摘要：生物修复技术作为一门新兴的环境生物技术, 与传统的物理、化学修复技术相比, 具有处理费用低、净化效果好、不造成二次污染等优点, 因而受到世界各国的关注, 并在治理污染土壤、地表水及地下水等方面发挥越来越重要的作用。在回顾近年来生物修复技术发展趋势的基础上, 针对滨海湿地的特殊环境, 探索在该区域利用生物修复技术治理受污染滨海湿地的可行性。
随着工农业生产的发展及人口的增多, 人类生存环境面临的压力也越来越大, 大量的工矿业废水、生活污水及农业污水排入江河湖海, 造成土壤、地表水及地下水受重金属、有机毒物、油类及氮、磷营养盐等的严重污染。特别是位于海陆交互作用的滨海湿地与河口沼泽区, 虽然对污水有一定的自净能力, 但是大量污水的长期排放还是在不同程度上对该地区生态环境带来负面影响。如大量的氮、磷营养盐入海后, 造成近海海域富营养化严重, 赤潮频繁发生, 给养殖业和渔业带来巨大的损失。2001 年我国近海海域发生的赤潮较往年增多, 影响范围扩大, 造成的经济损失达10 亿元[1]。一些人工合成的有毒有机污染物和重金属, 因为难以降解而长期残留在环境中, 并可能通过食物链最终影响到人类自身。1953 年发生在日本九州的水俣病事件, 就是因为含汞工业废水入海后转化为甲基汞并通过食物链传递蓄积, 当地渔民在食用含甲基汞的鱼后, 出现口齿不清、面部痴呆等症状, 最终导致精神失常甚至死亡[2]。面对不断恶化的环境状况, 人们一方面努力控制污染源, 使之达标排放, 另一方面积极探索有效的清除环境中污染物的方法。
清除环境污染物的传统方法有物理修复法和化学修复法, 但是这些方法存在着处理费用高, 操作复杂,而且有二次污染的可能性等缺点。生物修复技术是近年来新兴的一门环境生物技术, 具有工程简单, 处理费用相对较低、清洁水平较高等优点。欧洲和北美的许多发达国家早在20 世纪80 年代中期就开展了生物修复技术的初步研究工作, 并完成了一些实用的处理工程。目前生物修复技术在清除或减少土壤、地表水、地下水、废水、污泥、工业废弃物及气体中的化学物质方面的应用已获得成功[3]。将生物修复技术应用于受污染滨海湿地的治理, 对于保护滨海湿地生态环境、发展沿海经济具有重要意义。
1 生物修复研究进展
生物修复(bioremediation) 技术是利用微生物、植物及其他生物, 将环境中的危险性污染物降解为二氧化碳和水或转化为其他无害物质的工程技术系统[4]。生物修复的概念最初应来源于微生物对污染环境的治理, 至今许多文献仍沿用bioremediation 一词, 专指微生物修复。随着近年来环境生物技术的发展, 植物修复
(phytoremediation) 技术在污染环境治理中的作用逐渐受到重视, 有关这方面的研究也越来越多。生物修复主要包括2方面的内容: (1) 利用具有特殊生理生化功能的植物或特异性微生物修复受污染的土壤或水体;(2) 合理设计和应用生物处理或生物循环过程, 阻断或减少污染源向环境的直接排放[5]。
1.1 微生物修复
微生物修复主要是利用天然存在的或特别培养的微生物在可调控环境条件下将有毒污染物转化为无毒物质的处理技术[6]。利用微生物修复技术既可治理受石油和其它有机物污染的环境, 又可治理受重金属和氮、磷等营养盐污染的环境; 既可使用土著微生物进行自然生物修复, 又可通过补充营养盐、电子受体及添加人工培养菌或基因工程菌进行人工生物修复; 既可进行原位修复, 也可进行异位修复。
1.1.1 有机污染的微生物修复
大多数环境中都存在着自然的微生物降解转化有毒有机污染物和石油的过程。细菌、真菌和藻类等微生物能以这些有机物作为碳源和能源, 一方面满足自身生长繁殖的需要, 同时将这些有机污染物降解转化为低毒或无毒的有机物和无机物,如CO2, H2O,简单的醇或酸等, 达到净化环境的目的。April TM 等[7]从石油污染土壤中分离出4 株能够降解石油的Pseud a lleschena boy d ii 菌, 其中3 株菌能够降解线形脂肪族石油烃, 另一株菌能降解挥发性的链烷烃, 如乙烷、丙烷、丁烷等。陈亚丽等[8]从湖北沙市地区农药污染土样中分离出1株有机磷农药降解细菌P seud om onoas sp. WBC23, 该菌在单纯无机盐培养基中能耐受800 m g?L 的甲基对硫磷, 并能以甲基对硫磷作为唯一碳源、氮源, 将其作为生长基质彻底降解。崔中利等[9]分离到1 株假单胞菌P3 (P seud om onas sp. ) , 该菌能够以对硝基苯酚为唯一的碳源和氮源进行生长, 通过接合转移的手段将甲基对硫磷水解酶基因mpd克隆至P3 菌后, 获得的基因工程菌PM 能够以甲基对硫磷为唯一碳源进行生长。
有机污染物质的降解转化实际上是由微生物细胞内一系列活性酶催化进行的氧化、还原、水解和异构化等过程[10]。但由于污染现场环境中经常存在溶解氧(或其他电子受体) 不足, 营养盐缺乏和高效微生物生长缓慢等限制性因素, 土著微生物自然净化速度很慢, 需要采用各种方法来强化, 例如提供O2或其他电子受体, 添加氮、磷营养盐, 接种经驯化培养的高效微生物等, 以便能够迅速清除污染物。生物循环通气法就是利用空气注入和真空抽提相结合, 加速氧气在土壤或者地下水中扩散和传递, 提高氧气浓度, 促进生物对污染物质的降解[10]。研究表明, 在处理22氯苯酚污染的土壤时, 只添加营养物,7周内22氯苯酚浓度从245mg/L降为105mg/L , 而同时添加营养物和接种恶臭甲单胞菌(P. putida) 纯培养物后, 4周内22氯苯酚的浓度即明显降低,7周后仅为2 mg/L[4]。丁克强等[11] 在对比实验中发现,土著真菌Fusa rium. L K 和外来真菌Phanerochaete. Chrusosprium 对土壤中的石油污染物都有降解作用, 但是外来真菌在经过适应期后, 其降解能力高于土著真菌。H ind J , S 等[12]认为, 有机污染物只有与微生物充分接触, 才能被微生物活性酶分解转化, 添加生物表面活性剂可以增加微生物与污染物的接触率, 从而促进微生物降解石油的能力。
