微生物在生态修复中的作用精选(九篇)

第1篇：微生物在生态修复中的作用范文

关键词：河流治理;生态修复技术;应用研究

中图分类号：P343.1文献标识码：A 文章编号：

传统的河流治理,主要考虑的是河流的抗洪、排涝、航运等功能。在岸坡处理上注重抗冲刷防坍塌的措施,而对河流周边及河流本身的生态环境考虑不多, 这样会导致河流发生渠道化，从而影响河流的生态问题。于是，许多发达国家陆续开展了河流复原工程,对河流实施生态修复并且取得了较好的效果。下面笔者将结合实例对生态修复技术在河流治理中的应用作出探讨。

一、城市河道污染的成因

城市河道和湖泊是与人类生产和生活紧密相连的水环境,作为城市生态系统重要的组成部分,具有供应水源、改善环境、提供绿地、文化教育和娱乐休闲等功能,对城市的生态建设具有重要意义。但是随着城市化进程的不断加快,城市人口聚集,经济活动日趋频繁,工业废水和生活污水大量排放,垃圾的随意丢弃,使城市环境污染、水质恶化,原来清澈的河水变得又黑又臭,环境污染问题日益严重,严重制约城市的社会、经济与环境可持续发展,同时危及人民的身体健康。城市河道黑臭的污染来源主要有工业废水、生活污水垃圾等点源污染及地表径流、农业径流、大气的干沉降和湿沉降、村落集约化畜禽养殖、水产养殖、城市的水土流失以及河道底泥层等非点源汚染。由于长期处于过量纳污的状态,导致水体供氧和耗氧失衡,水体环境缺氧,使原本山好氧微生物健康降解水体污染为主导,将有机物中的氮、硫、碳分解成碑酸盐、硫酸盐及二氧化碳等的方式减弱甚至消失,从而失去净能力,而在此时厌氧微生物沾性趋强,污染物转化并产生甲烧、氨氮、硫化氧、挥发性存机酸等臭恶臭物质以及铁、猛硫化物等黑色物质,从而导致河道水体黑臭。氨氮是目前城市河道水体中的首要污染物,通常远远超出地表水V类氨氮含量的标准,在区域水环境氨氮污染严重和城市河道有机污染物沉淀、累积的现状下,氧氮的降解是城市河道污染水体治理过程中必须面对的难题。

二、生物修复技术的特点

在城市河道污染中,营养物缺乏或营养元素比例失衡是水体环境中微生物降解存机污染主要限制因素之一,向水体中投加适当比例的有机酸可以提高微生物的代谢能力,从而增强水体自净能力,对水体修复具有积极作用。虽然在污染水体生物修复中以微生物修复为主,但如果能配合水生植物,浮游生物及负类从水体整个生态系统上进行全而的生态修复,彻底打通氮素、磷素等污染物循环的各个关节,那么污染水体的修复效果将会更持续和有效。

三、生态修复技术在河流治理中的应用

3.1微生物对污染水体的净化作用

相对于水生植物而言,微生物具有培养周期短、生长繁殖迅速、适应能力强、转化效率高等特点,因此在治理河道污染水体的过程中起着不可替代的作用。微生物从以下几个方面对河道水体进行净化:微生物对水体有机污染物的去除:一方面菌体的同化作用会转化部分有机污染物为自身物质,另一方面微生物分泌的胞外酶能快速降解大分子有机物,实现对水体有机污染物的降解和去除。微生物对水体氮素的去除:通过氨化细菌、硝化细菌及反硝化细菌的作用,实现水体中氮素的生物地球化学循环过程,并最终使水体中过量的氮素以气态的形式逸出水体。微生物对水体憐素的去除:一方面微生物的代谢作用可以降低水体中磷素浓度;另一方面某些微生物能通过同化作用,将水体中的有效磷转化为菌体自身的有机磷,通过食物链的传递作用,去除水体中的憐素。3.2微生物驱动的水体氮素循环

氮素污染是当前我国水体中的首要污染物,氮素过多会引起水体富营养化,破坏水体中的生态平衡,丧失自净能力。而氮素的其它形式,例如氨氮、亚硝酸盐氮更会威胁水生生物的生存甚至人类的健康。自然水体中的氮素,主要以氨氮和有机态氮的形式存在,也有少量的亚硝酸盐氮和硝酸盐氮。水体中微生物可以将有机形态氮迅速分解转变成氨。在有氧的环境下,水体中的微生物将氨氮氧化为亚硝酸盐氮和硝酸盐氮。当水体中硝酸盐氮含量较高时,说明水体环境在需氧方面是稳定的。在大量缺氧时,确酸盐氮或亚确酸盐氮在水体微生物的作用下,发生反砲化作用,还原为氮气。空气中氮气在藻类等植物的固氮作用固定成氨,溶解于水体中。硝酸盐氮也可被水生植物直接吸收利用,形成植物蛋白质,其被水生动物食用,又转化成动物蛋白。动植物的死亡后通过微生物的分解又可以再次产生氨,在銷化细菌的作用下又氧化成稍酸盐,如此往复循环。

微生物强化修复技术是造宜于城市污染河道原位修复的、受到广泛重视和应用的治污技术,具有成本经济和应用简单,且便于与其它治污技术稱合使用的特点。其技术核心在于促进水体微生物的活性,加快水体污染物的降解和转化。日前,基于微生物强化修复的污染河道原位修复主要采用两种技术,一种是直接向水体中补充高密度发酵获得的能高效降解污染物的功能微生物,另一种是向水体补充能促进微生物生长、解毒及污染物降解的有机酸、营养物质、缓冲剂等微生物激活剂。

四、把生态环境保护融进到水利建设工程的各个环节之中

注重水利工程建设的各个环节对环境的影响。首先在水利工程的设计阶段，要以和谐持续发展为理念，注意保护动植物栖息地，鱼类产卵环境以及鸟类和水禽栖息地和避难所等。在工程的建设阶段，优先考虑采用环保的技术措施，在水利工程建设阶段，尽量采用有利于植物生长、动物成长，或对动植物生长和环境影响最小的环保材料。最后在水利工程完成阶段，要建立健全水利工程环境影响监测和反馈机制，跟踪评价对环境的影响，以便及时发现不良影响并采取解决措施，最大限度的降低环境破坏程度。同时注意工程附近居民的生活状况， 如果发现不良的影响，要采取措施减少影响带来的损失，必要时加以赔偿。

在水利工程建设方面，应建立生态补偿机制，以“谁损害，谁补偿，损害谁，补偿谁” 为原则，明确补偿的主体和补偿的范围。所以，建立生态补偿机制，还原生态价值，不仅有利于减少水利工程在建设过程中对环境产生的不良影响，也促进了当地的经济发展，呼应了和谐社会理念。

五、生态修复技术的发展前景

尽管污染水体的微生物强化修复技术具有诸多的优点,但在实际应用中也面临一定的问题。而投放微生物激活剂尽管不存在太多的安全性问题,其实用性也与待处理水体环境的微生物生态关联甚深,其中含有的酶类的环境耐受力是其作用效果发挥的限制性因素。另外,对于流动性较强且污染程度较轻的水体来说,微生物强化修复技术的应用效果是比较差的。因此,微生物修复技术今后的发展趋势是:1)从原位环境中分离蹄选高效的功能微生物,并建立具有应用价值的高密度发酵工艺,以提高投加微生物降解污染物的效率并有效降低应用成本;2)从分子水平上深入研究微生物在污染水体中的环境生态行为及其与环境因子的相互作用关系,掌握微生物强化修复污染水体的过程与机理3)微生物强化修复技术与物理,化学修复方法,以及其它生物修复技术相结合,优势互补,提高污染水体修复的效果和经济效益。

结语

一条荒凉的河流，经过系统、科学的规划、设计，通过多种生态修复技术的应用，生态系统得以逐步恢复。通过城市河道生态修复技术研究、应用和推广，希望可以对的河道生态治理提供一些帮助。河流生态修复具有多学科交叉性，仅仅从景观修复的角度也不足以解决当今河流存在的各种问题。城市河流的生态环境修复和保护，需要各个行业共同关注，也在此呼吁今后对河流的开发和治理一定要在保护河流生态环境的前提下进行，避免先破坏后修复的不合理模式。

【参考文献】

第2篇：微生物在生态修复中的作用范文

关键词：根瘤菌豆科植物；共生体系；重金属污染；修复方式

中图分类号：X53文献标识码：A文章编号：16749944（2016）02007603

1引言

随着重金属污染问题对全球环境及人类健康造成的危害日益扩大，重金属污染的修复问题越来越为世界各国所关注。我国大部分废弃地或矿区均存在残留重金属浓度高、氮素、磷素等营养元素缺乏及土壤偏酸性等问题，微生物对土壤氮循环中起着关键的作用，而根瘤菌豆科植物共生体系在修复重金属污染中具有划时代的意义。豆科植物具有重金属耐性，其可以与根瘤菌共生，起到固氮的作用，可有效解决上述存在的问题[1]。本文主要论述修复土壤重金属污染的方法，简要分析微生物抗重金属的相关原理，同时讲述根瘤菌豆科植物共生体系在重金属污染环境修复中的应用，希望能为科研学者们提供参考。

2修复土壤重金属污染的重要意义

土壤是人类获取食物和其他资料的基础保障，同时土壤也是各种物质循环的基础存储库，其对环境的各类变化具有很高的敏感度。土壤中重金属的残留时间越久不仅使土壤的肥力退化，而且会通过食物链使人类间接的吸收重金属，危害到人类的健康。有权威资料显示，土壤、大气和水体三者之间的相关性和耦合性使得人类对修复大气和水体的重金属污染的关注度大于对修复土壤的重金属污染的关注度，但无论怎样，若是土壤的重金属污染环境得不到修复，则大气和水体的污染环境也无从解决。因此修复土壤的重金属污染环境可从根本上维持生态的可持续和稳定发展。

3修复土壤重金属污染的方法

当前很多领域对土壤的重金属污染修复技术都做了很多研究，笔者经过查阅资料后总结出修复土壤重金属污染的两大有效途径就是运用固化作用和活化提取去除。通过固化作用可降低各生物之间的循环利用性，同时降低重金属的迁移性和毒性。详细的方法有自然、物理、化学及生物等修复方式[2]。从综合的角度分析，自然修复主要与土壤自身的理化性质有很大关系；物理修复和化学修复在整体的修复效果来说非常好，所花费的时间较少，但修复成本较高，会造成土壤物理性质的变化，有可能会引发二次感染，无法解决实际问题；生物修复包含微生物修复、植物修复及微生物植物共同修复这3种形式，是一种新兴的修复技术，其以操作简便、成本低廉、安全性高及对环境影响少等优点而被当作修复重金属污染环境的有效途径。微生物修复虽然可通过积累重金属或是改变重金属的化合状态来达到降低土壤中重金属毒性的作用，但纯粹的微生物修复在实际应用中并没有将Cu、Pb等重金属离子从土壤中移除，待微生物细菌死亡后这些金属又会自然的回到土壤中产生循环污染，因此采用微生物修复方式没有明显作用。而微生物植物共同修复方式则是结合微生物与植物共生的关系，充分发挥各自的修复作用，并弥补对方的不足，从根本上提升了土壤重金属污染的修复效率，具有很高的应用价值。

4微生物-植物共同修复方式的具体阐述

4.1微生物的抗重金属性及解毒机制

若土壤中的重金属浓度过高，则会影响到微生物的代谢功能，最终改变微生物物种的分布和数量。因此为了适应这样的污染环境，微生物会形成对应的抗重金属性和解毒机制[3]。而微生物对重金属的解毒机制在理论上非常复杂，且不同种类的微生物其抗性及解毒机制也不太相同，所运用的解毒原理通常都包括沉淀、整合、外排、富集和隔离等。例如微生物对铜的抗性最显著的就是大肠杆菌，其主要是负责将过量的Cu2+移出细胞质，并通过其他组分将细胞周围的Cu2+浓度进行控制，保证植物在一定Cu2+浓度下存活；而微生物对对锌的抗性则表现为当细胞内的Zn2+浓度达到一定值时，微生物会通过自身对Zn2+的吸收性，启动外排系统将细胞内定量的Zn2+排出细胞外，从而达到降细胞内Zn2+浓度的效果。利用这样的抗性机制，微生物可以同时转化和改变土壤中重金属的离子形态，这本身就是一种解毒效果，对土壤的整体环境而言就是一种良好的修复效果（图1）。

