摘要：生物修復技術作為一門新興的環境生物技術, 與傳統的物理、化學修復技術相比, 具有處理費用低、凈化效果好、不造成二次污染等優點, 因而受到世界各國的關注, 并在治理污染土壤、地表水及地下水等方面發揮越來越重要的作用。在回顧近年來生物修復技術發展趨勢的基礎上, 針對濱海濕地的特殊環境, 探索在該區域利用生物修復技術治理受污染濱海濕地的可行性。

　　隨著工農業生產的發展及人口的增多, 人類生存環境面臨的壓力也越來越大, 大量的工礦業廢水、生活污水及農業污水排入江河湖海, 造成土壤、地表水及地下水受重金屬、有機毒物、油類及氮、磷營養鹽等的嚴重污染。特別是位于海陸交互作用的濱海濕地與河口沼澤區, 雖然對污水有一定的自凈能力, 但是大量污水的長期排放還是在不同程度上對該地區生態環境帶來負面影響。如大量的氮、磷營養鹽入海后, 造成近海海域富營養化嚴重, 赤潮頻繁發生, 給養殖業和漁業帶來巨大的損失。2001 年我國近海海域發生的赤潮較往年增多, 影響范圍擴大, 造成的經濟損失達10 億元[1]。一些人工合成的有毒有機污染物和重金屬, 因為難以降解而長期殘留在環境中, 并可能通過食物鏈最終影響到人類自身。1953 年發生在日本九州的水俁病事件, 就是因為含汞工業廢水入海后轉化為甲基汞并通過食物鏈傳遞蓄積, 當地漁民在食用含甲基汞的魚后, 出現口齒不清、面部癡呆等癥狀, 最終導致精神失常甚至死亡[2]。面對不斷惡化的環境狀況, 人們一方面努力控制污染源, 使之達標排放, 另一方面積極探索有效的清除環境中污染物的方法。

　　清除環境污染物的傳統方法有物理修復法和化學修復法, 但是這些方法存在著處理費用高, 操作復雜,而且有二次污染的可能性等缺點。生物修復技術是近年來新興的一門環境生物技術, 具有工程簡單, 處理費用相對較低、清潔水平較高等優點。歐洲和北美的許多發達國家早在20 世紀80 年代中期就開展了生物修復技術的初步研究工作, 并完成了一些實用的處理工程。目前生物修復技術在清除或減少土壤、地表水、地下水、廢水、污泥、工業廢棄物及氣體中的化學物質方面的應用已獲得成功[3]。將生物修復技術應用于受污染濱海濕地的治理, 對于保護濱海濕地生態環境、發展沿海經濟具有重要意義。

　　1　生物修復研究進展

　　生物修復(bioremediation) 技術是利用微生物、植物及其他生物, 將環境中的危險性污染物降解為二氧化碳和水或轉化為其他無害物質的工程技術系統[4]。生物修復的概念最初應來源于微生物對污染環境的治理, 至今許多文獻仍沿用bioremediation 一詞, 專指微生物修復。隨著近年來環境生物技術的發展, 植物修復

　　(phytoremediation) 技術在污染環境治理中的作用逐漸受到重視, 有關這方面的研究也越來越多。生物修復主要包括2方面的內容: (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受污染的土壤或水體;(2) 合理設計和應用生物處理或生物循環過程, 阻斷或減少污染源向環境的直接排放[5]。

　　1.1　微生物修復

　　微生物修復主要是利用天然存在的或特別培養的微生物在可調控環境條件下將有毒污染物轉化為無毒物質的處理技術[6]。利用微生物修復技術既可治理受石油和其它有機物污染的環境, 又可治理受重金屬和氮、磷等營養鹽污染的環境; 既可使用土著微生物進行自然生物修復, 又可通過補充營養鹽、電子受體及添加人工培養菌或基因工程菌進行人工生物修復; 既可進行原位修復, 也可進行異位修復。