有些有机污染物不能作为碳源和能源被微生物利用, 但是在添加其他的基质提供碳源和能源后也能被降解转化, 这就是共代谢(co－metabolism )[6]。研究表明, 微生物的共代谢作用对于难降解污染物的彻底分解起着重要作用。如甲烷氧化菌产生的单加氧酶是一种非特异性酶, 可以通过共代谢降解多种污染物, 包括对人体健康有严重威胁的三氯乙烯(TCE) 和多氯联苯(PCB s) 等[4]。分枝杆菌(M ycobacterium) 可以矿化芘, 但是不能以芘为唯一的碳源和能源, 如果提供结构类似的基质, 可以诱导分枝杆菌矿化几种PAHs[6]。
1.1.2 无机污染的微生物修复
微生物不仅能降解转化环境中的有机污染物, 而且能将土壤、沉积物和水环境的重金属、放射性元素及氮、磷营养盐等无机污染物清除或降低其毒性。重金属污染环境的微生物修复近几年来受到重视, 它主要包括两方面的技术[13]: (1) 生物吸附, 主要是依靠生物体细胞壁表面的一些具有金属络合、配位能力的基团起作用, 如巯基、羧基、羟基等基团。这些基团通过与吸附的金属离子形成离子键或共价键来达到吸附金属离子的目的, 其吸附金属的能力有时甚于合成的化学吸附剂。如在适宜的条件下, 黑根霉菌丝体对铅饱和吸附量可以达到135.8 mg/g (未经处理) 和121 mg/g (明胶包埋) [3]。研究发现, 碱处理可以去除白腐真菌细胞壁上的无定形多糖, 改变葡聚糖和甲壳质的结构, 从而允许更多的Pb2+ 吸附在其表面上。同时NaOH 可以溶解细胞上一些不利于吸附的杂质, 暴露出细胞上更多的活性结合位点, 使吸附量增大。此外NaOH 还可以使细胞壁上的H+ 解离下来, 导致负电性官能团增多, 在最佳条件下(0.1 mol/L 的NaOH 溶液浸泡40 min) 吸附量可以达到23.66m g/g, 较未经任何处理的白腐真菌的吸附量(16.06mg/g) 大大提高[14]。(2) 生物氧化还原,即利用微生物改变重金属离子的氧化还原状态来降低土壤和水体环境中的重金属浓度或降低重金属毒性。我国吉林医学院从第二松花江表层底泥中分化出三株抗汞假单胞菌, 经驯化后,去除氯化汞的效率非常高,当CH3HgCl 浓度为1mg/L 和5 mg/L时去除率近100%,浓度为10mg/L 和20mg/L 时去除率为99%[4]。Frankenberger等[15]以硒的生物甲基化为基础进行原位生物修复, 通过耕作、优化管理、施加添加剂等来加速硒的原位生物甲基化, 使其挥发, 从而降低加利福尼亚Resterson 水库里硒类沉积物的毒性。
利用微生物去除污水中的氮、磷营养盐一直是人们感兴趣的研究课题。Pinar 等[16]分离出一株细菌K lebsiella oxy toca, 该细菌能够耐受浓度高达1M 的硝酸盐, 并能有效去除硝酸盐。光和自养微生物蓝细菌Phormidium bohneri 在一定条件下也能达到脱氮除磷的目的, 其优点是能源来自太阳能, 不需要外加碳源和能源[17]。微生物脱氮主要是通过硝化作用和反硝化作用来完成的。硝化作用是指NH4+ 氧化为NO2-, 然后再氧化为NO3-的过程, 这一过程是由亚硝化细菌和硝化细菌在好氧条件下实现的; 反硝化作用是在厌氧条件下由反硝化菌将NO3-还原为N2的过程。微生物除磷是通过气单胞菌等积磷菌经过厌氧/好氧过程先放磷后吸磷, 经沉淀后从水中去除。常规的活性污泥法对氮、磷的去除率较低, 而微生物脱氮除磷技术由于具有效果好, 处理过程稳定可靠, 处理成本低, 操作管理方便等优点而得到广泛应用, 为水体中氮、磷的去除提供了有效的手段[4]。顾宗濂[18]认为, 在富营养化湖泊的生物修复中, 采用适当的工艺条件并接种专性菌剂有助于水中氮素和有机碳的去除, 但是对磷素的微生物修复效果就不及物理修复(清淤) 和水生生物修复。
目前对污染物的微生物降解转化研究应着重以下几个方面[19]:(1)分离具有特殊分解功能的微生物, 用分子探针监测他们在不同环境中的分布, 以及与其他种类微生物之间的关系;(2)在分子水平上确定主基因上与代谢分解相关的基因或DNA片断;(3)将分解基因转移到受体微生物之中, 实现分解功能在常见微生物体内的表达;(4) 走出单纯分解和矿化的旧模式, 探索对有毒污染物的转化, 并生产工业合成中所需要的中间产物或原料。
1.2 植物修复技术
植物修复就是利用植物根系(或茎叶) 吸收、富集、降解或固定受污染土壤、水体和大气中重金属离子或其它污染物, 以实现消除或降低污染现场的污染强度, 达到修复环境的目的。植物修复主要是通过以下几种方式来实现的[20]:(1)植物提取;(2)植物挥发;(3)根系过滤;(4)植物钝化。
1.2.1 富营养化水体的植物修复
富营养化主要是由于水体中的氮、磷负荷过高导致水质下降。水生高等植物通常具有发达的根系和较大的叶面积, 能大量吸收水体中的营养盐, 可通过收获这些植物达到净化水质的目的。大量研究表明, 在水生植物生长良好的区域, 总氮和总磷浓度有明显降低的趋势。自1983 年在污染严重的苏州葑门塘河上种植凤眼莲后, 去除了大量的COD、氨氮、总氮、总磷、酚等污染物, 使河水水质得到逐步改善[21]。刘剑彤等[22]对8种植被植物去除污水中氮、磷效能进行了筛选研究, 试验结果表明, 以水稻为植被的漫灌系统及以皇草为植被的垄沟系统具有较高的去除污水中氮、磷的效能, 并认为去除氮、磷的主要机制是植物吸收。戴莽等[23]研究表明, 沉水植物——菹草(Potam ogeton crispus L. ) 的恢复能有效降低水体富营养物的浓度和悬浮物的含量,有效改善水体富营养化状况。关保华等[24]研究了不同植物在2种程度富营养化水中对元素的去除率及对富营养化成分的去除率, 结果表明, 灯心草和空心菜不需要元素补给, 在重度和轻度富营养化水中均具有较好的净化能力; 芦苇在轻度富营养化水中净化能力较好, 也适合用于盐离子浓度高的重度富营养化水净化; 而菩提子用于净化重度富营养化水时需补给适量的常量元素。