4.2微生物-植物共同修复技术的作用

该项技术一方面主要是运用PGPR细菌（促植物生长根际细菌）能分泌的酶、有机酸和表面活性剂等物质，进而提高土壤中重金属的生物有效性，从而提升植物对重金属元素的可吸收性、累积和固化等效率；另一方面主要是依靠ACC脱氨酶等各类分泌特异性酶、维生素、各类植物激素以及具有氮固定作用的根瘤菌来促进植物的生长，从而提升植物的总量，进而增加重金属的总积累量。同时植物在整个过程中不断的分泌类似糖、氨基酸和有机酸等物质，在一定程度上为微生物提供了能源，保证了微生物的作用持续，同时还改善了土壤的理化性质，也间接促进了微生物的繁殖和生长[4]。由此可见，微生物-植物共同修复技术弥补了微生物及植物各自在修复过程中存在的不足，提高了整体的修复效率。由上文的分析中可知，氮素等营养成分不足是限制重金属污染地植被恢复的关键因子，因此氮素含量水平成为了判断重金属污染地生态修复效果的指标。根瘤菌豆科植物共生体系是目前固氮能力及抗逆能力最强的体系，两者之间存在一种紧密互利关系，既可以提升土壤的肥力，同时还能够固定或移除土壤中的重金属

4.3根瘤菌豆科植物共生体系修复重金属污染的效果

4.3.1根瘤菌的选择和促植物生长的相关特性

具有重金属抗性的根瘤菌在重金属长期污染环境下，可有效的与宿主（豆科植物）进行结瘤和固氮。与众多的微生物相同，根瘤菌也可以通过某一种重金属抗性系统维持某一种金属离子的稳定状态，其作用机制与上文提到的相同。因此，国内外很多学者对豆科植物和根瘤菌的共生体系做了很多研究，并提出了根瘤菌的选择的重要性。有学者从受Ni污染的土壤中分离出40余种微生物后进行分类，对其中的9种重金属做耐性评定之后发现某一株菌对Zn2+具有很好的耐性；也有学者在某一矿区中筛选出某一种株菌并对其进行液体培养基时发现存在具有很好耐受性的Zn和Cd离子。由此可见根瘤菌作为一种内生菌，其通过长期的进化后能与植物形成一种稳定的互惠互利关系，其能够为植物提供营养，发挥促进植物生长的作用；同时其位于植物的内部，植物本身也对其具有保护和提供能源的作用，从而发挥稳定的促生作用。当然，根瘤菌也与其他促生菌相同，除了促进植物生长，同时还有重金属累积作用，在重金属污染地的修复中发挥着强大的作用。

4.3.2根瘤菌的抗重金属性及解毒机制

根瘤菌通过长期的进化后能有效适应环境的改变和有害物质的存在，这就表现出了根瘤菌的抗重金属性。有学者对某一株菌对Cd的抗性书评进行研究，经镉处理前后观察GSH变化后发现，Cd抗性对根瘤菌处理前后其GSH变化明显，且GSH对Cd有一定的解毒效果。现阶段关于根瘤菌的抗重金属性及解毒机制的研究成果还比较少，需要更进一步研究。

4.3.3根瘤菌豆科植物共生体系生态修复效果

通常根瘤菌在土壤中生长速度较慢，但如果侵染豆科植物后其生长速度明显加快。侵染后其能在豆科植物的根部形成根瘤，随后持续繁殖，此时它可为植物提供氮素，同时还能通过自身的分泌物促进植物的生长和累积重金属[5]。有学者对两者共生体系的特性进行研究时候发现，没有经过接种的某一株菌其生物量非常小，并表现出营养不足的症状，但经过抗金属性接种后其生长速度明显加快；也有研究学者研究As对根瘤菌大豆共生体系所产生的影响后发现As营养液中生长的某一株菌其茎和根的重量虽没有上升，但相对于没有接种的植物来说，其重量上升了40%左右，而植物本身的氮素含量却没有升高，由此可以得出这一株菌能分泌

植物激素，有促生作用。以上学者的研究结果表示可通过根瘤菌豆科植物共生体系之间的相互作用，以固氮作用加快重金属污染地中氮元素的累积，促进土壤中的氮素循环和其他营养成分的累积，同时还可富集众多的重金属元素，保护生态环境。

5结语

近年来，我国各大矿区和废弃地接连发生土壤贫瘠、氮素等营养元素不足及重金属污染的不可降解性等问题，而这些均是限制重金属污染土壤生态修复的主要因素。根瘤菌作为一种重要的农业资源，其在环境修复过程中起着关键的作用。能在重金属环境中存活的豆科植物，主要是依靠根瘤菌侵染自身后与之进行共生和固氮，将两者的共生体系应用在重金属污染土壤的修复中，对土壤的氮素循环和积累营养元素有了显著的促进作用。文中，笔者介绍了目前全球最先进的土壤重金属污染修复技术，指出了根瘤菌豆科植物共生体系共同修复能够维持污染环境的氮素平衡，实现了人类与环境的和谐共生。

参考文献：

[1]罗巧玉，王晓娟，林双双，等.AM真菌对重金属污染土壤生物修复的应用与机理[J].生态学报，2013，13（22）：3898～3906.

[2]赵叶舟，王浩铭，汪自强.豆科植物和根瘤菌在生态环境中的地位和作用[J].农业环境与发展，2013，4（9）：7～12.

[3]冀玉良，李堆淑，赵龙飞，韦革宏.陕西商洛部分地区刺槐根瘤菌的遗传多样性和系统发育[J].农业生物技术学报，2013，11（19）：1373～1383.

第3篇：微生物在生态修复中的作用范文

关键词：植物-微生物联合修复；重金属污染；底泥/土壤

中图分类号 X53；X820.4 文献标识码 A 文章编号 1007-7731（2016）06-83-04

The Research Progress on Plant-microorganism Combined Remediation of Heavy Metals-contaminated Soil & Sediments

Wen Xiaofeng1 et al.

（1School of Hydraulic Engineering，Changsha University of Science and Technology，Changsha 410004，China）

Abstract：As a kind of persistent toxic，heavy metals pollution has caused a high degree of attention recently in China.As a green technology，plant-microorganism combined remediation are increasingly mature on its application in the oil pollution of soil，so appllying to the restoration of sediment/soil heavy metal pollution has been gradually carried out.This article summarizes the current situation of sediment/soil heavy metal pollution，the processing method and so on.Also the definition，principle about the plant-microorganism combined remediation was expatiated，and the different forms of plant-microorganism combined remediation on plant-microbial was described.Finally，the application foreground of the plant-microorganism combined remediation in sediment/soil heavy metal pollution repair was prospected.

Key words：Plant-microorganism combined remediation；Heavy metals pollution；Sediments & Soils

重金属（Heavy metals）一般是指密度大于5g/cm3，超过一定量后对生物具有明显毒性的金属或者类金属元素，如镉、铬、锌、铜、铅、汞、砷等[1]。这些（类）金属元素及其化合物在环境中只是发生形态或者价态的变化，难以被降解，属于持久性的累积性毒物，对人类有着潜在长久的危害[2]。底泥、土壤是众多底栖生物、陆生生物的栖息觅食生活场所，在底泥/土壤中累积的重金属会通过食物链的放大，最终进入人体，使得人体内的重金属含量逐渐增多，从而出现慢性中毒，对人类的健康造成长久且不可挽回的损害[3]。因此，对底泥/土壤中重金属污染的治理研究有着重要的意义。中国对重金属污染底泥/土壤的治理始于20世纪70年代，对重金属污染底泥/土壤的处理机理分为固定、活化2种，前者降低底泥/土壤中重金属离子的有效性，使其沉淀化从而降低其生物有效性，降低对植物的毒害，后者通过一系列措施提高重金属的生物有效性，再通过植物、微生物等吸附提取从底泥/土壤中去除[4]。目前用于处理重金属污染底泥/土壤的方法可分为原位修复（In-situ Remediation）与异位修复（Ex-situ Remediation）。物理修复法见效快，但工程量大，耗财耗力，且通过物理修复后均难以使底泥/土壤达到要求的标准；化学修复法能在短时间内大幅度去除底泥/土壤中的重金属，但去除一般都不彻底，且治理成本高，人力物力耗费较多，易造成二次污染，化学药剂也会对水生/陆生生态系统构成潜在的威胁[5]。植物-微生物联合修复在进入21世纪后得到了快速发展，近年来由于其在富营养化污废水、石油污染水体/土壤中的良好治理效果而引起了高度关注[6]，在重金属污染底泥/土壤的处理中极具潜力，是今后治理重金属污染底泥/土壤着重研究发展的方向。

1 植物-微生物联合修复的定义及原理

植物-微生物联合修复属于生物修复，它通过建立植物-微生物共生体系，通过微生物加强植物富集、固定底泥/土壤中重金属的能力，利用植物-微生物共生体系富集、固定底泥/土壤中的污染物[7]。微生物强化植物修复主要是强化植物富集、固定能力，主要表现在2个方面[8]：（1）活化或固定底泥/土壤中重金属；（2）促进植物生长。用于重金属污染修复的植物-微生物联合修复中的植物与微生物两者是互惠互利的关系，土壤-微生物共存环境中，底泥/土壤中附着在根际的微生物能将土壤有机质、植物根系分泌物转化成自身可吸收的小分子物质，同时通过分泌有机酸、铁载体等螯合物质改变底泥/土壤中重金属的赋存状态或者氧化还原状态，降低重金属的毒性，增加重金属的生物有效性，减少重金属对植物本身的毒害，有利于植物对重金属的吸收、转移、富集，从而增加了累积植物重金属的生长量、富集量[8-9]。体外微生物对土壤中Fe、Mn氧化物进行还原，解析出其中的重金属，也可将硫等氧化成硫酸盐，降低土壤的pH值，进而增加了重金属的活性，转换成易于被植物吸收的形态；活动于植物体内的根内菌则通过分泌一定量的生长促生剂促进宿主植物生长，进而增加宿主植物对重金属的富集量，有利于植物对底泥/土壤中重金属的吸收[6，10]。而植物对微生物修复的强化则体现在植物根际分泌物上，根际的分泌物对根际微生物起着很关键的作用，根系分泌物数量丰富，一般包括糖、蛋白质、氨基酸、有机酸、酚类等，其中有机酸通过螯合、活化作用改变土壤中的重金属化学行为、生态行为，进而改变重金属对植物、微生物生物有效性、毒性[11]。同时，蛋白质、糖等有机质分泌物可以作为根际微生物的营养、能源来源，大大提高了根际微生物的活性，根际微生物活性的增加又反过来作用于植物根际，影响了根的代谢活动和细胞膜的膜透性，并改变了根际养分的生物有效性，促进了根际分泌物的释放[12]。植物-微生物二者的联合对植物、微生物修复法各自处理底泥/土壤中的重金属起到了强化作用，提高了对底泥/土壤中重金属的处理效率，在处理重金属污染底泥/土壤中有着很大的潜力[13]。

