污染地下水的自然衰减方法

一、处理方法

生物修复的目标是净化降解环境污染物，本质是使污染物得到完全降解。因此生物修复的各种技术方法仅仅是为实现生物降解而设定的一种方法，一种处理模式。生物降解是终极目标，而处理方法是可以因不同环境条件、社会及经济状况而变化的。

生物修复工程是一项新的技术，对处理方法的分类尚有不同的认识和理解，许多概念的使用和解释也不尽一致。这里所介绍的方法仍是不完善的。从对修复过程的人为干预来说有自然的生物衰减和强化的生物衰减，实际上从应用角度说，纯粹的自然生物修复(自然生物衰减)难以实际应用，而一般的修复过程都是人为强化了的生物修复过程。不同的修复工程，其强化的方面及程度会有很大的差异。从降解条件可以分为好氧生物修复和厌氧生物修复。本书把处理方法分为三类:原位、异位和原位-异位相结合的方法。

1.原位(in-situ)生物修复技术

原位生物修复是指对污染的介质(土壤、废弃物、沉积物、水体)不作搬运或输送而在原污染地(contaminated sites)进行生物修复处理，其修复过程主要依赖于被污染地自身微生物的自然降解能力和人为创造的合适降解条件及各种强化降解措施。主要包括:

(1)原位不强化生物修复

原位不强化生物修复就是自然生物衰减(natural bioattenuation)，自然生物衰减也称为内源生物修复(intrinsic bioremediation)或自然生物修复(natural bioremediation)。生物衰减是发生在地下土壤、地下水中微生物主导的对污染物生物降解、生物转化的自然过程，这个过程使污染物浓度、质量、运动性和毒性都降低。除了生物作用，稀释、分散、挥发、固体表面的吸附以及化学反应也具有同样的能力。生物衰减是不需要机械或工程系统的非强迫性(nonintrusive)的修复过程，与其他修复方法相比，其最大的优点在于其成本效益(cost-effective)优，易于为人接受。但修复时间过长，降解速度过慢又极大限制它的使用。这种修复方法已在修复BTEX、氯代溶剂地下水污染处理中成功地得到证明(表10-4)，这种修复方法在许多地方被作为首选的方法，许多UST(underground storage sanks)所造成的地下水污染都采用这种方法(47%)(表10-5)。

制约生物衰减过程的主要因素是氧(或者说氧的供应)。在石油烃等污染物的生物降解中微生物造成的氧消耗一般超过氧的补充，这在污染源附近污染物浓度很高的区域尤其如此。一般认为好氧降解的溶解氧浓度大约在2mg/L左右，也有人认为氧浓度可以低到0.2mg/L。图10-4代表一种典型的UST泄漏自然衰减过程氧的作用。好氧降解区一般在羽流的最外层边缘，在那里污染地下水和未受污染氧气充分混合的地下水相接触，通过分散使两种水混合为好氧生物降解过程提供充分的氧。然而在羽流的中心区，氧的消耗易于超过转移到污染区的速率(氧在水中的扩散速率比在空气的扩散低4个数量级)，结果造成一种厌氧条件，这样厌氧降解就成为中心区生物降解的控制因素。

图10-4　烃污染物生物衰减中氧流的作用(引自vorris et al.，1994)

当然这种方法也不是不需要投入的，在修复过程中也需要对污染化合物的母体及其代谢产物进行长期监测。

表10-4　　部分污染物适合的生物修复方法

表10-5　　UST污染地使用的修复技术

如有可能还应监测可以指示衰减过程的其他化合物和生物标记物。对于用自然衰减修复地下水污染在修复目标能否达到以及存在的管理风险，研究人员，政策制订者以及公众仍然存在争议。

生物衰减方法有许多成功例证。C.Y.Chhiang等(1989)研究了Miehigan一个制气厂苯污染地下水的自然衰减修复过程。地下水位于地表下粗砂上的10～25英尺(ft)。苯开始的含量为10kg，经过21个月后，其量减少到大约1.3kg，污染点的一级生物衰减速率为0.0095/天。苯的净化和氧有十分密切的关系，低苯浓度样品有高含量的氧，而高苯含量样品的氧浓度是很低的。研究还证明生物降解以外的自然衰减过程(如挥发、吸附)对苯浓度的降低贡献很少，仅5%的苯因挥发而从地下水去除。同样也是在Michigan，有研究者证明地下水中氯代溶剂(主要是TCE)也可以还原脱氯，被转化成为cis-DCE、vinyl chlorid和乙烯。

