石油污染土壤的生物修复技术研究

石油污染土壤的生物修复技术研究（精选14篇）

石油污染土壤的生物修复技术研究 篇1

通过实验室选择性富集培养,从大庆石油污染土壤中获得了能以大庆原油为碳源快速生长的石油降解菌.采用该降解菌对原油污染土壤进行了原位生物联合修复实验.接入降解菌的处理单元分别种植大豆、碱草或加入蓬松剂,与空白试样作对比.各处理单元石油污染土壤中石油烃含量初始值为2228.25 mg/kg(以1 kg干土计).经过135 d的`生物联合修复,石油烃降解率达63.65%～83.26%.

作 者：刘鹏 李大平王晓梅 张宝良 朱玉萍 葛绍荣 Liu Peng Li Daping Wang Xiaomei Zhang Baoliang Zhu Yuping Ge Shaorong  作者单位：刘鹏,Liu Peng(四川大学,生命科学学院,四川,成都,610064;中国科学院,成都生物研究所,四川,成都,610041)

李大平,王晓梅,Li Daping,Wang Xiaomei(中国科学院,成都生物研究所,四川,成都,610041)

张宝良,朱玉萍,Zhang Baoliang,Zhu Yuping(大庆油田建设设计研究院,黑龙江,大庆,163712)

葛绍荣,Ge Shaorong(四川大学,生命科学学院,四川,成都,610064)

石油污染土壤的生物修复技术研究 篇2

石油污染物进入土壤后,会破坏土壤结构,影响土壤的通透性。油污粘着在植物根系上,阻碍植物根系的呼吸与吸收,影响植物生长。被污染的土壤还可能对地表水和地下含水层造成二次污染,石油污染物在粮食中积累,给人类带来致癌、致畸、致突变的“三致”作用。多年来科学工作者一直在广泛研究,寻求经济、有效、安全、简便的方法来消除土壤石油污染。

油田污染土壤的修复,可以采用物理方法、化学方法和生物方法,其中生物修复技术被认为是最有生命力的土壤清洁技术、是实现生态效应恢复的最有效措施,与前两者相比,具有操作简单、处理效果好、不产生二次污染、不破坏土壤环境等优点,而其中的微生物修复技术更是生物修复的核心技术。

1 微生物修复技术简介

微生物修复技术是利用土壤中的土著微生物或向污染土壤中投入经驯化的高效微生物,在适宜条件下通过菌的代谢活动降解石油污染物、修复污染土壤。

按照是否取土操作可分为两类:原位生物修复和异位生物修复。

原位修复技术的主要处理方法有生物通风法、投菌法和生物培养法,此法工艺简单、费用低、但处理速度慢,适用于渗透性好的土壤的治理。异位修复主要包括土地耕作法、预制床法、土壤堆肥法及泥浆生物反应器法,但是费用昂贵,所以只有在土壤严重污染时才采用该技术。

2 用于生物修复的微生物菌种

用于生物修复的微生物有三类,土著微生物、外来微生物和基因工程菌。

自然界中能降解烃类的微生物约100余属、200多种,分属于细菌、放线菌、霉菌、酵母以及藻类。常见的细菌有假单胞菌属、黄杆菌属、棒杆菌属、微球菌属、弧菌属、放线菌属等[1]真菌有假丝酵母菌属、红酵母属、木霉属、青霉属和曲霉属。一般认为,细菌分解原油比真菌和放线菌容易,但真菌降解效果好于细菌[2],而藻类和原生动物的降解能力不太显著。

当受污染环境中的土著微生物生长过慢、代谢活性不高时,我们可人为投加一些适宜该污染物降解的高效外来菌帮助降解。另外,采用基因工程技术还可将降解性质粒转移到一些能在受污染土壤中生存的菌体内,定向地构建高效降解污染物的工程菌。到目前为止,已发现自然界所含的降解性质粒多达30余种,其中主要的有假单胞菌属中的石油降解质粒,能编码降解石油组分及其衍生物。

3 微生物修复技术的主要类型

3.1 原位微生物修复

原位修复是指不移动受污染的土壤,在原位投放氮、磷营养物质或供氧,促进土著微生物的生长繁殖,或接种经驯化培养的高效微生物,利用其代谢作用有效的降解土壤中的污染物。

3.1.1 生物通风

又称土壤曝气,是基于改变生物降解环境条件(如通气状况等)而设计的,是一种强迫氧化的生物降解方法。其原理是在待治理的土壤中打至少两口井,安装鼓风机和抽真空机,将空气(空气中加入氮、磷等营养元素)强行排入土壤中,然后抽出,土壤中的挥发性毒物也随之去除。在抽提过程中可以加入一定量的氧气,有助于降解残余的有机污染物,如原油中沸点高、分子量大的组分。丁克强等研究了通气对石油污染土壤生物修复的影响,表明通气可为石油烃污染土壤中的微生物提供充足的电子受体,保持土壤pH稳定,从而促进了微生物的生物代谢活性,强化了对石油污染物的氧化降解作用[3]。

3.1.2 投菌法

投菌法是向受污染的土壤中投入高效降解菌,同时提供这些微生物生长所需营养,包括以N、P为主的常量营养元素和微量营养元素。其微生物可以是自然界筛选的微生物,也可以是基因工程菌。Mohn W W等对北极原油污染土壤现场接种抗寒微生物混合菌进行生物修复,1y后土壤中油浓度降到最初的1/20[4]。

研究表明,外源微生物由于对污染物的不适应而通常不能与土著微生物有效的竞争,因此只有在现存微生物不能降解污染物同时,我们才会考虑引进外源微生物。同时在应用时,我们还需在接种量上加大,使外源微生物形成优势菌群,以便迅速开始生物降解过程。

3.1.3 生物培养法

是以就地污染土壤作为接种物的好氧生物过程。即定期向土壤投加H2O2和营养,过氧化氢在代谢过程中作为电子受体,以满足土著降解菌的需要,将污染物彻底矿化成CO2和H2O。

Kaempfer向石油污染的土壤连续注入适量的氮、磷营养和NO-3、O2及H2O2等电子受体,经过2d后便可采集到大量的土壤菌株样品,其中大多为烃降解细菌[5]。

3.2 异位微生物修复

是把污染土壤挖出,在异地用生物手段进行处理,使污染物降解从而使污染土壤恢复原有的功能。主要包括土地耕作法、预制床法、土壤堆肥法及泥浆生物反应器法。

3.2.1 土地耕作法

土地耕作处理是现场处理土壤污染常用的方法。通过施肥、灌溉和耕作来增加土壤中的有效营养物和氧气,增加物质流动,同时控制一定的温度、湿度和pH值,以提高土壤微生物的活性,加快其对有机污染物的降解。

美国环保局1989年在阿拉斯加威廉王子湾采用生物耕作法对石油污染土壤进行生物修复。将8 600km海岸土壤中由于油轮泄漏造成的污去除时间由10~20y降低到2~3y[6]。

3.2.2 预制床法

土壤耕作处理最大的缺陷是污染物可能从处理区迁移,预制床的设计可以使污染物的迁移量减至最小,因为它具有滤液收集和控制排放系统。操作方法是在不泄露的平台上铺上沙子和石子,将污染土壤转移到平台上,并加入营养液和水,必要时加入表面活性剂,定期翻动供氧,充分满足土壤微生物的生长需要,处理过程中流出的渗滤液,及时回灌于土层,以彻底清除污染物。

张建等针对胜利油田滨一污水站产生的含油污泥,建立了面积2 400m2的预制床处理工程,使用石油降解菌菌剂对含油量为110 160mg的污泥进行了生物修复,经过160d的处理后,含油污泥中石油降解率可达52.75%[7]。

3.2.3 土壤堆肥法

是将含油废弃物与适当的材料相混合并堆放,依靠堆肥过程中微生物作用来降解石油烃类的过程,同时加入了土壤调理剂以提高微生物的生长和石油生物降解的能量。加入的调理剂可以是干草、割草、树叶、麦秆或肥料[8,9],其目的是为了提高土壤的渗透性,增加氧的传输,改善土壤质地,为建立庞大的微生物种群提供能源。

Balba M T等在科威特Burgan油田采用堆肥法处理石油污染土壤,连续处理10m后,土壤中石油污染物基本被降解[10]。

张文娟等研究堆制处理过程对污染土壤中的多环芳烃降解,结果表明堆制对6种难降解的多环芳烃都有不同程度的降解作用[11]。

3.2.4 泥浆生物反应器法

泥浆生物反应器法操作方法是先挖出土壤与水混合成泥浆,然后转入反应器,并将已被驯化的微生物加入到准备处理的土壤中[12]。同时加入一定量的营养物质和表面活性剂,调节适宜的pH,底部鼓入空气充氧,加速污染物的降解。这种方法能很好地控制降解条件,因而处理效果好、速度快,但处理成本要比土地耕作、堆肥等技术高。

Robert M等在生物反应器中使用白腐真菌,处理多环芳烃污染土壤36d后,土壤中低分子量多环芳烃的降解率为70%~100%,高分子量多环芳烃的降解率为50%~60%[13]。

4 影响生物修复的因素

4.1 石油的理化性质

石油产品的可降解性随其组分的种类和大小的不同而改变。一般而言,各类石油烃被微生物降解的相对能力如下:饱和烃>芳香烃>胶质和沥青。在饱和烃部分中,直链烷烃最容易被降解;在芳香烃部分中,二环和三环化合物较容易被降解,胶质和沥青则极难被微生物所降解[14,15]。