1.2.2 重金属污染的植物修复
生活在金属含量较高环境中的植物在长期的生物适应进化过程中, 逐渐形成了对金属的抗逆性, 其中一些植物能大量吸收环境中的金属元素并蓄积在体内, 同时植物仍能正常生长。昆明滇池水体中凤眼莲(Eichhornia crassip es) 对Ca, Cd, Pb, Hg 及As 有良好的积累作用, 积累效果最好的是Pb 和Cd, 浓缩系数分别为 16190 和14285, 其中根系对重金属的积累比茎、叶高几倍至几十倍[25]。A. Szym anow ska 等[26]在对受污染湖泊的研究中发现, Cr, Cd, Fe,Ni 和Zn 等5 种金属在Nymphaea alba,Nuphar luteum , Cera tophy llumde mersum, Phragm ites communis, Typha latif olia 和Schoenop lectus lacustris 等几种水生植物中的浓度和在环境中的浓度之间有较好正相关性, 并认为水生植物主要是从湖泊沉积物中蓄积镉和铬, 而对铁的蓄积主要是来自于水中。戴全裕等[27]研究表明, 水芹菜对黄金有很强的吸收能力, 并且随黄金废水浓度增加富集量也增大, 其中根部的富集量远大于茎、叶部位。现在已经发现许多超积累植物能够超量积累比一般植物多50～100 倍的重金属而不受其毒害, 且吸收的重金属大部分分布在地上部。如超积累植物遏蓝菜属的T.caeru lescens 不仅在高Zn 土壤, 而且在含Zn 较低的土壤上也有较强的积累重金属的能力。土壤含Zn 444μg／g (干重) 时, T. caerulescens 地上部Zn 浓度是土壤全Zn 的16 倍, 是非超积累植物(油菜、萝卜等) 的150倍[28]。H. Dahmani Muller 等[29]研究了某金属冶炼厂附近生长的几种植物对重金属的耐性和吸收机制, 结果表明, C. halleri 是Zn 和Cd 的超积累植物, 其富集的Zn 和Cd 主要集中在地上部的叶片中, 浓度分别为>20 000 mg/kg 和> 100 mg/kg; 另一种植物A rmeria maritim assp. Halleri 富集的Pb 和Cu 主要固定在根部, 并且发现其枯叶中重金属浓度比绿叶中高3-8 倍, 表明叶片的衰老脱落也是其耐受重金属毒性的机制之一。陈同斌等[30]通过野外调查和栽培实验, 在中国境内发现了砷超积累植物——蜈蚣草(Pteris vitta ta L. )。研究表明, 蜈蚣草在砷污染土壤中具有很强的忍耐力和富集能力, 其羽片富集的砷含量最高可达5070 mg/kg, 就是在含砷量很低的正常土壤中生物富集系数也能达到7～ 80, 而且具有生长快、生物量大、地理分布广、富集的砷主要集中在地上部分等优点, 在植物修复砷污染土壤方面有巨大的应用潜力。Entry 等[31]研究表明, 向日葵能超量富集辐射性元素U , 其积累的U 是水体中U 的5000 至10000 倍。通过种植并收获这些超积累植物, 既减少了污染环境中的重金属浓度, 又可以将收获的植物用于回收贵金属或用于其他用途。
对于如Pb, Cu,Au, Pt 等不溶性或难溶性金属, 利用螯合诱导修复技术可增加植物对这些金属的吸收[32]。Salt 等[33]报道, 印度芥菜在含Cd 为0.9mmol/kg 和EDTA 为1mmol/kg 的土壤中生长4 周后植物干重的Cd 含量为875 Lg/g, 而在不含EDTA 的土壤中Cd 含量只有164 Lg/g。Blaylock 等[34]的试验表明,DTPA 和EDTA 在增加植物吸收Pb 量方面最有效, 而EGTA 则对Cd 最有效, 效果最佳时螯合物的使用量为5 mmol/kg 或更高。但是螯合诱导修复技术也存在一定的风险, 如由于螯和金属的可溶性增加可能导致对地下水的污染, 以及残留螯合剂的潜在毒性和对植物造成的伤害。
1.2.3 有机污染的植物修复
植物所具有的复杂的生理和生化特性使其不仅能净化无机污染环境, 而且能将多环芳烃、多氯联苯和农药等多种有机污染物降解和矿化为非毒性成分[35]。在高等植物体内导致农药毒性降低的基本生化反应包括氧化反应、还原反应、水解作用、异构化作用和轭合作用。2, 42D 在禾本科杂草和阔叶植物种类中发生芳基的羧基化作用, 形成42羟基22,52D, 失去了其母体2,42D 的生长素活性, 从而达到解毒的目的[15]。此外, 植物根系可释放有机酸、氨基酸、糖类、蛋白质、核酸等分泌物至根际土壤中, 这些分泌物中含有可降解转化有机化合物的活性酶, 使利用植物修复受有机物污染的土壤成为可能。物料平衡和示踪实验表明[36] , 在无菌条件下生长的杂交白杨树Populus sp. 能有效吸收三氯乙烯, 并将其降解为三氯乙醇和三氯乙酸, 最终降解为CO2。孙铁珩等[37]研究表明, 在苜蓿草存在条件下, 土壤中多环芳烃的降解能力有较大提高, 而且土壤对有机肥的依赖性比土壤对照相对减弱, 表明植物根际使土壤环境发生变化, 起到了改善和调节作用, 从而更有利于对有机污染物的降解。美国佐治亚州Athens 的EPA 实验室从淡水的沉积物中鉴定出五种酶[6]: 脱卤酶、硝酸还原酶、过氧化物酶、漆酶和腈水解酶, 这些酶均来自植物, 并能迅速转化TNT 等一类底物。但这些酶发挥作用必须靠整个植物来实现, 游离的酶受环境条件的影响难以独自发挥作用。植物根部的分泌物释放至土壤中后, 能有效改善土壤的理化结构, 有利于提高根际周围土壤微生物的活性。Schnoor 和Licht[38]等人研究发现有根际土壤与无根际土壤的性质有很大区别。植物渗出的可溶性有机和无机物质为微生物生长提供了基质, 由于根际作用, 根圈内的有机碳、pH、生物活性和无机可溶性组份都有很大变化。在人工湿地处理系统中, 湿地植物芦苇不仅能吸收富集营养盐、重金属等污染物, 而且能将光合作用产生的氧气输送到根部, 使根区有较高的氧化还原电势, 大大促进了微生物的活性[39]。