(2)原位强化生物修复

自然生物修复过程缓慢而不彻底，一般受到营养物、氧和土著微生物降解能力等多因素影响。为了促进生物降解，使之达到工程化的水平，就必须对自然的降解过程进行强化，这就产生了原位强化生物修复。

1)生物促进(biostimulation)。生物促进主要是指向污染区提供充足均衡营养物，满足降解反应所需电子受(供)体(主要是O₂、硝酸盐、乙酸盐等)，促进生物降解，加速生物修复的强化原位生物修复技术。加入的营养物主要是氮(如氨、硝酸盐等)、磷(如磷酸盐等)和钾(磷酸钾等)。氧的供应主要依赖于充气，注入纯氧、H₂O₂或投入氧释放化合物。

典型的原位生物促进修复系统(biostimulation in situ remediation system)模式如图10-5所示。地下水首先从一系列的回收井(污染源的下方)抽提出来，抽提的地下水被泵到地面，同时加入营养物、注入氧气(或H₂O₂)并在处理设施中得到处理，处理后水再注入地下水层，这种过程连续进行，直到污染物浓度低到目标水平。由于地下水抽提到地面进行处理，有人也认为这也是一种原位-异位相结合的处理系统。

图10-5　原位生物促进修复系统的简单示意图

生物促进加快修复过程的作用已得到证实。J.T.Wilson等研究了来源于UST(Michigan)的BTEX污染地下水生物促进修复情况。结果表明营养物(包括NH₄Cl、磷酸氢二钠和磷到钾)和H₂O₂的注入，大大促进了生物降解，BTEX得到明显去除，在较短时间内其浓度从1200mg/L降低到380mg/L。

2)提供电子供体(electron donor delivery)。把电子供体注入地下水系统中是另一种原位生物强化，以促进或刺激氯代溶剂的化合物的生物转化。不像许多石油烃污染物这些电子供体可以直接被微生物利用以得到细胞能量和促进细胞生长，氯化溶剂一般不能作为初级基质。然而氯化溶剂可以在好氧或厌氧条件下被降解或生物转化。在好氧条件下，污染物可以通过共代谢过程得到降解。在大多数情况下，高氯代化合物通过还原脱氯在厌氧条件下被转化成低氯代化合物，在这个过程中需要给微生物提供电子供体，野外及实验研究证明乙酸盐、甲烷、氢、氨、苯酸盐、乳酸盐、甲醇以及石油烃这样的污染物可以作为电子供体。和其他强化过程加入营养物，微生物所遇到的问题一样，电子供体的注入会遇到同样的问题，能利用电子供体的微生物主要生长在注入点附近。

1997年，M.D.Lee和他的同事研究了不同电子供体和注入对厌氧PCE生物转化的促进作用。微宇宙研究证明促进PCE脱氯的有效基质包括酵母抽提物(38%C)、污水(4.5% C)、Cheese whey permete(26%C)、molasses(29%C)、Corn steep liquor(17%C)、Manure tea(3%C)、苯酸钠(58%C)和乙酸盐(29%C)。实际测定证明使用酵母抽提物，污水提供不同碳源时，高水平的碳被利用，有大于60%TOC被去除，同时发生氯代乙烯、PCE(四氯乙烯)被转化成一氯乙烯(Vinyl Chloride)。

3)生物通气法(bioventing)。生物通气法用于修复受石油烃等有机物污染的地下水水层上部通气层土壤，对生物通气法有二种稍有差异的理解。其一是通入空气主要目的是加速土层中的污染物降解，处理对象主要是不易挥发的污染物;其二是通入空气的目的除促进生物降解外，还加速挥发性污染物(或其中的挥发性成分)的挥发，挥发性气体然后被抽到地面进行处理。一般所说生物通气法倾向于第一种理解，按照这种理解生物通气法主要强调污染物的生物降解，而不易挥发。因此具有高气压的烃污染物由于随注入空气挥发将不适合于用生物注射，而重烃(具低气压)则可通过这种方法处理。除了污染物的特性，土壤的物理、化学特性也决定这种技术的适合性，一般有助于注入气体通过污染土壤基质的高气透过性土壤。气流在低气透过性土壤会受到明显的限制，而且接着影响污染物的降解。砾石和砂被认为是高气透过性材料，而淤泥和黏土代表低气透过性的土壤。虽然水分是土壤微生物代谢污染物所需要的，但高比例的水将对氧在土壤孔隙中的流动产生不利的影响。高湿度常数土壤的大部分孔空间被水充满，而氧通过水的扩散要比空气要慢得多。

