原位生物修复技术

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原位生物修复技术范文第1篇

1．1残饵以及排泄物

利用冰鲜杂鱼作为饲料进行网箱养殖或池塘养鱼时，饵料浪费和污染现象更为严重。林永泰等对黑龙滩水库网箱养鱼对水环境的影响研究发现，饵料中总氮(TN)含量为5．22%，总磷(TP)为1.43%，投入的饵料中TN含量为131．2t，TP含量为35．9t，从饵料进入水体的TN为96．27t，TP为34．04t，分别占饵料TN和TP含量的73．38%和94．81%。Funge－Smith等曾对稻田养虾池中的物质平衡作过研究，发现在养殖过程中只有10%的N和7%的P被利用，其他都以各种形式进入环境。

1．2水产药物污染

现代化水产养殖特别是高密度水产养殖中，为了防治疾病、清除敌害生物等，大量使用化学药物。药物、消毒剂等严重影响生态环境，目前我国水产养殖业滥用药物现象十分严重。Solbe曾报道，英国水产养殖业使用的化学药品达23种，而1990年挪威养殖业使用的抗生素种类比农业使用的还多。一部分药物直接散失到环境中，造成环境短期或长期退化。珠江三角洲沿岸曾经大量使用硫酸铜来治理虾病，导致目前该地区水环境Cu污染仍然相当严重。

2对底质的影响

水产养殖区底泥中C、N、P含量比周围水体沉积物中高，耗氧量亦高，沉积物中经常可见残饵。当底泥堆积的有机物过多时，将导致底质理化指标改变，微生物分解作用旺盛，底泥溶解氧不足，因缺氧或无氧而成为还原态。海水中含有大量硫酸盐，在还原环境中生成H2S，并且由于沉积物的吸附作用，可以渗透扩散到底层数厘米深。养殖区底泥沉积物中高硫化物、COD、无机氮和无机磷含量明显较非养殖区高。

Hatcher等在加拿大UpperSouthCove贻贝养殖区进行试验，发现养殖区的沉降量往往是非养殖区的2倍以上。在瑞典的某贻贝养殖区，研究人员发现，每个养殖季节结束后底质都增厚10cm左右。根据季如宝等在山东省桑沟湾养殖区的测定结果来看，仅栉孔扇贝单位面积的排粪量便可达65．88kg/(hm2•d)(干重)，合计每年产生18520t(干重)，加上其他养殖贝类的排粪，整个养殖区年产粪便量近40000t，这其中还不包括大量的假粪。生物沉降将大量悬浮物搬运到底层，其中包括本应悬浮的高有机成分的较小颗粒物，这些有机物在底层堆积，导致微生物活动加强，增加了底质对氧的需求，因而可能产生缺氧或无氧环境，促进了脱氨和硫还原过程，加速释放无机营养盐，有可能导致水体富营养化。

3池塘底泥修复技术

3．1异位处理技术

底泥异位处理技术一般是指疏浚技术以及疏浚后的处理技术。通过水力或机械方法挖除或者抽取底泥表层的污染物，再进行输移处理，减少底泥污染物的释放。目前该项技术主要被用于湖泊水库等受工业污染比较严重的水域，在池塘养殖方面应用不多。

3．2原位处理技术

底泥原位处理技术是指在湖泊、水库或者池塘等水域内，利用物理、化学、生物方法减少受污染底泥容积，减少污染物量或降低污染物的溶解度、毒性或迁移性，并减少污染物释放。按其原理不同，可分为原位化学处理、原位物理处理、原位生物处理、原地生态处理4种。

3．2．1原位化学处理技术原位化学处理技术是指通过投加含氧量高的化合物，补充底泥中有机物分解所需的氧，减少H2S、NH3等厌氧代谢产物的生成。目前应用较多的是硝酸盐，如Ca(NO3)2、NaNO3等，它们可以迅速氧化H2S，并能被有机物利用。或通过投加化学试剂，固定水体和底泥中的营养盐，并在底泥表面形成覆盖层，阻止底泥向水体释放营养物［23］。目前应用较多的是铝盐，如Al2(SO4)3和NaAlO2，因为铝盐与磷形成的络合物或聚合物性质比较稳定，即使在缺氧或厌氧条件下也不会重新释放出磷。另外，铝盐水解形成Al(OH)3絮体，还可以吸附水中有机物、含磷化合物等胶体粒子。目前已有关于采用铝盐来降低养殖水体中浑浊度的报道。

3．2．2原位物理处理技术原位物理处理技术主要是采用物理方法，通过人工曝气、破坏分层等方法造成异重流，提高底层水体的溶解氧含量和水体温度，加速水体和底泥中污染物的降解，以去除污染。研究人员对美国的Medical湖采用该技术后，发现水中的氨氮和总磷含量均明显下降。日本KihamaInner湖、华盛顿Denny海湾、威斯康星Sheboygan河等均采用了该技术。原位物理处理技术作为底泥处理技术效果明显，可以与疏浚技术结合使用，但一次性投资较大，同时物理处理技术会破坏湖泊原有的生态系统，可能会导致新的生态危机。