　　1.1.1　有機污染的微生物修復

　　大多數環境中都存在著自然的微生物降解轉化有毒有機污染物和石油的過程。細菌、真菌和藻類等微生物能以這些有機物作為碳源和能源, 一方面滿足自身生長繁殖的需要, 同時將這些有機污染物降解轉化為低毒或無毒的有機物和無機物,如CO2, H2O,簡單的醇或酸等, 達到凈化環境的目的。April TM 等[7]從石油污染土壤中分離出4 株能夠降解石油的Pseud 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]從湖北沙市地區農藥污染土樣中分離出1株有機磷農藥降解細菌P seud om onoas sp. WBC23, 該菌在單純無機鹽培養基中能耐受800 m g?L 的甲基對硫磷, 并能以甲基對硫磷作為唯一碳源、氮源, 將其作為生長基質徹底降解。崔中利等[9]分離到1 株假單胞菌P3 (P seud om onas sp. ) , 該菌能夠以對硝基苯酚為唯一的碳源和氮源進行生長, 通過接合轉移的手段將甲基對硫磷水解酶基因mpd克隆至P3 菌后, 獲得的基因工程菌PM 能夠以甲基對硫磷為唯一碳源進行生長。

　　有機污染物質的降解轉化實際上是由微生物細胞內一系列活性酶催化進行的氧化、還原、水解和異構化等過程[10]。但由于污染現場環境中經常存在溶解氧(或其他電子受體) 不足, 營養鹽缺乏和高效微生物生長緩慢等限制性因素, 土著微生物自然凈化速度很慢, 需要采用各種方法來強化, 例如提供O2或其他電子受體, 添加氮、磷營養鹽, 接種經馴化培養的高效微生物等, 以便能夠迅速清除污染物。生物循環通氣法就是利用空氣注入和真空抽提相結合, 加速氧氣在土壤或者地下水中擴散和傳遞, 提高氧氣濃度, 促進生物對污染物質的降解[10]。研究表明, 在處理22氯苯酚污染的土壤時, 只添加營養物,7周內22氯苯酚濃度從245mg/L降為105mg/L , 而同時添加營養物和接種惡臭甲單胞菌(P. putida) 純培養物后, 4周內22氯苯酚的濃度即明顯降低,7周后僅為2 mg/L[4]。丁克強等[11] 在對比實驗中發現,土著真菌Fusa rium. L K 和外來真菌Phanerochaete. Chrusosprium 對土壤中的石油污染物都有降解作用, 但是外來真菌在經過適應期后, 其降解能力高于土著真菌。H ind J , S 等[12]認為, 有機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, 從而促進微生物降解石油的能力。

　　有些有機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提供碳源和能源后也能被降解轉化, 這就是共代謝(co－metabolism )[6]。研究表明, 微生物的共代謝作用對于難降解污染物的徹底分解起著重要作用。如甲烷氧化菌產生的單加氧酶是一種非特異性酶, 可以通過共代謝降解多種污染物, 包括對人體健康有嚴重威脅的三氯乙烯(TCE) 和多氯聯苯(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, 如果提供結構類似的基質, 可以誘導分枝桿菌礦化幾種PAHs[6]。

