生物修复技术治理水污染的研究进展Word格式文档下载.docx
《生物修复技术治理水污染的研究进展Word格式文档下载.docx》由会员分享，可在线阅读，更多相关《生物修复技术治理水污染的研究进展Word格式文档下载.docx（7页珍藏版）》请在冰豆网上搜索。
微生物在生物修复中起着主导作用。
早期的生物修复主要是利用微生物降解和转化环境中的有机污染物。
可以用于生物修复的微生物有很多，包括细菌、真菌及原生动物等。
废水中的有毒物质的成份非常复杂，包括各种酚类、氰化物、重金属、有机磷、有机汞、有机酸、醛醇及蛋白质等等。
生物处理去除污水中的有机物质，是利用微生物的新陈代谢过程。
微生物群体依靠细胞壁将污水中的有机物质吸收消化，同时产生一定的代谢物质，再作为其它微生物的养料，进行吸收消化，周而复始，直至污水中的有机物质全部分解。
微生物对有机污染物的降解和转化主要包括好氧和厌氧两个过程，完全的好氧过程可使其转化为CO2、H2O、SO42－、PO43－、NO2－、NO3－等无机物，厌氧过程的主要产物为小分子有机酸和其他产物（CO2、CH4和H2等）。
微生物虽然不能够将重金属通过降解而去除，但却可以通过对重金属的转化和固定过程降低其毒性，还可以将重金属积累在菌体内[2]。
湖泊污染的生物修复，主要是在湖泊中加入营养盐，用曝气机搅拌混合。
底泥中的有机污染物可作为碳源被微生物利用，使污染的浅水湖泊得以生物修复。
海洋油污染的生物修复，主要依靠低温微生物对石油烃的降解作用来实现。
海洋本已存在大量能降解石油的微生物，原油的泄漏能刺激该类微生物的大量增殖，从而加速石油的分解，最终达到清除石油污染的目的[3]。
降解石油的微生物广泛分布于海洋、淡水、陆地、寒带、温带、热带等不同环境中，能够分解石油烃类的微生物包括细菌、放线菌、霉菌、酵母以及藻类等共100余属、200多种，而环境条件对微生物存在数量有限制作用。
由于自然界石油的降解是一系列微生物共同作用的结果，没有一种微生物能降解石油中所包含的所有碳氢化合物，有些微生物本身并不能分解碳氢化合物，但其在石油去除中发挥着重要作用[4]。
1.2植物修复
植物修复技术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，直接利用有生命的绿色植物及与其共存微生物体系清除或降低环境污染物的一项新兴技术。
植物，特别是水生植物，对污染水体都有一定的净化能力，因此，在污染水体中种植对污染物吸收能力强且耐性好的植物，应用植物对污染物的吸附、吸收、富集和降解（植物根系-根际微生物的联合作用）等，将水体中污染物去除或固定，从而实现水体修复的目的。
植物对污染物可通过根系吸收，也可以直接经茎、叶等器官的体表吸收，吸收到体内的有机物，如酚、氰等可以直接降解，重金属、有机氯农药，如DDT、六六六等难降解物质，可贮存在植物体内，甚至达到很高的浓度时，植物仍不会受害。
植物可直接吸收污染物质，通过转化和输送，以非植物性毒素的形式进行积累。
另一方面，植物通过向水体中分泌营养物质（单糖、氨基酸、脂肪族化合物、芳香烃等）和酶以及传递O2到根部来刺激根系周围微生物生长，并改变水体的生化活性，从而加速水体的生物修复作用。
近年来研究表明植物根系的分泌物不但可为微生物提供营养物，同时可诱导微生物降解某些难降解的有毒物质如多氯联苯。
水生植物可向沉积物、根围、茎叶围释放营养物质和O2，使沉积物中的微生物通过好氧的方式矿化污染物，提高微生物活性及对污染物的矿化能力[4]。
藻类和微型动物在水体的生物修复中也发挥着重要作用，通过藻类光合作用释放氧，可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，使好氧性菌对污染物的降解能顺利地进行。