3．2．3原位生物处理技术原位生物处理技术是指利用底泥中生物的代谢活动降解减轻污染物的毒性，改变有机污染物结构、重金属的活性或在底泥中的结合态，通过改变污染物的化学或物理特性而影响他们在环境中的迁移、转化和降解速率，从而对底泥污染物进行处理。原位生物处理技术根据所选用生物种类的不同可分为植物处理、动物处理、微生物处理和生态修复。由于生物本身的生长周期较长，因此植物处理和动物处理目前很少见。有人曾对湖泊中芦苇、底泥中蚯蚓等生物对底泥中重金属的富集进行过研究。目前以微生物处理为主。

3．2．4生态修复生态修复是应用生态系统中物质共生、物质循环再生以及结构与功能协调原则，分层多级利用物质的生产工艺系统。生态修复是目前公认的能彻底解决湖泊污染问题的最好方法。部分学者认为，微生物在对底泥中的污染物进行降解时，主要利用底泥间隙水中的水溶态物质。当底泥中存在水生植物时，水生植物可以对底泥中的污染物进行富集，并通过根际微生物吸收、移去、挥发或稳定底泥中的环境污染物，最终修复湖泊底泥乃至整个湖泊生态环境。不但可以通过微生物去除底泥中的污染物，还可以通过植物的吸收积累作用，将底泥中的重金属、磷等不可降解污染物输移到水环境之外。蔡惠凤等在实验室模拟生态条件下，运用投放复合微生物、微生物合酶菌液、添加营养促生剂、水底界面曝气等不同方法对养殖池塘污染底泥进行生物－生态修复，结果表明，4种不同的生物生态方法均能导致上覆水硝态氮和氨态氮含量升高，促进浮游藻类的阶段性孳生，从而修复污染底泥。

4展望

原位生物修复技术范文第2篇

 

关键词:土壤污染、生物修复、研究进展

前言

土壤重金属污染是指由于人类活动将金属加入到土壤中，致使土壤中重金属明显高于原生含量、并造成生态环境质量恶化的现象。加之重金属离子难移动性，长期滞留性和不可分解性的特点，对土壤生态环境造成了极大破坏，同时食物通过食物链最终进入人体，严重危害人体健康，已成为不可忽视的环境问题。随着我国人民生活水平的提高,生态环境保护日趋受到重视,国家对污染土壤治理和修复的人力，物力的投入逐年增加，土壤污染物的去除以及修复问题,已成为土壤环境研究领域的重要课题。而生物修复技术是近20年发展起来的一项用于污染土壤治理的新技术,同传统处理技术相比具有明显优势，例如其处理成本低,只为焚烧法的1/2-1/3，处理效果好,生化处理后污染物残留量可达到很低水平;对环境影响小,无二次污染,最终产物CO2、H2O和脂肪酸对人体无害，可以就地处理,避免了集输过程的二次污染,节省了处理费用，因而该技术成为最有发展潜力和市场前景的修复技术。

1.污染土壤生物修复的基本原理和特点

土壤生物修复的基本原理是利用土壤中天然的微生物资源或人为投加目的菌株,甚至用构建的特异降解功能菌投加到各污染土壤中,将滞留的污染物快速降解和转化成无害的物质,使土壤恢复其天然功能。由于自然的生物修复过程一般较慢,难于实际应用,因而生物修复技术是工程化在人为促进条件下的生物修复,利用微生物的降解作用,去除土壤中石油烃类及各种有毒有害的有机污染物，降解过程可以通过改变土壤理化条件(温度、湿度、pH值、通气及营养添加等)来完成,也可接种经特殊驯化与构建的工程微生物提高降解速率。

2.污染土壤生物修复技术的种类

目前,微生物修复技术方法主要有3种:原位修复技术、异位修复技术和原位-异位修复技术。

2.1 原位修复技术：

原位修复技术是在不破坏土壤基本结构的情况下的微生物修复技术。有投菌法、生物培养法和生物通气法等,主要用于被有机污染物污染的土壤修复。投菌法是直接向受到污染的土壤中接入外源污染物降解菌,同时投加微生物生长所需的营养物质,通过微生物对污染物的降解和代谢达到去除污染物的目的。生物培养法是定期向土壤中投加过氧化氢和营养物,过氧化氢则在代谢过程中作为电子受体,以满足土壤微生物代谢,将污染物彻底分解为CO2和H2O。生物通气法是一种加压氧化的生物降解方法,它是在污染的土壤上打上几眼深井,安装鼓风机和抽真空机,将空气强行排入土壤中,然后抽出,土壤中的挥发性有机物也随之去除。在通入空气时,加入一定量的氨气,可为土壤中的降解菌提供所需要的氮源,提高微生物的活性,增加去除效率。

2.2 异位修复技术：

异位修复处理污染土壤时,需要对污染的土壤进行大范围的扰动,主要技术包括预制床技术、生物反应器技术、厌氧处理和常规的堆肥法。预制床技术是在平台上铺上砂子和石子,再铺上15-30cm厚的污染土壤,加入营养液和水,必要时加入表面活性剂,定期翻动充氧,以满足土壤微生物对氧的需要,处理过程中流出的渗滤液,即时回灌于土层,以彻底清除污染物。生物反应器技术是把污染的土壤移到生物反应器,加水混合成泥浆,调节适宣的pH值,同时加入一定量的营养物质和表面活性剂,底部鼓入空气充氧,满足微生物所需氧气的同时,使微生物与污染物充分接触,加速污染物的降解,降解完成后,过滤脱水这种方法处理效果好、速度快,但仅仅适宜于小范围的污染治理。厌氧处理技术适于高浓度有机污染的土壤处理,但处理条件难于控制。常规堆肥法是传统堆肥和生物治理技术的结合,向土壤中掺入枯枝落叶或粪肥,加入石灰调节pH值,人工充氧,依靠其自然存在的微生物使有机物向稳定的腐殖质转化,是一种有机物高温降解的固相过程。上述方法要想获得高的污染去除效率,关键是菌种的驯化和筛选。由于几乎每一种有机污染物或重金属都能找到多种有益的降解微生物。因此,寻找高效污染物降解菌是生物修复技术研究的热点。