和其他的处理技术一样，微生物生长因子(温度、pH值和营养物等)也影响使用生物通气法的生物降解速率和程度。较高温度一般可以促进污染物的生物降解，但有研究证明嗜冷微生物能在低温条件下(阿拉斯加野外)降解地下的石油烃。对营养缺乏的地下土壤提供营养也是需要的，但营养物的注入和扩散也会受到土壤物理特征的影响。

图10-6是一个生物注射系统的模式图。生物通气法通过一系列的通风井达到地下，并平流通过整个污染区，补充已经耗尽的土壤气体中所提供的氧。监测点分布于污染区以便测定氧浓度的减少和CO₂浓度的增加。生物通气法使用低气流速率以使污染物生物降解高于挥发。在理论上，污染物降解应比挥发大得多，因此对迁移到土壤表面的气体的管理通常是不需要的。如果挥发性较高，应设置一种分离的抽提和处理系统以处理生物通气系统产生的气体。

图10-6　生物通气系统的示意图(引自Leeson and Hinchee，1997)

生物通气法已经成功地应用于许多石油烃污染地的生物修复。在犹他州的Hill空军基地，那里有27000加仑的燃料被泄漏进入约65英尺深的地下(位于不饱和区)，土壤中平均污染物浓度大约为400mg/kg。修复过程先在较高气流速率进行土壤气抽(soilvapor extraction，SVE)收集挥发性污染物，12个月后再以较低气速生物通气进行生物降解。在应用SVE和生物通气后，几乎所有处理后的土壤中烃浓度都低于5mg/kg，这说明达到成功净化。据测定大约有1500磅(Ibs)烃燃料通过挥发去除，而93000磅被生物降解去除。生物降解主要发生在生物通气期。

4)透过性反应屏障(permeable rective barriers)。透过性反应屏障类似于一种反应器，含有反应多孔基质的固定屏障用各种方法置于地下。污染地下水直接通过反应屏障，这样使多孔基质和相应污染物进行反应，完成净化过程。透过性反应屏障可用于处理的污染物包括石油烃和氯化溶剂等。有的反应屏障并不一定是有型的设施，而是向某一区域注入氧气和营养物，在这个区域内有强烈的降解活动，也相当于一种屏障。反应屏障净化作用的基本原理:①污染物被转化成较小毒性的化合物或被彻底矿化成CO₂和H₂O;②污染物被固定在屏障中。污染物通过不可逆反应转化成较小毒性的化合物，一般情况下不需要去除反应屏障基质(除非反应性能降低或堵塞发生)。最常见的反应是不可逆的氧化还原反应，污染物被氧化或还原，基质可以直接为还原提供电子(如铁金属和铁矿物)或间接促进微生物主导的电子迁移，包括通过提供另一种电子受体(如充氧促进好氧降解)或电子供体(如提供碳源来促进异养反硝化)。污染物固定在屏障中主要通过吸附到达反应基质(reactive medium)或从溶解相中沉积下来。疏水反应(hydrophobic interactions)、静电吸引(electrostatic attraction)和表面络合(surface complexation)是最主要的固定机理。