另外，水生植物根系部分还会栖生一些小型动物，它们通过吞噬过多的藻类和一些病原微生物，间接地对水体起到净化作用[5]。
1.3动物修复
在污染水体治理修复中，合理规划、科学发展水上养殖，可在氮磷污染较重的水域适当增加食草和浮游植物鱼种的投放，以控制和消耗过度繁殖的藻类、提高水质。
鱼类是动物修复的重要参与者，鲢鱼主要以浮游植物为食，鳙鱼主要以浮游动物为食。
水蚤以藻类和有机腐屑为食，能有效除去藻类，同时它又可作为鱼类等水生动物的饵料被消耗。
螺、蚌等底栖动物也可摄食碎屑、藻类，虾和鱼类可摄食藻类、碎屑、浮游动植物等，它们都能够明显限制浮游植物的生物量，同时降低水体中的COD、TP、DO和pH。
在湖泊及观赏性水体中，加入颜色鲜艳的鲤鱼、金鱼等，既可提高观赏价值，又可吞噬水草、藻类及其他小动物，保持水体的生态平衡。
动物在水体污染处理中主要起辅助作用，但它在处理污染物质的同时增加了经济效益及观赏效益，是传统生物修复的必要补充[6]。
2生物修复技术的研究现状
2.1脱氮除磷
一般来说，当天然水体中总磷浓度大于0.02mg/L、无机氮浓度大于0.3mg/L时，就可认为水体处于富营养化状态。
富营养化水体中的氮、磷促使水中的藻类急剧生长，大量藻类的生长消耗了水中的氧，使鱼类、浮游生物因缺氧而死亡，从而它们腐烂的尸体使水质受到污染。
因此，去除水体中大量的氮、磷，是治理富营养化污水的根本。
然而，氮、磷元素是植物生长必需的营养物质，因而治理氮、磷污染的最好方法是植物修复。
徐永健等[7]根据江蓠对环境水体中的不同营养类型及浓度有着灵敏的生理生化反应差异的特点，论述了江蓠可作为准确测量环境中生物可获得营养盐浓度变化的指示生物的可行性。
李睿华等[8]探讨了美人蕉、香根草和荆三棱3种水生植物带改善河水水质的作用，发现有植物带对污染物降解的效果好于无植物带，其中荆三棱带效果最好，它在整个运行期间对COD、NH4＋-N和TP的去除效果分别为44.1%、78.7%和71.4%。
人工湿地污水净化系统一个很重要的功能就是去除污水中的氮磷。
湿地植物能通过吸收、吸附和富集等作用去除污水中的污染物，包括对氮、磷的吸收利用。
赵丽娜等[9]比较了几种春季湿地植物的污水处理效果，总结出菖蒲和香蒲的处理能力较好，其对TN、TP和COD的去除率分别达到了72.46%、90.36%、65.05%和69.82%、91.32%、77.15%；
芦苇的处理效果略次于菖蒲和香蒲，其TN、TP和COD的去除率分别为58.84%、74.60%和57.19%。
CHRIS[10]研究了流入污水的水质对湿地去除氮、磷的影响，停留时间从2d增加到7d，结果发现在没有种植植物的湿地中TN的和TP的去除率分别从相同的12%增加到41%和36%，而在种植了棒灯芯草时分别从48%和37%增加到75%和74%，但当流入污水中氮磷含量增加时，种植了植物的湿地去除效果有一定程度的提高，没有种植植物的却下降。
此外植物的不同生长阶段对人工湿地系统污水处理效果都有影响，植物生长过程中，各人工湿地系统污水处理能力总体上持续增强，各水质指标pH、DO、TN、NH3-N、NO3-N、TP和COD等均呈下降趋势，其中TP和COD呈逐步下降，pH、DO、TN、NH3-N、NO3-N则呈现锯齿形波动，但总体上仍是下降过程[11]。
邓仕槐[12]指出污水处理后，湿地植物各器官中的氮磷含量及分布有变化，芦苇叶对氮、磷的积累量最大，姜花根对氮的积累量最大，而对磷积累不明显。
李建娜等[13]考察了7种湿地植物对氮、磷的吸收能力。
结果表明，稳定生长4个月后，平均总生物量在1215～3500g/m2，植物氮、磷平均质量浓度分别为13.76～23.11、1.44～3.80mg/g。