3.影响污染土壤生物修复的主要因子

3.1 污染物的性质：

重金属污染物在土壤中常以多种形态贮存,不同的化学形态对植物的有效性不同。某种生物可能对某种单一重金属具有较强的修复作用。此外,重金属污染的方式(单一污染或复合污染)，污染物浓度的高低也是影响修复效果的重要因素。有机污染物的结构不同,其在土壤中的降解差异也较大。

3.2 环境因子：

了解和掌握土壤的水分、营养等供给状况,拟订合适的施肥、灌水、通气等管理方案,补充微生物和植物在对污染物修复过程中的养分和水分消耗,可提高生物修复的效率。一般来说土壤盐度、酸碱度和氧化还原条件与重金属化学形态、生物可利用性及生物活性有密切关系,也是影响生物对重金属污染土壤修复效率的重要环境条件。

3.3 生物体本身：

微生物的种类和活性直接影响修复的效果。由于微生物的生物体很小,吸收的金属量较少,难以后续处理,限制了利用微生物进行大面积现场修复的应用，

植物体由于生物量大且易于后续处理,利用植物对金属污染位点进行修复成为解决环境中重金属污染问题的一个很有前景的选择。但由于超积累重金属植物一般生长缓慢,且对重金属存在选择作用,不适于多种重金属复合污染土壤的修复。因此,在选择修复技术时,应根据污染物性质、土壤条件、污染程度、预期修复目标、时间限制、成本及修复技术的适用范围等因素加以综合考虑。

4.发展中存在的问题：

生物修复技术作为近20年发展起来的一项用于污染土壤治理的新技术,虽取得很大进步和成功,但处于实验室或模拟实验阶段的研究结果较多,商业性应用还待开发。此外,由于生物修复效果受到如共存的有毒物质(Co-toxicants)(如重金属)对生物降解作用的抑制；电子受体(营养物)释放的物理性障碍;物理因子(如低温)引起的低反应速率;污染物的生物不可利用性;污染物被转化成有毒的代谢产物;污染物分布的不均一性;缺乏具有降解污染物生物化学能力的微生物等因素制约。因此,目前经生物修复处理的污染土壤,其污染物含量还不能完全达到指标的浓度要求。

原位生物修复技术范文第3篇

关键词：农药；土壤污染；微生物；修复

农药，作为人类文明进步的产物，为解决人类温饱、增强社会稳定、促进社会发展做出了贡献，对人类健康起到了积极作用。尤其是20世纪三四十年代，有机农药的成功发现和生产，为控制害虫的危害提供了有效的手段。然而，从现阶段看，农药的使用已不可避免，为了人类更加健康安全地生存，了解、避免、减缓和解决这一越发严重的问题，有必要和必须探索和研究农药的环境污染机理。

1 概述

1.1 农药的定义

农药广义的定义是指用于预防、消灭或者控制危害农业、林业的病、虫、草和其他有害生物以及有目的地调节植物、昆虫生长的化学合成或者来源于生物、其他天然物质的一种物质或者几种物质的混合物及其制剂。是指在农业生产中，为保障、促进植物和农作物的成长，所施用的杀虫、杀菌、杀灭有害动物（或杂草）的一类药物统称。特指在农业上用于防治病虫以及调节植物生长、除草等药剂。

1.2 农药的毒性

农药对人体的危害主要表现为急性毒性和慢性毒性。农药经口、吸呼道或接触而大量进入人体内，在短时间内表现出的急性病理反应为急性中毒。急性中毒往往导致神经麻痹乃至死亡，甚至造成大面积死亡，成为最明显的农药危害。据世界卫生组织和联合国环境署报告，全世界每年有300多万人农药中毒，其中20万人死亡。时至今日，由于农药在各方面的广泛应用，任何一个生活在现代生活中的人都不可能避免每天接触很低浓度的各种不同种类的农药，或是通过食物，或是通过饮水。由此所产生的可能对人体健康的危害属于连续的低水平暴露，这是一种潜在的慢性毒性效应。

1.3 农药对土壤的污染

土壤是污染物的汇也是污染物的源。农药土壤污染是农药污染最典型的例子之一。农药的理化特性决定了它在土壤中的分布、降解速率及对环境的影响。农药在土壤中经土壤微生物作用，可以迁移、转化直至矿化。土壤污染了，土壤上所生长的作物和所结的果实也会吸收污染空气。一种简单的植物物种，吸收也是多种多样的，植物根系可以吸收土壤溶液中的农药，土壤中固体颗粒也能吸收土壤溶液中的农药。有些农药易挥发，植物的叶子可以吸收空气中的农药蒸气；而根又能吸收土壤中的农药，再从叶面上蒸发出它，过程相当复杂。植物根茎叶吸收农药后，继而在植物体内提升，最后可残留在植物体内，人们摄入该植物可直接摄入农药。