2 植物-微生物联合修复技术的几种形式

2.1 植物-土著优势菌联合修复 随着底泥/土壤中重金属污染的加重，某些微生物能对重金属表现出耐受性，从污染底泥/土壤中分离出来的此类微生物即为土著优势菌种[14]。真菌、细菌、放线菌是底泥/土壤中分布广、生物量大的微生物，表面积/体积比很大，表面附着的羧基、磷酰基、羟基等负电荷的功能基团使得它们对重金属阳离子有着很强的吸附作用[15]。土著优势菌强化植物富集重金属的机制主要表现在以下几个方面[16]：（1）微生物分泌胞外聚合物与重金属离子络合解毒，降低重金属毒性；（2）分泌的酸类对重金属起到活化作用，提高重金属的生物有效性，增强了植物对重金属的富集能力；（3）微生物对土壤中金属离子进行氧化还原及甲基化作用，从而对重金属离子产生作用，将重金属转化为低毒、无毒的形式。陈文清等[17]利用盆栽实验研究了鱼腥草与内源根际微生物联合修复镉污染土壤，发现在土壤镉浓度为5mg/kg、10mg/kg时，鱼腥草的富集率分别为2.86%、1.63%，吸收量最高可达培养前自身镉浓度的200倍（种植前鱼腥草镉含量0.114 6mg/kg，富集后最高达24.44mg/kg），根际的细菌、霉菌耐性较弱，培养初期放线菌对镉耐性很强，较高浓度镉可能刺激了放线菌的大量生长，在两者联合下，土壤微生态系统能够保持较好的稳定性。高亚洁等[18]利用草本植物紫花苜蓿-土著微生物对重金属污染的河道底泥进行修复，在经过6个月的PVC箱培养后，底泥中的Ni、Cu、Pb、Cr、Mn、Zn都得到了一定的去除，Ni、Cu、Pb、Cr、Zn均累积在紫花苜蓿根部，其中对Zn的总累积量最大，而Mn则在紫花苜蓿叶片中累积最多，占植物中总累积量的42.47%，而根际微生物也对植物修复起了辅助强化作用，其中的Cu与细菌总数有着相关系数为0.90的相关关系。

2.2 植物-根际菌根真菌联合修复 菌根是一个微生物团，主要包括真菌、放线菌、固氮菌，是在植物根际发现的有助于植物生长的菌丝团，是土壤中的微生物与根系形成的联合体[19-20]。菌根表面微生物形成的菌丝大幅度增加了根系吸收面积，而菌根真菌是处理重金属的主要部分，真菌的酸溶、酶解能力使得它们能为植物提供了一部分营养物质，增加了植物的长势，同时改善根际土壤环境，增加了植物抗虫、抗逆的生存能力[21]。菌根真菌在自然界分布广泛，一般来说，重金属污染区域的菌根植物根际的真菌对重金属会有着强的耐受力，也可从未受重金属污染土壤中分离菌根真菌再进行筛选强化。李芳等[22]选了未受重金属污染的点柄粘盖牛肝菌、卷缘桩菇2种外生菌根真菌，研究二者对Pb、Zn、Cd的耐受性，发现卷缘桩菇比点柄粘盖牛肝菌更耐受Pb、Zn的毒害，点柄粘盖牛肝菌则对Cd有更强的耐受性。

2.3 植物-植物内生菌联合修复 植物内生菌（Endophytes）是指那些在其生活史的一定阶段或全部阶段生活于健康植物的各种组织和器官体内或细胞间隙的真菌和细菌，被感染的宿主植物不表现或暂时不表现外在病症[23]。内生菌通过代谢作用利于宿主植物的生长和抗重金属毒性，可通过沉淀重金属离子、产有机酸和蛋白降低植物毒性、产生促进植物生长的植物激素、抗氧化系统抵御重金属毒性、增强植物对营养元素的吸收能力等来强化植物修复[24]。万勇等[25]通过在龙葵种子中接种来自龙葵的抗性内生菌（S.nematodiphila，LRE07）来处理污染土壤，对龙葵富集镉浓度没有显著影响，但极大地促进了植物的生长量，间接地提高了植物对镉的总富集量，在10μM镉浓度下，植株镉富集量比对照组增长了（72±5）%。Sheng等[26]将来自油菜根部的内生菌P.fluorescens G10、Microbacterium sp.G16接种于铅污染土壤，极大地提高了土壤中可溶态铅的含量，有利于植物对铅的富集吸收。Badu等[27]将从欧洲赤松根部内分离得到的抗性菌苏云金芽孢杆菌（Bacillus thuringiensis，GDB-1）接种于赤杨皮树苗体内，用以处理污染土壤，发现相对对照组赤杨皮树根部重金属浓度分别提高了154%（Ni）、135%（Cd）、120%（Zn）、117%（Pb）、114%（Cu）、113%（As），茎部重金属浓度分别提高了175%（Ni）、160%（Cd）、137%（Zn）、137%（Pb）、161.1%（Cu）、110.1%（As）。

2.4 植物-其他微生物联合修复 除了以上3类联合，可以和植物联合修复底泥/土壤重金属污染的微生物还包括产酸微生物、基因工程菌等。杨卓等[28]利用印度芥菜与能产生有机酸、柠檬酸的巨大芽孢杆菌-胶质芽孢杆菌、黑曲霉混合制剂来修复Cd、Pb、Zn污染的土壤，添加巨大芽孢杆菌-胶质芽孢杆菌混合制剂时，污染土壤中印度芥菜对Cd、Pb、Zn的提取量分别提高了1.18、1.54、0.85倍，污染底泥中印度芥菜对Cd、Pb、Zn的提取量分别提高了4.00、0.64、0.65倍；添加黑曲霉时，污染土壤中印度芥菜对Cd、Pb、Zn的提取量比对照提高了88.82%、129.04%、16.80%，污染底泥中印度芥菜对Cd、Pb、Zn的提取量比对照提高了78.95%、113.63%、33.85%。在基因工程菌的研发方面，Lodewyckx等[29]将植物内生菌的抗性基因ncc-nre耐镍系统接种到Burkholderia cepacia L.S.2.4，再将B.cepacia L.S.2.4接种到羽扇豆（Lupinus luteus），发现根部的镍浓度比对照提高了30%。

3 研究展望

植物-微生物联合修复技术中能用于单一重金属或有机物污染底泥/土壤的植物修复相对较多，多种重金属和重金属与有机物的复合污染的植物修复则相对较少。目前已发现的重金属超积累植物大都为单一重金属的超积累植物。超积累植物存在着个体矮小、生长缓慢、根系扩张深度有限、对重金属有选择性、从根部到茎叶的重金属转移率较低等缺陷。而微生物对影响生长代谢的生物因子均有一定的耐受范围，超出范围微生物易死亡或休眠，因此在联合修复中还应根据微生物的需要，对环境因子做出相应的调整，使微生物的代谢活动处于最佳状态。

在实际利用植物-微生物联合修复重金属污染土壤时，“植物-微生物”联合体的选择至关重要。从目前来看，彻底解决底泥/土壤中的重金属污染问题还需要很长一段时间。为了加速改善这种状况，推进植物-微生物修复在重金属污染底泥/土壤实际修复中的应用，近期应该注重以下几个方面的深入研究：（1）对植物-微生物不同联合形式修复底泥/土壤中重金属吸收、转运、忍耐机制进行深入研究；（2）寻找能缩短修复周期、增强植物生长量、解决植物植株矮小等问题的手段；（3）针对超累积植物处理重金属种类单一的缺点，应加强对能同时修复多种重金属的陆生、水生、湿生植物品种的筛选培育；（4）利用基因工程、分子技术研制适用于植物微生物联合体系的微生物的筛选研发，同时加强对底泥/土壤中土著微生物方面的研究；（5）尽快探索出能解决接种微生物与土著微生物竞争及适应性问题的方案。

参考文献

[1]Brümmer G W.Heavy metal species，mobility and availability in soils[M].Springer，1986.

[2]Nieboer E，Richardson D H S.The replacement of the nondescript term ‘heavy metals’ by a biologically and chemically significant classification of metal ions[J].Environmental Pollution Series B，Chemical and Physical，1980，1（1）：3-26.

[3]Adriano D C.Trace elements in terrestrial environments：biogeochemistry，bioavailability，and risks of metals[M].Springer，2001.

[4]Bolan N，Kunhikrishnan A，Thangarajan R，et al.Remediation of heavy metal（loid）s contaminated soils - To mobilize or to immobilize？[J].J.Hazard.Mater.，2014，266C：141-166.

[5]Yao Z，Li J，Xie H，et al.Review on Remediation Technologies of Soil Contaminated by Heavy Metals[J].Procedia Environ.Sci.，2012，16：722-729.

[6]Guo H，Luo S，Chen L，et al.Bioremediation of heavy metals by growing hyperaccumulaor endophytic bacterium Bacillus sp.L14.[J].Bioresour.Technol.，2010，101（22）：8599-8605.

[7]Lovley D R.Bioremediation of organic and metal contaminants with dissimilatory metal reduction.[J].Journal of industrial microbiology，1995，14：85-93.

[8]Rajkumar M，Sandhya S，Prasad M N V，et al.Perspectives of plant-associated microbes in heavy metal phytoremediation.[J].Biotechnol.Adv.，2012，30（6）：1562-1574.

[9]Niu Z，Sun L，Sun T.Plant-microorganism combined remediation of heavy metals-contaminated soils：Its research progress[J].Chinese Journal of Ecology，2009，11：34.

[10]Zhao F，Mcgrath S P.Biofortification and phytoremediation.[J].Current opinion in plant biology，2009，12：373-380.

[11]Epelde L，Becerril J M，Barrutia O，et al.Interactions between plant and rhizosphere microbial communities in a metalliferous soil.[J].Environmental pollution，2010，158：1576-1583.

[12]Kuffner M，Puschenreiter M，Wieshammer G，et al.Rhizosphere bacteria affect growth and metal uptake of heavy metal accumulating willows[J].Plant and Soil，2008，304：35-44.

[13]Yao Z，Li J，Xie H，et al.Review on Remediation Technologies of Soil Contaminated by Heavy Metals[J].Procedia Environmental Sciences，2012，16：722-729.

[14]Colin V O N L，Villegas L B，Abate C M.Indigenous microorganisms as potential bioremediators for environments contaminated with heavy metals[J].Int.Biodeterior.Biodegradation，2012，69：28-37.

[15]孙嘉龙，肖唐付，周连碧，等.微生物与重金属的相互作用机理研究进展[J].地球与环境，2007，35（4）：367-374. （下转183页）

（上接84页）

[16]Rajkumar M，Freitas H.Effects of inoculation of plant-growth promoting bacteria on Ni uptake by Indian mustard.[J].Bioresource technology，2008，99：3491-3498.

[17]陈文清，侯伶龙，刘琛，等.根际微生物促进下鱼腥草对镉的富集作用[J].四川大学学报（工程科学版），2009，41（2）：120-124.

[18]高亚洁，吴卿，李东梅，等.紫花苜蓿对重金属污染河道底泥的修复能力研究[J].农业科学与技术，2011，12（12）：1885-1888.

[19]弓明钦，陈应龙，仲崇禄.菌根研究及应用[M].北京：中国林业出版社，1997：51-55.

[20]Malik A.Metal bioremediation through growing cells[J].Environ.Int.，2004，30（2）：261-278.

[21]王红新.丛枝菌根真菌在植物修复重金属污染土壤中的作用[J].中国土壤与肥料，2010（5）：1-5.

[22]李芳，张俊伶，冯固，等.两种外生菌根真菌对重金属Zn、Cd和Pb耐性的研究[J].环境科学学报，2003，23（6）：807-812.

[23]K S J，W B C，F W J.An overview of endophytic microbes：endophytism defined[J].Microbial endophytes，2000，3：29-33.

[24]Rajkumar M，Ae N，Freitas H.Endophytic bacteria and their potential to enhance heavy metal phytoextraction[J].Chemosphere，2009，77（2）：153-160.

[25]万勇.内生细菌在重金属植物修复中的作用机理及应用研究[D].长沙：湖南大学，2013.

[26]Sheng X，Xia J，Jiang C，et al.Characterization of heavy metal-resistant endophytic bacteria from rape（Brassica napus）roots and their potential in promoting the growth and lead accumulation of rape[J].Environmental Pollution，2008，156（3）：1164-1170.

[27]Babu A G，Kim J，Oh B.Enhancement of heavy metal phytoremediation by Alnus firma with endophytic Bacillus thuringiensis GDB-1.[J].Journal of hazardous materials，2013，250-251：477-483.