　　1.1.2　無機污染的微生物修復

　　微生物不僅能降解轉化環境中的有機污染物, 而且能將土壤、沉積物和水環境的重金屬、放射性元素及氮、磷營養鹽等無機污染物清除或降低其毒性。重金屬污染環境的微生物修復近幾年來受到重視, 它主要包括兩方面的技術[13]: (1) 生物吸附, 主要是依靠生物體細胞壁表面的一些具有金屬絡合、配位能力的基團起作用, 如巰基、羧基、羥基等基團。這些基團通過與吸附的金屬離子形成離子鍵或共價鍵來達到吸附金屬離子的目的, 其吸附金屬的能力有時甚于合成的化學吸附劑。如在適宜的條件下, 黑根霉菌絲體對鉛飽和吸附量可以達到135.8 mg/g (未經處理) 和121 mg/g (明膠包埋) [3]。研究發現, 堿處理可以去除白腐真菌細胞壁上的無定形多糖, 改變葡聚糖和甲殼質的結構, 從而允許更多的Pb2+ 吸附在其表面上。同時NaOH 可以溶解細胞上一些不利于吸附的雜質, 暴露出細胞上更多的活性結合位點, 使吸附量增大。此外NaOH 還可以使細胞壁上的H+ 解離下來, 導致負電性官能團增多, 在最佳條件下(0.1 mol/L 的NaOH 溶液浸泡40 min) 吸附量可以達到23.66m g/g, 較未經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來降低土壤和水體環境中的重金屬濃度或降低重金屬毒性。我國吉林醫學院從第二松花江表層底泥中分化出三株抗汞假單胞菌, 經馴化后,去除氯化汞的效率非常高,當CH3HgCl 濃度為1mg/L 和5 mg/L時去除率近100%,濃度為10mg/L 和20mg/L 時去除率為99%[4]。Frankenberger等[15]以硒的生物甲基化為基礎進行原位生物修復, 通過耕作、優化管理、施加添加劑等來加速硒的原位生物甲基化, 使其揮發, 從而降低加利福尼亞Resterson 水庫里硒類沉積物的毒性。

　　利用微生物去除污水中的氮、磷營養鹽一直是人們感興趣的研究課題。Pinar 等[16]分離出一株細菌K lebsiella oxy toca, 該細菌能夠耐受濃度高達1M 的硝酸鹽, 并能有效去除硝酸鹽。光和自養微生物藍細菌Phormidium bohneri 在一定條件下也能達到脫氮除磷的目的, 其優點是能源來自太陽能, 不需要外加碳源和能源[17]。微生物脫氮主要是通過硝化作用和反硝化作用來完成的。硝化作用是指NH4+ 氧化為NO2-, 然后再氧化為NO3-的過程, 這一過程是由亞硝化細菌和硝化細菌在好氧條件下實現的; 反硝化作用是在厭氧條件下由反硝化菌將NO3-還原為N2的過程。微生物除磷是通過氣單胞菌等積磷菌經過厭氧/好氧過程先放磷后吸磷, 經沉淀后從水中去除。常規的活性污泥法對氮、磷的去除率較低, 而微生物脫氮除磷技術由于具有效果好, 處理過程穩定可靠, 處理成本低, 操作管理方便等優點而得到廣泛應用, 為水體中氮、磷的去除提供了有效的手段[4]。顧宗濂[18]認為, 在富營養化湖泊的生物修復中, 采用適當的工藝條件并接種專性菌劑有助于水中氮素和有機碳的去除, 但是對磷素的微生物修復效果就不及物理修復(清淤) 和水生生物修復。

　　目前對污染物的微生物降解轉化研究應著重以下幾個方面[19]:(1)分離具有特殊分解功能的微生物, 用分子探針監測他們在不同環境中的分布, 以及與其他種類微生物之間的關系;(2)在分子水平上確定主基因上與代謝分解相關的基因或DNA片斷;(3)將分解基因轉移到受體微生物之中, 實現分解功能在常見微生物體內的表達;(4) 走出單純分解和礦化的舊模式, 探索對有毒污染物的轉化, 并生產工業合成中所需要的中間產物或原料。

　　1.2　植物修復技術

　　植物修復就是利用植物根系(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, 以實現消除或降低污染現場的污染強度, 達到修復環境的目的。植物修復主要是通過以下幾種方式來實現的[20]:(1)植物提取;(2)植物揮發;(3)根系過濾;(4)植物鈍化。