2 农药在土壤中的环境行为与降解机理

2.1 农药在土壤环境中的滞留、迁移

一般而言，如果农药能被强烈地吸附，则它们就容易滞留在土壤的固相，不易进一步造成对周围环境的污染；反之，就容易发生迁移，如被淋溶进入地下水而造成污染。农药滞留、迁移的物理化学原理有：表面功能基团；表面配合物；表面吸附。

2.2 农药在土壤中的水解作用

农药的水解是农药分子与水分子发生相互作用的过程，它是农药在环境中迁移转化的一个重要途径。水解反应是许多农药如有机磷、菊酯、氨基甲酸酯及羧酸脂等降解的主要步骤，与农药在环境中尤其是在水体中的持久性是密切相关的，是影响农药在环境中归宿机制的主要判据之一，也是评价农药在水中残留特性的重要指标。研究农药在环境系统中的水解，尤其是一些有机磷酸脂类杀虫剂、磺酰脲类除草剂水解反应是其在环境中降解转化的初始步骤，对于了解这些农药在环境系统中的归宿机制、残留特性及其对靶标与非靶标生物的毒理效应具有重要意义。

2.3 农药在环境中的光降解

农药可以吸收一定的光能量或光量子，发生光物理和光化学反应。光物理反应包括辐射能以光、热等能量形式吸收或释放，但农药分子形态没有变化；而光化学反应则是通过农药分子的异构化、键断裂、分子重排或分子间反应生成新的化合物。环境中农药的光化学反应可在气相、水相、固相中发生。尽管评价农药在环境中迁移、转化行为时，有一些农药光化学降解可以忽视，但许多农药的光降解还是其在环境中主要的降解途径之一。农药光解释农药真正的分解过程，它不可逆地改变了反应分子，强烈影响着某些农药在环境中的趋势。因此研究农药的光化学降解具有非常重要的意义。

3 农药污染土壤的生物修复技术

微生物修复技术是利用微生物的生命代谢活动对有机农药的降解作用使受污染土壤恢复到健康状态。所利用的微生物主要有土著微生物、外来微生物和基因工程菌3种类型。微生物修复技术可分为原位修复、现场修复和异位修复，其中原位修复不仅操作简单、成本低，而且不破坏植物生长所需要的土壤环境，污染物氧化安全，无二次污染，处理效果好，是一种高效、经济和生态可承受的环保技术。

微生物降解农药有2种方式：一是微生物直接作用于农药，以农药成分作为唯一的碳源或氮源、磷源，通过酶促反应降解农药；另一种是将农药与其它有机质进行共代谢。微生物修复与植物修复不同，通常一种微生物能降解多种农药，

如假单胞杆菌可降解DDT、艾氏剂、毒杀酚和敌敌畏等。另外，微生物也可通过改变土壤的环境理化特征降低农药有效性，从而间接起到修复污染土壤的作用。如：刘宪华等人用假单胞菌AEBL3降解呋喃丹污染，结果发现未加菌土壤呋喃丹在0 ～7cm土层中含量已达90mg/kg，加菌土壤呋喃丹含量为48mg/kg，后者降解率达96.4%。

现今微生物修复农药污染已进入基因水平，通过基因重组、构建基因工程菌来提高微生物降解农药的能力。目前对微生物修复技术的研究已相当成熟。世界各国的科研工作者分离筛选了大量的降解性微生物，利用基因工程技术，人们按照需要构建具有特殊功能、降解效率高、降解范围广和表达稳定的新菌株。有微生物原位修复技术的构成提高修复效果的技术措施的成功例子，但存在的问题也非常突出。首先，虽然已经筛选到许多有机农药降解菌，但高效菌种不多；其次，降解菌的降解谱不够广，不能完全代谢有机农药中各组分；另外，许多实验室得到的高效降解菌在实际应用中效率不高，修复效果不理想。为此，有机农药高效降解菌的筛选及降解效果的改良是环境科学工作者的研究热点课题。基因工程菌用于污染物处理的研究成果令人鼓舞，发展潜力很大。但是，基因工程菌的应用研究尚停留在实验室水平，真正投入污染物处理的还很少，而且基因工程菌在实际应用中存在一些问题，主要包括基因工程菌构建的技术问题和应用的安全性问题。如今，微生物修复技术作为一种有效的环境治理措施， 在治理土壤污染方面的作用已越来越突出。

参考文献

[1]刘维.农药环境化学[M].北京：化学工业出版社，2005.7-11.