第4篇：微生物在生态修复中的作用范文

关键词：土壤污染；修复技术；微生物修复

当前我国土壤污染引起公众越来越多的关注，我国土壤污染的产生可追搠到50多年前“”时期一些高污染工业企业的建设。近年来，随着城市化的不断推进，许多老工业企业因企业、搬迁遗留了大量的污染土地，这些污染土地污染物浓度非常高，污染深度甚至达到地下十几米，有些有机污染物还以非水相液体的形式在地下土层大量聚集，成为新的污染源，有些污染物甚至迁移至地下水并扩散导致更大范围的污染。这些土地因堆积储存、泄露或其他方式承载了有害物质，具有潜在风险性，会对人体健康和生态环境产生危害，因此急需对这些污染场地实施土壤修复。

一、土壤污染的危害

1.土壤污染导致严重的直接经济损失

农作物的污染、减产。对于各种土壤污染造成的经济损失，目前尚缺乏系统的调查资料。仅以土壤重金属污染为例，全国每年就因重金属污染而减产粮食 1000 多万吨，另外被重金属污染的粮食每年也多达 1200 万吨，合计经济损失至少 200 亿元。

2.土壤污染导致生物品质不断下降

我国大多数城市近郊土壤都受到了不同程度的污染，有许多地方粮食、蔬菜、水果等食物中镉、铬、砷、铅等重金属含量超标和接近临界值。土壤污染除影响食物的卫生品质外，也明显地影响到农作物的其他品质。有些地区污灌已经使得蔬菜的味道变差，易烂，甚至出现难闻的异味；农产品的储藏品质和加工品质也不能满足深加工的要求。

3.土壤污染危害人体健康

土壤污染会使污染物在植（作）物体中积累，并通过食物链富集到人体和动物体中，危害人畜健康，引发癌症和其他疾病等。

4.土壤污染导致其他环境问题

土地受到污染后，含重金属浓度较高的污染表土容易在风力和水力的作用下分别进入到大气和水体中，导致大气污染、地表水污染、地下水污染和生态系统退化等其他次生生态环境问题。

二、我国当前土壤污染的现状

2014年4月17日，环境保护部和国土资源部了全国土壤污染状况调查公报。调查结果显示，全国土壤环境状况总体不容乐观，部分地区土壤污染较重，耕地土壤环境质量堪忧，工矿业废弃地土壤环境问题突出。全国土壤总的点位超标率为16.1%，其中轻微、轻度、中度和重度污染点位比例分别为11.2%、2.3%、1.5%和1.1%。从土地利用类型看，耕地、林地、草地土壤点位超标率分别为19.4%、10.0%、10.4%。可见，我国土壤污染形势严峻。

三、土壤修复技术

到目前为止，土壤修复技术已经历四个阶段的发展：20世纪70年代：化学控制、客良；20世纪80年代：稳定与固定、微生物修复；20世纪90年代：植物修复；21世纪初：生物/物化/联合修复，并逐渐将污染治理的重点集中到污染场地修复。场地污染修复就技术门类又可分为三类：

（1）污染场地（土壤）物理修复技术

物理修复是指通过各种物理过程将污染物（特别是有机污染物）从土壤中去除或分离的技术。热处理技术是应用于工业企业场地土壤有机污染的主要物理修复技术，包括热吸附、蒸汽浸提、微波加热等热物理修复技术，还包括多相抽提等技术，已经应用于苯系物、多环芳烃、多氯联苯、二英等污染土壤的修复。

（2）污染场地（土壤）化学修复技术

相对于物理修复，污染土壤的化学修复技术发展较早，主要有土壤固化一稳定化技术、淋洗技术、氧化一还原技术、光催化降解技术、电动力学修复技术等。

（3）污染场地（土壤）生物修复技术

土壤生物修复技术包括植物修复、微生物修复、生物联合修复等技术，进入21世纪后得到了迅速发展，成为“绿色环境修复”技术之一。

植物吸收修复技术在国内外都得到了广泛研究，已经应用于砷、镉、铜、锌、镍、铅等重金属以及与多环芳烃复合污染土壤的修复，并发展出包括络合诱导强化修复、不同植物套作联合修复、修复后植物处理处置的成套集成技术。

近年来，我国在重金属污染农田土壤的植物吸收修复技术应用方面在一定程度上开始引领国际前沿研究方向。同时开展了植物修复多环芳烃、多氯联苯和石油烃的研究工作，但是含有机污染物土壤的植物修复技术的田间研究还较少，对炸药、放射性核素污染土壤的植物 修复研究则更少。

植物稳定修复技术被认为是一种更易接受，可大范围应用，并利于矿区边际土壤生态恢复的植物技术，也被视为一种植物固碳技术和生物质能源生产技术。

微生物能以有机污染物为唯一碳源和能源，或者与其它有机物质进行共代谢而降解有机物。利用微生物降解作用发展的微生物修复技术是农田土壤污染修复常见的一种修复技术。在我国，微生物修复技术已在农药、石油等农田污染土壤中得到应用：

1）建立了农药高效降解菌筛选技术、微生物修复剂制备技术和农药残留微生物降解田间应用技术；

2）筛选了大量的石油烃降解菌，复配了多种微生物复制菌剂，研制了生物修复预制床和生物泥浆反应器，提出了生物修复模式；

3）开展了持久性有机物如多氯联苯、多环芳烃污染土壤的微生物修复技术工作；

4）建立了菌根真菌强化紫花苜蓿根际修复多环芳烃的技术和污染农田土壤的固氮植物一根瘤菌一菌根真菌联合生物修复技术。

微生物修复研究工作主要体现在筛选和驯化特异性高效降解微生物生物菌株，提高功能性微生物在土壤中的活性、寿命和安全性，修复过程参数的优化和养分、温度、湿度等关键因子的调控方面。正在发展微生物修复与其它现场修复工程嫁接和移植技术，以及针对性 强、高效快捷、成本低廉的微生物修复设备，以实现微生物修复技术的工程化应用。

四、结语

目前，在我国土壤修复刚刚起步，土壤修复理论与技术研究还较欠缺，适合我国国情的土壤修复技术发展方向不十分明朗，鉴于此，笔者综述了当前国内外各种土壤修复技术的方法，并分析了各种方法的优缺点及适用范围，以期为污染场地修复提供借鉴参考。■

参考文献

[1]骆永明.污染土壤修复技术研究现状与趋势[J].化学进展，2009，21（2）.

[2]晁雷，周启星，陈苏.建立污染土壤修复标准的探讨[J].应用生态学报，2006，17（2）.

第5篇：微生物在生态修复中的作用范文

关键词：富营养化；生物修复；生态浮床；微生物强化技术

中图分类号：X52；X172文献标识码：A文章编号：0439－8114（2012）04－0660-04

近年来，我国农业、工业和城镇化建设加快，大量含有氮、磷元素营养物质的工业、生活和农业废水以点源和面源形式不断排入河流、湖泊中，使水体中藻类大量繁殖，形成恶性循环，加剧了水质下降及富营养化进程，水体中化学耗氧量（CODcr）、总氮、总磷、氨氮等主要富营养化污染指标普遍劣于相应标准1～2类［1，2］。

水体富营养化后，首先危害水产养殖业，水体透明度降低，藻类大量繁殖，水中溶解氧降低，导致鱼、虾、贝类大量死亡；再者，水体生态系统严重退化产生的过量亚硝酸盐和硝酸盐、藻类致病毒素对人体健康产生很大的威胁，水体散发的腥臭味更影响到周边水环境和人文景观［3，4］。所以解决城市水体富营养化现象，恢复河流湖泊的生态和社会功能问题，日益成为城市可持续发展的关键乃至限制性因素。

1水体富营养化控制的方法

消除富营养化的关键在于削减水体中氮、磷的负荷，从而消除水体藻类疯长的基础，达到降低水体中藻类生物量、提高水体透明度的目的，实践中采用多种方法进行综合防治。

1．1外源性营养物质控制

通过减少或者截断外部输入的营养物质，使水体失去营养物质富集的可能性。实践证明，对工业废水、农业生产及生活污水的有效控制是控制水体富营养化的关键措施之一［4］。

1．2内源性营养物质控制

外源性营养物质减少后，对内源性营养物质的控制是消除富营养化、恢复生态系统的关键［5，6］。目前常用的方法有工程性措施、物理化学措施、生物措施等。

工程性措施如底泥疏浚、引水置换和底泥覆盖等，存在的主要问题是工程量巨大，成本高，因此一般仅适用于小型水体［7］。

物理化学措施如利用湖底深层曝气、絮凝沉淀、化学药剂杀藻等达到减氮除磷杀藻的目的，主要的问题是短期内使用易造成二次污染，生态系统不能有效恢复。

相对于传统的工程、物理化学处理方法，生物措施则成本低廉、综合效益高、不易造成二次污染，在消除富营养化及生态修复方面优势明显，越来越受到人们的重视，主要是利用水生生物通过代谢活动去除水体营养物质、抑制藻类生长，研究应用集中在水生植物修复技术［8，9］、微生物强化技术［10］等方面。

水生植物修复技术机理是植物和根区微生物共存，产生协同效应，经过植物吸收、微生物转化、物理吸附和沉降作用，一方面对营养元素的吸收净化可有效削减营养物质负荷，另一方面对浮游植物产生竞争抑制，同时沉水植物能够促使悬浮或溶解在湖水中的污染物向底泥转移，澄清和净化水质，在生态系统恢复中起到了关键作用［11］。其中，人工湿地处理技术和生态浮床技术（也称人工浮岛、生物浮岛）在工程实践中应用广泛。人工湿地利用基质－微生物－植物这个复合的生态系统，实现对废水中有害物质的去除［12］，国内学者开展了潜流人工湿地系统净化，总氮、总磷去除等方面的研究［13，14］。而生态浮床技术利用植物在生长过程中对水体中氮、磷等元素的吸收及植物根系微生物和浮床基质对水体中悬浮物的吸附，富集水体中的有害物质，国内外在浮床植物的筛选、浮床的机理、浮床材料应用等方面开展了大量研究。

微生物强化技术主要利用微生物作为生态系统中的分解者，通过氨化、硝化、反硝化作用将氮转化成气体，加快水体中氮的循环；参与有机磷的分解作用，促进水生植物的吸收利用，使磷元素从水体中去除。国内学者在脱氮菌、去磷菌、复合光合细菌、有效微生物群（EM）、溶藻菌以及固定化微生物技术、微生物制剂等的应用上做了许多研究。

2生态浮床研究动态

生态浮床是近年来一种新型的水体生物修复方法之一，特点是不需要搬运或输送污染水体（包括底泥和岸边受污染的土壤），直接利用水生植物、微生物对水体中氮、磷元素进行有效吸附、转化和降解，在受污染区域进行原位处理，最具经济和技术合理性，所以运用的也最为广泛。

2．1浮床植物的筛选

目前已用于或可用于人工生态浮床净化水体的植物主要有：美人蕉、芦苇、荻、多花黑麦草、稗草、水稻、香根草、牛筋草、香蒲、葛蒲、石菖蒲、水浮莲、凤眼莲、水芹菜、水蕹菜、芝麻花、灯心草等［15－22］。在提高浮床植物应用效果的研究上，郭沛涌等［23，24］对冬春季不同植物盖度的浮床研究发现，在黑麦草覆盖率为30％时，系统对NH3－N、TN和TP的去除率都达到最高。周晓红等［25］通过水培试验发现，重度刈割有利于黑麦草生物量的累积，且能有效提高系统对TN、TP等的去除能力。

2．2浮床的机理

林东教等［26］研究发现，浮床净化是一个漂浮植物、微生物、水体及植物根区生理生态特性相互作用的结果；周小平等［27］的研究表明，植物组织累积的N、P量分别占各自系统去除量的40．32％、63．87％，其吸收同化作用是其去除的主要途径；浮床在一定程度上调控了受污染河道中浮游藻类群落种群结构和生物量，明显改变不同水层中的细菌和真菌的数量，提高了水体的自净功能［28，29］。