其次,石油烃的物理状态对其生物降解也有明显的影响。一般来说,分散到水中的油组分形成油包水型乳化液,油滴表面积越大,细菌对烃的利用率越高。而在土壤系统中,油被植物或土壤吸附限制其扩散,使微生物不能与之充分接触,影响了降解效果。

4.2 石油的浓度

研究表明,少量烃类可作为土壤有机质促进微生物活性,有利于污染物的降解。但当油浓度过高时,表现出石油降解率随着浓度的增大而降低的趋势。

Dibble J T等报道,当向土壤中添加油泥使土壤中烃浓度达到1.25%~5%时,土壤的呼吸强度增大,当烃浓度达到10%时,土壤的呼吸强度不再增大,当烃浓度达到15%时,土壤的呼吸强度下降[16]。

4.3 共代谢作用

共代谢主要是指微生物的“生长基质”和“非生长基质”共酶。“生长基质”是可以被微生物利用作为惟一碳源和能源的物质。而非生长基质(有些污染物)不能作为某些微生物的碳源和能源,其降解并不导致微生物的生长和能量的产生,它们只是在其他微生物利用生长基质时,被微生物产生的酶降解或转化成为不完全的氧化产物,这种产物进而可以被别的微生物利用并彻底降解。

例如许多微生物能以土壤中低分子量的多环芳烃化合物(双环或三环)作为惟一的碳源和能源,并将其完全无机化,但是共代谢更能促进四环或多环高分子量芳烃的降解[17]。

4.4 环境因子

4.4.1 温度

温度对微生物降解石油烃的影响主要是对石油烃物理状态、化学组成以及对微生物本身代谢活性及降解酶的影响。能降解石油的微生物有嗜冷菌、嗜热菌和中温菌等,在进行微生物修复时,要紧密结合当地的气候条件和环境因子。

Ward等研究了环境因素对温暖湖水中烃降解速率的影响,发现烃降解微生物整年活动,但石油烃降解速率与季节相关[18]。

4.4.2 营养物质的供给

微生物的生长繁殖需要碳、氢、氧、磷和其它各种矿物质元素。TPH(石油烃)污染物含有大量的碳和氢,而氮和磷相对缺乏,氮源和磷源是常见的生物降解限制因素,因此适时适量施用氮、磷肥料可以加快石油污染物的降解。研究表明,氮、磷营养物质最佳质量比为5.67∶1。就降解效果而言,无机氮比有机氮效果要好,硝酸氮比铵态氮要好[19]。

4.4.3 氧气

微生物对石油烃的降解可以在有氧条件进行,也可以在厌氧条件下进。一般而言,烃化合物在厌氧条件下的生物降解速率要比在好氧条件下慢得多。因此对于绝大多数好氧微生物实际中可采用翻耕土地方法提供充足氧、或向污染土壤中投加H2O2为微生物降解提供电子受体,强化它们对烃类污染物的去除效果。实验表明,在有氧时烃类经14d可降解20%以上,而厌氧条件下经223d降解不到5%。

5 微生物修复技术的不足及展望

生物修复技术在快速发展的同时还存在着许多的局限性,主要体现在:

①环境因素或污染物存在状态的改变都会使微生物的降解难以进行。

②生物修复时,当污染物浓度太低不足以维持一定数量的降解菌时,残余的污染物就会留在土壤中,使污染物不能达到100%的降解。

③特定的微生物只能够降解特定的化合物类型,化合物形态一旦变化就难以被原有微生物酶系降解。

④其它物质对微生物修复的抑制及促进效应及修复过程中的基因调控机理还有待研究。

在今后工作中,我们应着重做好以下工作:

①深入了解生物修复机理、修复过程的基因调控机制。

②通过基因工程构建高效降解菌。

③尽可能将微生物修复过程与当地实际气候条件和环境因子紧密结合。

总之,微生物修复技术以其效率高、治理费用低和现场可操作性强的特点,仍广泛应用于污染环境的治理。随着生物技术的发展,利用微生物修复技术治理污染土壤将会有巨大的发展潜力。

摘要：该文介绍了微生物修复技术的最新研究内容和方法、重点对石油污染土壤的微生物原位修复、异位修复研究进展及各自的优点、局限性进行了综述,并就石油对微生物修复的影响因素进行探讨,最后讨论了该技术在我国的研究趋势和前景。

石油污染土壤的生物修复技术研究 篇3

土壤污染是继大气污染、水污染之后的第三大污染，我国对于土壤污染的治理和修复工作也是在加大力度，丝毫没有放松。环保部副部长吴晓青在第十届环境与发展论坛开幕式上表示，土壤污染的防治行动计划目前正在抓紧编制。他透露，我国将着手建立土壤环境监测网，建立国家公园体制，探索编制自然资源的资产负债表，完善土壤环境监测技术的体系。《石油污染土壤生态修复技术与原理》一书正是一部针对石油污染土壤修复技术的学术专著。本书作者是南开大学环境科学与工程学院教授、博士生导师唐景春。唐教授是环境污染过程与基准教育部重点实验室副主任，他在生物质废弃物处理及能源化技术、污染环境生物修复方面有很深厚的造诣。

石油的开采、运输、加工及使用过程造成了大面积土壤的石油污染，给生态环境和人民群众的身体健康都带来了危害，解决土壤石油污染已成为我国特别是油田及周边地区迫在眉睫的任务。相对于国外发达国家，我国对石油烃污染修复的研究开始得比较晚，但随着我国对生态环境问题越来越重视，近些年来，我国对石油烃污染修复的研究的支持力度越来越大，并且也取得了很多技术成果。本书结合作者多年来的研究成果，借鉴了国内外最新的理论，重点介绍了石油烃污染土壤的生态修复技术及原理，其中包括微生物修复技术及原理、植物修复技术及原理、植物-微生物联合修复技术及原理、物理化学-生物耦合修复技术及原理等。在此基础上，总结了油田或污染区域生态修复方案，并通过实例说明石油烃生态修复中不同技术的应用方法以及注意事项。本书还分析了生物炭、纳米材料等新材料在石油烃修复中的应用，探讨了分子生物学技术用于石油烃生物修复的方法，同时还介绍了石油烃污染土壤生态修复的风险评价及管理。这本书可谓介绍全面具体，有理论、有实例，实用性强，是污染土壤修复的研究人员以及工程人员很好的参考用书。本书的出版对我国的环境修复理论研究和修复技术的应用都起到了很好的促进作用。

石油烃污染土壤的生物修复 篇4

石油烃污染土壤的生物修复

摘要：从中原油田污染土壤中通过实验室驯化培养分离到一组能以中原原油为碳源的.快速生长的石油烃降解菌.用该组降解菌接种原油污染土壤,研究其原位生物联合修复实验,接种降解菌的各区分别种植大豆、施有机肥料、施有机肥料和锯末,与空白试样作对比.经过120d的联合修复,各区石油降解菌的总数(lgcfu/g)由接种时的5.25分别变为7.79、4.96、5.15、4.67.石油烃降解率分别达到89.4%、72.5%、76.7%、49.2%.表明分离的该组石油烃降解菌是一组高效降解菌且其与植物联合修复石油污染土壤能显著提高修复效果.作 者：常慧萍    CHANG Hui-ping  作者单位：濮阳职业技术学院生物系,河南,濮阳,475000 期 刊：生物学杂志  ISTIC  Journal：JOURNAL OF BIOLOGY 年，卷(期)：2008, 25(1) 分类号：X172 关键词：石油烃污染土壤    石油烃降解菌    生物修复   

石油污染土壤的生物修复技术研究 篇5

重金属污染土壤的微生物修复技术及其微生态效应

土壤重金属污染影响了土壤生态结构和功能的稳定性,微生物修复技术是近年来发展起来的`一种污染治理技术.本文探讨重金属在土壤中的行为特性及重金属污染土壤的酶学评价,综述了污染土壤的微生物修复及其微生态效应.

作 者：夏铁骑 XLA Tie-qi 作者单位：濮阳职业技术学院生物系,河南,濮阳,457000刊 名：濮阳职业技术学院学报英文刊名：JOURNAL OF PUYANG VOCATIONAL AND TECHNICAL COLLEGE年，卷(期)：22(2)分类号：Q939.9关键词：重金属 污染土壤 微生物修复技术 微生态效应

石油污染土壤的生物修复技术研究 篇6

石油污染土壤植物修复后对陆生高等植物的生态毒性

摘要：以经过5a植物修复处理后的石油污染土壤为供试土壤(柴油初始投加量分别为5 000,15 000,30 000 mg/kg),用重量法测定了土壤中残留矿物油含量,同时,以小麦(Triticum aestivum L.)为供试植物,以种子发芽及根伸长试验、早期幼苗生长试验、叶片内细胞色素P450单加氧酶(P450)含量、抗氧化酶(超氧化物歧化酶,SOD;过氧化物酶,POD)活性及脂质过氧化产物(丙二醛,MDA)含量等为指标对受试土壤进行生态毒理学综合评价.化学分析结果表明,各处理土壤中的矿物油均得到很好的去除,矿物油残留量为199～877 mg・kg-1,降解率为90.1%～97.2%.生态毒理学分析与化学分析的.结果间存在某种程度的差异,各处理土壤依毒理学指标不同显示不同的毒性效应.在各项指标中,初生根长(48h)、根鲜重(7d)、P450含量、SOD活性及MDA含量等对各处理土壤的毒性具有很好的毒性指示作用.化学分析与生态毒理学分析的综合评价结果表明,大部分中、高污染处理(即初始柴油投加量为15 000 mg/kg和30 000 mg/kg)土壤的生态风险较高.作 者：宋雪英    宋玉芳    孙铁珩    李昕馨    张薇    周启星    SONG Xue-ying    SONG Yu-fang    SUN Tie-heng    LI Xin-xin    ZHANG Wei    ZHOU Qi-xing  作者单位：宋雪英,宋玉芳,孙铁珩,SONG Xue-ying,SONG Yu-fang,SUN Tie-heng(中国科学院沈阳应用生态研究所陆地生态过程重点实验室,沈阳,110016;沈阳大学环境工程重点实验室,沈阳,110041)