[2]方玲. 降解有机氯农药的微生物菌株分离筛选及应用效果[J] . 应用生态学报，2000，11（2）

原位生物修复技术范文第4篇

关键词:土壤污染、生物修复、研究进展

前言

土壤重金属污染是指由于人类活动将金属加入到土壤中，致使土壤中重金属明显高于原生含量、并造成生态环境质量恶化的现象。加之重金属离子难移动性，长期滞留性和不可分解性的特点，对土壤生态环境造成了极大破坏，同时食物通过食物链最终进入人体，严重危害人体健康，已成为不可忽视的环境问题。随着我国人民生活水平的提高，生态环境保护日趋受到重视，国家对污染土壤治理和修复的人力，物力的投入逐年增加，土壤污染物的去除以及修复问题，已成为土壤环境研究领域的重要课题。而生物修复技术是近20年发展起来的一项用于污染土壤治理的新技术，同传统处理技术相比具有明显优势，例如其处理成本低，只为焚烧法的1/2-1/3，处理效果好，生化处理后污染物残留量可达到很低水平;对环境影响小，无二次污染，最终产物CO2、H2O和脂肪酸对人体无害，可以就地处理，避免了集输过程的二次污染，节省了处理费用，因而该技术成为最有发展潜力和市场前景的修复技术。

1.污染土壤生物修复的基本原理和特点

土壤生物修复的基本原理是利用土壤中天然的微生物资源或人为投加目的菌株，甚至用构建的特异降解功能菌投加到各污染土壤中，将滞留的污染物快速降解和转化成无害的物质，使土壤恢复其天然功能。由于自然的生物修复过程一般较慢，难于实际应用，因而生物修复技术是工程化在人为促进条件下的生物修复，利用微生物的降解作用，去除土壤中石油烃类及各种有毒有害的有机污染物，降解过程可以通过改变土壤理化条件(温度、湿度、pH值、通气及营养添加等)来完成，也可接种经特殊驯化与构建的工程微生物提高降解速率。

2.污染土壤生物修复技术的种类

目前，微生物修复技术方法主要有3种:原位修复技术、异位修复技术和原位-异位修复技术。

2.1 原位修复技术：

原位修复技术是在不破坏土壤基本结构的情况下的微生物修复技术。有投菌法、生物培养法和生物通气法等，主要用于被有机污染物污染的土壤修复。投菌法是直接向受到污染的土壤中接入外源污染物降解菌，同时投加微生物生长所需的营养物质，通过微生物对污染物的降解和代谢达到去除污染物的目的。生物培养法是定期向土壤中投加过氧化氢和营养物，过氧化氢则在代谢过程中作为电子受体，以满足土壤微生物代谢，将污染物彻底分解为CO2和H2O。生物通气法是一种加压氧化的生物降解方法，它是在污染的土壤上打上几眼深井，安装鼓风机和抽真空机，将空气强行排入土壤中，然后抽出，土壤中的挥发性有机物也随之去除。在通入空气时，加入一定量的氨气，可为土壤中的降解菌提供所需要的氮源，提高微生物的活性，增加去除效率。

2.2 异位修复技术：

异位修复处理污染土壤时，需要对污染的土壤进行大范围的扰动，主要技术包括预制床技术、生物反应器技术、厌氧处理和常规的堆肥法。预制床技术是在平台上铺上砂子和石子，再铺上15-30cm厚的污染土壤，加入营养液和水，必要时加入表面活性剂，定期翻动充氧，以满足土壤微生物对氧的需要，处理过程中流出的渗滤液，即时回灌于土层，以彻底清除污染物。生物反应器技术是把污染的土壤移到生物反应器，加水混合成泥浆，调节适宣的pH值，同时加入一定量的营养物质和表面活性剂，底部鼓入空气充氧，满足微生物所需氧气的同时，使微生物与污染物充分接触，加速污染物的降解，降解完成后，过滤脱水这种方法处理效果好、速度快，但仅仅适宜于小范围的污染治理。厌氧处理技术适于高浓度有机污染的土壤处理，但处理条件难于控制。常规堆肥法是传统堆肥和生物治理技术的结合，向土壤中掺入枯枝落叶或粪肥，加入石灰调节pH值，人工充氧，依靠其自然存在的微生物使有机物向稳定的腐殖质转化，是一种有机物高温降解的固相过程。上述方法要想获得高的污染去除效率，关键是菌种的驯化和筛选。由于几乎每一种有机污染物或重金属都能找到多种有益的降解微生物。因此，寻找高效污染物降解菌是生物修复技术研究的热点。

3.影响污染土壤生物修复的主要因子

3.1 污染物的性质：

重金属污染物在土壤中常以多种形态贮存，不同的化学形态对植物的有效性不同。某种生物可能对某种单一重金属具有较强的修复作用。此外，重金属污染的方式(单一污染或复合污染)，污染物浓度的高低也是影响修复效果的重要因素。有机污染物的结构不同，其在土壤中的降解差异也较大。

3.2 环境因子：

了解和掌握土壤的水分、营养等供给状况，拟订合适的施肥、灌水、通气等管理方案，补充微生物和植物在对污染物修复过程中的养分和水分消耗，可提高生物修复的效率。一般来说土壤盐度、酸碱度和氧化还原条件与重金属化学形态、生物可利用性及生物活性有密切关系，也是影响生物对重金属污染土壤修复效率的重要环境条件。

3.3 生物体本身：

微生物的种类和活性直接影响修复的效果。由于微生物的生物体很小，吸收的金属量较少，难以后续处理，限制了利用微生物进行大面积现场修复的应用，

植物体由于生物量大且易于后续处理，利用植物对金属污染位点进行修复成为解决环境中重金属污染问题的一个很有前景的选择。但由于超积累重金属植物一般生长缓慢，且对重金属存在选择作用，不适于多种重金属复合污染土壤的修复。因此，在选择修复技术时，应根据污染物性质、土壤条件、污染程度、预期修复目标、时间限制、成本及修复技术的适用范围等因素加以综合考虑。