2．3浮床材料

浮床材料的应用大致经历了几个阶段的发展：第一阶段，是植物水上种植的一种方式，材料以泡沫塑料板、竹排、椰壳、渔用网片、玻璃钢等为材料，无论材料和水生植物都易造成二次污染；第二阶段，重视了成本和材料两个方面，但在耐腐蚀、牢固性及氧的传输功能等方面严重不足；现阶段，浮床制作大多有气体交换区，提高了水体的表面复氧作用，通过水生动物、根际微生物等来提高植物的水质净化能力。

2．4生态浮床应用

国外生态浮床在城市暴雨污水、生活污水、工农业废水的净化上都有应用。我国生态浮床方面的研究从20世纪90年代初逐渐增多，在工农业废水以及河道、湖泊污水治理中都有应用，如应用于北京永定河引渠罗道庄河道、杭州南应加河道、上海华漕杨树湾河道、无锡五里湖工程、上海七宝宝华小区河道、上海青浦区府前河道、巢湖湖水、合肥环城河水、苏州重污染河道、太湖五里湖示范区等，均取得了良好效果［30－33］。

3微生物强化修复污染水体研究进展

3．1微生物修复污染水体

微生物作为生态系统中的分解者，对污染物的去除和养分的循环起着不可忽视的作用，已有的研究表明，通过对氮的氨化、硝化、反硝化作用，脱氮菌（主要包括硝化菌和反硝化菌）驱动着水体中氮的生物地球化学循环，其中硝化作用是指氨经过硝化细菌氧化为亚硝酸和硝酸的过程，是脱氮中的关键环节，但自然界中的硝化细菌是一类好氧化能自养的细菌，特点是自养、好氧和生长速度慢，在高有机物浓度条件下很难形成优势菌种，严重影响其硝化能力，因此高效异养硝化菌、好氧反硝化菌、高效氨氮降解菌等新型脱氮菌群成为最新研究的热点［34，35］。

磷元素对水体环境富营养化程度改善和恶化的影响往往比氮元素更大，微生物参与着有机磷的分解作用，可以促进水生植物的吸收利用，已有研究主要通过植物过滤、吸附、共沉和各种絮凝微生物絮凝沉淀作用，去除效率低下，有研究利用反硝化聚磷菌在好氧条件下摄取磷合成聚磷酸盐而储存于细胞内来达到除磷目的，解决传统利用物理絮凝作用去除磷效率低下的问题［36］。

光合细菌、复合光合细菌可去除富营养化水体的有机质和氨氮［37］；有效微生物群（EM）由筛选出的优势乳酸菌、酵母菌、放线菌及光合细菌等功能性菌株组成，具有广泛的应用价值，研究表明可显著抑制“水华”藻类生长，去除水体富营养化［38］，采用溶藻菌控制蓝藻［39］。

3．2固定化微生物技术

固定化微生物技术是用化学或物理手段将游离微生物定位于限定的空间区域内，并使其保持活性、反复利用的方法，能够提高微生物密度、稳定性、耐毒害和抗冲击能力等，被广泛应用。

在氮循环菌中，硝化菌为自养细菌，其生长缓慢，易受外界环境影响，对低温异常敏感，固定化硝化菌能够提高硝化菌群浓度，增加硝化菌对温度的抵抗力和有毒物质的耐受性，取得较好的硝化效果［40］。如张爽等［41］采用聚乙烯醇－硼酸包埋法固定经常温富集培养的含耐冷菌的硝化污泥，处理常温和低温生活污水，10 ℃以下氨氮去除率可稳定在80.00％左右。应用固定化氮循环细菌技术（NICB）对富营养化水体原位修复，并在镇江金山湖进行湖泊水体氮污染净化实践，结果表明，总氮和氨氮去除效果明显［42，43］。常会庆等［44］用伊乐藻和固定化细菌共同作用研究表明，对水体中的几种形式的氮素都有不同程度的降低作用。蔡昌凤等［45］在传统的PVA固定化方法中加入麦秸粉末，混合固定硝化细菌和反硝化细菌，对厌氧酸化后的焦化废水进行脱氮，经过12 h的曝气处理后，氨氮浓度去除率高达94．30％，COD去除率为63．15％。

固定化技术除磷研究主要是利用固定化聚磷菌除磷，采用固定化技术，可以提供厌氧和好氧交替的环境，使聚磷菌成为优势菌群，达到除磷的目的［46］。

3．3微生物制剂修复富营养化

近些年兴起的微生物制剂作为以改善环境状况和强化处理系统稳定、高效为目标，通过菌群构建等科学方法得到的具有特殊功能的生物制品［47］，在水体修复领域已得到广泛应用。如美国Alken－Murry公司开发的系列微生物制剂Clear－Flo，除了用于修复污染河流外，也用于修复富营养化的湖泊，在国内也有应用［48］。美国生态实验室研发的液可清是一种由32种专性活菌构成的混合微生物制剂，已获得美国环保局、卫生部和农业部的认证，在我国云南昆明城市西南部西坝河进行的水体修复中有应用，3周后，修复河段内的BOD5、总氮、总磷和浊度分别有不同程度的下降［49］。

在富营养化水体的生物修复中，以植物－微生物为基础的原位生物修复体系不但可以降低水体中的营养盐水平；而且还可同步实现生态系统结构的改善与经济效益的获得，被越来越多地应用于实践中。

参考文献：

［1］ 吴宇．富营养化：中国湖泊面临的治理难题［J］．生态经济， 2008（9）：14－19．

［2］ 付春平，钟成华，邓春光．水体富营养化成因分析［J］．重庆建筑大学学报，2005，27（1）：128－131．

［3］ 高爱环，李红缨，郭海福． 水体富营养化的成因、危害及防治措施［J］．肇庆学院学报，2005，26（5）：41－44．

［4］ 鄢恒珍，龚文琪，梅光军，等． 水体富营养化与生物修复技术评析［J］．安徽农业科学，2009，37（34）：17003－17006．

［5］ 张志明． 高原湖泊富营养化发生机制与防治对策初探［J］．环境科学导刊，2009，28（3）：52－56．

［6］ 秦伯强．湖泊富营养化治理的技术对策［J］． 环境保护，2007（19）：22－24．

［7］ 秦伯强，杨柳燕，陈非洲，等． 湖泊富营养化发生机制与控制技术及其应用［J］． 科学通报，2006，56（16）：1857－1866．

［8］ 杨，吴小刚，张维昊，等．富营养化水体生态修复中水生植物的应用研究［J］． 环境科学与技术，2007，30（7）：98－102．

［9］ 李先会．水生植物―微生物系统净化水质效应研究［D］．无锡：江南大学，2008．

［10］ 郑焕春，周青．微生物在富营养化水体生物修复中的作用［J］．中国生态农业学报，2009，17（1）：197－202．

［11］ 厉恩华． 大型水生植物在浅水湖泊生态系统营养循环中的作用［D］． 武汉：中国科学院研究生院，2006．

［12］ 张志勇，方向京，周跃． 人工湿地防治湖泊富营养化污染探讨［J］．污染防治技术，2007，20（4）：38－41．

［13］ 刘红，代明利，欧阳威，等．潜流人工湿地改善官厅水库水质试验研究［J］．中国环境科学，2003，23（5）：462－466．

［14］ 唐静杰，周青．生态浮床在富营养化水体修复中的应用［J］． 环境与可持续发展，2009，34（2）：24－26．

［15］ 卢进登，陈红兵，赵丽娅，等．人工浮床栽培7种植物在富营养化水体中的生长特性研究［J］． 环境污染治理技术与设备，2006，7（7）：58－61．

［16］ 余俊任，林聪，张新平，等．水生植物在猪场废水净化中的耐污性研究［J］．猪业科学，2006 （12）：64－66．

［17］ 付子轼，邹国燕，宋祥甫．适应近郊污染河道治理工程的生态浮床植物筛选［J］．上海农业科技，2007（5）：19－20．

［18］ 张丽萍，梅朋森，程加丽，等．人工浮岛栽培蔬菜及花卉对水质的净化作用研究［J］．三峡大学学报（自然科学版），2008，30（1）： 93－96．

［19］ 黄田，周振兴，张劲，等．富营养化水体的水芹菜浮床栽培试验［J］．污染防治技术，2007，20（3）：17－19．

［20］ 黄婧，林惠凤，朱联东，等．浮床水培蕹菜的生物学特征及水质净化效果［J］．环境科学与管理，2008，33（12）：92－94．

［21］ 胡细全，李兆华，王春秀，等．复合生态浮岛处理重度富营养化水体的静态试验研究［J］．湖北大学学报（自然科学版），2008，30（3）：309－312．

［22］ 孙连鹏，刘阳，冯晨，等．不同季节浮床美人蕉对水体氮素等污染物的去除［J］．中山大学学报（自然科学版），2008，47（2）：127－130，139．

［23］ 郭沛涌，朱荫湄，宋祥甫，等．浮床黑麦草去除富营养化水体总氮的试验研究［J］．华中科技大学学报（城市科学版），2007，24（2）：33－35，40．

［24］ 郭沛涌，朱荫湄，宋祥甫，等．陆生植物黑麦草（Lolium multiflorum）对富营养化水体修复的围隔实验研究―总磷的净化效应及其动态过程［J］．浙江大学学报（理学版），2007，34（5）：560－564．