李昕馨,张薇,周启星,LI Xin-xin,ZHANG Wei,ZHOU Qi-xing(中国科学院沈阳应用生态研究所陆地生态过程重点实验室,沈阳,110016)

期 刊：环境科学  ISTICPKU  Journal：CHINESE JOURNAL OF ENVIRONMENTAL SCIENCE 年，卷(期)：2006, 27(9) 分类号：X703 关键词：生态毒性    柴油    植物修复    土壤    小麦    抗氧化酶    幼苗生长   

石油污染土壤的生物修复技术研究 篇7

因此, 土壤铬污染的研究及微生物修复成为当前国内外研究的难点和热点。微生物修复是在优化的操作条件下, 通过生物还原反应, 利用土壤中的土著微生物或向污染环境补充经过驯化的高效微生物, 将六价铬还原为三价铬, 达到修复铬的目的。本文对土壤铬污染的概况来源危害及其微生物修复以及研究方向展望等方面的研究进展进行了综述为以后的研究工作提供参考。

1 治理铬污染的化学、物理方法及原理

国内外对铬污染的化学、物理治理方法进行了大量的研究。铬渣的解毒法主要有酸性还原法、碱性还原法、碳还原法、烧结矿法、干式还原法、湿式还原法和固定/稳定化法等, 都是将Cr (*) 转化为无毒态Cr (ó) 。迄今其治理方法有20多种, 其中有的解毒不彻底, 有的基建投资过高、费用过大, 有些则依赖其他行业, 并有二次污染, 都未能得到普遍的推广应用。

铬主要对环境中的水和土壤造成危害。传统的含铬废水治理工艺主要有两种:一是改变铬在水中的存在形态, 使溶解性的金属转变为不溶解或难溶解的金属化合物, 从废水中除去, 如化学法、电化学还原法、铁屑法、电解法等;二是不改变铬的存在形态, 将铬从废水中清除, 如离子交换法, 活性炭吸附法等。这些方法在不同程度上存在投资大、运行费用高、局限性强、工艺复杂、治理后的水难以达标等缺点, 且易产生大量污泥。而对被铬污染的土壤, 其治理途径主要有两种:一是改变铬在土壤中的存在形态, 将6价铬还原为3价铬, 降低其在环境中的迁移能力和生物可利用性;二是将铬从被污染土壤中清除。其治理方法有: (1) 化学固定化/稳定化方法, 需将土壤挖掘出来, 成本较高, 处理效果也有待提高; (2) 化学清洗法, 需加水和清洗剂, 但后续废水处理困难, 对土壤有选择性。由于土壤性质变化很大, 研究结果离实际应用还有一定距离, 因此, 该领域的研究还处于经验摸索阶段。

2 微生物治理

2.1 方法

近年来出现的铬污染生物治理法是通过微生物的新陈代谢、生长繁殖将有害物质变成无害物, 甚至有用物质的一种生化方法, 即微生物能将可溶的有毒的Cr (VI) 转化为低毒或无毒的Cr (III) 。如Kats-ifas, E.A.等分离筛选出一种曲霉菌Aspergillus carbonarius, 可用固体发酵法来还原铬硝的皮革废料, 其中97%的皮革废料能被液化, 并能从累积的液体中得到制革所需要的硫酸铬溶液和富含蛋白质的液体, 而这种蛋白质液体可作肥料、动物饲料添加剂或应用于其他的工业中。微生物法因其投资小、运行费用低、无二次污染等优点, 逐步成为对含铬废水废渣均适用的价廉、方便而又彻底的治理方法, 使得越来越多的研究人员将注意力从传统的化学、物理方法转向微生物法。

2.2 对含铬废水的治理

纯种微生物处理含铬废水是依据获得的高效功能菌对铬的静电吸附作用、酶的催化转化作用、络合作用、絮凝作用和沉淀作用, 使铬被沉积, 经固液分离, 使废水被净化。2001年申如香等人用分离筛选出的功能菌处理冷轧含铬废水, 当铬浓度为150 mg/L、菌废比1B1时, 处理36 h后铬的去除率达99.9%, 符合废水排放标准。2003年尹华等人通过菌种培养、分离与筛选, 获得一株对铬具有很强还原与吸附性能的掷抱酵母 (Sporobolomycetaceaesp) , 该菌株适宜的吸附p H值是6-9, 将1 g培养了60 h的菌体放在20m L、p H为7、浓度为15mg/L的铬液中, 吸附8 h后, 对铬的去除率最高可达到100%, 且铬在细胞质内主要以低毒性的3价铬存在。

2.3 对铬污染土壤的治理

对于被铬污染的土壤也提倡采用生物修复法 (Bioremediation) , 即应用植物和微生物来治理铬污染, 现主要集中于微生物方面, 就是利用原土壤中的土著微生物或向污染环境补充经过驯化的高效微生物, 在优化的操作条件下通过生物还原反应, 将6价铬还原为3价铬, 从而修复被污染土壤。相比于化学还原和化学清洗法, 生物修复的优势在于不会破坏植物生长所需的土壤环境, 不会产生二次污染, 可原地处理, 操作简单。

由于铬对土壤微生物群活性的影响是长期性的, Desjardin V。等就法国Rhone-A1pes地区污染土壤中微生物活性对铬化学状态的影响进行了研究。该地区土壤中铬的含量为4700mg/kg, 其中大约40%以可溶性6价铬盐的形式存在。研究发现, 当土壤在30e时, 有葡萄糖且富含营养水溶液, 经过培养后, 当地的微生物能有效地将土壤中的6价铬转变为不易迁移的3价铬。将可以降低6价铬的链霉菌thermocarboxydus菌株从被污染的土壤中隔离出来进行研究, 发现该菌株可以将6价铬固定。

4Cr污染土壤微生物修复的发展趋势和展望采用物理化学技术修复Cr污染土壤, 不仅费用昂贵, 难以大规模用于污染土壤的改良, 而且常常导致土壤结构破坏、土壤生物活性下降和土壤肥力退化等问题。微生物修复技术作为一门新兴的、高效的生物修复技术已被科学界认可和选用, 其在污染土壤修复中将扮演越来越重要的角色。

尽管微生物法治理Cr (VI) 土壤污染已经取得了一定的成果, 但仍有许多不足之处需克服。首先要彻底摸清受污染土壤的类型和污染程度, 才能采取有针对性的微生物修复措施。其次, 要深入进行Cr (VI) 生物修复机理的相关研究, 对菌体还原Cr (VI) 的动力学特性进行分析、模拟, 并借助分子生物技术和基因工程技术, 找出Cr (VI) 还原菌菌体中的有效基因, 构建基因工程菌。在获得对Cr (VI) 还原能力较强的微生物后, 如何利用此微生物进行菌剂的生产和应用也需要深入的研究, 如如何克服还原微生物和土著微生物的竞争, 如何利用还原微生物进行相关反应器的开发, 尤其是连续操作的反应器的开发等。

此外, 在生物修复过程中, 还需要加强污染物的生态化学过程的量化数学模型、生态风险及安全评价的研究, 建立相关的监测与评价指标体系, 这对于指导不同地区的微生物修复实践以及对于微生物修复技术的发展与完善都具有重要的意义。

参考文献

[1]李圣发.土壤砷污染及其植物修复的研究进展与展望[J].地球与环境, 2011, 39 (3) :429-434.

[2]任爱玲.含铬污液在土壤中迁移规律的研究[J].城市环境与城市生态, 2000, 2 (13) :154-157.

石油污染土壤的生物修复技术研究 篇8

关键词：生物修复；生物堆；曝气；秸秆；菇渣；生物强化；有机污染

中图分类号： X53 文献标志码： A

文章编号：1002-1302（2015）03-0300-05

近年来，城市工业布局调整要求污染较重企业搬迁出主城，遗留大量被污染的土地，在城市土地置换中改变其用地性质后进行再开发利用。我国有关法规要求工业污染土壤须经过治理和修复，符合未来用地标准后方能开发建设。土壤修复是使遭受污染的土壤恢复正常功能的技术措施，常用方法有物理法、化学法和生物法[1-6]。生物修复是利用微生物的新陈代谢过程，直接以有机污染物作为代谢底物，或者利用共代谢途径将有机污染物降解为CO2、H2O或其他无毒、低毒产物，从而实现有机污染土壤的修复[7-9]。生物堆法是传统堆肥和生物治理技术的结合，近年来国内外普遍采用生物堆法处理工业污染土壤[10-29]。Jorgensen等的试验表明，石油污染土壤经过生物堆置后可减少石油含量71%[30]。姜林等在北京某焦化厂建立处理能力为450 m3的生物堆，对多环芳烃污染土壤进行8个月的修复，16种多环芳烃的平均去除率均大于65%[31]。生物堆法在工程应用上一般通过生物刺激和生物强化2种方式来提高有机污染物降解率。生物刺激即通过一定工程措施优化土壤微生态环境，主要包括提供电子受体、调节土壤含水率及pH值、投加适量的营养物质等，促进微生物繁殖。生物强化即向土壤中投加菌剂以增加具有特定降解能力菌类的种群数量，增强微生物的活性从而达到降解污染物的目的。