4.发展中存在的问题：

生物修复技术作为近20年发展起来的一项用于污染土壤治理的新技术，虽取得很大进步和成功，但处于实验室或模拟实验阶段的研究结果较多，商业性应用还待开发。此外，由于生物修复效果受到如共存的有毒物质(Co-toxicants)(如重金属)对生物降解作用的抑制；电子受体(营养物)释放的物理性障碍;物理因子(如低温)引起的低反应速率;污染物的生物不可利用性;污染物被转化成有毒的代谢产物;污染物分布的不均一性;缺乏具有降解污染物生物化学能力的微生物等因素制约。因此，目前经生物修复处理的污染土壤，其污染物含量还不能完全达到指标的浓度要求。

5.应用前景及建议：

随着生物技术和基因工程技术的发展，土壤生物修复技术研究与应用将不断深入并走向成熟，特别是微生物修复技术、植物生物修复技术和菌根技术的综合运用将为有毒、难降解、有机物污染土壤的修复带来希望。为此，建议今后在生物修复技术的研究和开发方面加强做好以下几项工作:

(1)进一步深入研究植物超积累重金属的机理，超积累效率与土壤中重金属元素的价态、形态及环境因素的关系。

(2)加强微生物分解污染物的代谢过程、植物-微生物共存体系的研究以及植物-微生物联合修复对污染物的修复作用与植物种类具有密切关系。

(3)应用现代分子生物学与基因工程技术，使超积累植物的生物学性状(个体大小、生物量、生长速率、生长周期等)进一步改善与提高，培养筛选专一或广谱性的微生物种群(类)，并构建高效降解污染物的微生物基因工程菌，提高植物与微生物对污染土壤生物修复的效率。

(4)创造良好的土壤环境，协调土著微生物和外来微生物的关系，使微生物的修复效果达到最佳，并充分发挥生物修复与其他修复技术(如化学修复)的联合修复作用。

(5)尽快建立生物修复过程中污染物的生态化学过程量化数学模型、生态风险及安全评价、监测和管理指标体系。

结论

综上所述，我们不难发现由于土壤重金属来源复杂，土壤中重金属不同形态、不同重金属之间及与其它污染物的相互作用产生各种复合污染物的复杂性增加了对土壤重金属治理和修复难度，且重金属对动植物和人体的危害具有长期性、潜在性和不可逆性，同时进一步恶化了土壤条件，严重制约了我国农业生产的加速发展，所以要更好的防治土壤重金属污染还需要广大科研工作者不懈的努力，研发出更好的效率更高的修复治理技术，同时我们还不应该忘记必须加强企业自身的环保意识，提高企业自我约束能力，始终将防治污染积极治理作为企业工作的头等大事来抓，把企业对环境的污染程度降到最低限度，形成全社会都来重视土壤污染问题的良好环保氛围，逐步改善我们的土壤生态环境。

参考文献

[1] 钱暑强，刘铮.污染土壤修复技术介绍[J].化工进展，2000(4):10-12，20.

[2] 陈玉成.土壤污染的生物修复[J].环境科学动态，

1999，(2):7-11.

[3] 李凯峰，温青，石汕.污染土壤的生物修复[J].化学工程师，2002，93(6):52-53.

[4] 杨国栋.污染土壤微生物修复技术主要研究内容和方法

[5] 张春桂，许华夏，姜晴楠.污染土壤生物恢复技术[J].生态学杂志，1997，18(4):52-58.

[6] 李法云，臧树良，罗义.污染土壤生物修复枝木研究[J].生态学杂志，2003，22(1):35-39.

[7] 滕应，黄昌勇.重金属污染土壤的微生物生态效应及修复研究进展[J].土壤与环境，2002，11(1):85-89.

[8] 沈德中.污染环境的生物修复(第一版)[M].北京:化学工业出版社，2001:14，311.

原位生物修复技术范文第5篇

关键词：石油残留污染；土壤；微生物修复

experimental study of microbial remediation for oil contaminated soil in central plains

zhang sheng,chen li,li zheng-hong,zhang cui-yun,yin mi-ying,he ze,

sun zhen-hua,ma lin-na,ning zhuo,zhang fa-wang （the institute of hydrogeology and environmental geology,cags，shijiazhuang 050061，china）

abstract:the laboratory modeling experiments of the oil residue pollution degradation in soil were carried out,which used the optimistic techniques of in-situ microbial communities combining with the physical and chemistry methods and the experimental study of microbial remediation for oil residue pollution in zhongyuan oil field.the results showed that degradation rate could reach 6227%-7240% for oil contents of 13 4200 mg/kg,10220.0 mg/kg and 8 6600 mg/kg in polluted soil after 56 d microbial degradation,which provided us the technology and the feasibility study of the remediation of oil residue pollution in soil.

key words: oil residual contamination;soil;microbial remediation

我国中原地区由于石油资源的长期大量开采利用，产生了一些环境问题。尤其是落地原油的污染已影响土壤的质量安全,特别是开采早期行成的石油污染，在土壤中经长期的自然降解许多易挥发和易降解的组分均已降解，土壤中残留的难降解石油组分仍大量存在，且危害性更大，土壤石油污染的防治研究工作已受到人们的广泛重视。jorgensen的试验显示,经生物堆埋,石油污染的土壤中石油可降低71%［1］。微生物修复技术主要机理是石油烃直接参与了微生物的生化反应,通过代谢作用降解土壤中的污染物［2］。土壤微生物修复技术的开发与研究已受到国内外学者的广泛关注［3-16］。目前已知能降解石油中各种烃类的微生物共有约100余属200多种，它们分属于细菌、放线菌、霉菌、酵母以及藻类［16］。本文利用优化土著微生物菌群辅以物理和化学方法相结合的综合修复技术，对土壤中长期残留石油污染进行降解模拟实验，取得了一些效果。该方法具有处理方法简单、费用低、修复效果好、对环境影响小、无二次污染、可原位治理等优点。因此，本研究为该技术的应用提供了技术支撑，具有重要的实际意义。