［25］ 周晓红，王国祥，杨飞，等．刈割对生态浮床植物黑麦草光合作用及其对氮磷等净化效果的影响［J］．环境科学，2008，29（12）：3393－3399．

［26］ 林东教，唐淑军，何嘉文，等．漂浮栽培蕹菜和水葫芦净化猪场污水的研究［J］．华南农业大学学报，2004，25（3）：14－17．

［27］周小平，徐晓峰，王建国，等． 3种植物浮床对冬季富营养化水体氮磷的去除效果研究［J］．中国生态农业学报，2007，15（4）：102－104．

［28］ 陈立婧，顾静，张饮江，等．从浮游藻类的变化分析人工浮岛在治理上海白莲泾中的作用［J］．水产科技情报，2008，35（3）：135－137，142．

［29］ 吴伟，胡庚东，金兰仙，等．浮床植物系统对池塘水体微生物的动态影响［J］．中国环境科学，2008，28（9）：791－795．

［30］ 刘士哲，林东教，何嘉文，等．猪场污水漂浮栽培植物修复系统的组成及净化效果研究［J］．华南农业大学学报，2005，26（1）：46－49．

［31］ 邢广彦，万晓丹．水体富营养化及其生物―生态修复技术［J］．黄河水利职业技术学院学报，2007，19（1）：50－51．

［32］ 杨婷婷，操家顺，周勇，等．原位围隔耐寒高羊茅浮床对苏州重污染河道水体的净化［J］．湖泊科学，2007，19（5）：618－621．

［33］ 李英杰，金相灿，年跃刚，等．人工浮岛技术及其应用［J］．水处理技术，2007，33（10）：49－51，77．

［34］ 刘芳芳，周德平，吴淑杭，等． 养殖废水中异养硝化细菌的分离筛选和鉴定［J］．农业环境科学学报，2010，29（11）：2232－2237．

［35］ 朱伟，李娜． 高效氨氮降解菌的筛选、鉴定及降解能力测定［J］．安徽农业科学，2008，36（22）：9361－9362，9474．

［36］ 陈磊．反硝化聚磷菌培养驯化分离方法及菌种特性的研究［D］．济南：山东大学，2008．

［37］ 郭秒，慕跃林，黄遵锡．复合光合细菌对热带鱼养殖水质净化作用的研究［J］．水产科学，2004，23（2）：30－32．

［38］ 王平，吴晓芙，李科林，等．应用有效微生物群（EM）处理富营养化源水试验研究［J］．环境科学研究，2004，17（3）：40－43．

［39］ 史顺玉，刘永定，沈银武．细菌溶藻的初步研究［J］．水生生物学报，2004，28（2）：219－221．

［40］ 冯雅男，李军， 王立军，等．包埋固定化技术去除水体中氨氮的研究进展［J］．辽宁化工，2010，39（2）：164－168．

［41］ 张爽，姜蔚，徐桂芹，等．固定化硝化菌在不同温度下对氨氮的去除效能研究［J］．环境科学与管理，2008，33（5）：36－39．

［42］ 胡绵好，袁菊红，常会庆，等．凤眼莲－固定化氮循环细菌联合作用对富营养化水体原位修复的研究［J］．环境工程学报，2009，

3（12）：2163－2169．

［43］ 李正魁，张晓姣，杨竹攸，等．基于固定化氮循环细菌技术的镇江金山湖生态工程效果研究［J］．环境科学，2009，30（6）：67－72．

［44］ 常会庆，杨肖娥，方云英，等．伊乐藻和固定化细菌共同作用对富营养化水体中养分的影响［J］．水土保持学报，2005，19（3）：114－117．

［45］ 蔡昌凤，梁磊．混合固定化硝化菌和好氧反硝化菌处理焦化废水［J］．环境工程学报，2009，3（8）：1391－1394．

［46］ 常会庆，杨肖娥，濮培民．微生物除磷研究与工艺技术的发展前景［J］．农业环境科学学报，2005，24（增刊）：375－378．

［47］ 马放，杨基先，金文标，等．环境生物制剂的开发与应用［M］．北京：化学工业出版社，2003．9－31．

第6篇：微生物在生态修复中的作用范文

关键词：矿山生态修复；技术；方法；理论

矿产作为我国重要的资源其开采程度越来越高，在矿产资源被高度开采的情况下是矿山生态环境的严重破坏，这种对生态环境的损害是在矿产开采中不可避免的。目前由于矿山生态遭到破坏所产生的环境问题主要有土壤结构损坏、森林植被遭到破坏、地质灾害频发、水资源受到污染、气候环境变化、土地生态退化、生物减少等情况，而这些因素造成了严重的生态失衡问题，长时间作用下会致使矿上生态功能结构的衰退，严重时还会致使矿山变为荒山。因此必须要通过修复、重建、复垦等方式来改善矿山生态环境，避免因矿山环境受到破坏而造成严重生态问题。

1 矿山生态修复工程的发展

1.1 矿山生态修复的概念

在矿山因过度开发或是过度损坏后其生态结构及功能出现衰退及消失等情况就需要进行生态修复来对矿山生态进行改善，以此来避免矿山因生态功能完全消失而变为荒山。目前在我国的矿山生态修复中将因生产建设或是自然灾害损毁的矿山归类为需要进行整治修复的区域，采用适当的治理措施来帮助矿山重新恢复为可进行活动及具备基本生态功能的状态。对于矿山生态的修复其并不是要求使矿山生态环境完全恢复成受到破坏之前的生态原貌，其主要是根据矿上生态系统的结构功能来恢复其所必须的部分，以此来保证矿山可以回归为可利用的状态。

1.2 矿山生态修复的理论

目前在矿山生态修复工程中主要应用的是生态演替理论，此理论主要是指在生态恢复中通过矿山中各类植物的演替及发展来形成一个完整且稳定的生态部落，此种理论的应用决定了在矿山生态修复中的整体性原则、稳定性原则、协调性原则，以此来保证矿山可以形成一个完整的生态循环系统。由于在生态演替的过程中其需要经过一个较为漫长的阶段，为此在矿山生态修复的过程中需要有人工的参与，这样才能有效减少生态演替的时间。同时在矿山生态修复工程中其包含了生态原理、植物原理、生物原理及控制原理等，可以说其属于一种综合性多层次工程。为此必须要以科学的角度矿山生态进行理解，并选用适当的恢复方案来对生态结构进行改善，从而使矿山可以具备生物多样性等生态特点。

2 矿山生态修复的处理方法

2.1 对矿山生态结构进行稳定

根据矿山的生态结构及地质环境，其在实际中可以采用物理及化学两种方式来对矿山生态进行稳定，具体实用措施有以下内容。

物理处理主要是对矿山生态进行前期的生态修复，由于在排矸场就采矿区都经过了长期的开采及生产活动，因此其地质存在不稳定的情况。在排矸场主要应用熟土进行掩埋工作，而在采矿区则是进行填充工作，这样可以有效提高矿山地表景观区的稳定性。

化学处理则是利用稳定剂来处理尾矿，在应用稳定剂后尾矿会经由化学反应出现一层保护膜，利用这层保护膜可以有效的提高尾矿的稳定性，避免出现侵蚀的情况。但是此种方法在使用中具有一定的缺陷，其因化学药剂而极易造成生态污染，并且整体成本略高，不适宜大规模使用。

2.2 进行矿山植被修复的方法

进行植被修复是最有效的矿山生态修复方法，根据矿山生态修复的需要其在实际中可以采用直接种植及覆土种植两种措施，在实际中对植被修复方法的选用需要根据矿山土壤情况及土壤肥力等进行合理选择。

直接种植在应用中具有成本低、操作简单等优点，但是在实际中其要求矿山地质需要具备一定的营养条件，且土壤结构可以满足植物生长的基本条件，但是在许多废弃矿山中其土地多为裸地，地表无植物存活或是存活量较少，其土壤内部微生物及其它有益生物存活率量较少，不适宜直接种植。因此直接种植的方式仅适用于矿山土壤生态损坏程度较低的区域。

覆土种植在实际中需要对地表生态修复区域进行覆土工作，并且要保证覆土的厚度满足植物生长需要，为此其成本较高，覆土厚度需要达到5cm-10cm。在进行植被修复时可以采用种植豆科植物来降低成本，或是选用适地性良好的植被种子。

2.3 进行矿山土壤生物修复的方法

在土壤生态结构中其内部生物起到了非常重要的作用，其可以有效的提高土壤肥力，改善土壤结构，为此对于土壤生物的修复需要从微生物及土壤动物两个部分来开展。

土壤中微生物不仅可以有效调动土壤活性，还可以促使土壤养分快速分解，提高土壤有机物含量，同时一些微生物还可以分解污染物及垃圾，有效的减少污染问题，并且对微生物进行修复还可以提高矿山生态修复水平，使整个生态系统更加完整。同时对于微生物的修复需要根据矿山原有生态中微生物的种类进行恢复，避免引进不同的微生物造成生态结构受到破坏，影响植物生长。

土壤动物可以有效的疏松土壤结构，并且多数土壤动物会对落叶及枯枝进行分解，通过分解这些残枝，使土壤肥力得到提高，进而使植被土壤可以形成完整的营养循环。因此在矿山生态修复中对土壤动物的修复也是其在实际中需要重点控制的部分。

3 进行矿山生态修复的技术措施

对于矿山生态修复工程需要依据科学的修复理念及发展观开展相应的工作，本着可持续发展的观念并结合与自然和C共处的观念来制定相应的规划，在考虑生态环境本身所具有的自愈能力来选用适当的技术措施对生态环境修复进行科学、合理的布局，并且对于技术的使用需要对其经济性及适用性进行考虑，从而保证在矿山生态修复中可以满足其多方面的实际需求。

3.1 采矿区生态修复

坑下开采矿山应采用减轻地表沉陷的开采技术，并推广使用充填采矿工艺。尽量减少地表沉陷面积，对已造成地面裂缝的地方，应采取废石充填和表土覆盖，最后恢复植被。露天矿开采后，多形成坡度陡的岩石边坡，以及宽度不大的台阶，因此，在对露天采矿区进行生态修复时，要对其形成的坡面进行不同程度处理，对边坡坡度大于75°的，在保证边坡稳定的前提下，进行生态环境修复措施。

3.2 排土场复垦

排土场生态环境修复，首先要保证边坡稳定，其次采取工程措施与植物措施相结合，主要是植树种草。对存在安全隐患的边坡要进行工程措施处理，其主要包括修建拦河坝、削坡开级、修建抗滑桩、深空预应力锚、长锚杆加固等工程措施。排土场植物措施所选择的植物树种要抗性强、品质好，栽植树木的方法主要包括堆土袋、挂网绿化、植生袋、植生盘等。排土场修复为林地时，应在其表层覆土，厚度应大于30cm；若采用坑栽，可在坑内填入少量的客土；在边坡小于35°的人工挖土缓边坡地带可种植一般的林木。

3.3 尾矿库复垦

在进行尾矿库复垦工作时需要在保证其完全闭库后且整个工程设施都稳定后进行相应的处理工作，根据其实际的性质对复垦工作进行调整。无论尾矿为酸性还是碱性，要根据场地的利用方向对其进行深度处理；尾矿中含有放射性、有毒物质时，应根据其含量水平确定是否有必要设置隔离层，并尽可能深度覆盖；尾矿所含盐分较大时，应对其进行除盐处理，或者深度覆盖处理。同时，要在尾矿库周围设置排水设施，排水设施必须满足一定防洪标准。根据国内外的生态修复成果，对尾矿库进行生态修复时需要在其表层覆盖厚度大于5cm的土壤，并设置各项防止水土流失的措施。

3.4 排矸场生态修复

排矸场生态修复首要工作是对以坡地和丘陵为主的排矸场进行边坡稳定，主要措施包括水平阶整地，稳定坡面，降低矸石山的相对高度。在矸石堆放前，必须对沟底进行推平、夯实处理，堆放矸石以3m为一层进行分层堆放，且台阶的宽度要大于3m。堆放顺序为从沟里向沟口进行，层层压实，同时在沟口设置拦渣坝和浆砌石排水沟。在边坡地带以15m为间隔设置导流渠，且层与层之间错落布设排列呈“品”字状；其次在排矸场上进行表土覆盖；最后根据土壤的性质和当地气候条件选择适宜的植被栽植。

4 结束语

对废弃矿山进行生态修复需要经历一个长期的过程，为此必须要根据矿山生B修复工程的实际需求制定出完善的处理规划。在进行矿山生态修复之前需要对矿山生态受到破坏的程度、矿山类型、生态特点等进行全面的调查，根据调查的结果进行全面的综合性规划。对于矿山生态修复必须要遵循其生态修复原理从土壤、植被、生物等多方面进行改善，采用适当的技术措施对矿山生态进行修复，以此来保证矿山生态修复工程进展的顺利性。以上根据矿上废弃后的特点从多角度提出了在实际中对不同区域采用的不同生态修复方法，以此来保证生态修复的有效性，使矿山生态结构可以满足持续、平衡发展的需求，并具备应有的生态功能。

参考文献

[1]金一鸣.矿山废弃地工程绿化技术模式生态修复效益研究[D].北京林业大学，2015.

[2]冯少华，陈炜，祁冉，等.矿山生态修复方法及工程措施研究[J].科技创新导报，2016，13（23）：26.