本研究供试土壤为南京地区常见的粉质黏土，黏粒含量高，堆置后密实、孔隙度小，不利于堆体内部土壤的通气充氧，严重影响好氧微生物的新陈代谢，需要加入土壤结构改良剂以改善堆体的疏松度和通气性，避免堆体内出现厌氧区域。秸秆是成熟农作物茎叶（穗）部分的总称，含有大量的有机质、氮、磷、钾和微量元素，粗纤维含量高达30%～40%[32-34]。菇渣是食用菌菇生产余下的废料，含有丰富的粗蛋白、菌体蛋白、氮磷以及有机质等营养物质，还含有钙、钾、硅等矿物质，是安全的有机肥料[35-37]。秸秆和菇渣具有疏松多孔的物理性质和一定的物理强度，是良好的土壤结构改良剂。本研究将农业生产的废弃物秸秆和菇渣作为土壤结构改良剂应用于生物堆修复有机污染土壤，在南京市某搬迁有机化工厂内构建处理规模 100 m3 的生物堆现场试验工程，对氯苯类及硝基苯类污染土壤进行69 d的修复，研究了3种运行工艺下主要污染物降解情况，并通过经济成本分析，探讨最优工艺路线。

1 材料与方法

1.1 试验材料

本研究供试土壤取自南京某搬迁有机化工厂的生产车间地下2～5 m。原土理化性质如下：粉质黏土的黏粒含量约25%，孔隙度0.43，垂直渗透系数2.88×10-7cm/s，pH值 7.9～8.3，含水率25%～28%，有机碳1.9%，碱解氮38 mg/kg，速效磷15 mg/kg，微生物菌群数量2.1×103～1.6×104个/g。秸秆、菇渣、氮肥以及磷肥购自南京宁粮生物肥料公司。微生物菌剂由江苏麦可博生物环保工程技术有限公司对原土的微生物进行驯化和扩大培养制成。主动曝气管为直径 10 cm 的PVC管，钻孔密度20～50 个/m。被动曝气系统由软式透水管构成。立体被动曝气系统获得专利授权（专利号：ZL201320568574.X）。

1.2 室内土柱试验

供试土壤用锤子敲碎后过2 mm筛网；秸秆剪切至长度 1 cm；菇渣破碎打散；PVC管（长度20 cm，内径4.5 cm）用纱布封底。天平称取180 g原土，按照试验设计比例添加秸秆和菇渣，混匀后填入PVC管，填充时保持压实程度与土柱体积一致。将土柱固定在铁架台上，自上方缓缓加入100 mL水，土柱渗出水流入下方烧杯，用天平称量烧杯质量。

1.3 生物堆构建

在南京市某搬迁化工厂内构建4个生物堆（长8 m，宽 3 m，高2 m），分别称为1～4号堆。现场试验运行69 d，处理污染土壤约100 m3。1号堆（对照组）由原土堆置；2～4号堆在建堆时充分洒水，添加适量氮肥、磷肥，使土壤C ∶N ∶P约为（100～120） ∶10 ∶1，同时掺混1%（质量百分比）秸秆和2%（质量百分比）菇渣。4号堆在建堆时和第47天投加50 L微生物菌剂。2～4号堆体中间埋设数根主动曝气管，两端开口伸出堆体外与大气连通。2号堆体内部埋设立体被动曝气系统，可以通气、通水。3号堆及4号堆仅底部铺设被动曝气管。各生物堆运行工艺条件见表1。

1.4 测定项目及方法

1.4.1 室内土柱试验 记录土柱第1滴水渗出时间，每隔 1 min 检测土柱渗出水总质量。称量加水前和试验结束时土柱质量，二者差值即为土柱涵养水分质量，代表了土柱最终持水能力。

1.4.2 生物堆现场试验 堆心距地面约1 m处插入温度计测定土壤温度并记录。定期采集距地面约1 m处的堆心土壤，每次采集3个样品，数据处理时取平均浓度。1，4-二氯苯检测方法为USEPA 8260C；硝基苯、对/邻硝基氯苯的检测方法为USEPA 8270D；微生物菌落数测定方法为平板计数法，微生物菌剂培养方法参照文献[38]。

2 结果与分析

2.1 确定秸秆和菇渣的最佳配料比

2.1.1 不同比例秸秆的土柱渗水性及持水性 考察秸秆添加比例为0.5%、1.0%、2.0%（质量百分比）时土柱的渗水性及持水性。不同土柱渗水量与时间的关系见图1；不同土柱最终持水能力见图2。

2.2 生物堆修复有机污染土壤现场试验结果

2.2.1 温度变化

生物堆堆心温度高低可大致反映土壤微生物的活性。各堆心温度变化如图5所示。现场试验运行69 d期间，气温变化范围19～35 ℃，1号堆（对照组）是原土堆置，温度范围18～27 ℃，与气温接近。2号堆经历了2个“升温—降温”周期，分别在建堆后、第20天。2号堆采用 “主动曝气+立体被动曝气+不翻堆” 工艺。建堆时按照表1中各项工艺方案为土著微生物提供良好的生态环境条件，菇渣可增加土壤有机碳含量，为微生物的新陈代谢提供充足的碳源，微生物菌群迅速增殖、消耗有机碳并散发热量使得堆心温度快速上升。我们认为，在温度较低的秋、冬季节构建生物堆时，适量加入秸秆和菇渣能有效刺激微生物新陈代谢，提高堆体温度，有利于微生物分解有机污染物。3号堆经历了3个“升温—降温”周期，分别在建堆后、第23天（第1次翻堆）、第47天（第2次翻堆）。3号堆运行工艺是“主动曝气+底部被动曝气+翻堆”。翻动土壤一方面起到充氧作用，另一方面也使堆料均匀混合，堆体内部各处微生物菌群均能获得良好的生长环境，加之补充水分，每次翻堆后都能引发新一轮的微生物增殖。因此，定期翻堆能改善堆体内部微生态环境，有利于提高微生物活性，促进对有机污染物的降解。4号堆经历3个“升温-降温”周期，分别在建堆后、第23天（第1次翻堆）、第47天（第2次翻堆）。4号堆的温度、每次升温幅度和峰值都没有超过2号堆和3号堆，说明微生物新陈代谢及活性并非期望的“被强化”。将培养基上驯化和扩大培养的高浓度微生物菌剂投加到土壤中不能完全适应自然环境，使得微生物增殖不显著（如表3中微生物菌群数量）。因此，采用生物堆技术修复高浓度和难降解有机污染土壤时，需要有针对性地筛选和驯化优势菌种，并充分考虑其在自然环境中的适应性，方能体现生物强化的优势。

表2显示，现场试验运行69 d期间，2～4号堆的微生物菌落数均比1号堆高1～3个数量级。2号堆的微生物菌落数保持在106数量级。3号堆保持在107数量级，其增殖速度最快数量最多，表明3号堆的工艺条件最适宜微生物生长，其新陈代谢活跃，图5显示3号堆体温度最高也可证实。4号堆在建堆时投加了微生物菌剂，但是运行前期新陈代谢水平并未迅速提高，图5显示4号堆温度未超过2号堆、3号堆可证实。结合堆体温度、微生物数量和污染物降解速率，4号堆投加高浓度微生物菌剂的生物强化作用未达到预期效果。

2.2.3 有机污染物降解情况

以原土中检出率和浓度较高的1，4-二氯苯、硝基苯及邻/对硝基氯化苯为模型污染物说明生物堆的降解效率（表3）。降解率=（建堆时浓度值-运行结束时浓度值）/建堆时浓度值×100%。表3显示，1，4-二氯苯、硝基苯及邻/对硝基氯化苯在2～4号堆的降解率均显著高于1号堆。运行结束时，2～4号堆的降解率区间是82.8%～99.2%，1号堆是25.2%～462%。运行30 d时3号堆的降解率几乎与69 d时相同，而此时2、4号堆的降解率则远远低于运行69 d水平。

3 讨论

3.1 不同运行工艺对降解有机污染物的影响

3.1.1 生物刺激对修复效果的影响

1号堆是原土堆置，堆体平均温度21 ℃，与气温接近，其微生物菌落数比3号堆低了2个数量级，3种有机污染物的自然降解效率低。2号堆和3号堆采用生物刺激方式，表1中的各种强化措施如土壤结构改良剂秸秆和菇渣、主动曝气及被动曝气系统的持续供氧等，均为好氧微生物提供了良好的生长繁殖条件，增强其新陈代谢水平和活性，从而提高微生物分解有机污染物的速度。

运行期堆体温度范围35～62 ℃，处于微生物新陈代谢最佳温度范围内。菇渣在生物刺激机制中起到重要作用：第一，菇渣是良好的土壤结构改良剂，建堆时与秸秆一起掺混提高了土壤的通气性和持水性，有利于堆体通气供氧和涵养水分；第二，菇渣增加了易降解有机质含量[6]，微生物菌群利用有机碳时散发的热量有助于提高堆体温度，以达到适宜微生物生长繁殖的温度范围45～65°C[24]。第三，菇渣富含大量微生物菌群，在适宜条件下可产生真菌（现场试验观察到堆体表层有白色的真菌子实体），形成更长的食物链和更复杂的生态系统，其共代谢作用也有利于提高修复效果。

