生物修复土壤重金属污染的研究进展

生物修复土壤重金属污染的研究进展

摘要：随着我国工农业的迅速发展和城市化的进程加快，重金属正通过各种渠道进入到环境中并累积，甚至污染食物链，对人类健康造成了极大地威胁。在对土壤重金属污染研究的过程中，生物修复因其本身具有的简单、高效的特点，近些年成为世界的研究热点。生物修复包括动物修复、植物修复、微生物修复。本文参照国内外的有关文献，就生物修复进行简要的阐明，并对生物修复土壤重金属污染做出一些展望。

关键词：土壤；重金属污染；生物修复；植物修复；动物修复；微生物修复

1、绪论

土壤是人类赖以生存和发展的物质基础，随着我国工农业的迅速发展和城市化的进程加快，土壤受到来自工业污染、生活污水、固体废物、农药化肥等多方面的污染，其中重金属元素主要通过大气沉降、固体废物、污水灌溉、农业措施等途径进入土壤[1]。重金属本身具有的难降解性、强累积性、高毒性、高致癌性等特点，易在土壤和植物体中积累，从而进一步对人类健康造成威胁。对于土壤自身来说并不能利用其固有的生化作用减轻或消除重金属，与此同时，重金属存在于土壤中会降低生物生物量、抑制微生物的呼吸作用、降低土壤酶活性、改变生物群落结构等，加剧土壤肥力下降，农作物减产。

据粗略统计，在20世界的后半叶，全球环境中排放的镉为万吨、铜为万吨、铅为万吨、锌为135万吨。全世界平均每年约排放汞万吨，铜340 万吨，铅500万吨，锰1500 万吨，镍100万吨[2]。其中有很大一部分进入到土壤中，造成全球性的土壤重金属污染问题。我国每年被重金属污染的粮食达1 200 万t，由重金属污染导致的粮食减产超过1 000 万t，合计经济损失至少200 亿元。此外，居民如果长期居住在重金属污染区域并食用当地的蔬菜、农作物等，会引起人类多种疾病，如食管癌、肝癌、肾损伤等[1]。因此，治理土壤重金属污染已成为当今首要问题。

国内外在重金属污染土壤治理方面的技术主要分为：物理法、化学法和生物法。对于土壤中重金属污染的生物修复来说，方法主要包括：动物修复、植物修复和微生物修复。其修复机理就是利用生物的生理活动，使得受污染土壤中的重金属发生化学形态的改变，达到重金属固定或解毒的效果，降低重金属在土壤中的移动性和可利用性。

生物法作为一种经济有效、无破坏性的新兴修复技术，具有良好的社会、生态综合效益，兼具处理费用低、不产生二次污染、易被大众接受等特点，在处理土壤重金属污染方面有着广阔的前景。

2、动物修复

对于土壤重金属污染的动物修复来说，是指利用土壤中某些特定的动物，如蚯蚓、鼠类等，对重金属进行吸收、转化、富集，进而达到修复土壤的效果的过程。

孙艳芳等[3]研究发现土壤无脊椎动物群落的多样性指数、蜱螨目和弹尾目的种群数量能够用来指示土壤重金属污染的程度。

徐霖林等[4]发现在淀山湖重金属含量较高的区域，有大量寡毛类存在。因此，将颤蚓科的底栖动物作为淀山湖沉积物中重金属含量、污染指数的潜在指示生物具有一定的意义。

田伟莉[5]研究发现，蚯蚓能增加土壤中镉、铅、铜的生物有效性，并且通过摄食及活动富集土壤中的重金属，通过对蚯蚓粪便的收集处理，可以达到对污染土壤修复的效果。

戈峰等[6]研究表明，通过牛粪或垃圾饲养的蚯蚓对硒和铜元素有较强的富集能力，测试所得其最高富集硒和铜的量分别为kg和kg。与此同时，蚯蚓还能通过提高土壤重金属的活性使植物吸收重金属的效率增加。