第7篇：微生物在生态修复中的作用范文

关键词:现代生物技术 废水生物处理 生物修复 水处理剂

0 引言

随着工业的高速发展,水环境污染问题越来越严重地威胁着人类的生存环境,制约着社会和经济的进一步发展。因此,水污染控制成为全世界共同关注的问题。目前的水处理技术中,生物处理法已成为世界各国控制水污染的主要手段,尤其是现代生物技术将成为水污染控制领域重点开发和应用的技术手段,主要应用于废水处理、生物修复以及微生物水处理剂等方面。

1 现代生物技术的内容与特点

现代生物技术是指以DNA 技术为先导,包括微生物工程、细胞工程、酶工程、基因工程、蛋白质工程和生物修复技术在内的一系列生物高新技术的统称[1,2]。其中每个方面都有其特定的理论基础和不同的应用领域,但它们之间又相互补充和衔接,形成一个完整的体系。

生物技术的特点大致有[3]:①以生物为对象,不依赖地球上的有限资源,而是着眼于再生资源的利用;②在常温、常压下进行,过程简单,可连续化操作,并可节约能源,减少环境污染;③开辟了生产高纯度、优质、安全可靠的生物制品的新途径;④可解决常规技术和传统方法不能解决的问题;⑤可定向地按人们的需要创造新物种、新品种和其他有经济价值的生命类型。

2 现代生物技术在废水处理中的应用

废水生物处理是利用微生物的生命活动过程对废水中的污染物进行转移和转化,从而使废水得到净化的处理方法。废水生物处理技术发展迅速,好氧法、厌氧生物法以及生物发酵法已趋于成熟,所以,这里只介绍固定化等新兴技术。

2.1 固定化微生物技术 固定化微生物技术是生物工程领域中的一项新技术。进入80年代后国内外开始应用这种具有独特优点的新技术来处理工业废水和分解难生物降解的有机物质,一些具有特异性的优势菌种不断得到改造或创造,将这些高效专性菌如脱色菌、脱氮、脱磷菌假单胞菌等进行固定化后,菌体密度提高,大大提高了处理效率,尤其是对难降解有毒物质有明显优势。王增长等人利用新研制的聚集—交联固定化细胞技术,将筛选的高效优势脱色菌种固定在活性污泥上,投加于“厌氧—好氧—生物滤池 ”工艺流程中,处理印染废水,结果表明:出水色度极低,处理后的水可回用[4]。

2.2 生物强化处理技术 为了提高废水处理的效果,而向废水中投加从自然界中筛选的优势菌种或通过基因组合技术产生的高效菌种,以去除某一种或某一类有害物质。主要强化方法有:①高浓度活性污泥法,以高污泥浓度和长泥龄来促进对难分解物质的处理,加快反应速度。日本用该法处理难分解的聚乙烯醇和粪便污水取得显着效果[5]。②生物—铁法,是在普通活性污泥中加入无机盐,多用铁盐(氢氧化铁或氧化铁粉),形成生物铁絮凝体活性污泥,具有高浓度活性污泥法的特点,主要用来提高除磷效果。③生物—活性炭法,综合利用微生物氧化能力和活性炭良好的吸附能力,使二者产生协同增效作用。在该系统中,每g活性炭去除 1~3gCOD ,分解废水毒性能力明显增强,同时提高脱氮水平。

2.3 生物反应器技术 生物反应器技术,是现代生物技术发展的一个主要方向。现代化的新型生物膜反应器,其共同特点是反应器内装有比表面大的载体,有利于微生物附着生长形成生物膜,供气或供给的其他反应条件优越,污染物具有充分的时间与微生物接触,有利于增强微生物的分解代谢能力。目前,2000m3的反应器已经问世。虽然其处理能力较低,造价较高,但其管理方便 ,运行费用低,所以欧美地区约有 7%的污水处理厂采用该技术[6]。

3 生物修复技术

生物修复技术[7]是利用生物,特别是微生物将土壤、地下水或海洋中污染物现场降解为CO2和H2O或转化为无害物质的工程技术系统。这项技术正被用于清除地下水、废水中的污染物。金属虽然不能被生物降解,但微生物可将其转移或降低其毒性。为了加快去除污染物的进程,常常采用许多强化措施,使自然生态系统维持原状的前提下,使受污染的环境得以修复。研究表明 ,生物修复与传统的物化法相比具有以下优点:①经济,仅为物化法30%-50%;②对环境影响小,不产生二次污染,遗留问题少;③最大限度地降低污染物的浓度;④修复时间较短,就地修复,操作方便。

生物修复中主要涉及两大问题,即有效性和安全性评价。为提高有效性今后将应用分子微生物学分离、鉴别、制造更高效降解和聚集有害有毒化合物的微生物。为提高生物修复的安全性评价水平,需发展鉴定微生物的分子生物技术,以确定微生物在环境中的去留和基因[8]。

4 微生物水处理剂

微生物水处理剂主要集中在以下几个方面:①微生态制剂。微生态制剂是一种由优势互补的微生物菌群、繁殖促进剂和活化剂配制而成的活性微生物制剂,已经在保健领域发挥重要作用。用于环境净化的微生态制剂由于其应用范围广、使用安全、无副作用,为区域环境保护提供了新的重要手段。欧美近年来加快了这方面的研究开发,已有采用微生态制剂原位修复水体的成功实例[9]。②生物吸附剂。生物吸附剂是废水生物处理的一个新的发展方向,主要有两大类:一类是高比表面积和高吸附率的生物体吸附水中的污染物;另一类是集生物吸附和生物降解能力为一体净化废水中的污染物的生物吸附剂。目前生物吸附剂的固定化技术使生物与离子交换树脂一样能解吸回收金属和重复利用。③微生物絮凝剂。微生物絮凝剂是利用生物技术,通过微生物发酵,抽提精制而得到的一种具有生物分解性和安全性的新型、高效、无毒的廉价的水处理剂,这些是无机或有机合成高分子絮凝剂所不具备的。其特点是降解性能好,成本低,无二次污染等。目前,已筛选出19种具有絮凝能力的微生物,其中,霉菌8 种,细菌5种,放线菌5种,酵母菌1种[10]。随着生物技术的发展,微生物水处理剂的开发与应用具有良好的前景。

现代生物技术在水污染控制领域已显示出独特的魅力和应用前景。但笔者认为,今后应从四个方面进行深入研究:①分离、筛选和培养高效降解菌,利用微生物共代谢作用、多菌种协同作用降解难降解污染物;②构建高效反应器,优化运行条件,探索新技术新方法;③开发高效、无毒、廉价、可大批量生产的微生物水处理剂;④着力实践和推广生物修复示范工程,为生态环境建设提供有力的技术支持。

参考文献:

[1]李亚一.生物技术[M].北京:中国科学技术出版社.1994.1.

[2]王凯军.发达国家环境生物技术研究规划简介[J].给水排水.1996.22(9):7-9.

第8篇：微生物在生态修复中的作用范文

关键词：生态环境可持续发展环境修复

随着地球上人口的剧增和工农业生产的迅速发展，特别是工业革命以来，人类对自然资源需求水平不断提高，生产强度日益加大，有毒、有害废气物质不断的输入环境，远远超过了环境的自净能力而导致环境污染日益严重。为了解决人类面临的这个重大问题，对于大气污染和地表水污染之力的研究已十分广泛，许多技术已相当成熟并被广泛应用。

对于污染土壤及地下水的之力来说，由于其具有隐蔽性、滞后性、累积性以及难治理和修复周期长等区别与大气和地表水体污染的特点，其修复问题已成为环境科学研究日益活跃的领域，同时也是世界性难题。虽然人们已在污染土壤及地下水物理修复和化学修复领域进行了有益探索，形成了一些实用技术，但这些修复方法往往会破坏场地结构、造成二次污染，对于污染面积巨大且污染程度较轻的土壤甚至难以应用。为此，近年来，人们在污染环境的物理修复、化学修复甚至生物修复取得一定成功的基础上，进一步提出了生态修复的理念，并对其概念、内涵、原理、产业化途径等进行了理论上的探索和实践上应用的探索，试图以生态学的原理和方法，在污染环境的修复和治理过程中实现人与自然的和谐发展，从而达到可持续发展。

一、生物修复—生态修复的基础

生物修复是对污染环境实施修复、之力的最为重要的技术之一，是正在发展中的技术，是生态修复的基础。

目前被广泛认同的生物修复定义，是指微生物催化降解有机污染物，从而修复被污染环境或消除环境中的污染物的一个受控或自发进行的过程，这是狭义的定义。

除了微生物修复外，植物修复、动物修复乃至酶学修复等方式的出现，赋予了生物修复更广泛的内涵，即生物修复是指利用细菌和真菌等微生物、蚯蚓等动物以及水生藻类、陆生植物，甚至酶及分泌物等的代谢活性降解、减轻有机污染物的毒性，改变重金属的活性或在环境中结合态，通过改变污染物的化学或物理特性二影响其在环境中的迁移、转化和降解速率。

目前使用最广、最有效的生物修复技术仍是微生物修复。

二、物理与化学修复—生态修复的构成要素

从修复原理来看，物理修复与化学修复是指充分利用光、温、水、土、气、热等环境要素，根据污染物的理性性质，通过机械分离、蒸发、点解、磁化、冰冻、加热、凝固、氧化—还原、吸附—解吸、沉淀—溶解等物理怪和化学反应，使环境中污染物被清除或转化为无害物质。通常，为了节省环境治理的成本，物理修复或化学修复往作为生物修复的前处理阶段，近年来根式作为生态修复的构成要素。无论是环境要素或生态因子，还是工程措施，对于修复生物的生命活动来说，是非常重要的影响要素。若将它们有机的结合起来，使环境条件和生态因子在有利于生物生活的同时，也有利于污染物的去除或转化，将极大地提高生物修复或植物修复的效率，这一点对于生态修复来说是至关重要的。

物理与化学修复措施与生物修复的结合，是生态修复必不可少的构成要素，其利用的是否直接关系到生态修复的有效性和成败。在实际的修复过程中，把物理修复、化学修复措施更好地与生物修复结合起来，才能形成有效的生态修复技术。

三、植物修复—生态修复的基本形式

植物修复这一概念大约是1980年代前期提出来的，其最初的思想是利用超累积植物的的超量富集作用来去除污染环境中多余的重金属。

目前，植物修复这一技术已经涵盖了污染环境治理的各个方面，如城市树木、草坪乃至花卉植物对大气或室内空气的净化；池塘中水生植物通过对氮、磷等营养物质的利用而对富营养化水体的净化；污染土壤及水体中无机污染物的去除及有机污染物的讲解等。

在污染环境治理中，从形式上来看，似乎主要是植物在起作用，但实际上植物修复过程中，往往是植物、根系分泌物、根际圈微生物、根际圈土壤物理和化学因素（这些因素可以部分人为调控）等在共同起作用。因而，总的来说，植物修复几乎包括了生态修复的所有机制，是生态修复的基本形式。

利用植物对重金属如Ni、Zn、Cd、Hg、Cu、Se,放射性核素如Cs、Sr、Ur，多环芳径，石油，化学农药，有机氯溶剂如TCE，废弃炸药如TNT等的修复研究均有报道。

四、污染环境修复标准—生态修复评判基础

污染环境修复标准是指呗技术和法规所确定、确立的环境清洁水平，通过生态修复或利用各种清洁技术手段，使环境中污染物的浓度降低到

[1] [2] 

对人体健康和生态系统不构成威胁的、技术和法规可接受的水平。

近年来，污染环境的修复一直是热点领域。然而，污染环境修复标准的制定远远落后于修复方法的研究，这就很难说清楚环境修复到什么程度才可以认为是清洁的。

第9篇：微生物在生态修复中的作用范文

关键词：重金属有效态；形态分布；微生物修复；复合污染；盐碱土

中图分类号：X53 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2013）12-2767-04

Microbial Remediation of Petroleum-Heavy Metals Contaminated Soil

CHEN Xue-lan，CHENG Jie-min，GAO Xian-wen，YANG Lu

（College of Population， Resources and Environment， Shandong Normal University， Jinan 250014， China.）

Abstract： The contaminated saline-alkali soil was prepared by adding appropriate concentrations of CdCl2（2.5，5，10，15，20 mg/kg） and NiCl2（25，50，100，150，200 mg/kg） firstly. After the metal-treated soil was incubated for two months， 2 000 mg/kg of petroleum was added. Test group of adding petroleum degrading sgtains and test group without such strains were compared， the change pattern of availability and form of heavy metals during microbial rernediation process in petroleum-heavy metals comtarminated soil. The results indicated that the availability of soil Cd and Ni both had a tendency of alternately fluctuanting change with the elapsing of time. But， their change law was proved significantly different. The content of oxidizable Cd decreased while the content of reducible Cd increased after 60 days of cultivation. At low concentrations of soil Cd2+， the content of acetic acid extractable Cd decreased while the content of residual Cd increased. However， it showed a contrary tendency at high concentrations of Cd2+. The total amount of the acetic acid extractable， oxidizable and reducible Ni all decreased while the content of residual Ni increased after cultivation for 60 days. As a result， the form distribution of Ni tended from the stable to the unstable state with the reduction of active Ni.