3.1.2 不同运行方式对修复效果的影响

2号堆和3号堆运行工艺分别是：“立体被动曝气+不翻堆”、 “底部曝气+翻堆2次”。表4显示，虽然运行结束时2个堆的污染物降解率相近，但2号堆在运行30 d时的降解率远远低于69 d水平，而此时3号堆几乎与69 d水平相同。由此可見，3号堆的污染物降解速率最快。分析原因，翻动土壤能改善堆体内部土壤均质性，利于均匀曝气供氧、微生物密度均匀。2号堆的“不翻堆”工艺存在不足：粉质黏土堆置时破碎程度不一，秸秆和菇渣掺混时无法保证均质。这种堆料分布不均，一方面使营养物质分布不均匀，微生物生长不均衡；另一方面会导致曝气不均匀，空气会向堆体内部空隙大的地方流动，形成“优先通道”，这部分土壤周围干燥，而其他区域土壤则供氧不足，导致微生物生长繁殖受限制，从而影响污染物的降解效率。从经济角度分析，定期翻堆增加了人工费，但是在大规模工程应用时，此费用可以摊薄，对该技术成本影响不大。

3.1.3 生物强化作用对修复效果的影响

4号堆与3号堆工艺的区别是增加了投加高浓度微生物菌剂的生物强化方式。试验设计时预期达到更快降解速率。但是表4显示运行30 d时4号堆的降解率远远低于3号堆；图5显示，4号堆温度低于2号堆、3号堆；表3显示，4号堆的微生物菌落数普遍比3号堆低1个数量级。本现场试验的生物强化对提高有机物降解效率作用不显著。分析原因，微生物菌剂是采用原土在实验室中驯化、培养的混合菌种，并非针对某些难降解有机物筛选出来的优势降解菌种。在培养基中扩大培养时自然淘汰了一部分优势降解菌，存留下来的既有降解菌种，也有其他菌种。投加到生物堆中后一部分降解菌株因不能适应自然环境而死亡，一部分其他菌种因竞争营养源而抑制了土著优势降解菌株的生长，导致微生物菌群数量和活性提高不明显、污染物降解速率不高。从经济角度分析，制作高浓度微生物菌剂的费用很高，驯化、筛选针对某些有机污染物的优势菌种的技术成本更高。如果实际工程处理对象不是此类高浓度、有毒、难降解有机物，在修复工期足够，并且生物刺激工艺能达到良好修复效果的前提下，出于经济性考虑，则没有必要采用生物强化。

3.2 技術成本分析

本次生物堆现场试验的技术成本包括基础设施成本、管理成本和运行成本。基础设施成本包括试验场地平整及防渗费用、水电路改造费、土壤挖掘及短途运输费、鼓风机房建设费和建堆人工辅助费等。管理成本即现场试验运行期间值班监管人员劳务费及交通费等。生物堆运行成本包括堆料费（秸秆、菇渣及肥料）、设备费（曝气管材及安装费）、水电费、翻堆2次的机械租赁费、微生物菌剂定制费和样品检测费等。前2项均摊到每个生物堆，第3项中翻堆费用和微生物制剂费用按照各堆实际消耗情况计算，其余的均摊。各生物堆的成本分别是：2号堆597元/m3、3号堆673元/m3以及4号堆786元/m3。

3.3 最优工艺条件

从不同运行工艺的污染物降解速率、技术成本及工程实施的可操作性角度，综合环境效益、技术指标和经济效益3方面因素考虑，本现场试验的最优工艺方案是3号堆的 “1.0%秸秆+2.0%菇渣+主动曝气+底部被动曝气+翻堆”，其次是2号堆的“1.0%秸秆+2.0%菇渣+主动曝气+立体被动曝气+不翻堆”。

4 结论

添加1.0%秸秆和2.0%菇渣作为土壤结构改良剂改善生物堆孔隙度，有利于堆内部通气供氧。菇渣提高生物堆初始有机质含量，刺激微生物增殖，提升堆体温度，对于提高有机污染物降解率具有积极意义。

进行主动曝气和被动曝气改善土壤内部好氧环境，为微生物新陈代谢提供充足的氧气。定期翻堆利于整个堆体内部环境的均质性，促使微生物菌群密度均匀，提高有机污染物降解效率。立体被动曝气系统能实现持续曝气和通水，利于有机物的降解。

本研究的生物强化作用未能大幅度提高有机污染物降解速率。若非处理高浓度、生态毒性大、难降解的有机物，且无修复工期的限制，采用生物刺激方式即可大幅提高微生物降解有机污染物的效率，具有成本低、易于实施的优点。

本现场试验的最优工艺条件是“1.0%秸秆+2.0%菇渣+主动曝气+底部被动曝气+翻堆”，技术成本673元/m3；其次是“1.0%秸秆+2.0%菇渣+主动曝气+立体被动曝气+不翻堆”，技术成本597元/m3。

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石油污染土壤的生物修复技术研究 篇9

摘要：通过铬(Ⅵ)污染土壤中筛选出的土著微生物对六价铬污染土壤的还原实验结果,对还原前后土壤中有效铬的含量进行了分析,并对还原后土壤进行了不同条件下的`暴露,检测了土样中六价铬浸出毒性,结果表明,经过土著微生物还原后的土壤中,水溶性态铬与可交换态铬都得到了显著的降低,而且土壤浸出液中的六价铬也在不断地降低,说明微生物对六价铬的还原不仅能显著降低其毒性,而且还原产物还具有一定的稳定性.作 者：常文越 陈晓东 王磊 徐佳玲 作者单位：常文越,陈晓东,王磊(沈阳环境科学研究院,沈阳,110016)

徐佳玲(东北大学资源与土木工程学院,沈阳,110004)

石油污染土壤的生物修复技术研究 篇10

重金属污染土壤H2O2预处理的植物修复技术研究

采用反应平衡法并结合盆栽试验研究了H2O2对重金属污染土壤的活化作用及对后续植物修复中重金属根际效应的影响.研究表明污染土壤施入H2O2后,水溶性总铜、总锌均较对照有显著的.增加,说明H2O2对污染土壤重金属的活化有很强的效果.Fe2+加入使重金属活性降低,施加量越高,土壤溶液水溶性铜锌含量越低.经H2O2预处理的土壤栽种黑麦草后将进一步溶出铜锌,其中,对黑麦草根际水溶态铜含量的影响比锌显著.H2O2预处理并不改变污染土壤重金属的主要存在形态,但经H2O2预处理的土壤栽种黑麦草后,水溶态+交换态铜含量增幅较大说明经H2O2预处理重金属在土壤中的结合强度可能减弱,易于受根际的影响而活化.H2O2预处理土壤栽种黑麦草后,弱专性吸附态铜锌均明显增加、残渣态铜锌减少.即提取试验和盆栽试验结果均表明H2O2预处理对提高土壤中重金属的生物有效性、促进植株吸收重金属效果显著.

作 者：杨强 林琦 王兆炜 王远鹏 YANG Qiang LIN Qi WANG Zhao-wei WANG Yuan-peng 作者单位：浙江大学,环境工程系,浙江,杭州,310029刊 名：浙江大学学报(农业与生命科学版) ISTIC PKU英文刊名：JOURNAL OF ZHEJIANG UNIVERSITY(AGRICULTURE & LIFE SCIENCES)年，卷(期)：200531(3)分类号：X161关键词：H2O2预处理 铜 锌 植物修复

石油污染土壤的生物修复技术研究 篇11

1 农药污染土壤微生物修复

化学农药污染土壤的修复根据使用的修复主体不同, 可以分为物理修复、化学修复、生物修复等。物理、化学修复技术是指利用物理或化学的方法除去污染环境中的农药, 降低农药对生态环境的危害, 包括超声波、电离辐射、隔离、泵抽取和地上处理、土壤清洗、萃取、固化和稳定化等多种方法[1]。理化修复技术一般会影响土壤的结构和地下水所处的生态环境, 具有成本高、易形成二次污染的缺点。相对来说, 生物修复具有安全、有效、廉价和无二次污染等优点, 是利用活体生物对农药的降解作用, 将农药污染物分解成无毒或低毒的小分子化合物的过程。微生物种类繁多、代谢方式丰富多样、底物范围广, 使其在化学农药污染土壤的生物修复过程中发挥重要的作用, 成为有机化合物生物降解的首要因子, 是生物修复的主力军。

1.1 农药污染土壤修复中涉及的微生物种类

农药污染会破坏土壤功能, 威胁微生物多样性, 然而农药污染对微生物的影响是有选择性的。对于缺乏耐性的微生物来说, 污染物会抑制其生长繁殖, 造成数量减少甚至消失。而对于某些能利用污染物作碳源和能源的微生物来说, 污染物则会刺激其生长繁殖, 并通过生物作用将这些有毒物质转化成二氧化碳和水或其它无害物质[2,3]。微生物修复技术就是基于这一原理发展起来的。