利用动物修复土壤重金属局限性主要体现在，这些特定的动物在吸收重金属后还有可能再次将重金属释放到土壤中造成二次污染，目前针对这一方面还暂无

合理有效的解决方法。

3、植物修复

对于土壤重金属污染的植物修复来说，是指利用植物对土壤中重金属有一定的忍耐性和超累积性进行吸收、转化、固定、富集，进而达到修复土壤效果的目的。其修复机理主要包括植物自身的吸收转化、降解、合成能力；根系分泌物促进微生物的降解、固化转化能力；根系自身的机械阻留、离子交换、吸附能力。植物修复技术可分为植物提取、根际过滤、植物稳定、植物挥发四大类[7]。

近年来随着超累积现象以及超积累植物的发现及大量的相关研究的产生，植物修复作为一种环保廉价并且不会破坏图二昂性质的修复技术，已成为修复重金属污染土壤最具前景的方法。

如：白凤菜、芒鸭嘴草、海马齿、海雀稗富集Cd[8]，羊茅、普通荞麦、白莲蒿富集Pb，长柔毛委陵菜、叶芽阿拉伯芥富集Zn，人参木、土荆芥富集Mn，狼尾草、李氏禾、假稻富集Cr，高山甘薯、荸荠、海州香薷富集Cu，庭芥属可富集Ni，遏蓝菜富集Zn和Cd，芥菜可以吸收和积累Pb/Cd/Zn 等多种金属[9-10]。

以As为例，特别是国内研究人员在湖南发现世界上第一种砷的超累积凤尾蕨植物—蜈蚣草。研究表明，As超富集植物蜈蚣草能够将土壤中的As吸收并转运到植物的地上组织中，其地上部分As含量达到植物干重的%[11]。

植物提取

植物提取是指在植物修复土壤重金属的过程中，植物自身通过根系吸收使得土壤中的重金属转移到植物的地上部分，通过人工或机械对植物地上部分进行收割，达到降低土壤中重金属浓度的目的。这种在整个生长期能够忍受土壤中重金属并进行吸收、转运到植物的其他部分进行积累的植物，称为超富集植物。目前已发现超过500 种重金属超富集植物[12]，但都存在生长速度慢、生物量小、生长周期长等缺点。

研究证明如东南景天、玉米、紫穗槐、柳树、杨树等作物可以运用到植物修

复中[13-17]。施翔等人[16]将紫穗槐、桤木和黄连木种植在铅锌矿砂和铜矿砂上，观测植物生长及其体内的根系形态变化、叶绿素含量和对重金属的吸收，结果表明3 种植物均能在矿砂中生长，固氮植物紫穗槐有非常好的重金属耐性及很高的生物量，可用于铜矿和铅锌矿尾矿区的植物修复。

Wojciech Dmuchowski[18]在超高锌浓度的土壤上种植垂枝桦，研究发现，垂枝桦各部位锌的积累量及总积累量超过其他已知植物，且其拥有能在贫瘠土壤中生长、生长速度快、根系发达的特点，非常适合用于土壤重金属污染的植物修复。

植物挥发

植物挥发是指植物根系通过吸收土壤总的重金属到植物体内，经过植物自身的生理过程将重金属的存在形式转化为气态形式并释放到大气中；或者利用植物根系的某些根系分泌物，将重金属转化为可挥发态，使其从土壤中挥发，从而达到去除土壤中重金属的目的的方法。

目前有关于植物挥发去除土壤中重金属的研究很少，Leonard等人[19]将宽叶独行菜、道格拉斯艾、十字花科、野草莓、蓝桉种植在被汞污染的土壤上，结果发现种植十字花科的土壤汞排放率较高，为(m2·h)。

植物稳定

植物稳定是指利用超富集植物降低土壤中重金属的迁移效率，降低其迁移到地下水或食物链的可能性，并通过植物根系的吸收、沉淀、络合等过程固定植物根系周围的重金属。

Fdnor等表示马蹄莲对铁具有一定耐受性并大量固定在根部，适合用于重金属污染湿地修复[20]。印度芥菜和白玉凤尾蕨能将3 种不同形态锑吸收并转化为三价锑，主要富集于根部，是作为植物稳定修复重金属污染土壤的潜在作物[21]。