利用植物修复的方法来治理污染土壤和水体有其独特的优点: 适用于大面积、低浓度的污染位点, 成本低; 适用范围广, 可用于处理受重金属等污染的水源、土壤及富营养化水体; 通过对植物的收获和集中处理,可获得直接的经济效益; 植物修复是一个自然过程, 易为公众接受[40]。但是植物修复技术也有其缺点, 如植物修复过程比较缓慢, 富集的重金属多集中在根部, 不能达到根本去除的目的。一些超积累植物只能积累某些元素, 而且生长缓慢, 地上部生物量低, 使其在生物修复中的应用受到限制[6]。目前, 科研人员正通过基因工程技术来提高超积累植物的生物量, 并试图将超积累植物或某些特异微生物基因转移到普通高产植物中,培育出新型超积累植物[41]。
2 生物修复技术在滨海湿地中的应用
湿地有“景观之肾”的美誉, 尤其滨海湿地在净化污水、保护海岸线和控制侵蚀、保护生物多样性中发挥重要作用。陆健健[42]将滨海湿地定义为: 海平面以下6 m 至大潮高潮位之上与外流江河流域相连的微咸水和淡浅水湖泊、沼泽以及相应的河段间的区域, 分潮上带淡水湿地、潮间带滩涂湿地、潮下带近海湿地、河口沙洲离岛湿地4 个子系统。由于滨海湿地的特殊地理位置和作用, 世界各国在开发利用海洋资源的同时, 对受污染滨海湿地的保护研究工作也日益重视。
2.1 滨海湿地现状
我国有1. 8×104 km 的海岸线, 海岸滩涂和河口沼泽面积广阔, 潮间带和潮下带贝类众多, 同时也是洄游性鱼类、虾类与蟹类的重要产卵场、育幼场和索饵场。自20 世纪50 年代以来, 沿海地区社会经济得到长足的发展, 特别是近20 a 来, 沿海城市工矿企业迅速发展, 人口分布密集, 每年有大量的工业废水和生活污水未经达标处理直接排放入海, 工业固体废气物和生活垃圾大量堆积在岸滩或任意弃置入海, 内陆地区污染物经河流携带入海, 加上船舶、平台排放的污染物直接入海, 造成近海海域和滨海湿地的油污染、氮、磷等营养盐和有机物污染以及重金属污染[43]。由于受多年来城市工业废水和生活污水沿岸直排以及城市汽车尾气和工业粉尘干湿沉降的影响, 上海滨岸潮滩表层沉积物中Cu, Zn, Cr, Pb 等重金属的污染程度已相当严重[44]。滨海湿地生态环境问题日益突出。
滨海沼泽湿地位于海陆交互作用的重要地带, 由于受到来自陆地和河流淡水径流作用, 同时还受到海流和潮流的影响, 具有水动力作用强烈、泥沙输移和冲淤变化频繁、Eh、pH 和盐度等物理化学条件复杂多变等特点[43], 使这一地区的微生物种群与植物类型比较单一。这对生物修复技术在滨海湿地的应用带来一定困难。
2.2 滨海湿地的生物修复研究进展
生物修复的大规模应用首先是从治理海洋溢油开始的。对海洋溢油的生物修复研究工作先后经历了“探索期”(1989之前)、“繁荣期”(1989—1991) 和“成熟期”(1992 之后) 3 个阶段[45]。海洋环境中广泛分布着降解石油烃类的微生物, 但是石油的理化性质和海水中氮、磷营养盐缺乏等因素限制了土著微生物的活性, 只有通过人为添加肥料、表面活性剂及接种高效石油降解微生物等手段促进微生物对石油的降解。1989 年在美国阿拉斯加Exxon Valdez 溢油事故中, 美国环保局首次尝试利用生物修复技术来清除海滩溢油。在经过大量室内和现场试验后, 筛选出亲油性肥料EA P22TM 作为土著降解石油微生物的营养盐[46], 在清除海滩溢油的实际应用中发挥了重要作用, 取得了很好的治理效果, 开创了生物修复技术在海洋污染环境中成功应用的先河。在1990 年发生的四次海洋溢油事故中美国政府鼓励使用生物修复技术, 有的取得成功, 有的效果不太明显。造成这种结果的原因是多方面的, 其中数据资料不足, 实施方案本身不完善是主要的影响因素[45]。J.Oudot 等[47]在对潮间带原油进行微生物降解实验中发现, 总油、脂肪烃、环烷烃和芳烃的降解率分别是(40±7)% ,(83±6)% ,(49±10)% 和(5±18)% , 沥青质和胶质几乎没有降解。在加入了缓释肥料后, 与对照区相比降解率无明显区别, 认为是由于本底氮、磷浓度较高的缘故, 并提出当沉积物间隙水中氮本底浓度≥100 Lmol/L 时, 加入肥料对石油降解所起的作用是非常有限的。Toyohart Hozumi 等[48]发现,Nakhodka 溢油事故使受污染海岸带微生物群落结构发生变化, 具有降解能力的微生物成为优势种, 但是在自然条件下,只有饱和碳氢化合物及一些小分子芳烃最容易分解, 其他成分如稠环芳烃、胶质、沥青质等自然降解过程很慢, 在加入菌种TerraZym eTM 后, 提高了重油的降解率。目前, 利用生物修复技术治理海洋溢油的焦点集中在如何提高生物修复的效率以及营养盐、表面活性剂和外源微生物的使用是否会造成其他的海洋生态灾害等问题上[45]。