　　1.2.1　富營養化水體的植物修復

　　富營養化主要是由于水體中的氮、磷負荷過高導致水質下降。水生高等植物通常具有發達的根系和較大的葉面積, 能大量吸收水體中的營養鹽, 可通過收獲這些植物達到凈化水質的目的。大量研究表明, 在水生植物生長良好的區域, 總氮和總磷濃度有明顯降低的趨勢。自1983 年在污染嚴重的蘇州葑門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, 使河水水質得到逐步改善[21]。劉劍彤等[22]對8種植被植物去除污水中氮、磷效能進行了篩選研究, 試驗結果表明, 以水稻為植被的漫灌系統及以皇草為植被的壟溝系統具有較高的去除污水中氮、磷的效能, 并認為去除氮、磷的主要機制是植物吸收。戴莽等[23]研究表明, 沉水植物——菹草(Potam ogeton crispus L. ) 的恢復能有效降低水體富營養物的濃度和懸浮物的含量,有效改善水體富營養化狀況。關保華等[24]研究了不同植物在2種程度富營養化水中對元素的去除率及對富營養化成分的去除率, 結果表明, 燈心草和空心菜不需要元素補給, 在重度和輕度富營養化水中均具有較好的凈化能力; 蘆葦在輕度富營養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養化水凈化; 而菩提子用于凈化重度富營養化水時需補給適量的常量元素。

　　1.2.2　重金屬污染的植物修復

　　生活在金屬含量較高環境中的植物在長期的生物適應進化過程中, 逐漸形成了對金屬的抗逆性, 其中一些植物能大量吸收環境中的金屬元素并蓄積在體內, 同時植物仍能正常生長。昆明滇池水體中鳳眼蓮(Eichhornia crassip es) 對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, 濃縮系數分別為 16190 和14285, 其中根系對重金屬的積累比莖、葉高幾倍至幾十倍[25]。A. Szym anow ska 等[26]在對受污染湖泊的研究中發現, 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境中的濃度之間有較好正相關性, 并認為水生植物主要是從湖泊沉積物中蓄積鎘和鉻, 而對鐵的蓄積主要是來自于水中。戴全裕等[27]研究表明, 水芹菜對黃金有很強的吸收能力, 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大于莖、葉部位。現在已經發現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的積累重金屬的能力。土壤含Zn 444μg／g (干重) 時, 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的幾種植物對重金屬的耐性和吸收機制, 結果表明, 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, 并且發現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制之一。陳同斌等[30]通過野外調查和栽培實驗, 在中國境內發現了砷超積累植物——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的忍耐力和富集能力, 其羽片富集的砷含量最高可達5070 mg/kg, 就是在含砷量很低的正常土壤中生物富集系數也能達到7～ 80, 而且具有生長快、生物量大、地理分布廣、富集的砷主要集中在地上部分等優點, 在植物修復砷污染土壤方面有巨大的應用潛力。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。通過種植并收獲這些超積累植物, 既減少了污染環境中的重金屬濃度, 又可以將收獲的植物用于回收貴金屬或用于其他用途。

　　對于如Pb, Cu,Au, Pt 等不溶性或難溶性金屬, 利用螯合誘導修復技術可增加植物對這些金屬的吸收[32]。Salt 等[33]報道, 印度芥菜在含Cd 為0.9mmol/kg 和EDTA 為1mmol/kg 的土壤中生長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]的試驗表明,DTPA 和EDTA 在增加植物吸收Pb 量方面最有效, 而EGTA 則對Cd 最有效, 效果最佳時螯合物的使用量為5 mmol/kg 或更高。但是螯合誘導修復技術也存在一定的風險, 如由于螯和金屬的可溶性增加可能導致對地下水的污染, 以及殘留螯合劑的潛在毒性和對植物造成的傷害。