香蒲具有最高氮积累量达48.18g/m2，梭鱼草具有最高磷积累量为7.23g/m2，姜草对氮、磷的积累量最低分别为21.40、1.68g/m2。
植物地上部氮、磷积累量与地下部的氮、磷积累量差异较大，除姜草外，植物地上部、地下部的氮、磷积累量比均大于3，黄花美人蕉地上部、地下部的氮、磷积累量比分别达11.75、12.10g/m2。
通过植物收割去除氮、磷量约占湿地总去除量的2%～6%。
2.2降解有机污染物
20世纪以来，大量的人工合成化合物被排放入水体，由于其本身结构的复杂性和生物陌生性，传统的生物处理技术在处理这类污染物时遇到了一定的困难。
生物强化技术通过在污水中加入优势高效菌种来增加和改善处理系统的能力，是一种利用生物治理废水的高效技术，在废水治理中的应用范围在逐渐扩大。
解宏端等[14]采用生物强化技术，向活性污泥处理系统中投加高效菌剂，考察了其对焦化废水的处理效果和最佳控制参数。
结果表明，在连续进水的条件下，控制活性污泥的SV30为30%、高效菌液的投加量为0.3%（菌液与焦化废水的体积分数）、水力停留时间为15h，系统对挥发酚的去除率为99.94%，出水挥发酚<
0.5mg/L，达到《钢铁工业水污染物排放标准》（GB13456—92）的一级标准要求；
对COD的去除率为85.60%，与未投菌的对照组相比（COD去除率为60.87%），也有较大程度的提高。
在活性污泥中投加X4菌对含油脂废水进行强化处理，可以提高油脂的去除率。
未驯化的活性污泥对油脂的降解作用十分缓慢，在24h内只降解9%的油脂。
驯化后的活性污泥对油脂具有较好的去除能力，在24h内对油脂的降解率为78%。
在驯化后的活性污泥中投菌量为43%时，24h油脂的去除率达到97%[15]。
宋秀娟等[16]采用生物强化技术，即利用从废水中分离、筛选出的降解丙烯腈与总氰的特效菌株，使化纤废水加营养盐的培养基中丙烯腈降解率达98.7%，总氰降解率达84%。
2.3去除重金属污染
（1）重金属污染水体的微生物修复
环境中微生物并不能降解金属污染物，只能改变金属污染物的种类。
生物法去除环境中的重金属主要是利用微生物改变金属原子、金属离子的形态，使其沉淀，以达到去除有毒重金属的目的；
或者利用微生物改变金属离子的价态，使金属溶于液体中，从而易于从土壤中滤除。
此外，还发现海藻、酵母菌等对金属具有较强的生物吸附能力。
张玉玲等[17]利用从活性污泥中分离、纯化、筛选得到的霉菌，可以有效地吸附水体中Cr（Ⅵ）、Cd（Ⅱ）离子。
王亚雄等[18]对产碱假单胞菌和藤黄微球菌对Cu2+、Pb2+的吸附特性研究表明，两者对Cu2+、Pb2+的吸附速度很快，3min内细菌对金属离子的吸附量达到总吸附量的75%，然后吸附速度逐渐降低。
PRAKASHAM等[19]报道了根霉对Cr6+吸附。
泥炭[20]、冬青属的栎屑[21]等经试验证明都可做生物吸附剂。
（2）重金属污染水体的植物修复
重金属污染水体的植物修复是通过植物根系移去、挥发或稳定水体环境中的重金属污染物，降低污染物中的重金属毒性，以达到清除污染、修复或治理水体为目的的一种技术。
研究表明：
通过植物的吸收、挥发、根滤、降解、稳定等作用，以达到净化环境的目的，而植物修复是一种清除环境污染的绿色技术，它具有成本低、不破坏生态环境、不引起二次污染等优点[22]。
黄永杰等[23]比较了8种水生植物对重金属富集能力，其中以水鳖根、茎叶的Cu、Pb、Cd、Zn含量最高。
彭克俭[24]认为龙须眼子菜能有效地从溶液中去除镉和铅。
向日葵、豌豆、蓖麻等植物幼苗也能有效地运用到环境水体中重金属锌、铅、镉、铜污染的植物修复[25-28]。
林淦等[29]利用水花生处理水体中重金属Pb2+时发现，重金属Pb2+为5mg/L，pH为7.0~8.0（pH为7.5最佳），处理温度为25～30℃（温度25℃最佳）时；