我国研究人员在海洋污染环境的生物修复研究中作了大量工作。郑天凌等[49]研究表明, 河口、海洋环境中存在着对甲胺磷降解能力较强的微生物, 它们可以甲胺磷作为唯一的碳源和能源促进其生长、繁殖, 又净化被污染的环境。庄铁城等[50]通过连续3a 的试验结果表明: 红树林土壤微生物对农药甲胺磷有较强的降解能力, 其降解率是同潮带无红树林土壤微生物的2～ 3 倍, 并从中筛选得1 株高效降解菌, 其降解率可达70% 以上(12 d 后)。红树林土壤中还存在着对柴油烃类的有效降解菌, 柴油在红树林土壤中7 d 后大部分被降解(微生物降解50%), 14d 后80% 被降解(65%) ,一个月后90% 被降解(微生物70% 以上)[51]。郭楚玲等[52]研究表明, 从多环芳烃污染海底沉积物中分离富集的混合微生物能以菲、芘、荧蒽等多种芳香烃为生长基质, 外加营养盐酵母浸出液和葡萄糖能促进微生物的生长, 加速多环芳烃污染物的降解。戴树桂等[53]研究了海河河口水在不同环境条件下对三丁基锡(TBT) 的降解作用, 结果表明, 淡水斜生栅藻和河口地区的扁藻是TBT降解的主要因素, 在栅藻和扁藻生态系(包括细菌的作用) 中TBT 总降解半衰期分别为5.2 和1.7 d, 比细菌的单独作用快近10倍。陈碧娥等[54]从湄洲湾海域分离得到的H1 菌株(假单胞菌Pseu-domonas sp.) 在缺乏营养盐的情况下, 其耐油性及对原油的降解率均比有营养盐时高, 对芳烃比对烷烃的降解作用强, 尤其是对多环芳烃菲的降解特别有效。丁明宇等[55]从青岛近岸海水中也分离筛选出多株具有降解石油能力的细菌和真菌, 其中部分测试菌在没有添加营养盐的新鲜海水中仍表现出较好的降解能力。这些贫营养型微生物由于不受海洋环境中低浓度营养盐的限制, 在海洋石油污染环境的生物修复中有巨大的应用前景。
红树林是热带、亚热带沿海潮间带的耐盐森林生态系, 不仅有很好的保滩护堤作用, 而且能抗污染和净化污水。林鹏[56]研究表明, 红树植物能将大量的汞吸收贮藏在植物体内, 汞浓度达到1 g/kg 时仍未受害。郑文教等[57]对福建九龙江口桐花树红树林的研究表明, 桐花树对土壤金属元素的富集系数依次为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, 其中细根富集系数最高。米草属是潮间带的优势种, 抗盐能力很强, 并具有很强的富集重金属的能力。试验表明[22], 大米草地上部分吸收富集的汞含量是环境中汞的10～ 56 倍, 而根部达到250～ 2 500 倍; 互花米草根部富集汞(4个月的污水灌溉) 为环境汞的10 倍左右。陆健健等[58]在对崇明东滩湿地生态系统的研究中发现, 滩涂植物芦苇和海三棱草对Zn, Cd, Pb,Mn, Cu 等5 种重金属有不同程度的富集, 而且地下部分中的重金属含量都显著高于地上部分。利用海藻或海草植物对重金属和氮、磷营养盐的吸收作用, 对控制因海水养殖、陆源排放等造成的海水污染具有重要作用。试验表明[59], 三角褐指藻对Hg 有较大的富集能力, 富集率在95% 以上, 富集因子变化范围在30 000～ 200 000, 角毛藻对Hg 富集系数也达到105 量级。张怀成报道[59], Cu 易于在叉边金藻细胞表面吸附, 少量进入藻体内部, 细胞对Cu 的吸附遵守Langmuir 等温吸附式。只是这些藻类个体微小, 在开放水体中难以回收, 并可能通过食物链的富集作用造成危害。西班牙Rio Tinto 河口受当地采矿业影响, 水体和底部沉积物被Pb, Cd, Cu, Zn 等金属污染。在对该河口中的海草分析发现, 海草中富集了较高浓度的金属, 分别为: Zn 1480, Cu 1350, Pb 1800, 这样高的金属含量有可能是通过植物根部吸收的[60]。如能将这类大型海藻(草) 对重金属和氮、磷营养盐的吸收富集作用用于海岸带的生物修复, 将对近海污染环境治理产生深远影响。
3 结语
生物修复技术被认为比物理和化学处理技术更具有前途, 因而受到欧美等发达国家高度重视, 并投入大量资金进行生物修复技术的研究和应用。荷兰在20 世纪80 年代就已花费了约15 亿美元进行土壤的修复工作, 德国在1995 年投资约60 亿美元净化土壤, 美国环保局设立了所谓超级基金场地, 将1200 处受到污染的地区列为利用生物修复技术进行优先处理的场地[4]。我国作为发展中国家, 更应重视生物修复技术的研究与应用。
目前, 生物修复技术在滨海湿地的研究和应用较多着眼于对海岸溢油的微生物修复, 对重金属、有毒有机物和氮、磷营养盐等污染物的生物修复尤其是植物修复研究还处于探索阶段。寻找能够适合滨海湿地环境并且能耐受和净化各种污染的滨海湿地植物种是植物修复的关键所在, 同时该植物还必须具有较高的生物量和一定的经济利用价值。已有研究表明, 海滨芦苇沼泽湿地和红树林湿地能有效去除有机污染物、重金属和氮、磷营养盐等污染物[47, 52, 54, 55, 59], 而在我国沿海各省分布有大片的芦苇湿地和红树林湿地, 保护好这类滨海湿地并开展相应的调查研究, 如研究各种污染物在滨海湿地的生物地球化学循环, 进行湿地本底调查和污染物的环境容量研究等, 将对探索生物修复技术在受污染滨海湿地的推广应用起到积极作用。
总之, 在滨海湿地开展生物修复技术研究, 一方面要积极寻找和利用具有净化能力的土著物种, 另一方面可在大量试验和风险评价的基础上, 引进具有耐污、去污能力的生物种。鉴于植物和微生物在生物修复方面都各有特点又相互关联, 将植物修复和微生物修复结合应用于受污染滨海湿地的治理将会取得良好效果。同时, 将基因工程技术应用于生物修复领域, 培育具有耐盐、抗污染和较高生物量的湿地植物和高效微生物,将极大地推动生物修复技术在滨海湿地的应用。
参考文献(References) :
[1] State Oceanic Administration. 2001 China Marine Calamities Bulletin [R]. 2002. 国家海洋局. 2001 年中国海洋灾害公报[R]. 2002.