　　1.2.3　有機污染的植物修復

　　植物所具有的復雜的生理和生化特性使其不僅能凈化無機污染環境, 而且能將多環芳烴、多氯聯苯和農藥等多種有機污染物降解和礦化為非毒性成分[35]。在高等植物體內導致農藥毒性降低的基本生化反應包括氧化反應、還原反應、水解作用、異構化作用和軛合作用。2, 42D 在禾本科雜草和闊葉植物種類中發生芳基的羧基化作用, 形成42羥基22,52D, 失去了其母體2,42D 的生長素活性, 從而達到解毒的目的[15]。此外, 植物根系可釋放有機酸、氨基酸、糖類、蛋白質、核酸等分泌物至根際土壤中, 這些分泌物中含有可降解轉化有機化合物的活性酶, 使利用植物修復受有機物污染的土壤成為可能。物料平衡和示蹤實驗表明[36] , 在無菌條件下生長的雜交白楊樹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, 土壤中多環芳烴的降解能力有較大提高, 而且土壤對有機肥的依賴性比土壤對照相對減弱, 表明植物根際使土壤環境發生變化, 起到了改善和調節作用, 從而更有利于對有機污染物的降解。美國佐治亞州Athens 的EPA 實驗室從淡水的沉積物中鑒定出五種酶[6]: 脫鹵酶、硝酸還原酶、過氧化物酶、漆酶和腈水解酶, 這些酶均來自植物, 并能迅速轉化TNT 等一類底物。但這些酶發揮作用必須靠整個植物來實現, 游離的酶受環境條件的影響難以獨自發揮作用。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構, 有利于提高根際周圍土壤微生物的活性。Schnoor 和Licht[38]等人研究發現有根際土壤與無根際土壤的性質有很大區別。植物滲出的可溶性有機和無機物質為微生物生長提供了基質, 由于根際作用, 根圈內的有機碳、pH、生物活性和無機可溶性組份都有很大變化。在人工濕地處理系統中, 濕地植物蘆葦不僅能吸收富集營養鹽、重金屬等污染物, 而且能將光合作用產生的氧氣輸送到根部, 使根區有較高的氧化還原電勢, 大大促進了微生物的活性[39]。

　　利用植物修復的方法來治理污染土壤和水體有其獨特的優點: 適用于大面積、低濃度的污染位點, 成本低; 適用范圍廣, 可用于處理受重金屬等污染的水源、土壤及富營養化水體; 通過對植物的收獲和集中處理,可獲得直接的經濟效益; 植物修復是一個自然過程, 易為公眾接受[40]。但是植物修復技術也有其缺點, 如植物修復過程比較緩慢, 富集的重金屬多集中在根部, 不能達到根本去除的目的。一些超積累植物只能積累某些元素, 而且生長緩慢, 地上部生物量低, 使其在生物修復中的應用受到限制[6]。目前, 科研人員正通過基因工程技術來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移到普通高產植物中,培育出新型超積累植物[41]。

　　2　生物修復技術在濱海濕地中的應用

　　濕地有“景觀之腎”的美譽, 尤其濱海濕地在凈化污水、保護海岸線和控制侵蝕、保護生物多樣性中發揮重要作用。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、沼澤以及相應的河段間的區域, 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 個子系統。由于濱海濕地的特殊地理位置和作用, 世界各國在開發利用海洋資源的同時, 對受污染濱海濕地的保護研究工作也日益重視。

　　2.1　濱海濕地現狀

　　我國有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眾多, 同時也是洄游性魚類、蝦類與蟹類的重要產卵場、育幼場和索餌場。自20 世紀50 年代以來, 沿海地區社會經濟得到長足的發展, 特別是近20 a 來, 沿海城市工礦企業迅速發展, 人口分布密集, 每年有大量的工業廢水和生活污水未經達標處理直接排放入海, 工業固體廢氣物和生活垃圾大量堆積在岸灘或任意棄置入海, 內陸地區污染物經河流攜帶入海, 加上船舶、平臺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、磷等營養鹽和有機物污染以及重金屬污染[43]。由于受多年來城市工業廢水和生活污水沿岸直排以及城市汽車尾氣和工業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嚴重[44]。濱海濕地生態環境問題日益突出。

　　濱海沼澤濕地位于海陸交互作用的重要地帶, 由于受到來自陸地和河流淡水徑流作用, 同時還受到海流和潮流的影響, 具有水動力作用強烈、泥沙輸移和沖淤變化頻繁、Eh、pH 和鹽度等物理化學條件復雜多變等特點[43], 使這一地區的微生物種群與植物類型比較單一。這對生物修復技術在濱海濕地的應用帶來一定困難。