Eduardo Moreno –Jiménez[22]将4种能提取重金属的地中海灌木、迷迭香、雷塔马刺、红花多枝怪柳种植在pH ＞ 5 和pH ＜ 5 的两种黄铁矿废渣上，研究发现pH ＜ 5 的酸性土壤中能被硫酸铵萃取出的重金属浓度发生明显下降，且

4 种灌木体内仅含有极低的土壤微量元素，使得重金属进入食物链的可能性大大降低，而4 种植物中雷塔马刺存活率最高，可作为该地区重金属污染土壤植物修复的潜在作物之一。

植物过滤

植物过滤是指利用植物根系的吸收、吸附作用将土壤水溶液等流动介质中重金属等污染物去除的方法。

Joo Pratas[23]将水马齿、浮叶眼子菜、篦齿眼子菜置于不同铀浓度的水培箱中，结果发现，水中的铀浓度从500 μg /L 降到72. 3 μg /L，提取率达到了85. 5%。15 d 之后，水马齿中的铀浓度从0. 98 mg /kg 变为1 576 mg /kg，浮叶眼子菜中的铀浓度从3. 46 mg /kg 变为271 mg / kg，篦齿眼子菜中的铀浓度从mg /kg 变为1 588 mg /kg，表明这3种植物都能迅速地提取出水中的铀从而达到修复效果。这种方法主要应用于石油、天然气开采、生产过程中产生的含有重金属的废水或其污染的土壤修复．

植物修复与传统修复所采用的客土法、化学冲洗、电化学等方法比较，有成本低、效果良好、不破坏环境等优点，成为普遍推崇的重金属污染治理方法。其局限性主要体现在见效慢，可能造成二次污染。

4、微生物修复

土壤重金属污染的微生物修复是指利用土壤中的某些特定微生物对重金属进行吸附、沉淀、氧化还原等作用，使重金属浓度降低或使其无害化进而达到修复土壤的效果的过程。微生物在修复重金属污染土壤降低重金属污染的同时，改善土壤酸碱度、土壤结构等。微生物对土壤中重金属的作用主要表现在四个方面：吸附、富集作用、氧化还原作用、溶解沉淀作用、微生物—植物相互作用[24]。吸附和富集作用

微生物的吸附作用指的是土壤中重金属被微生物体吸附或吸收，带正电的重金属离子与微生物体内的阴离子集通过离子交换、络合、螯合、静电吸附、共价吸附等作用结合，继而达到吸附目的。微生物富集作用是指在一定的环境中，通

过金属运送机制如脂类过度氧化、复合物渗透、载体协助、离子泵等实现。

张欣等[25]研究了枯草芽孢杆菌、光合细菌和乳酸菌在Cd污染条件下菠菜的生长与Cd吸收的关系。结果表明，施入微生物菌剂后，菠菜单株鲜重和干重的平均增长幅度分别为%和%，植株中的镉含量平均下降%。微生物对菠菜镉吸收的降低作用大小依次为枯草芽孢杆菌＞光合细菌＞乳酸菌。

Gomes等[26]考察了固定化根霉对铜离子的吸附效果。结果表明，固定化根霉可以在150 min 内将铜离子浓度由20 mg /L 降低至~ /L。根霉对铜离子的吸附效果受到固定化材料以及铜离子初始浓度的影响。

Fan等[27]考察了pH、温度和微生物生长期对两种微生物

( Ochrobactrumintermedium LBr，CupriavidusmetalliduransCH34) 吸附Cu2 + 和Cr6 + 的影响。结果表明，微生物在对数生长期对重金属离子的吸附能力更强。在两种离子同时存在的情况下，两种微生物都优先吸附Cu2 +。微生物表面的羧基、羟基和氨基等功能基团在重金属离子的吸附过程中起到关键作用。

赖洁玲等[28]从铜污染的土壤中分离出一株抗铜细菌(Hyphomicrobium)。经驯化后，其耐Cu2 +水平达500 mg /L，最适生长pH 为~。该菌株在培养24 h、pH7 时，对Cu2 + 的去除率可以达到76%。