在处理时间为7d以后，水花生净化Pb2+可以达到低于国家标准所允许排放的最高质量浓度0.2mg/L。
DANIELA等[30]研究了芦苇不同部位对重金属的吸收吸附量，结果表明全部被检测金属（Cr、Cd、Cu、Fe、Mn、Ni、Pb和Zn）吸附量都是根部大于叶部，而且差异高度显著。
（3）重金属污染水体的动物修复
水体底栖动物中的贝类、甲壳类、环节动物等对重金属具有一定富集作用。
王晓丽等[31]应用半静态双箱模型室内模拟了牡蛎对4种重金属（As、Hg、Cd、Pb）的生物富集实验，证明了牡蛎是比较理想的重金属Hg、Cd、Pb污染的指示生物。
据报道三角帆蚌、河蚌对重金属（Pb2+、Cu2+、Cr2+等）具有明显自然净化能力。
但此法处理周期长，费用高，因此目前水生动物主要用作环境重金属污染的指示生物，用于污染治理的不多[32]。
3问题与建议
生物修复技术因其投入少，费用低廉，无二次污染等优点而备受瞩目，其研究成果在环境保护领域中应用也越来越广泛。
生物修复技术虽然比一些常规技术优越，但仍然存在许多问题尚待解决：
有毒物质（如重金属）对生物降解有抑制作用；
某些污染物不能被生物降解，微生物也不可能降解所有的污染物；
有些污染物在降解的过程中会转化成有毒的代谢产物；
生物的活性受到温度、酸碱度等环境因素的制约；
植物修复过程比较缓慢，且具有明显的季节性；
植物体内累积污染物后若不能将其降解该如何资源化利用或妥善处置。
结合当前国际该领域的发展趋势，建议着重开展以下研究工作：
①筛选、分离、培育高效生物物种，主要包括污染物高效降解微生物、重金属耐性与超富集植物及污染物降解动物；
②深入生物修复机制的研究，要从生态学、生理学、生物化学及分子生物学等不同角度与层次研究生物修复的机制；
③基因工程的研究应用，使生物修复技术的研究和应用进入分子水平，提高学科的发展水平和发展空间；
④加强生物修复技术同其它修复技术相结合的综合技术的研究。
参考文献
[1]万金保,侯得印.利用生物-生态修复技术治理城市污染河道[J].江西科学,2006,24
（1）:
77-79.
[2]郝桂玉,黄民生,徐亚同.生物修复原理[J].净水技术,2004,13
（2）:
39-42.
[3]杨秀敏,胡桂娟,杨秀红,等.生物修复技术的应用及发展[J].中国矿业,2007,16（12）:
58-60.
[4]张逸飞,钟文辉,王国祥.微生物在污染环境生物修复中的应用[J].中国生态农业学报,2007,15（3）:
198-202.
[5]李继洲,程南宁,陈清锦.污染水体的生物修复技术研究进展[J].环境污染治理技术与设备,2005,6
（1）:
25-30.
[6]劳景华,朱文玲,汤仲恩.污染水体生物修复及其发展前景[J].广东农业科学,2006,84-86.
[7]徐永健,钱鲁闽,焦念志.江蓠作为富营养化指示生物及修复生物的氮营养特性[J].中国水产科学,2004,11（3）:
276-280.
[8]李睿华,管运涛,何苗,等.用美人蕉、香根草、荆三棱植物带处理受污染河水[J].清华大学学报:
自然科学版,2006,46（3）:
366-370.
[9]赵丽娜,丁为民,鲁亚芳.几种春季湿地植物对污水中主要污染物去除效果的比较[J].污染防治技术,2007,20
（1）:
25-27.
[10]CHRISC.Effectofloadingrateplantingontreatmentofdairyfarmwastewatersinconstructedwetlands:
Ⅱ.Removalofnitrogenphosphorous[J].WaterResearch,1995,29
（1）:
17-26.