农药污染土壤微生物修复技术的关键是获得高效降解菌株, 从农药污染环境中筛选分离具优良性状的菌种是最常用的一种方法。从20世纪60年代开始, 国内外就开始进行污染环境中异生物质的微生物降解研究, 科研工作者通过富集培养、分离筛选等技术获得了一大批能降解或转化化学农药的微生物, 涉及细菌、真菌、放线菌及藻类。其中, 以有机磷农药、有机氯农药降解菌种类最多, 近年来对磺酰脲类除草剂、酰胺类除草剂降解菌的筛选研究也逐渐增多。其中降解农药的真菌主要包括曲霉属 (Aspergillus) 、青霉属 (Pinicielium) 、根霉属 (Rhizopus) 、木霉属 (Trichoderma) 、镰刀菌属 (Fusarium) 、交链菌属 (Alternaria) 、头孢菌属 (Cephalospporium) 、毛霉属 (Mucor) 、胶霉属 (Gliocladium) 、链孢霉属 (Neurospora) 、根霉菌属 (Phizobium) 等。降解农药的放线菌主要有诺卡氏菌属 (Nocardia) 、链霉菌属 (Streptomyces) 、放线菌属 (Actinomyces) 、小单胞菌属 (Micromonospora) 、高温放线菌属 (Thermoactinomyces) 等。以细菌的种类最多, 包括假单胞菌属 (Pseudomonas) 、芽孢杆菌属 (Bacillus) 、节细菌属 (Arthrobacter) 、棒状杆菌属 (Corynobacterium) 、无色杆菌属 (Achromobacter) 、土壤杆菌属 (Agrobacterium) 、黄杆菌属 (Flavobacterium) 、微球菌属 (Micrococcus) 、黄单胞杆菌属 (Xanthomonus) 、埃希氏杆菌属 (Esherichia) 、产碱菌属 (Alcaligenes) 、气杆菌属 (Aerobacter) 、固氮极毛杆菌属 (Azotomonus) 、短杆菌属 (Brevibacterium) 、枝动杆菌属 (Mycopiana) 、极瘤细菌属 (Rhizobium) 、沙雷铁氏菌属 (Serratia) 、链球菌属 (Streptococcus) 、梭状芽孢杆菌属 (Costridium) 、八叠球菌属 (Sarcina) 、拟杆菌属 (Bacteroides) 、毛螺菌 (Lachnospira) 、硫杆菌属 (Thiobacillus) 、鞘氨醇单胞菌属 (Sphingomonas) 、鞘氨醇杆菌属 (Sphingobium) 。降解农药的藻类主要有衣绿藻属 (Chlamydomonas) 、小球绿藻属 (Chlorolla) 、菱属硅藻属 (Nitzichia) [4,5,6,7,8]。目前, 针对这些菌株, 科研工作者就相关的培养条件、降解特征、田间应用条件、降解效果等方面进行了研究, 为环境修复制剂的田间应用奠定了良好的基础。

1.2 化学农药污染土壤的微生物降解机制

化学农药污染土壤的修复过程是污染物在微生物作用下转化、降解的过程, 不同微生物对农药的降解机制存在差异。主要分为酶促与非酶促两种机制, 酶促降解是农药降解的主要方式。

酶促降解可分为一般有效性酶的代谢和共代谢。一般有效性酶的代谢包括广谱酶 (如水解酶、氧化酶) 的代谢和特异酶代谢, 当农药污染物浓度较高时, 微生物通过酶对农药分子的特殊毒性基团进行代谢, 使其失去毒性, 并在代谢过程中将农药分子当作自身需要的碳源物质, 从中获得生长所需的能量。化学农药降解过程中常见的酶类主要有水解酶类 (包括磷酸酶、对硫磷水解酶、酯酶、硫基酰胺酶、裂解酶等) 以及氧化还原酶类 (包括过氧化物酶、多酚氧化酶等) 。如LEWIS等由黄杆菌分离到一种酯酶或磷酸酯酶, 可降解对硫磷, 显著降低原药毒性, 同时还可水解另外10余种有机磷农药, 如久效磷、对氧磷和马拉硫磷等。另外, 从假单胞菌株中还分离到能切断氯苯胺灵酰胺键或酯键的降解酶, 从球形芽孢杆菌无细胞抽提物中分离到具有酰胺酶活性的物质, 可降解苯胺类除草剂等[9]。对有机磷水解酶的研究较为系统, 有机磷水解酶分为两类, 一类是来自Flavobacterium sp.和Brevundimonas diminuta MG的OPD (organophosphate degradation) 以及从Agrobacterium sp.中分离的OpdA;另一类是来自Pleslomonas M6的MPD (methyl parathion degradation) 和Pseudomonas WBC23菌株中的有机磷水解酶MPH (methyl parathion hydrolase) [10]。N-甲基氨基甲酸酯水解酶也是化学农药降解酶类之一, 这类酶可以降解氨基甲酸酯类农药成为酚或肟、烯醇以及胺和二氧化碳, 目前已从细菌Arthrobacter sp.WM111、Pseudomonas sp.CRL-OK、Blastobacter sp.M501和Pseudomonas aeruginosa等中纯化出多种水解N-甲基氨基甲酸酯的酶[11]。

共代谢是指某些有机物在环境中不能作为微生物的惟一碳源与能源, 必须由其它化合物存在提供碳源与能源时该有机物才能被降解的现象[12]。共代谢作用是化学农药降解的一种重要方式, 由于环境中污染物浓度都相对较低, 所以大多数农药污染物都是通过微生物的共代谢作用来降解的。仪美芹等分离出2株木霉菌及1株链格孢菌, 它们利用共代谢方式完成甲基对硫磷的降解[13]。虽然共代谢不能够彻底降解农药, 但通过共代谢的转化, 可能使得有机物更容易被其它微生物所降解, 从而加快污染物从环境中的消失速度。

非酶促降解是微生物降解化学农药的另一种方式, 是指微生物活动过程中由于pH值变化、产生某些辅助因子、化学物质而使有机物降解的现象, 如脱卤作用、脱烃作用、胺及酯的水解、还原作用、环裂解等。微生物还能参与光化学反应, 如微生物的产物能吸收光的能量转化成光敏体, 再把能量转移给农药分子, 使环境中化学农药转化分解[14,15]。

化学农药微生物降解机制的研究、降解酶的分离纯化等研究的进行为高效降解菌株的筛选、农药降解酶制剂的开发奠定了基础。目前, 已成功开发了一些农药污染环境修复制剂, 澳大利亚的OricaWatercare公司开发出有机磷水解酶制剂Landguard TM, 用于环境中有机磷农药污染的修复, 效果显著[16]。我国也有利用有机磷水解酶进行生物反应器和蔬菜表面有机磷污染的去除研究与实践[17]。

2 微生物在化学农药污染土壤修复中的应用

降解菌株的分离、筛选及其降解特性的研究都是为其应用做准备, 目前, 有关农药高效降解菌株的室内研究较多, 而实际的田间应用及效果评价则相对较为薄弱。然而, 由于活体菌剂受环境的影响较大, 将实验室分离的高效降解菌株发酵培养后直接施入被农药污染土壤并不能取得良好的降解效果, 应对其应用条件进行研究。洪源范等进行了甲氰菊酯降解菌 (Sphingomonas sp.) JQL4-5对污染土壤修复的实验, 实验结果表明土著微生物、土壤温度、pH值、添加降解菌的浓度以及甲氰菊酯的浓度对菌株降解能力的影响, 为该降解菌株的田间应用奠定了基础[7]。营养条件是决定土壤修复成功与否的关键因素之一, 在污染土壤加入外源的污染物降解菌的同时提供这些微生物生长所需的营养, 包括常量营养元素和微量营养元素, 能够有效提高田间修复效果。因此, 要根据降解菌株对营养条件的需求制成相应的制剂, 以提高降解菌株在田间对农药的降解效果。南京农业大学利用有机磷降解菌株DLL-1并附加适当营养元素制成的农药降解菌剂, 对辛硫磷、甲基对硫磷施用3d后的降解率分别为99.52%、98.83%, 2003年在山东省博兴县、滨城旧镇拱棚韭菜降解有机磷农药残留示范中, 也取得了良好的效果, 送检产品达到绿色食品卫生标准[18]。

3 农药污染土壤微生物修复的限制因素与展望

总之, 化学农药污染土壤的微生物修复作为一种高效、经济的清洁技术, 近年来得到了广泛的研究并取得了诸多成果。但总体来说, 目前对该类化学农药生物降解的研究还处于微生物菌种的筛选及降解产物的分析等方面, 主要局限于实验室研究, 大部分菌株的田间应用效果还不是很理想。这种现状主要是由于:第一, 凡是能够影响微生物活性的因素均能影响它们的降解性能, 包括pH值、温度、湿度和土壤类型等环境因子, 这些因素的不稳定造成了微生物土壤修复效果的差异, 限制了其在田间的应用。第二, 大多数的化学农药在土壤中的浓度较低, 低浓度的化合物很难维持降解细菌所需的群落。第三, 微生物修复往往需要添加营养物和诱导物, 存在二次污染的危险。第四, 富集有高浓度化学农药的微生物仍然存在于环境之中, 如何正确处理这些微生物也是亟待解决的问题。

土壤重金属污染及其修复研究 篇12

土壤重金属污染及其修复研究

摘要：土壤重金属污染是环境和土壤科学研究者近年来研究的.热点问题.在此综述了土壤重金属污染的来源及其赋存形态,介绍了各种修复方法,提出生物修复是今后重金属污染治理技术的发展方向.作 者：俞佳 戴万宏 YU Jia DAI Wang-hong 作者单位：安徽师范大学环境科学学院,安徽,芜湖,241003期 刊：环境科技 ISTIC Journal：ENVIRONMENTAL SCIENCE AND TECHNOLOGY年，卷(期)：,21(z2)分类号：X5关键词：土壤 重金属 污染 生物修复

石油污染土壤的生物修复技术研究 篇13

环境经济杂志社

环经会字（2012）03号

关于召开“全国重金属污染防治及土壤修复技术交流

大会”的通知

各有关单位：

随着我国工业经济的快速发展和城镇化水平提高，重金属进入环境的机会显著增多，对土壤、水体、大气、固废、食品等造成了不同程度的污染，同时这些重金属通过食物链进入人体,严重威胁着人体健康，由于重金属在环境中具有相对稳定性和难降解性，很难从环境中清除出来，使得重金属污染治理十分困难。

为促进经济社会可持续发展，维护人民群众环境权益和身体健康, 切实解决危害群众健康的突出环境问题，国务院和环境保护部拟定、公布实施的《重金属污染综合防治规划（2010~2015年）》，由此可见“十二五”期间，我国将把重金属污染防治列为环境保护工作重点，因此，重金属污染及土壤修复已经成为环境综合治理工作中的新难点、新课题，如何控制、治理修复重金属污染及土壤修复成为政府、行业专家、公众共同关注的热点。