反应屏障主要有吸附屏障(sorption barries)、化学反应屏障(chemical reaction barries)和生物屏障(biological barriers)。吸附屏障主要基质材料有表面活性剂修饰沸石、腐殖质材料(特别是泥炭土)、氧化物(如spodic soil materials)、沉积剂(precipitation agents)(如碱性的Ca(OH)₂)。吸附作用的主要原因是疏水释出(hydrophobic expulsion)、静电吸引(electrotatic attraction)和表面协调反应(surface coordination reaction)(水解、金属络合、配位体交换或氢键作用)。有机物的沉积主要是通过疏水释出，其主要受制于化合物的甲醇-水分配系数。而金属和无机物则通过后二种作用而沉积。化学反应屏障的作用是通过氧化还原反应使化合物的毒性和运动性降低，已被提出的基质包括零价金属(zero-valent metls)，如铁、锑、镁和双金属耦合物等具有很强的氧化作用，还原许多环境污染物，此外一些矿物(如铁矿、硫矿)也可以作为这种反应屏障的基质。生物屏障是微生物主导下降解污染物的生物化学反应，主要是氧化还原反应。作为基质材料的主要是氧、硝酸盐等电子受体的释放化合物，如过氧化镁(MgO₂)、过氧化钙(CaO₂)、Na₂CO₃·1.5H₂O₂、尿素过氧化氢(尿素-H₂O₂)。这些物质与水反应可以释放出氧。此外还可以把有机物作为基质以创造一种厌氧还原性条件，促进厌氧生物转化。

原位滤过性反应屏障的模式图如图10-7所示。屏障有一定的与污染区相适应的宽度，并插入到地下，这使污染水体直接通过反应屏障。反应屏障中的反应物在被消耗后仍可再补充，屏障中的反应盒也可以替代和更换。此外还可用一系列的小的反应墙(smaller reactive walls)组合成透过性的大屏障，这种组成方式与大的屏障相比，易于移去和替代。

J.F.Barker及其同事在1998年报告了用这种技术处理地下水中的污染羽流，污染物包括四氯化碳、PCE、氯仿(一氯甲烷)、甲苯。研究时在污染点设置三处由不同顺序反应盒屏障组成的试验门(反应屏障)。第一个门前面是二个颗粒铁盒(two granular iron cassettes)(对氯代烃进行非生物还原脱氯)，后接一个含氧释放化合物。第二个不含反应基质的门作为对照(实际上为自然衰减)。第三个门带有苯酸盐注射井，苯酸盐作为微生物基质以取得厌氧条件实现微生物控制的还原脱氯，其后再接一个生物注射墙(biosparging wall)。试验开始时地下水中污染物最高浓度四氯化碳和PCE分别为1～2mg/L，甲苯为10mg/L。第一个门的结果说明PCE完全转化成乙烷和乙烯(半衰期为0.5天)，四氯化碳在到达门前被转化成三氯甲烷，并在铁屏障(iron barrier)中快速脱氯形成二氯甲烷。同时要把接近颗料铁盒的高pH值下调以达到氧释放化合物盒的低pH值，促进氧的释放以利于甲苯的生物降解。第二个门的结果说明四氯化碳、氯仿(三氯甲烷)可发生生物转化，它们的半衰期约为11天。在第三个门PCE成功转化成cis-DCE，在生物注射墙的好氧区甲苯被生物降解。

图10-7　用于修复污染地下水的漏斗和门式的透过性反应屏障(引自Star an cherry，1994)

5)植物生物修复。植物修复(phytoremendiation)是利用植物的独特功能，并可和根际(根区)微生物发生协同作用，从而可以发挥生物修复更大的效能。

植物修复的方式主要有去除和稳定污染物两种，并衍生出四种主要类型:植物提取(phytoextraction)、植物挥发(phytovolatization)、植物稳定化(phytostabilization)和植物降解(phytodegradation)。

①植物提取。植物提取是目前研究得最多，并且最有发展和应用前景的植物生物修复方法。它是利用植物根系吸收一种或几种污染物(特别是有毒重金属)，并将其转移储存到植物茎叶，然后收获茎叶，易地处理。这种处理技术主要是要找到能超量吸收、积累重金属又能正常生长的植物品种，通过收集处理大量的植物生物量达到去除重金属的目的。这种技术的应用困难在于找到处理植物体的先进技术，以免发生重金属的污染转移。

植物根际(根区)中的微生物的生理活动对植物吸收积累重金属也产生重要作用。微生物产生的一些弱酸性物质如乙酸、草酸等可以耦合重金属，利用产酸微生物的特点提高重金属的生物可利用性，促进植物的吸收。这和向土壤加入S(被土壤微生物氧化成SO₄²⁺)和EDTA有同样的效果。