[2] Wang X R. Environmental Chemistry[M]. Nanjing:Nanjing University Press, 1993. 王晓蓉. 环境化学[M]. 南京: 南京大学出版社, 1993.
[3] Wang J L ,Wen X H. Modern Environmental Biotechnology[M ]. Beijing:Qinghua University Press, 2001. 王建龙, 文湘华. 现代环境生物技术[M]. 北京: 清华大学出版社, 2001.
[4] Ma W Y, Yang L Y. Environmental Microbio-engineering[M]. Nanjing:Nanjing University Press, 1998. 马文漪, 杨柳燕. 环境微生物工程[M]. 南京: 南京大学出版社, 1998.
[5] Wang Q R,Liu XM , Cui Y S, etal. Bio remediation of o rganic pollution in water and soil and its application [J]. A cta Ecologica S inica,2001, 21 (1) : 159-163. 王庆仁, 刘秀梅, 崔岩山,等. 土壤与水体有机污染的生物修复及其应用研究进展[J]. 生态学报, 2001, 21(1):159-163.
[6] Shen D Z. Bioremediation of Polluted Environment [M]. Beijing: Chemical Industry Press, 2002. 沈德中. 污染环境的生物修复[M]. 北京: 化学工业出版社, 2002.
[7] April T M , Abbott S P and Foght J M. Degradation of hydrocarbons in crude oil by the ascomycete Pseud allescheria boyclii (Microascaceae) [J]. Can J. Microbio, 1998, 44(3): 270-278
[8] Chen Y L , Zhang X N , et al. Study on P seud omonas sp. WBC-3 capable of complete degradation of methylparathion[J]. Acta Microbiologica Sinica. 2002, 42(4) : 490-497. 陈亚丽,张先恩,等.甲基对硫磷降解假单胞菌WBC-3的筛选及其降解性能的研究[J]. 微生物学报,2002,42 (4): 490-497.
[9] Cui Z L , Zhang R F, et al. Isolation and characterization of a p-nitrophenol degradation pseud om onas sp. strain P3 and construction of a genetically engineered bacterium [J]. A cta Microbiologica Sinica. 2002, 42(1) : 19-26. 崔中利, 张瑞福, 等. 对硝基苯酚降解菌P3的分离、降解特性及基因工程菌的构件[J]. 微生物学报, 2002, 42 (1):19-26.
[10] Zhang X H. Principle and Application of Higher Environmental Chemistry and Microbiology [M]. Beijing: Chemical Industry Press, 2001. 张锡辉. 高等环境化学与微生物学原理及应用[M]. 北京: 化学工业出版社, 2001.
[11] Ding K Q , Zheng Z P, Sun T H, et al. Biodegradation of the soil polluted by petroleum hydrocarbons[J]. Chinese Journal of Ecology ,2002, 20 (4) : 16-18. 丁克强, 郑昭佩, 孙铁珩, 等. 石油污染土壤的生物降解研究[J]. 生态学杂志, 2002, 20(4) : 16-18.
[12] Hind J S, JonesM J and BeardM. Bench scale investigations of the effects of biosurfactants on the bioavilability of hydrocarbon contam inants[M]. 3rd ed. Global Environ Biotechnol Proc Int Symp Int Soc Environ Biotechnol, 1997. 377-387.
[13] Shen Z G, Chen H M. Bio remediation of heavy metal polluted soils[J]. Rural Eco-Environment,2000,16 (2) : 39-44. 沈振国, 陈怀满.土壤重金属污染生物修复的研究进展[J]. 农村生态环境, 2000,16(2):39-44.
[14] Wang H X. Pollution Ecology[M]. Beijing: China Higher Education Press, 2000. 王焕校. 污染生态学[M]. 北京: 高等教育出版社. 2000.
[15] Xia L J , Hua L and Li X Q. The mechanism of bio remediation on heavy metal pollution and its research development [J ]. A cta Ag riculturae Nucleatae Sinica, 1998,12 (1): 59-64. 夏立江, 华珞, 李向东.重金属污染生物修复机制及研究进展[J]. 核农学报, 1998,12 (1) :59-64.
[16] Pinar G, et al. Removal of high concentrations of nitrate from industrialwastewaters by bacteria[J]. Appl. Environ. Microbiol. , 1997, 63: 2071-2073.
[17] Sylvestre S, et al. Removal performance of nitrogen and phospho rus compounds by a photobio reactor using a biomass of cynobacteria Phormidium bohneri [J]. Eviron. Technol., 1996, 17: 697-706.
[18] Gu Z L. Bioremediation of eutrophic lakes in China[J ]. Rural Eco-Environm ent, 2002, 18 (1) : 42-45. 顾宗濂.中国富营养化湖泊的生物修复[J]. 农村生态环境, 2002, 18(1); 42-45.
[19] Gu J D. Environmental biotechnology:Development and perspectives[J]. Biotechnology Information, 1999, 6: 8-12. 顾继东. 国外环境生物技术的发展和展望[J]. 生物技术通报, 1996, 6: 8-12.
