. Bacterial dehalorespiration with chlorinated benzenesJ. Nature, 408: 580-583. AFZAL
44、M, YOUSAF S, REICHENAUER T G, et al. 2011. Soil type affects plant colonization, activity and catabolic gene expression of inoculated bacterial strains during phytoremediation of dieselJ. Journal of Hazardous Materials, 186: 1568-1575. ANDERSON T A, GUTHRIE E A, WALTON B T. 1993. Bioremediation in t
45、he rhizosphereJ. Environmental Science & Technology, 27(13): 2630-2635. ANDERSON T A, WALTON B T. 1992. Comparative plant uptake and microbial degradation of trichlorethylene in the rhizosphere of five plants species-implications for bioremediation of contaminated surface soilsJ. Oak Ridge, TN: Oak
46、Ridge National Laboratory. Environmental Science Division, Pub. 3809. ORNL/TM-12017. ARTHUR E L, RICE P J, RICE P J, et al. 2005. Phytoremediation: an overviewJ. Critical Reviews in Plant Sciences, 24(2): 109-122. BARBOSA A M, DEKKER R F, HARDY G E. 1996. Veratryl alcohol as an inducer of laccase by
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