Zemberyova等[29]考察了野生型Aspergillusniger对不同重金属离子的吸效果。结果表明，该微生物对不同重金属离子的吸附效果不同，依次为Zn ( 32% ~92%) 、Cd ( 24%~ 65%) 、Cu( 13%~58%) 、Cr ( VI) ( 9% ~21%) 和Mn ( 9% ~ 18%)。

Luo等[30]考察了Pseudomonas sp．Lk9 对Cd2 + 和Cu2 + 的吸附效果及机理。结果发现，一定条件下微生物吸附后，废水中重金属离子浓度会低于mg /L。氧化还原作用

在金属离子中，最常发生微生物氧化还原反应的有铜、砷、铬、汞、硒等。微生物氧化/还原反应过程影响金属离子的价态、毒性、溶解性和流动性等。

例如，铜和汞在高价氧化态时一般不易溶解，其溶解性和流动性依赖于其氧化态和离子形式。重金属参与的微生物氧化还原反应可以分为同化和异化氧化还

原反应[31]。微生物可将高毒性的Cr( VI) 还原为低毒性的Cr( III)，提高其环境友好性和经济性。Cr(Ⅲ) 的氧化主要是通过非生物氧化剂的氧化，而Cr( VI) 到

Cr( Ⅲ) 的还原过程则可以通过非生物和生物过程来实现[32]。当环境中的电子供体Fe( II) 充足时，Cr( VI) 可以被还原为Cr( III) ，当有机物作为电子供体时，Cr( VI) 可以被微生物还原为Cr( III)[33 -34]。

在生命系统中，硒更容易被还原。硒( IV) 异化还原成硒( 0) 的过程可以在化学还原剂，如硫化物或羟胺，或生物化学还原剂( 如谷胱甘肽还原酶) 的作用下完成[35]。硒( VI) 到硒( 0) 的异化还原过程与细菌密切相关[35-36]。微生物尤其是细菌在将活性的汞(Ⅱ) 还原为非活性汞( 0) 的过程中，汞( 0) 可以通过挥发降低其在土壤中的含量。汞( II) 可以在汞还原酶作用下被还原成汞( 0) ，也可以在有电子供体的条件下，由异化还原细菌还原为汞( 0)[37]。

土壤铬污染是我国土壤重金属污染中分布最广、影响最大的污染之一，主要来自于制革、电镀、印染、不锈钢制造等行业[38]，会造成土壤中生物活性下降，以及土壤功能改变等。铬在土壤中会以多种价态存在，目前利用还原-沉淀、吸附[39]、电化学法等手段修复铬污染[24]。Yang [40]等考察了Pannonibacterphragmitetus BB 在强化铬污染修复过程中的作用以及土壤中土著微生物群落变化的规律。结果表明，在Cr( VI) 浓度为518．84 mg /kg，pH 8．64 的条件下，该细菌可以在2 d 将Cr( VI) 全部还原。在接入土壤后的48 h 内细菌数量显著上升，相对比例由%上升至%，并维持稳定。

沉淀和溶解作用

沉淀现象主要作用于高pH土壤环境，SO42-、CO32-、OH-和HPO42-等阴离子存在时，以及高浓度金属离子存在时。金属离子以磷酸盐及碳酸盐形式的沉淀是某些重金属离子（如Cu、Pb）固定化的主要机制。

McGowen等发现，P可以降低镉、铅和锌的浸出，而石灰可以通过提高土壤pH 对Cr( III) 实现固定。在铁的氢氧化物存在时，会出现金属离子的共沉淀现象并会导致基质表面化学特性的显著变化。Lu 等发现pH 4．0 时，Pb( II) 与

Fe( OH)3的共沉淀比相似条件下的化学吸附更加有效[41]。此外As( V) 、Ni( II) 、Cr(Ⅲ) 与水合氧化铁的吸附表明，在水溶液中，共沉淀是去除金属离子的更有效的方法。相反地，土壤微生物能够利用土壤中有效的营养和能源，通过代谢产生多种小分子量的有机酸，进而溶解土壤中的重金属化合物及含重金属的矿物[42]。