[20] Scragg A. Environmental Biotechnology[M]. Beijing:World Book s Press, 2000.
[21] Qin P,An S Q and Yan J S. Science of Ecological Engineering[M ]. Nanjing:Nanjing University Press. 1998. 钦佩, 安树青, 颜京松. 生态工程学[M]. 南京: 南京大学出版社, 1998.
[22] Liu J T,Qiu C Q , Chen Z J , et al. Screening study of the vegetational plant species for N and P removal from omesticwastewater in the integrated eco-engineering system [J ]. A cta Hydrobiologica Sinica, 1998, 22 (1) : 128. 刘剑彤, 丘昌强, 陈珠金, 等. 复合生态系统工程中高效去除磷、氮植被植物的筛选研究[J]. 水生生物学报, 1998, 22(1): 128.
[23] DaiM ,NiLY, Xie P, et al. Experimental study on the effects of submersed macrophyte on the water eutroph ication using large-sized mesocosm [J]. A cta Hydrobiologica Sinica, 1999, 23 (2) : 97-101. 戴莽, 倪乐意, 谢平, 等. 利用大型围隔研究沉水植被对水体富营养化的影响[J]. 水生生物学报,1999, 23(2) : 97-101.
[24] Guan B H, Ge Y, Chang J , et al. Relationship between element absorption and purification abilities of plants in eutrophicwater[J ]. Journal of Zhejiang University (Science Edition) , 2002, 29 (2) : 190-197. 关保华, 葛滢, 常杰, 等. 富营养化水体中植物的元素吸收与净化能力的关系[J]. 浙江大学学报(理学版) , 2002, 29 (2) : 190-197.
[25] Lin Y X, Zhang X M. M etal accumulation action of E ichhorinia crassipes in Dianchi and its content change of protein and aminoacid[J].Oceanologia et Limnolog ia Sinica, 1990, 21 (2) : 179-184. 林毅雄, 张秀敏. 凤眼莲对滇池水体中重金属的积累作用及其蛋白质、氨基酸含量的变化[J]. 海洋与湖沼, 1990, 21(2) : 179-184.
[26] Szymanow ska A , Samecka-Cymerman A and Kempers A J. Heavymetal in th ree lakes in west Poland[J ]. Ecotoxicology and Environmental Safety,1999, 43:21-29.
[27] DaiQ Y, Cai SW and Zhang X Y. Purification of go ld-bearing wastewater by Oenanthe javanica and accumulation of gold in plant [J ].Chinese Journal of Applied Ecology, 1998, 9(1) : 107-109. 戴全裕, 蔡述伟, 张秀英. 水芹菜对黄金废水的净化与富集作用研究[J ]. 应用生态学报, 1998, 9 (1) : 107-109.
[28] Baker A J M ,McGrath S P, Sidoli C M D, et al. The possibility of in situ heavy metal decontam ination of polluted soils using crops of metal-accumulating plants[J ]. Resources, Conservation and Recycling , 1994, 11: 41-49.
[29] Dahmani-Muller H, et al. Strategies of heavymetal up take by three plant species growing near a metal smelter[J ]. Environm ental Pollution, 2000, 109: 231-238.
[30] Chen T B,WeiC Y, Huang Z C, et al. Arsenic hyperaccumulation pteris vittata and its characters of accumulating arsenic[J ]. Ch inese Science Bulletin, 2002, 47 (30) : 207-210. 陈同斌, 韦朝阳, 黄泽春, 等. 砷超积累植物蜈蚣草及其对砷的富集特征[J ]. 科学通报, 2002, 47 (30) : 207-210.
[31] Entry J A ,Vance N C, et al. Phyto remediation of soil contaminated with low concentrations of radionuclides [J ]. Water, Air and Soil Pollution, 1996, 88: 167-176.
[32] Luo YM. Chelate-induced phytoremediation and its environmental risk [J]. Soils, 2000, 2: 57261. 骆永明. 强化植物修复的螯合诱导技术 及其环境风险[J ]. 土壤, 2000, 2: 57-61.
[33] Salt D E, et al. Phyto remediation: a novel strategy for the removal of toxic metals from the environment using plants[J ]. Biotechnology ,1995, 13: 467-478.
[34] Blaylock M J , et al. Enhanced accumultion of Pb in Indian mustard by so il-app lied chelating agents[J ]. Environm ental Science & Technology , 1997, 31 (3) : 860-865.
[35] Meagher R B. Phyto remediation of toxic elemental and organic pollutants[J ]. Current Opinion in Plant Biology , 2000, 3: 153-162.
[36] Anderson T A , Guth rie E A and Walton B T. Bioremediation in the rhizo sphere: plant roots and associated microbes clean contam inated soil[J ]. Environ SciT ech, 1993, 27: 2630-2636.
[37] Sun T H, Song Y F, Xu H X, et al. Plant bioremediation of PAHs2 and mineral oil contam inated soil[J ]. Chinese Journal of Applied Ecology ,1999, 10 (2) : 225-229. 孙铁珩, 宋玉芳, 许华夏, 等. 植物法生物修复PAHs 和矿物油污染土壤的调控研究[J ]. 应用生态学报,1999, 10 (2) : 225-229.
[38] Sun T H, Zhou Q X and Li P J. Pollution Ecology[M ]. Beijing: Science Press, 2002. 孙铁珩, 周启星, 李培军. 污染生态学[M]. 北京: 科学出版社, 2002.
[39] Li K D and Hu Z J. Mechanisms of sewage purification by reed bed system [J]. China Env ironm ental Science, 1995, 15 (2) : 1402144. 李科德, 胡正嘉. 芦苇床系统净化污水的机理[J ]. 中国环境科学, 1995, 15 (2) : 140-144.
[40] Gopal B. Natural and constructed wetlands for wastewater treatment: Potentials and problems [J]. W at. Sci. Tech., 1999, 40 (3) : 27-35.
[41] Moffat A S. Plants proving their worth in toxic metal cleanup [J ]. Science, 1995, 269 (21) : 302-303.
[42] Lu J J. Classification of China costalwetland[J ]. Environm ent Guide, 1996, 1: 1-2. 陆健健. 中国滨海湿地的分类[J ]. 环境导报, 1996, 1:1-2.