②植物挥发。植物挥发主要利用植物转化作用把污染重金属转化成挥发性的形态，进入大气达到去除的目的。汞的转化是一个重要例证。土壤中汞在微生物作用下Hg²⁺可以被转化为甲基汞，同时甲基汞也可以裂解成甲基和Hg²⁺。Hg²⁺可被还原成金属(Hg⁰)，金属汞可以挥发。把微生物的汞还原基因转入植物，那么植物就具有这种转化功能，发挥植物的作用。

③植物稳定化。稳定化是要降低土壤中重金属的生物活性，即降低其生物可利用性。植物产生的一些多聚物和金属结合具有稳定化的效果，从而减少植物对重金属的吸收富集和重金属对植物的毒性。

④植物降解。利用植物和根际微生物的耦合作用达到对污染物降解和去除的作用。植物根际独特的生态地位使那里的微生物具有极高的降解污染物的生物活性，如果给植物根际接入外源高效降解微生物，加强针对性的生物降解更能促进生物降解。微生物降解污染物的代谢产物可为植物吸收利用。这种微生物和植物的耦合作用可明显促进生物修复过程。

6)生物注射法。生物注射法(biosparging)又称为空气注射法，用于修复受挥发性有机污染物污染的地下水及上部土壤。空气被加压后注射到污染地下水的下部。气流加速了地下水和土壤中有机物的挥发和降解。挥发性气体被抽到地面集中处理。

2.异位(ex-situ)生物修复

异位生物修复一般都是强化的过程。与强化原位生物修复一样，强化的异位生物修复也是一种工程化过程，以促进土壤或固体废物中有机污染物的生物降解或生物转化。在大多数情况下，异位技术一般能比原位技术更易控制制约生物降解的参数。异位生物修复技术包括土地处理(land Treatment)、堆肥法和泥浆反应器。

(1)土地处理

土地处理也被称为地耕法(land farming)。这种方法把挖掘出来的污染土壤(或固体废弃物、污染沉积物)堆置在不渗漏的平台上，调控土壤的营养、pH值、水分，同时翻动、耕耙，保证微生物有良好的生长环境，促进污染物的降解。如果受污染土壤的渗滤性较差，土层较浅，污染物易降解，则这些土壤可以不经挖掘而直接采用这种地耕法处理，但这种处理是一种强化的原位处理。

生物降解一般由土著微生物进行，但一定条件下的生物强化可以提高生物降解速率。处理装置也被称为制备床系统或反应器(prepared bed system or reactor)。利用土地处理这种技术处理的污染物包括石油烃、农药、PCPs、PCBs和PAHs等。地耕一般需要加入营养物调理剂(即N、P营养)和矿物质到土壤中以加速污染物的生物降解，喷淋系统把水加入土壤增加水含量。犁翻(plowing)和耕耙或其他机械混合土壤的方法促进生物降解，这是因为:①混合和分散了土壤调理剂(营养物、石灰)。②通过打散土粒使污染物分布更加均匀，从而增加污染物与微生物的接触。③增加土壤的通气性。

图10-8给出了一个土地处理系统的示意图。与传统的市政废弃物处理或填埋相似，控制或收集系统也放在一起，构成一个整体。为了防止地下水污染，典型的土地处理下部填放高度不渗透性黏土或地膜(塑料)衬里。一系列收集管置于系统的底部收集沥滤下来的污染物。一层厚砂盖在收集系统之上，污染土壤置于砂层之上。同时其上再加覆盖物以消除雨水渗漏并阻断污染物气体的外泄。

1979年J.T.Dibble等首先在土壤科学《Soil Science》杂志上报告了烃污染土壤的土地处理研究工作。在New Jersey由于管道破裂使大约1.9百万升煤油被泄漏到1.5公顷的农业土壤。在去除大约200m³重污染土壤后，营养物(N、P、K)和石灰被用于野外土壤(深入117cm)以促进生物降解。还进行周期性的耕耙或混合使氧扩散以进一步促进好氧降解。营养物的施加量为200kg(N)/公顷、20kg(P)/公顷和17kg(K)/公顷，分二次加入。石灰的开始负荷为6350kg/公顷。经24个月的修复，上层30cm土壤中煤油浓度从8700 mg/kg降低到非常低的水平。较深部位的土壤(30～45cm浓度)也降低到3000mg/kg。生物降解是污染物去除的主要原因，浅层土壤生物降解速率开始时大于深层上，但在处理6个月后，深层土壤也有活跃的生物降解。