1 实验材料和方法

1.1 实验材料

化学试剂： mgso.4·7h.2o、 nh.4no.3 、cacl.2、fecl.3、kh.2po.4、k.2hpo.4、kcl、（nh.4）.2so.4、 caco.3、nacl、可溶性淀粉、蔗糖、乳酸、盐酸、酵母膏、牛肉膏、乙酸钠、琼脂、液体石蜡、石油醚、三氯甲烷等均为分析纯。

其它实验材料：新鲜马铃薯、濮阳徐镇镇石油残留污染土样等等。

添加剂：牛粪晾干粉碎（过2 mm筛）在121℃灭菌30 min。

实验用土壤样品采自河南省濮阳徐镇镇一废弃采油井周围，该油井1996年废弃距今已有十多年。样品采集从井口附近表层油泥至井口北部2 m处，2 m处采集表层0～25 cm和50～60 cm的土样，表层土壤为褐色粉土土壤，可见有含石油团块。土壤下层为土黄色粉土土壤。表层土壤中含有少量2～5 mm的碎石，土壤湿容重为196 ～199 g/cm3；土壤干容重为161～172 g/cm3。自然含水量1445%～2414%；ph为827～89。井口附近表层油泥中残油含量在421 200～64 800 mg/kg，井口北2 m外表层0～25 cm处残油含量在8 320～27 400 mg/kg，混合平均后为13 420 mg/kg。下层50～60 cm的土样残油含量在214 mg/kg。

实验用玻璃器皿：150 ml、250 ml具塞三角瓶，125 ml、1 000 ml磨口细口试剂瓶，各种不同类型的细菌培养试管、培养皿、橡胶塞等。

主要仪器：qzd-1型电磁振荡器、kq218超声波清洗器、生物恒温培养箱、高速离心机、高压蒸汽灭菌器、无菌实验室、生化培养箱、hz150l恒温摇床培养箱、奥林巴斯生物显微镜、752n紫外可见光栅分光光度计、电热干燥箱及各种化学分析用玻璃仪器。

1.2 测试方法

石油分析测试方法：为紫外分光光度法。

降解石油微生物细菌培养优选方法：土壤微生物细菌培养用《土壤微生物研究法》［17］，和参考文献［18］－［20］介绍的方法，细菌初步鉴定用《常见细菌系统鉴定手册》［21］中的方法。

1.3 实验步骤

1.3.1 石油降解菌的分离与优选

自然界的物质循环微生物细菌的生化作用是非常重要的一环，碳的循环也不例外。许多细菌就是碳循环的主要驱动因子之一，机理就是在细菌的作用下，将碳氢化合物降解为co.2和h.2o的整个过程，也是自然界对石油污染的自净功能的生态效应，对土壤和地下水环境保护具有一定的实际意义。据此用细菌的选择性培养基和富集培养基，对中原油田濮阳徐镇镇一废弃采油井石油残留污染土壤的样品进行菌种、菌群的培养分离，选择优化出实验用降解土壤残油的菌种、菌群。本次实验选择优化出的细菌初步鉴定主要为：假单胞菌属、微球菌属、放线菌属、真菌类（毛霉、曲霉）等菌群。

1.3.2 土壤残油污染降解实验步骤

根据上述实验选出的降解残油污染的优势菌群，利用不同的培养基对所选出的各类菌群进行放大培养。各类菌群培养3～5 d后进行混合培养，继续培养5～7 d后作为相应的石油烃降解实验。进行模拟不同含量条件下土壤残油污染的微生物修复实验。实验装置为250 ml具塞三角瓶。

土壤残油污染微生物降解模拟实验，用若干（按实验设计的数量）250 ml具塞三角瓶，每个瓶中加入100 g风干过2 mm筛含有不同残油含量的土壤样品。实验用土样考虑避免其它因素的影响,选用同一采样点的样品,只是采集60 cm以上不同深度含油量不同土样,进行了一定的配制。不同残油含量的土壤样品制备如下:1号样为采样点表层0～25 cm混合均匀后,测残油含量为13 420 mg/kg。2号样为1号样加入同一采样点下层50～60 cm的土样20%混合均匀后,经测试残油含量为10 220 mg/kg。3号样为1号样加入同一采样点下层50～60 cm的土样35%混合均匀后,经测试残油含量为8 660 mg/kg。每个样品均匀接入3 ml培养好的菌液，加入30 ml营养液，营养液按培养基成分比例调控氮、磷、钙、镁、硫、铁等营养元素，营养液均匀加入，调节试验土层含水量在25%左右。按30 ℃温度条件进行实验，一定的间隔时间取出约1 g左右样品，50 ℃～60 ℃烘干研碎，分析土壤中石油的降解去除的含量。在实验中每次取样时要将剩余的实验瓶塞打开一下约3～5 min并搅拌，以利于氧气进入，使实验过程中有足够的氧，并保持实验装置内土样有一定的含水量。在第1号实验样品中为增强细菌的作用利用牛粪晾干粉碎过筛灭菌后作为添加剂，添加量为1%。该添加剂有两个主要作用，一是牛粪中主要成分为未分解的木纤维素，可为改良土壤的膨松剂，另外是其它有机成分，可作为细菌容易利用的营养素来源，其它实验条件同其它。在一定时间取样测试石油含量的变化。