[43] Compiling Group of Investigation Report of Environmental Quality. Comprehensive Investigation Reports of China Costal Zone and
Tidal Flat Resource[R]. Beijing:Ocean Press, 1989. 《环境质量调查报告》编写组. 中国海岸带和海涂资源综合调查专业报告集——环境质量调查报告[R ]. 北京: 海洋出版社, 1989.
[44] Chen Z L , Xu S Y,L iu L , et al. Spatial distribution and accumulation of heavy metals in tidal flat sediments of Shanghai coastal zone[J ].A cta Geographica Sinica, 2002, 55 (6) : 641-651. 陈振楼, 许世远, 柳林, 等. 上海滨岸潮滩沉积物重金属元素的空间分布与累积[J ].地理学报, 2002, 55 (6) : 641-651.
[45] Hoff R Z. Bio remediation:Anoverview of its development and use for oil spill cleanup [J]. Marine Pollution Bulletin, 1993, 26 (9) : 476-481.
[46] Atlas R M. Microbial hydrocarbon degradation-bioremediation of oil spills[J ]. J. Chem. Tech. Biotechnol., 1991, 52: 149-156.
[47] Oudot J ,Merlin F X and Pinvidic P. Weathering rates of components in a bioremediation experiment in estuarine sediments[J ]. M arine Environmental Research, 1998, 45 (2) : 113-125.
[48] Hozumi Toyohart, et al. Bioremediation on the shore after an oil spill from the Nakhodka in the Japan Sea[J ]. Marine Pollution B ulletin,2000, 40 (4) : 308-324.
[49] Zheng T L , Yan Q P,Lin L M, et al. Degradation of methamidopho s bymarinem icrobes[J ]. Journal of Oceanog rap hy in Taiwan S trait,1999, 18 (1) : 95-99. 郑天凌, 鄢庆枇, 林良牧, 等. 海洋微生物对甲胺磷农药的降解作用[J]. 台湾海峡, 1999, 18 (1) : 95-99.
[50] Zhuang T C, Zhang Y B and L in P. Degradation of metham idophos by mangrove soil microbes [J ]. Chin. J. Appl. Environ. Biology ,2000, 6 (3) : 276-280. 庄铁诚, 张瑜斌, 林鹏. 红树林土壤微生物对甲胺磷的降解[J]. 应用与环境生物学报, 2000, 6 (3) : 276-280.
[51] Zhuang T C and Lin P. Degradation of diesel oil by mangrove soil microbes [J]. Journal of Xiam en University (Natural Science E d. ) ,1995, 34 (3) : 442-446. 庄铁城, 林鹏. 红树林下土壤微生物对柴油的降解[J ]. 厦门大学学报(自然科学版) , 1995, 34 (3) : 442-446.
[52] Guo C L ,Maskaoui K, Zheng T L , et al. Degradation on polycyclic aromatic hydrocarbon (PAHs) by mixed microorganism isolated from coastal sediments[J ]. Journal of Oceanography in Taiwan Strait, 2001, 20 (1) : 43-47. 郭楚玲, 哈里德, 郑天凌, 等. 海洋微生物对多环芳烃的降解[J ]. 台湾海峡, 2001, 20 (1) : 43-47.
[53] Dai S G, Sun H W , Huang G L , et al. Degradation of tributyltin by estuarine water and algae[J ]. China Environm ental Science, 1997, 17(2) : 146-150. 戴树桂, 孙红文, 黄国兰, 等. 河口水及藻类对三丁基锡的降解作用[J ]. 中国环境科学, 1997, 17 (2) : 146-150.
[54] Chen B E and Liu Z T. Study on petroleum degrandation by marine bacteria from Meizhou Bay[J ]. Acta Petrolet Sinica (Petroleum P rocessing Section) , 2001, 17 (5) : 31-35. 陈碧娥, 刘祖同. 湄洲湾海洋细菌降解石油烃研究[J ]. 石油学报(石油加工) , 2001, 17 (5) : 31-35.
[55] DingM Y, Huang J and Li Y Q. The Degradation of crude oil bymarinemicroorganism s[J ]. Acta Scientiae Circum stantiae, 2001, 21 (1) : 84-88. 丁明宇, 黄健, 李永祺. 海洋微生物降解石油的研究[J ]. 环境科学学报, 2001, 21 (1) : 84-88.
[56] Lin P, Chen R H. Cycle and evolution action of Hg in mangrove forest in the estuary of the Jiulong River in Fujian [J ]. Acta Oceanologica Sinica, 1989, 11 (2) : 242-247. 林鹏, 陈荣华. 九龙江口红树林对汞的循环和进化作用[J ]. 海洋学报, 1989, 11 (2) : 242-247.
[57 ]Zheng W J ,Wang W Q and L in P. Absorption and accumulation of heavymetals in A egiceras corniculatum mangrove forest in the estuary of the Jiulong River in Fujian[J]. Chinese Journal of applied and environm entalbiology,1996,2(3) : 207-213. 郑文教, 王文卿, 林鹏.九龙江口桐花树红树林对重金属的吸收与积累[J]. 应用与环境生物学报,1996,2 (3): 207-213.
[58] Lu J J and Tang YW. Distribution and movement of heavy metals in wetland eco system of east Chongming, Shanghai[A ]. ChinaWetland Research and Protection [C]. Shanghai: East China Normal University Press, 1998. 陆健健, 唐亚文. 崇明东滩湿地生态系统中重金属元素的分布和迁移[A]. 中国湿地研究和保护[C]. 上海: 华东师范大学出版社,1998.
[59] Zou J Z and Wu Y L. Study of marine environmental biology [A]. China Ocean Science and Research [C]. Qingdao: Qingdao Press, 1992. 邹景忠, 吴玉霖. 海洋环境生物学研究[A].中国海洋科学与研究[C]. 青岛: 青岛出版社, 1992.
[60] Fosterna U andW itm an GTW. Metal Pollution of Water Environment [M]. Beijing:Ocean Press,1987.弗斯特纳U ,维特曼GTW.水环境的金属污染[M].北京:海洋出版社,1987.
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