图10-8　典型土地处理构筑物(引自cookson(1995)和Alexande(1994))

(2)堆肥处理

堆肥(composting)是另一种异位过程，堆肥法是利用传统上处理有机废弃物的堆肥方法处理受石油烃、洗涤剂、多氯芳烃、农药污染土壤和处理有毒有害的固体废弃物。

高温堆肥一般可促进生物降解或生物转化过程，传统的城市生活垃圾由于要杀死其中的病原微生物，因此更需要高温，而处理污染土壤和其他固体的生物修复中进行的堆肥高温不是先决条件。一般堆肥可在中温条件(15～45℃)或高温(50～70℃)条件下进行。而最适合温度范围是55～60℃，高于70℃的温度会明显抑制微生物的生存和转化污染物的能力。膨胀剂(buking agents)被用于增加污染土壤孔的大小和孔隙度，使堆肥堆能通过更大的气流，达到更高的生物降解速率。代表性的膨胀剂(用于堆肥)包括木屑、稻草(麦秆)、树皮和其他植物材料。含水量(moisture content)也是一个重要控制参数，过高水量会阻碍氧的扩散，阻碍生物降解。合适的含水量范围为50%～65%。

三种最常用的堆肥系统是条垛(windrow)、静态堆(static pile)和仓式系统(in-vessel system)。条垛堆肥系统中，堆肥材料(有机物、污染土壤和膨胀剂的混合物)被堆成长行，机械翻动和混合以提供好氧条件或补充消耗的氧。静态堆系统把堆肥料堆放成相似的长行，通过一系列位于底下部的管道供氧。仓式系统是一种封闭式的处理装置，堆肥料被转移到反应仓，并对堆料强力通气和控制温度。这种系统能进行更强的工程控制，维持最适合的微生物生长、降解条件，更好促进生物降解过程。

堆肥处理污染土壤(沉积物或固体废弃物)已有许多成功的例证。R.T.Williams(1992)等研究了用静态堆肥处理两处美国军队基地LAAP(Louisiana Army Ammunition Plant)和BAAP(Badger Army Ammuntition)的污染土壤。靶污染物(包括TNT、RDX、HMX、terryl和硝基纤维素nitrocellulose NC)、膨胀剂(如苜蓿、稻草、粪肥、木屑和马饲料)、各种营养物及水被加入。LAPP开始的浓度为56800mg/kgTNT、17900mg/kg RDX、2390mg/kg HMX和650mg/kg tetryl，而在BAAP中硝基纤维素的开始浓度为18800mg/kg。堆肥温度调控设定为35～55℃。研究结果说明，经153天运行，静态高温堆肥处理的LAAP土壤炸药的浓度从17870mg/kg降到74mg/kg，而中温条件浓度从16560mg/kg降到326 mg/kg。TNT、RDX和HMX高温条件的半衰期分别是12天、17天和23天，中温条件下相应的半衰期接近高温条件的值的二倍。硝基纤维素浓度(BAAP)也明显降低。高温条件下NC浓度从平均大约13090mg/kg降低到大约20mg/kg。

(3)泥浆生物反应器

泥浆生物反应器是在生物反应器基础上融进生物修复的基本原理而发展起来的，其优点是运行条件易于人为控制，可为微生物的降解过程提供最适合条件，有较高的降解速率，因而有较高的效率，同时占地面积较少，它既可用于处理污染土土壤、污染沉积物及废弃物，还可指示微生物对特定污染物的降解潜力，研究降解速率和影响降解因素，预测达到一定修复水平所需时间，因而这种处理方式既是生物修复的重要方式，又是生物修复研究中的重要工具。现主要有连续搅拌和循序间歇反应器两种。污染土壤、沉积物或其他固体废弃物与水、营养、氧(需要好氧环境)相混合成为泥浆，还可以加入表面活性剂促进污染物的降解，微生物可以是专一性降解或转化特定污染物。

生物反应器系统可以是单个反应器或由一系列反应器组成。反应器一般和大气隔离，以防止挥发性化合物的溢出。生物泥浆反应器的大小和体积是高度可变的，固体浓度范围从5%～50%，这取决于土壤的物理性质和处理系统的特征。系统有控制通气的能力，维持好氧和厌氧条件，特别能为高氯代溶剂的生物降解提供厌氧还原脱氯和好氧氧化脱氯(低氯代)的降解条件。