Choppala等考察了3 种腐生性真菌( Aspergillus niger，Penicilliumbilaiae 和Penicillium sp.) 对铅及其他重金属污染土壤的生物修复性能[43]。结果表明，A．niger 和P．bilaiae分泌的主要有机酸分别是草酸和柠檬酸。在铅胁迫下，草酸的渗出率会出现下降，而柠檬酸渗出率受到的影响较小。在碳源丰富的土壤中，金属离子被显著激活。土壤中金属的活化和释放与微生物产生的螯合酸以及土壤pH 下降有关。该试验结果证明了利用真菌分泌物在污染土壤生物修复中的潜力。

王桂萍等从铜矿废弃地土壤中分离得到两株对铜具有较强抗性的菌株F16a ( 肠杆菌属，Enterobacter) 和Fw17a( 假单胞菌属，Pseudomona)[44]。在含有500 mg /L Cu-CO3的液体中培养48 h 后，F16a 使培养基上清液中铜浓度增加了300%左右。但是，Fw17a 却使培养基上清液中的铜浓度降低了60% 左右。盆栽试验结果表明，接入菌株F16a 后，能显著提高三叶草和香根草地上部对污染土壤中铜的累积及摄取量[45]。

微生物—植物联合作用

植物修复和微生物修复均属于生物修复的范畴，二者结合使用时，将会大大提高重金属污染土壤的修复效率。在众多微生物-植物修复方案中，根际促生菌-植物修复由于其独特的优势。植物根际促生细菌是指依附在植物根际表面，生长于植物根际土壤微环境中，能够显著地促进植物生长的一类细菌的总称[46]。

目前发现的根际促生菌包括芽孢杆菌属、沙雷氏菌属、肠杆菌属、假单胞杆菌属、固氮螺菌属、无色菌属等[47-48]。

Mesa 等在力拓河河口的S．maritima根际土壤中分离了15 株微生物，并考察了它们的金属耐受性与促进植物生长的特性[48]。其中，Bacillus

methylotrophicus SMT38、B．aryabhattaiSMT48、B．aryabhattai SMT50 和B．licheniformis SMT51的性能最好。当紫花苜蓿种子与所选菌株一起培养时，紫花苜蓿根的伸长会被促进。

Dharni 等从制革污泥污染的土壤中分离到了Pseudomonas monteilii PsF84

和P．plecoglossicida PsF610，并对它们促进植物生长的能力进行了检测[49]。与对照相比，PsF84 可以使芽的干重增加44%，根干重增加48%，精油得率增加43%，叶绿素增加31%；PsF610 可以使以上指标增加38%、40%、39% 和28%。

以上研究表明，微生物对重金属的吸附和富集作用、氧化还原反应主要受到微生物种类、微生物生长期、重金属离子的种类、浓度、溶解性、毒性，环境条件( 如pH 和温度等)、土壤性质等多种因素共同影响。

5、讨论与展望

（1）植物修复虽然成本低、效果良好等优点，但植物提取修复技术仍存在着一些不足，使得植物修复技术没能大面积的进行田间应用。目前发现的很多超富集植物都存在生长缓慢、生物量小等限制因素，未来的重点应在集中在如何提高超富集植物生物量方面。

（2）对于植物修复、微生物修复技术来说，可以通过基因工程的方法增强植物自身存活能力、生长效率以及提高植物对重金属的吸收累积效果，也可以构建“超级工程菌”，达到更理想的治理效果。

（3）目前的修复技术大部分还处于实验室研究阶段，未来可以加强技术间的合作，弥补单一修复技术的缺陷，很有可能突破现有技术的约束条件，还能提高对土壤重金属的修复效率[50]。

（4）微生物种类繁多且修复机理复杂，缺乏如何将微生物固定或溶解的重金属元素提取出来的研究，缺乏对微生物固定或溶解重金属元素效率的研究，还应加强对其的筛选工作以及对修复机理作进一步的研究，可以为以后的联合修复技术的建立及实际应用提供理论支持。

（5）建立土壤重金属污染修复评价指标体系，进一步明确修复方向，特别是针对不同地区、不同地域条件以及污染情况建立一个详细系统的指标体系，为科研工作者提供参考。

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