2 实验结果与讨论

不同土壤残油含量降解野外实验，是在2009年4月16日至6月12日进行。 考虑研究区地表土壤春、夏、秋温度一般在20 ℃～30 ℃左右，选择了30 ℃温度进行实验。实验结果见

从上述3个实验条件来看差异不是很大，仅有两点不同，一是1号样添加了1%的灭菌牛粪作为添加剂，二是石油残油量不同，其它实验条件一样。但是对石油残油的降解率还是有影响的，1号样添加了1%的灭菌牛粪作为添加剂，改良了土壤，另外它增加了细菌利用的营养来源加大了降解能力。其石油残油量不同，因加入的营养量是一样的则降解效果不同。

实验结果显示,微生物细菌对土壤石油残油污染确有一定的降解作用。表1、表2显示,虽然实验选择了不同的残油含量的土壤进行，实验效果也有一定的差异。1号样残油含量最高，因其加入了1%的添加剂牛粪，从测试结果看虽然降解率是低了一点，但在相同其它条件下它的降解量是最大的，牛粪改良了土壤，增加了细菌利用的营养来源加大了降解能力。残油量在13 420 mg/kg经56 d降解率达6267%。2号、3号样因其残油含量不同降解率有一定的差别，2号样残油量在10 220 mg/kg经56 d降解率达6389%。3号样残油量在8 660 mg/kg经56 d降解率达7240%。从2号、3号实验结果看，在相同实验条件下残油含量越低降解效果越好，其原因是微生物细菌在同等条件下所利用的营养资源量不同。从整个实验看土壤中因石油的长期残留污染，易降解的石油组分早已自然降解，残留的组分是较难降解的有一部分是很难降解的，如沥青等组分。本次实验结果同前期的降解实验结果对比也有很大的差异，前期实验是用的新鲜原油加入实验体系中，一般在相同条件30 d可使石油降解率达85%～95%以上。而本次实验是在56 d实验，时间延长了近一倍，残油的降解也只有6267%～724%，也就是说石油污染土壤中的残油确实较难降解。但是，只要是将实验条件和微生物菌群优化选择好，其残油降解还是有较好的效果，从3组实验结果也得到了相互验证。

天然土壤中含有丰富的微生物,具有潜在的降解石油污染物的能力。且可降解石油的细菌在多年连续的污油中不断驯化,具有较强的降解石油污染物的潜力。采用投加从原来土著体系中筛选出的微生物进行生物强化，能克服其他外源菌所面临的存活力较弱、与土著微生物之间可能存在竞争关系等一系列问题，且这种生物强化技术操作简便，实用性强，在生物修复方面具有较广阔的应用前景。石油是由上千种化学性质不同的物质组成的复杂混合物，用单种微生物细菌很难将其彻底降解，目前在石油污染的生物处理上，越来越多的国内外学者采用细菌菌群进行生物处理 。如何能消除菌群种间的抑制作用，构建出优势混合菌群是目前菌群研究所要解决的一个问题，也是本实验研究的目的之一。本次实验通过对石油残油污染土壤微生物修复方法的模拟实验研究，利用优化原位土著微生物菌群辅以物理和化学方法相结合的修复技术，进行了实验温度、水、氧气、营养元素等的调控，对土壤中残油的降解实验，实验验证了微生物修复技术在土壤石油残油污染降解的有效性和应用的可行性。为野外原位试验提供了经验，奠定了基础，积累了技术。

3 结论

通过上述降解实验,微生物细菌对土壤石油残油污染的修复是有较好的降解作用。虽然实验样品土壤石油残油含量不同，实验效果还是有一定的差异。1号样利用牛粪晾干粉碎作为添加剂，增加了细菌的营养来源，增大了去除效果。2号、3号样在同等实验条件下残油含量低降解效果好，得到了相互验证的效果。从整个实验过程可得出土壤中石油残油含量在13 420 mg/kg、10 220 mg/kg、8 660 mg/kg、时，经过56 d微生物降解实验，土壤中石油残油含量降解可达6267%、6389%、7240%，为土壤石油残油污染的修复提供了技术方法和应用的可行性。验证了本次实验调控添加的营养元素和对土壤环境的改善是比较适度的，方法是可行的。具有处理方法简单、费用低、修复效果好、对环境影响小、无二次污染、可原位修复等优点。虽然是实验研究,用于野外大面积修复还有待完善,但通过不断努力是可以实现的，是具有较好的应用价值。

参考文献:

［1］ jorgensen k s,puustinen j,suortti a m.bioremediation of petroleum hydrocarbon contaminated soil by composting in biopiles［j］.environmental pollution,2000,107(2):245-254.

［2］ debontj a m.solvent-tolerant bacteria in biocatalysis［j］.trends biotechnol,1998,16:493-499.