废弃物塘(waste lagoon)是与泥浆生物反应器处理功能类似的另一种处理方式，也被作为一种反应器。工程废物塘的体积很大，可以装置各种混合器和通气设备以提供氧。同时要有高度不渗透性黏性土壤层或地膜衬里置于塘底部以防止污染物渗漏到地下水造成污染。

连续混合生物反应器或废物塘较其他异位技术有更明显的工程优点，但是在高成本条件下运行。含有污染物的固体物质及各种调理剂在反应器中的混合强化了它们的分配和在整个生物反应器的传质过程，通过混合及喷射(sparping)促进氧的转移，结果促进生物降解。如果反应器系统中含有挥发性化合物，降低鼓动(agitation)和混合或控制在一定的水平则可以减少挥发。微生物与污染物的接触机会和污染物的生物可利用比在这种系统中达到最大。

生物泥浆过程使凝聚土壤颗料破碎，把较大颗粒打碎为较小的颗粒可以产生更大的土壤比表面积(土壤面积/体积)，这样通过和水相的最大表面接触而达到使污染物解吸。污染黏性土壤尤其适合于生物泥浆处理过程，这解决了由于黏性土壤的低渗透性而难以原位处理的问题。有机污染物被强烈吸附到黏性黏土物质上，会易于束缚在颗粒内、颗粒间的孔隙空间中，而且营养物、氧、其他电子受体和微生物在黏土中迁移都是非常困难的。

泥浆生物反应器可以处理种类很多的污染物，包括酚、氯代酚、PAHs、农药、氯代烃和石油烃等。G.C.Compeau等对用泥浆生物器方法处理PCP污染土壤进行了实验室(为进行野外处理所作的前期研究)和野外(full-Sacle)实际的处理研究。实验室规模生物泥浆反应器处理说明在40%固体浓度的反应器中，开始浓度大约275mg/L，在开始的13天试验期非常少的PCP被从系统中去除，但接种PCP降解微生物的培养物后，10天内PCP几乎全部被降解。进一步研究还说明未被降解的PCP残留在粗糙的颗粒中，它们不易悬浮在生物泥浆反应器中。这使得在后续的full-saxle处理系统设计中就增加了一个洗涤步骤以解吸附粗颗粒进入泥浆反应器，实际的处理在二个25000加仑反应器中进行，N和P被加到反应器以满足微生物的生长需求。实际处理的结果也支持实验室的发现，需要接入外源降解菌的培养物促进PCP的生物降解。一个反应器在二个星期的时间内PCP的浓度从370mg/kg降低到小于0.5mg/kg。另一个反应器在试验7天内没有明显的生物降解，但在接入降解菌培养物后，降解会明显加速。一般认为生物强化可以减少生物降解的延迟期(lag phase)，但普遍认为在选择性压力的条件下，经过一段时间微生物能降解靶污染物。

3.原位-异位结合的生物修复

原位生物修复具有低能耗、低投入的优点，而异位修复易于工程控制，有些修复把两者的优点结合起来，构成原位-异位相结合的生物修复技术。这种结合的修复也需要强化。

(1)冲洗-生物反应器处理系统。冲洗-生物反应器处理系统(washing-bioreactor system)是把原位上的冲洗、生物降解和异位的反应器处理相结合的处理系统。用洗涤液(包括水或其他含有表活剂的人为洗涤剂等)冲洗，把污染物从介质中洗涤下来，洗涤过程也伴随着降解作用。冲洗出来的带有污染物的洗出液被收集在反应器中进行处理。经过沉降处理后的带有大量降解微生物的上清液又作为洗涤液冲洗污染介质，进入新一轮的洗涤处理过程。这种方法可用于处理污染土壤、固体废弃物，污泥等。

(2)抽提-生物反应器-回注复合系统。抽提-生物反应器-回注复合系统(extraction-bioreactor-recharge system)(图10-9)主要用于修复污染地下水及其上部污染土壤，抽提回收系统从地下抽提出降解产物、污染物，地面生物反应器处理系统对未降解污染作进一步的处理;回注系统向污染区再注入空气、营养物和微生物，促进对污染物的生物降解。