　　2.2 濱海濕地的生物修復研究進展

　　生物修復的大規模應用首先是從治理海洋溢油開始的。對海洋溢油的生物修復研究工作先后經歷了“探索期”(1989之前)、“繁榮期”(1989—1991) 和“成熟期”(1992 之后) 3 個階段[45]。海洋環境中廣泛分布著降解石油烴類的微生物, 但是石油的理化性質和海水中氮、磷營養鹽缺乏等因素限制了土著微生物的活性, 只有通過人為添加肥料、表面活性劑及接種高效石油降解微生物等手段促進微生物對石油的降解。1989 年在美國阿拉斯加Exxon Valdez 溢油事故中, 美國環保局首次嘗試利用生物修復技術來清除海灘溢油。在經過大量室內和現場試驗后, 篩選出親油性肥料EA P22TM 作為土著降解石油微生物的營養鹽[46], 在清除海灘溢油的實際應用中發揮了重要作用, 取得了很好的治理效果, 開創了生物修復技術在海洋污染環境中成功應用的先河。在1990 年發生的四次海洋溢油事故中美國政府鼓勵使用生物修復技術, 有的取得成功, 有的效果不太明顯。造成這種結果的原因是多方面的, 其中數據資料不足, 實施方案本身不完善是主要的影響因素[45]。J.Oudot 等[47]在對潮間帶原油進行微生物降解實驗中發現, 總油、脂肪烴、環烷烴和芳烴的降解率分別是(40±7)% ,(83±6)% ,(49±10)% 和(5±18)% , 瀝青質和膠質幾乎沒有降解。在加入了緩釋肥料后, 與對照區相比降解率無明顯區別, 認為是由于本底氮、磷濃度較高的緣故, 并提出當沉積物間隙水中氮本底濃度≥100 Lmol/L 時, 加入肥料對石油降解所起的作用是非常有限的。Toyohart Hozumi 等[48]發現,Nakhodka 溢油事故使受污染海岸帶微生物群落結構發生變化, 具有降解能力的微生物成為優勢種, 但是在自然條件下,只有飽和碳氫化合物及一些小分子芳烴最容易分解, 其他成分如稠環芳烴、膠質、瀝青質等自然降解過程很慢, 在加入菌種TerraZym eTM 后, 提高了重油的降解率。目前, 利用生物修復技術治理海洋溢油的焦點集中在如何提高生物修復的效率以及營養鹽、表面活性劑和外源微生物的使用是否會造成其他的海洋生態災害等問題上[45]。

　　我國研究人員在海洋污染環境的生物修復研究中作了大量工作。鄭天凌等[49]研究表明, 河口、海洋環境中存在著對甲胺磷降解能力較強的微生物, 它們可以甲胺磷作為唯一的碳源和能源促進其生長、繁殖, 又凈化被污染的環境。莊鐵城等[50]通過連續3a 的試驗結果表明: 紅樹林土壤微生物對農藥甲胺磷有較強的降解能力, 其降解率是同潮帶無紅樹林土壤微生物的2～ 3 倍, 并從中篩選得1 株高效降解菌, 其降解率可達70% 以上(12 d 后)。紅樹林土壤中還存在著對柴油烴類的有效降解菌, 柴油在紅樹林土壤中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基質, 外加營養鹽酵母浸出液和葡萄糖能促進微生物的生長, 加速多環芳烴污染物的降解。戴樹桂等[53]研究了海河河口水在不同環境條件下對三丁基錫(TBT) 的降解作用, 結果表明, 淡水斜生柵藻和河口地區的扁藻是TBT降解的主要因素, 在柵藻和扁藻生態系(包括細菌的作用) 中TBT 總降解半衰期分別為5.2 和1.7 d, 比細菌的單獨作用快近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.) 在缺乏營養鹽的情況下, 其耐油性及對原油的降解率均比有營養鹽時高, 對芳烴比對烷烴的降解作用強, 尤其是對多環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菌和真菌, 其中部分測試菌在沒有添加營養鹽的新鮮海水中仍表現出較好的降解能力。這些貧營養型微生物由于不受海洋環境中低濃度營養鹽的限制, 在海洋石油污染環境的生物修復中有巨大的應用前景。