为此环保部主管《环境经济》杂志社决定于2012年2月16日在北京召开“全国重金属污染防治及土壤修复技术交流大会”，届时将邀请业内知名专家及相关管理部门代表就重金属废水污染防治及土壤修复的先进技术进行专题报告，为与会者提供先进经验、讨论重金属污染防治问题、寻找解决方案、广泛交流与合作的重要平台。

一、会议时间：2012年2月16日 地点：北京友谊宾馆

二、会议主要内容

（一）政策解读与分析 1.重金属污染防治现状及对策；

2.土壤污染监测与评价技术研究及发展趋势； 3.重金属污染防治及土壤修复的相关问题思考； 4.“十二五”重金属污染防治规划及政策导向； 5.重金属污染防治及土壤修复的技术原则和技术路线； 6.“十二五”期间中央财政对重金属污染防治的投资计划；

（二）重金属污染防治技术讨论

1.电子电镀行业重金属污染治理技术； 2.石油化工行业重金属污染治理技术； 3.重金属无机盐制造业重金属污染防治技术； 4.黑色金属冶炼与轧延行业重金属污染防治技术； 5.轻工业（电池、皮革等）重金属污染防治技术； 6.有色金属选矿及冶炼行业重金属污染防治技术； 7.有机合成化工、精细化工制造业重金属污染防治技术； 8.相关行业石化、电镀、有色金属选矿、冶炼、电池、皮革等废水处理技术介绍与应用。

（三）重金属污染控制修复技术 1.土壤肥料研发应用技术； 2.土壤重金属污染生物修复技术； 3.金属污染工程、农业生态控制修复技术； 4.土壤重土壤重金属污染监测与评价技术； 5.土壤重金属污染物理，化学控制修复技术； 6.重金属污水处理与重金属污泥处置技术及修复技术；

7.物理法、化学法、生物法等技术在重金属水污染行业中的应用； 8.土壤、水、大气、固废中重金属污染监测、防控技术与修复技术。

三、参会费用（含资料、专家、场地等）会议注册费：742.5元/人

四、会务组联系方式

联系电话：010-57280796 传 真：010-88116251 邮 箱：zghj0315@163.com 联系人：杨子琪 刘 路

五、汇款方式

帐户名称：北京友谊宾馆 帐 号：3500 0188 0001 92829 开 户 行：中国光大银行股份有限公司北京分行营业室

环境经济杂志社

二○一二年三月五日

全国重金属污染防治及土壤修复技术交流大会

石油污染土壤的生物修复技术研究 篇14

关键词：生物炭,土壤修复,镉,铅,重金属,迁移率,生物有效性

随着矿产开采、冶炼等工业活动以及污水灌溉、施用污泥和劣质化肥等农业活动的进行, Cd, Pb等有害重金属不断进入农业环境中, 对农田、菜地等造成污染。目前, 我国有Cd污染耕地约1.3×104 hm2, 涉及11个省市的25个地区;而粮食含Pb量大于1.0 mg/kg的粮食产地有11个[1,2,3]。作物受Cd, Pb污染后, 不仅会严重影响其产量和品质, 而且Cd, Pb会进一步通过食物链进入人体, 危害人体健康。因此, 对重金属污染土壤的有效修复成为国内外研究的热点。

生物炭是富含碳的生物质通过热裂解的方法, 在缺氧或少氧的条件下制成的一种富有孔隙结构、含碳量高的炭化物质[4]。生物炭属于广义概念上的黑炭, 其制备原材料来源广泛, 农林业废弃物 (如木材、秸秆、果壳) 以及工业和城市生活中产生的有机废弃物 (如垃圾、污泥) 都可以作为原料。研究结果表明[5], 生物炭能降低酸可提取态Cd, Pb的含量, 从而降低重金属的生物有效性, 作为改良剂修复重金属污染土壤具有可行性。

本文从生物炭的特性及制备、修复效果及其影响因素、修复机理等方面, 对近年来国内外有关生物炭修复Cd, Pb污染土壤的研究成果和现状进行了总结, 并对生物炭修复Cd, Pb污染土壤的发展前景和未来研究方向进行了展望。

1 生物炭的特性及制备

1.1 生物炭的特性

1) 主要由C, H, O, N等元素组成, 以高分子、高密度碳水化合物的形态存在。

2) 较大的比表面积。炭化后的生物质具有微观孔隙结构, 比表面积增大, 大孔隙 (宽度大于100μm) 的比表面积可达750~1 360 m2/g, 小孔隙的为51~138 m2/g。

3) 较高的p H。生物炭的p H一般都在8以上, 如稻壳和油棕制成的生物炭p H分别为8.5和9.4, 而芒草生物炭可达10.2。生物炭含有大量碱性物质, 可与碱离子发生交换反应。

4) 多种表面官能团, 如羧基、羟基和羰基。这些基团能与重金属形成配合物, 降低重金属的迁移率。

5) 高芳香化结构, 并因此呈现高稳定性及更强的抗微生物分解的能力。

生物炭的这些特性对土壤养分保持、水土利用、土壤结构、重金属和有机污染物的生物有效性均可产生重要影响[6,7,8]。

1.2 生物炭的制备

生物炭的制备主要分为炭化与活化两个过程。生物质的预处理可降低活化温度、缩短活化时间、提高生物炭产率。预处理方法主要包括脱灰、预氧化、浸渍等。根据加热方式的不同, 生物炭的制备可分为热解法、微波法及水热法[9,10]。热解法是指在隔绝空气的条件下生物质进行高温裂解反应, 其影响因素主要包括炭化与活化温度、炭化与活化时间、活化剂种类、活化剂浓度与用量等。该法存在加热速率缓慢、反应时间长、反应耗能大、传热效率低、反应原料加热不均等缺点。微波法是通过被加热体内部偶极分子的高频往复运动, 使分子间相互碰撞产生大量摩擦热, 继而使物料内外部同时快速均匀升温。微波加热具有操作简单、升温速率快、反应效率高、可选择性均匀加热等优点, 不足之处在于物料的反应温度不能精确控制, 且过量的微波辐射有损健康。水热法是在水热反应釜内通过在一定温度和压强下使生物质、催化剂和水相互反应, 实现对生物质的炭化。水热法具有能效高、设备简单、操作简便且生物炭产率较高的特点。

当前生物炭的制备主要采用热解法, 热解过程采用限氧升温方式。根据反应条件, 热解可分为两种过程:一种是快速裂解, 温度一般在700℃以上, 生物燃料的制备通常采用这种方法;另一种是常规裂解, 温度一般在300~500℃, 生物炭的制备主要采用这种方法。Xu等[11]采用热解法, 将风干的花生、油菜秸秆研磨后置于马弗炉中, 升温至350℃, 热解4 h, 制得生物炭;Almaroai等[12]采用热解法, 于400℃用橡木制成生物炭;Jiang等[13]采用热解法, 将水稻秸秆在300℃下炭化4 h制成生物炭。

2 生物炭修复Cd, Pb污染土壤

2.1 修复效果的影响因素

制备生物炭的热解温度和原材料种类是影响生物炭性质的两个最主要的因素, 这些性质包括结构、p H、官能团的种类和数量, 以及元素组成等, 将影响到生物炭对重金属污染土壤的修复效果。

2.1.1 热解温度

热解温度会显著影响生物炭的产率、灰分含量、元素含量、p H、表面官能团种类和数量、孔隙结构等理化性质[14,15]。一般, 生物炭的热解温度越高, 对重金属的固化效果越好。随热解温度的升高, 生物炭中的碳含量增加, p H增大, 表面极性官能团含量降低, 芳构化程度加深, 比表面积和孔隙率增大, 吸附容量和最大不可逆吸附量也增大。Ding等[16]研究了不同热解温度下制成的甘蔗渣生物炭对Pb的吸附效果及机理的影响。实验结果表明, 250℃和400℃下制成的生物炭对Pb的吸附效果优于500℃和600℃下制成的生物炭;低热解温度下制成的生物炭对Pb的吸附机理包括与官能团络合、阳离子交换和沉淀作用, 而高热解温度下制成的生物炭则主要是沉淀作用和粒内扩散作用。

2.1.2 原材料种类

不同原材料在相同条件下制成的生物炭的理化性质具有一定的差异性, 对土壤改良和污染物修复效果也不同。一方面, 不同原材料制备的生物炭的比表面积、孔隙结构、表面官能团等性质有所差别, 这些性质是影响生物炭吸附能力的重要因素;另一方面, 不同原材料的化学组成影响了生物炭的元素组成和含量。Yuan等[17]分别采用菜籽秸秆、大豆秸秆、玉米秸秆和花生秸秆在低氧环境下热解得到了一系列的生物炭, 发现不同原材料制成的生物炭的产率和性质差别较大, 其中, 花生秸秆生物炭比其余几种生物炭的碱金属离子和磷的含量都高。Lu等[18]对采用不同污泥材料于不同热解温度下制成的生物炭进行表征, 研究了其用于重金属污染土壤修复的可行性。实验结果表明, 不同原材料制成的生物炭其元素组成及官能团不同, 对重金属的吸附效果也有一定差异。

2.2 修复效果

2.2.1 降低Cd, Pb的迁移率

生物炭可以提高土壤的p H。随p H的升高, 土壤中的重金属离子形成金属氢氧化物、碳酸盐或磷酸盐沉淀, 同时土壤表面的活性吸附位点也增多, 使土壤对重金属离子的吸附能力增强。生物炭表面带有大量的负电荷, 金属离子能与生物炭的表面电荷产生静电作用, 从而影响其在土壤中的迁移转化。