Key words： availabiliy of heavy metals； species distribution； microbial remediation； composite pollution； saline-alkali soil

长期以来，环境工作者仅限于单一污染物在自然环境中的迁移转化、归趋及生态效应的研究[1]。随着工业的快速发展和科学技术的不断创新，人们逐渐认识到环境污染物多具有伴生性和综合性[2，3]，即不同污染物之间会产生联合作用，形成复合污染。国外研究结果表明，石油中可检测出Ni、V、Fe等56种微量金属元素，石油勘探和开采、原油泄漏等原因会导致大量重金属进入土壤环境，土壤石油污染可能会伴生土壤重金属污染[4-6]。Chukwujindu[7]研究发现，在尼日利亚尼日尔河三角洲石油污染土壤上可检测到大量重金属Zn、Cu、Pb、Cd、Ni、Cr、Mn。邵涛等[8]对江苏某油区已开采多年的未耕土壤研究表明石油污染土壤中总As、Pb、Cr等都有不同程度的污染。因此，油田区石油-重金属复合污染土壤的研究及修复，已成为亟待解决的问题。

由于成本低、易操作、作用持久等，微生物修复石油污染土壤已成为研究和应用热点[9-12]。众所周知，石油烃在土壤中的代谢中间产物是很复杂的，而现有的文献报道，有机物对重金属环境行为的影响十分复杂，高分子有机物通过络合或螯合、吸附、截留等作用， 钝化土壤中重金属；低分子有机物通过螯合、络合作用活化土壤中重金属，重金属以不同形态存在关系到在石油-重金属复合污染土壤修复过程中微生物的降解效率以及是否需要增加辅助工程解决重金属污染等问题，因此石油-重金属复合污染土壤修复过程中就必须考虑重金属有效态及形态的变化。针对石油-重金属复合污染土壤修复过程中可能产生的次生污染问题展开研究，通过培养试验研究了石油-重金属复合污染土壤微生物修复过程中重金属Cd、Ni的有效态和形态变化，为复合污染土壤的修复提供理论指导。

1 材料与方法

1.1 供试土壤与供试材料

供试土壤采自山东省东营市孤岛油区的盐碱土，主要采集0～20 cm的表层土壤，经风干磨细过20目筛备用，土壤基本理化性质见表1。土壤基本理化性质按常规方法测定[13]。

添加石油烃为原油，含水率为60%。

供试微生物由山东省科学院提供的耐盐碱并可降解石油的枯草芽孢杆菌和多食鞘氨醇杆菌。

1.2 研究方法

称取0.5 kg过20目筛风干土样于塑料盆中，选取Cd、Ni两种重金属，分别配置含Cd浓度为 0、2.5、5.0、10.0、15.0、20.0 mg/kg和 Ni 浓度为0、25、50、100、150、200 mg/kg的模拟污染土，在室内培养两个月后，备用。因需考虑土著微生物对石油降解和重金属行为变化的影响，每个处理再设加菌与不加菌对照。将石油烃溶解后加入土壤并充分混合，使石油烃浓度达到2 000 mg/kg，每钵施氮、磷、钾作基肥，试验组同时施加40 g/kg浓度的石油降解菌剂。保持土壤含水率在50%～70%范围内[14]，以60 d为周期，每隔15 d采样测定重金属有效态的含量，并在起始及结束时测定土壤重金属形态，分析重金属形态变化特征。

1.3 分析方法

土壤中Cd、Ni有效态分析：DTPA（pH 7.3，液土比2∶1）浸提，原子吸收分光光度法测定重金属含量[15]。

土壤中Cd、Ni形态分析：采用欧洲共同体标准物质局提出的BCR法[16]，弱酸提取态用0.11 mol/L的醋酸提取；可还原态用0.1 mol/L的盐酸羟胺（HNO3酸化，pH 2）提取；可氧化态用8.8 mol/L的双氧水（HNO3酸化，pH 2）水浴氧化，然后用1 mol/L的醋酸铵（HNO3酸化，pH 2）提取；残渣态用10 mL HF+1 mL HClO4消煮，方法同全量测定[13]。

2 结果与分析

2.1 土壤中重金属有效态含量变化

由表2可知，不论加降解菌与否，土壤中有效态Cd含量随培养时间呈跌宕起伏变化，各处理组没有呈现明显的规律性，但几乎所有的处理组均在培养60 d时，土壤有效态Cd含量达到最大值。这可能一是土壤中Cd对微生物新陈代谢产生影响的同时，微生物也能够通过产生胞外聚合物、代谢产生有机酸等改变土壤中Cd的生物有效性；二是微生物菌体对重金属有一定的吸收作用。这种跌宕起伏的曲线，可能和土壤中微生物生长曲线有一定的关系，此外，这里所研究的土壤为石油-重金属复合污染盐碱土，随着培养时间的增加，微生物对石油降解率增加，石油降解的中间产物可能会对重金属有一定的鳌合作用，也影响着土壤中Cd的生物有效性[17，18]。

从表2还可以看出，几乎所有添加降解菌的处理各培养时间土壤中有效态Cd含量均低于相应不加降解菌的处理。可以进一步说明微生物对土壤中重金属有一定的固持作用。当添加Cd浓度为20 mg/kg时，培养45 d后，添加降解菌的处理土壤中有效态Cd含量高于相应不加降解菌的处理，原因可能是微生物在高重金属浓度下失去活性。

由表3可知，不论加降解菌与否，土壤中重金属有效态Ni含量均随时间有较大的起伏。土壤中Ni的添加量50、100、200 mg/kg处理组在培养的前15 d随着培养时间的延长土壤中有效态Ni含量呈现增加的趋势；随后土壤中有效态Ni含量明显降低，至30 d时达到较低水平；在45 d时土壤中有效态Ni含量略微增加或稳定不变；随后，土壤中有效态Ni浓度明显下降，在培养60 d时达到最低水平；当土壤中Ni的添加量在≤25 mg/kg时，土壤中有效态Ni的含量没有呈现明显的规律性。

值得注意的是，除添加Ni浓度≤25 mg/kg的土样外，其余处理各培养时间土壤中有效态Ni含量添加降解菌的均高于相应不加降解菌。看来微生物对土壤中Cd和Ni形态的影响机理不同，相关影响机理有待进一步研究。

2.2 土壤中重金属形态分布变化

图1描述了加菌与不加菌培养60 d后重金属Cd形态的变化。经过60 d培养试验后，不同处理土壤中Cd形态分布发生了明显的变化。但添加菌与不添加菌处理对土壤中Cd形态分布的影响没有明显差异。不论添加菌与否，土壤中Cd的可氧化态含量均下降，可还原态含量均略有增加。当土壤中Cd的添加量低于5.0 mg/kg时，与未培养土壤相比，无论添加菌与否，培养60 d土壤Cd的弱酸提取态含量普遍呈下降趋势，残渣态含量均呈上升趋势；当土壤中Cd的添加量为5.0 mg/kg时，与未培养土壤相比，无论加菌与否，培养60 d土壤Cd的弱酸提取态含量和残渣态含量均增加；当土壤中Cd的添加量高于10.0 mg/kg时，与未培养土壤相比，无论添加菌与否，培养60 d土壤Cd的弱酸提取态含量均增加，残渣态含量普遍下降。土壤重金属形态与重金属在土壤中的迁移性、可给性、活性及污染土壤修复有密切关系。弱酸提取态重金属与土壤结合较弱，最易被释放，有较大的可移动性[19]；Fe/Mn氧化物结合态即可还原态在还原条件下易溶解释放[20]；有机物及硫化物结合态即可氧化态在氧化环境下易溶解释放；残渣态属于不溶态重金属，它只有通过化学反应转化成可溶态物质才对生物产生影响[19]。因此，应该尤其重视高浓度Cd和石油复合污染土壤的研究，防止因Cd的活化而造成的二次污染问题。

不论添加菌与否，培养60 d后土壤中Ni形态分布均发生了显著变化（图2）。土壤中Ni可氧化态含量均下降，各处理组中其余形态分布并未呈现明显的规律性。与Cd不同的是，添加降解菌对土壤Ni形态分布产生了显著影响。添加降解菌的土壤中Ni的弱酸提取态含量均减少，且低于相应不添加菌的处理；残渣态含量均升高，且普遍高于相应不加菌的处理（未添加Ni处理除外）。降解菌的添加对土壤Ni可还原态和可氧化态含量的影响没有明显的规律性。值得注意的是，石油-重金属复合污染土壤微生物修复过程中，Ni的弱酸提取态、可还原态、可氧化态3种形态总量呈下降趋势，Ni的形态分布由不稳定向稳定方向迁移，降低了重金属 Ni的活性。这与DTPA提取态Ni含量在培养60 d时达到最低水平是相符的。

3 结论

1）在石油-重金属复合污染土壤微生物修复过程中，土壤中有效态Cd和Ni含量均随培养时间呈跌宕起伏变化，但土壤中有效态Cd与Ni的变化规律存在明显不同。另外，除个别土样外，绝大多数添加降解菌的处理各培养时间土壤中有效态Cd含量均低于相应不加降解菌的处理；Ni的变化正好与此相反。

2）在微生物修复石油-重金属复合污染土壤过程中，重金属Cd、Ni的存在形态均发生了显著变化。但加菌与不加菌处理对土壤中Cd形态分布的影响没有明显差异，说明土著微生物与外源降解菌对Cd形态分布影响机理相差不大。在添加外源Ni的处理中，添加降解菌的土壤中Ni的弱酸提取态含量均减少，且低于相应不加菌的处理；残渣态含量均升高，且普遍高于相应不加菌的处理。降解菌的添加对土壤Ni可还原态和可氧化态含量的影响没有明显的规律性。

参考文献：

[1] 戴树桂.环境化学进展[M].北京：化学工业出版社，2005.

[2] 沈国清，陆贻通，周 培.土壤中重金属和多环芳烃复合污染研究进展[J].上海交通大学学报（农业科学版），2005，23（l）：102-106.

[3] 周东美.土壤中有机污染物-重金属复合污染的交互作用[J].土壤与环境，2000，9（2）：143-145.

[4] NDUKA J K C， CONSTANCE E. Selective bioaccumulation of metals by different parts of some fish species from crude oil water[J]. Bul Environ Contam Toxicol， 2006，77（6）：846-853.

[5] NWADINIGWE C A， NWORGU O N. Metal contaminants in some Nigerian well-head crudes： Comparative analysis[J].J Chem Soc Nigeria，1999（24）：118-121.

[6] OSUJI L C，ONOJAKE C M. Trace heavy metals associated with crude oil： A case study of Ebocha-8 oil-spill-polluted site in Niger Delta，Nigeria[J]. Chem Biodivers，2004，1（11）：1708-1715.

[7] CHUKWUJINDU L M A. Assesment of heavy metal speciation in soils impacted with crude oil in the Niger Delta，Nigeria[J].Chemical Speciation and Bioavailiability，2011，23（1）：7-15.

[8] 邵 涛，刘 真，黄开明，等.油污染土壤重金属赋存形态和生物有效性研究[J].中国环境科学，2000，20（1）：57-60.

[9] 马 放，冯玉杰，任南琪.环境生物技术[M].北京：化学工业出版社，2003.

[10] 刘五星，骆永明，滕 应，等.石油污染土壤的生物修复研究进展[J].土壤，2006，38（5）：634-639.

[11] 姚德明，许华夏，张海荣，等.石油污染土壤生物修复过程中微生物生态研究[J]. 生态学杂志，2002，21（1）：26-28.

[12] 李春荣，王文科，曹玉清，等.石油污染物的微生物降解研究[J]. 生态环境，2008，17（1）：113-116.

[13] 鲁如坤.土壤农业化学分析方法[M].北京：中国农业科学技术出版社，1999.

[14] DIBBLE J T. Effect of environmental parameters on the biodegradation of oil sludge[J]. Appl Environ Microbial，1979，37（4）：729-739.

[15] 史瑞和.土壤农化分析[M].北京：中国农业出版社，1996.

[16] 刘恩峰，沈 吉，朱育新，等.重金属元素BCR提取法及在太湖沉积物研究中的应用[J].环境科学研究，2005，18（2）：57-60..

[17] 齐永强，王红旗，刘敬奇.土壤中石油污染物微生物降解及其降解去向[J].中国工程科学，2008，5（8）：70-75.

[18] 齐永强，王红旗，刘敬奇.土壤中石油污染物微生物降解过程中各石油烃组分的演变规律[J].环境科学学报，2003，23（6）：834-836.