[11]刘春常,安树青,夏汉平等.几种植物在生长过程中对人工湿地污水处理效果的影响[J].生态环境,2007,16（3）:
860-865.
[12]邓仕槐,李远伟,李宏娟.姜花在人工湿地中脱氮除磷研究[J].农业环境科学学报,2007,26（增刊）:
249-251.
[13]李建娜,胡曰利,吴晓芙,等.人工湿地污水处理系统中的植物氮磷吸收富集能力研究[J].环境污染与防治,2007,29（7）:
506-509.
[14]解宏端,马溪平.生物强化技术提高焦化废水处理效果的研究[J].中国给水排水,2007,23（15）:
90-93.
[15]秦华明,尹华,张娜,等.生物强化技术处理含油脂废水的研究[J].水处理技术,2007,33（3）:
33-35.
[16]宋秀娟,张春燕,荣国海.生物强化技术处理化纤废水[J].化工环保,2005,25（4）:
295-297.
[17]张玉玲,张兰英,王显胜,等.微生物吸附低温水体中Cr（Ⅵ）、Cd（Ⅱ）离子研究[J].水资源保护,2005,21（4）:
18-21.
[18]王亚雄,郭瑾珑,刘瑞霞.微生物吸附剂对重金属的吸附特性[J].环境科学,2001,22（6）:
72-75.
[19]PRAKASHAMRS,MERRIEJS,SHEELAR,etal.BiosorptionofchromiumⅥbyfreeandimmobilizedRhizopusarrhizus[J].EnvironmentalPollution,1999,104（3）:
421-427.
[20]BROWNPA,GILLSA,ALLENSJ.Metalremovalfromwastewaterusingpeat[J].WaterResearch,2000,34（16）:
3907-3916.
[21]PRASADMNV,FREITASH.Removaloftoxicmetalsfromsolutionbyleaf,stemandrootphytomassofQuercusilexL,（Hollyoak）[J].EnvironmentalPollution,2000,110
（2）:
277-283.
[22]姚超英.重金属废水的植物修复技术[J].中国科技信息,2006（16）:
39-40.
[23]黄永杰,刘登义,王友保，等.八种水生植物对重金属富集能力的比较研究[J].生态学杂志,2006,25（5）:
541-545.
[24]彭克俭,秦春,游武欣，等.沉水植物龙须眼子菜（Potamogetonpectinatus）对镉、铅的吸附特性[J].生态环境,2007,16（6）:
1654-1659.
[25]渠荣遴,李德森,杜荣骞.水体重金属污染的植物修复研究（Ⅰ）：
—种苗过滤去除水中重金属锌[J].农业环境保护,2002,21（4）:
297-300.
[26]渠荣遴,李德森,杜荣骞等.水体重金属污染的植物修复研究（Ⅱ）：
—种苗过滤去除水中重金属铅[J].农业环境保护,2002,21（6）:
499-501.
[27]渠荣遴,李德森,杜荣骞，等.水体重金属污染的植物修复研究（Ⅲ）：
—种苗过滤去除水中重金属镉[J].农业环境保护,2003,22
（1）:
28-30.
[28]渠荣遴,李德森,杜荣骞，等.水体重金属污染的植物修复研究（Ⅳ）：
—种苗过滤去除水中重金属铜[J].农业环境保护,2003,22
（1）:
[29]林淦,吴传兵,罗天雄.水花生对水体中重金属Pb2+的富集作用研究[J].襄樊学院学报,2006,27
（2）:
45-47.
[30]DANIELAB,ANNAA,PAULDT，etal.Assessmentofmacroandmicroelementaccumulationcapabilityoftwoaquaticplants[J].EnvironmentalPollution,2004，130:
149-156.
[31]王晓丽,孙耀,张少娜，等.牡蛎对重金属生物富集动力学特性研究[J].生态学报,2004,24（5）:
1086-1090.
[32]杨正亮,冯贵颖,呼世斌.水体重金属污染研究现状及治理技术[J].干旱地区农业研究,2005,22
（1）:
219-222.
升级会员 