生物炭的施用能降低污染土壤中Cd, Pb的迁移率, 从而降低了Cd, Pb被植物吸收的风险。Zhang等[19]概括了近几年生物炭对土壤中重金属迁移率的影响的相关研究成果, 见表1。Moon等[20]研究了大豆秸秆制成的生物炭对靶场污染土壤中Pb的固化, 并采用毒性特性溶出程序对修复效果进行评估, 结果表明20% (w) 的生物炭对Pb的固化率可达90%以上。Park等[21]采用鸡粪或园林废物制成的生物炭以及活性炭、黑炭对Pb污染土壤进行修复, 通过重金属吸附实验比较了4种改良剂对Pb的固化效果。研究结果表明:鸡粪制成的生物炭对Pb和Cd的固化效果最好, 固化率可达93.5%和88.4%;生物炭对Pb的吸附效果优于Cd, 因为Pb可与碳酸盐、磷酸盐等释放的离子络合而形成沉淀, 导致迁移率降低。以上研究均表明生物炭能显著降低Cd, Pb的迁移率, 从而降低其毒性, 实现对污染土壤的修复。

2.2.2 降低Cd, Pb的生物有效性

生物有效性取决于土壤重金属在不同组分间的分配, 即重金属形态。连续提取法被认为是评价重金属生物有效性的有效方法, 它将土壤中重金属的形态分为酸可提取态、Fe-Mn氧化结合态、有机结合态和残渣态。酸可提取态迁移性强, 可直接被生物利用;Fe-Mn氧化结合态和有机结合态在适当的环境条件下可转化为酸可提取态, 即可间接被生物利用;残渣态不能被生物利用, 迁移性最弱。

生物炭不仅可以直接吸附锁定土壤中的重金属离子, 还可以通过影响土壤的p H、阳离子交换量 (CEC) 、持水量等理化性质, 降低土壤中重金属的生物有效性。无论在单一污染还是复合污染土壤中, 生物炭都能降低酸可提取态Cd, Pb的含量, 从而降低Cd, Pb的生物有效性, 具有良好的固定效果。生物炭对土壤中重金属离子的固持作用可降低重金属的生物有效性, 减少重金属向植物根系的迁移, 降低土壤中Cd, Pb污染物对植物的毒性, 对于修复土壤重金属污染具有很大潜力。

Houben等[22]采用芒草秸秆制成生物炭, 研究了质量分数分别为1%, 5%, 10%的生物炭对土壤中Cd, Pb, Zn的修复效果, 并与石灰进行了修复效果的比较。实验结果表明, 10% (w) 的生物炭对重金属的固化效果与石灰相似, 但生物炭修复土壤的油菜籽产量是石灰修复土壤的3倍, 且Cd和Pb的生物利用率分别降低了71%和92%。Jiang等[23]采用水稻秸秆制成的生物炭修复模拟Cu, Pb, Cd污染老成土, 比较了修复前后土壤中重金属各形态含量及生物利用率的变化, 并对固化机制进行了探讨。实验研究表明, 生物炭使土壤p H和CEC增大, 使酸可提取态重金属含量降低, 而氧化结合态和有机结合态含量增加, 且生物炭对Cu和Pb的固化效果优于Cd。

据Park等[26]报道, 鸡粪和园林废物制成的生物炭都能显著降低芥菜对土壤中Cd, Pb, Cu的吸收, 且随生物炭施用量的增加, 效果增强。Ahmad等[27]采用蚌壳、牛骨和生物炭降低射击场土壤中Pb的毒性, 其中, 生物炭使土壤中Pb的生物利用率降低了75.8%。

大量研究结果表明, 生物炭的施用能影响土壤中重金属的形态和迁移转化, 使易迁移态重金属转化为迁移性较弱的有机结合态或残渣态等, 从而实现重金属的固化, 使其生物有效性降低, 减小对农作物和人类健康的危害。Zhang等[19]概括了近几年生物炭对土壤中重金属生物有效性的影响的相关研究成果, 见表2。

由表2可见, 不同条件、不同原料制成的生物炭均能降低重金属的生物利用率, 减少植物对Cd, Pb的吸收, 从而降低Cd, Pb的植物毒害作用。

2.3 修复机理

2.3.1 土壤p H的影响

p H是影响土壤中重金属生物有效性的重要因素, p H的改变导致重金属形态的变化。生物炭本身含有大量碱性物质, 如碳酸盐类 (碳酸钾、碳酸钠等) 和氧化物 (氧化钙、氧化镁等) , 可促进碱离子的交换反应, 中和土壤酸度, 使土壤p H升高, 土壤中酸可提取态重金属的含量随p H的升高而减少, 进而降低重金属的生物有效性。Yao等[31]研究发现, 甜菜渣制成的生物炭含有大量的钙镁化合物, 可在生物炭表面生成矿物结晶, 能提高土壤的p H。Beesley等[25]的研究结果表明, 生物炭能显著提高土壤的p H, 使土壤孔隙水中的Cd含量降低90%。Xu等[32]研究发现, 添加10% (w) 的秸秆制成的生物炭后, 土壤p H从3.83升至7.91。Jiang等[23]研究了水稻秸秆制成的生物炭对重金属化学形态及迁移率的影响。实验结果表明, 经质量分数分别为3%和5%的生物炭修复后, 土壤p H由5.38增至6.72和7.46, 酸可提取态Pb, Cd的含量分别降低了18.8%, 77.0%和5.6%, 14.1%。

2.3.2 固化作用

2.3.2. 1 表面吸附、络合作用

生物炭具有较大的比表面积, 表面带有大量的负电荷, 可通过离子交换和静电吸附作用降低土壤中Cd, Pb的活性。生物炭含有大量有机官能团, 如OH, COOH, C O等, 可与金属离子发生配位络合, 形成金属配合物, 降低迁移率, 从而减小毒害作用[33]。Xu等[11]采用农作物秸秆制成生物炭, 研究了生物炭对土壤中Cu, Cd, Pb的吸附作用, 认为生物炭的吸附作用主要由非静电吸附作用贡献。Jiang等[13]用水稻秸秆制成的生物炭进行土培实验, 分析了生物炭对土壤p H和CEC等性质的影响及吸附机制。实验结果表明, Pb (Ⅱ) 主要通过与生物炭的含氧官能团 (COOH和OH) 形成表面络合物 (见式 (1) 和式 (2) ) , 被吸附于生物炭表面, 而使Pb固化。Lu等[34]也提出了类似的观点。

生物炭具有的大量负电荷和有机官能团, 为其物理和化学吸附提供了基础。物理吸附一般是由生物炭与Cd, Pb分子间的作用力引起;而化学吸附是生物炭的盐基离子、含氧官能团与金属离子发生化学反应, 生成稳定的化合物, 实现重金属的固化。

2.3.2. 2 沉淀作用

生物炭具有较高的阳离子交换能力, 对土壤中重金属离子的亲和力较强, 可促进Cd, Pb化合物水解, 形成金属氢氧化物。Cd和Pb还能与碳酸盐、磷酸盐等结合, 形成沉淀, 使重金属固化。Lim等[35]的研究结果表明, Cd通过形成Cd CO3, Cd3 (PO4) 2, Cd (OH) 2沉淀而被固化, Pb主要通过形成磷氯铅矿 (Pb10 (PO4) 6 (OH, Cl, F, …) 2) 沉淀实现固化。

2.3.2. 3 小结

以生物炭对Pb污染土壤的修复为例, 生物炭对Pb的固化机理见图1[16]。由图1可见, 生物炭对Pb的固化可分为4个过程:1) Pb2+与官能团发生表面络合作用, 与矿物氧化物的游离OH发生内层络合作用;2) Pb2+与生物炭表面的Ca2+和Mg2+等阳离子发生交换, 促进金属与生物炭中的腐殖质、矿物氧化物的共沉淀和内层络合作用;3) 物理吸附和表面沉淀也有助于Pb2+的稳定化;4) Pb2+在生物炭颗粒中的粒内扩散。

生物炭对污染土壤中Cd和Pb的固化作用, 是生物炭、土壤与Cd, Pb之间相互作用的结果。生物炭的施用改变了土壤的p H以及Cd, Pb的化学形态, 使其固化, 从而降低了土壤中Cd和Pb的生物有效性, 减小对人体和生态环境的毒性, 实现修复重金属污染土壤的目的。

3 展望

生物炭是近年来发展起来的热点研究领域, 大量研究结果表明, 生物炭在土壤养分保持、土壤理化性质改善和土壤的Cd, Pb等重金属污染修复中均表现出了积极的效果, 有望发展成为可行的Cd, Pb污染土壤修复技术。目前, 该领域的研究虽取得了一定成果, 但要发展绿色可持续的土壤修复技术, 仍需在以下几方面进行深入研究。

a) 关于生物炭对Cd, Pb迁移转化的影响机理还缺乏系统的阐述, 且未对各种机制的贡献率进行研究。因此, 需进一步研究不同机制对生物炭固化Cd, Pb的贡献大小, 以改善修复效果。

b) 目前, 生物炭修复Cd, Pb污染土壤的研究多数是在实验室或小规模的田间进行, 在推广应用前, 大规模的田间试验将成为研究的重点。

c) 生物炭对Cd, Pb污染土壤的修复会使土壤p H升高, 长期应用可能造成土壤碱化。目前的研究主要针对酸性土壤, 而对碱性土壤的修复效果尚不清楚。