　　紅樹林是熱帶、亞熱帶沿海潮間帶的耐鹽森林生態系, 不僅有很好的保灘護堤作用, 而且能抗污染和凈化污水。林鵬[56]研究表明, 紅樹植物能將大量的汞吸收貯藏在植物體內, 汞濃度達到1 g/kg 時仍未受害。鄭文教等[57]對福建九龍江口桐花樹紅樹林的研究表明, 桐花樹對土壤金屬元素的富集系數依次為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, 其中細根富集系數最高。米草屬是潮間帶的優勢種, 抗鹽能力很強, 并具有很強的富集重金屬的能力。試驗表明[22], 大米草地上部分吸收富集的汞含量是環境中汞的10～ 56 倍, 而根部達到250～ 2 500 倍; 互花米草根部富集汞(4個月的污水灌溉) 為環境汞的10 倍左右。陸健健等[58]在對崇明東灘濕地生態系統的研究中發現, 灘涂植物蘆葦和海三棱草對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重金屬和氮、磷營養鹽的吸收作用, 對控制因海水養殖、陸源排放等造成的海水污染具有重要作用。試驗表明[59], 三角褐指藻對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Hg 富集系數也達到105 量級。張懷成報道[59], Cu 易于在叉邊金藻細胞表面吸附, 少量進入藻體內部, 細胞對Cu 的吸附遵守Langmuir 等溫吸附式。只是這些藻類個體微小, 在開放水體中難以回收, 并可能通過食物鏈的富集作用造成危害。西班牙Rio Tinto 河口受當地采礦業影響, 水體和底部沉積物被Pb, Cd, Cu, Zn 等金屬污染。在對該河口中的海草分析發現, 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植物根部吸收的[60]。如能將這類大型海藻(草) 對重金屬和氮、磷營養鹽的吸收富集作用用于海岸帶的生物修復, 將對近海污染環境治理產生深遠影響。

　　3　結語

　　生物修復技術被認為比物理和化學處理技術更具有前途, 因而受到歐美等發達國家高度重視, 并投入大量資金進行生物修復技術的研究和應用。荷蘭在20 世紀80 年代就已花費了約15 億美元進行土壤的修復工作, 德國在1995 年投資約60 億美元凈化土壤, 美國環保局設立了所謂超級基金場地, 將1200 處受到污染的地區列為利用生物修復技術進行優先處理的場地[4]。我國作為發展中國家, 更應重視生物修復技術的研究與應用。

　　目前, 生物修復技術在濱海濕地的研究和應用較多著眼于對海岸溢油的微生物修復, 對重金屬、有毒有機物和氮、磷營養鹽等污染物的生物修復尤其是植物修復研究還處于探索階段。尋找能夠適合濱海濕地環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的關鍵所在, 同時該植物還必須具有較高的生物量和一定的經濟利用價值。已有研究表明, 海濱蘆葦沼澤濕地和紅樹林濕地能有效去除有機污染物、重金屬和氮、磷營養鹽等污染物[47, 52, 54, 55, 59], 而在我國沿海各省分布有大片的蘆葦濕地和紅樹林濕地, 保護好這類濱海濕地并開展相應的調查研究, 如研究各種污染物在濱海濕地的生物地球化學循環, 進行濕地本底調查和污染物的環境容量研究等, 將對探索生物修復技術在受污染濱海濕地的推廣應用起到積極作用。

　　總之, 在濱海濕地開展生物修復技術研究, 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和風險評價的基礎上, 引進具有耐污、去污能力的生物種。鑒于植物和微生物在生物修復方面都各有特點又相互關聯, 將植物修復和微生物修復結合應用于受污染濱海濕地的治理將會取得良好效果。同時, 將基因工程技術應用于生物修復領域, 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,將極大地推動生物修復技術在濱海濕地的應用。

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