钱春香 王明明 许燕波

(东南大学材料科学与工程学院，南京211189)

重金属系是指密度在4.0 g/cm3以上的约60种元素或密度在5.0 g/cm3以上的45 种元素［1］，如镉、铅、锌、铜等.重金属在工业生产中得到了广泛的应用，同时，由于工业生产中未能对其进行合理的处理，使其通过各种途径被排放到环境中，最终沉积在土壤中.

过量重金属可引起植物生理功能紊乱、营养失调，镉、汞等元素在作物籽实中富集系数较高，即使超过食品卫生标准，也不影响作物生长、发育和产量，此外汞、砷能减弱和抑制土壤中硝化、氨化细菌活动，影响氮素供应.重金属污染在土壤中移动性很小，不易随水淋滤，不为微生物降解，通过食物链进入人体后，潜在危害极大［2］，所以应特别注意防止重金属对土壤的污染.

1 土壤重金属污染现状

据统计，从2009年至今，我国发生的重大特大重金属污染事件几十余起，已经给人们的生命安全造成极大的危害［3］.与常见的大气污染、水污染、工业固体废弃物污染相比，土壤重金属污染具有不可见性和隐蔽性.目前全国遭受不同程度污染的耕地面积已接近2.0 ×107hm2，约占耕地面积的1/5，我国每年因重金属污染导致的粮食减产超过1 ×107t，被重金属污染的粮食多达1.2 ×107t，合计经济损失至少200 亿元［4］.土壤重金属污染日益严重导致土壤肥力退化、农作物产量降低和品质下降，严重影响环境质量和经济的可持续发展，威胁到人们的食品安全［5］.江苏作为全国经济最发达地区，土壤污染严重性也位于全国前列，根据中科院南京土壤研究所2006年在南京郊区蔬菜基地的定点测试，仅有40%的土壤处于安全等级，而30%的土壤已经受到污染.而南京城市土壤也受到了不同程度的Mn，Cr，Cu，Zn，Pb 污染，其中Pb 污染非常严重［6－8］.

工业生产上重金属释放到环境中的主要途径有采矿、冶炼、燃煤、镀镉工业、化学工业、肥料制造、废物的焚化处理、尾矿堆、垃圾堆的冲刷与溶解［9］.矿山开采过程中释放出大量的酸性废水并浸滤出大量的有毒有害重金属离子，严重地危害矿区及河流的生态环境.付善明［10］发现某尾砂库中重金属元素Pb，Zn，Cd，Cu，Ni，Cr 含量平均分别高达637.404，5 330.374，17.761，421.123，61.145和67.541 mg/kg，它们和其他元素被释放出来，随着废水排入河流之中.在尾砂库周围土壤和废水流经过周围表层土壤中都被检测出严重的重金属污染，其中，可交换态Pb 成为含量最多的形态，在最高的采样点含量达到61%.林君锋等［11］以钢铁厂附近废地的重金属土壤为对象，发现交换态Cd 占总Cd 的18.7%，交换态Pb 占17%，交换态Cu 占10.5%，交换态Zn 占41%.许雅玲等［12］发现尾矿堆放是铜矿区的主要污染源之一，并针对尾矿中的堆浸矿和堆浸泥这2 种典型土壤中的Cu，Zn，Pb，Cd，Cr，Ni 等6 种重金属进行了化学形态的分析.特别是在堆浸矿中，6 种重金属除Cr 外，交换态都成为最主要的污染形态，其中Cu含量为353.28 mg/kg，Zn 含量为112.72 mg/kg，Pb 含量为53.88 mg/kg.而上海化学工业园区的表层土壤中，Cd 的可交换态含量高达41.5%［13］.廖国礼等［14］在调查某有色金属矿山坑内废水污灌区河流污染状况中发现，排污口处的重金属离子浓度铅超标40 倍，锌超标4 倍，镉超标20 倍.

电镀厂是长江三角洲地区较为常见的企业，也是产生重金属废水的主要产业之一.电镀生产过程中可产生大量含有高浓度、毒性较强的重金属废水，如Cr，Ni，Zn 和Cu 等重金属废水.杭小帅等［15］发现苏南某电镀厂向河流中排放Zn2+，Mn2+，Cr2+，Cu2+和Ni2+等酸性污染物，浓度分别达到1.34，3.77，28.1，6.40 和9.37 mg/L，pH为2.32，除Zn 外皆超过国家污水综合排放标准，是构成下游河流中重金属沿程分布的主要原因.钟雪梅等［16］采用五级化学连续提取法测定电镀废水污染的土壤中Cu，Cr，Ni，Pb 及Mn 等重金属的5 种形态，发现Ni 和Pb 主要以残留态为主，不易被吸收;大部分Cr 来源于电镀废水污染;电镀废水污染的土壤中Mn 对植物的影响最为直接;Cu，Cr和Mn 的有效态含量较高;在有效态中，Mn 和Pb则以可交换态含量最高，分别占有效态含量的38.19%和39.16%，是最多的重金属形态.王建玲等［17］对长期灌溉电池废水的麦田土壤重金属含量及形态分布研究表明，污灌土壤中Cd，Ni，Zn 和Cu 含量分别是国家土壤环境质量二级标准的209.92，35.59，12.49 和2.86 倍，只有Cr 含量能达标;在4 种超标元素中，由于Cd 可交换态含量所占比例最高，其向小麦大量迁移造成污染的风险最高.马祥爱等［18］通过野外调查和试验分析，对孝义市污灌区土壤中Ni，Cr，Pb，Cu，Zn，Cd 等6种重金属的含量、形态分布和生物活性进行了研究发现，Cd 在残留态中比例最小，碳酸盐结合态和交换态含量比例很高;与对照区土壤相比，污灌降低了重金属残留态所占的比例，改变了土壤中重金属存在形态，提高了重金属的生物有效性和迁移能力;相对Ni，Cr，Zn，土壤中交换态的Cd，Pb，Cu含量所占的比例较高，与对照区土壤相比，污灌区土壤中Cr，Pb，Cu 和Cd 的交换态都有所提高.

2 重金属污染修复方法

由于重金属污染已经对人类的生存健康造成了重大威胁，因此世界各国都已经制定出相应的法律法规，严格限制重金属的排放，减少重金属造成的环境污染.同时对已经被污染的地区进行综合治理，减小重金属的危害.目前重金属污染土壤的修复主要采用物理化学修复技术和生物修复技术.

2.1 物理化学修复

物理化学修复方法包括化学固化、土壤淋洗、电动修复等.

化学固化［19］就是往水体或者土壤中加入固化剂，改变水体或者土壤的化学性质，通过沉淀作用或者吸附作用来降低重金属离子或者其化合物的生物有效性.重金属被固化后可以减少离子态重金属随着水体流动，避免造成更大面积的污染.

土壤淋洗则是用提取剂淋洗受污染的水体或被污染的土壤，将淋洗后得到的废水经过化学方法，将其中重金属的络合态、离子态或者矿物态提取出来，进行金属回收或者直接固化修复.该方法的关键技术是寻找一种既能提取各种形态的重金属，又不破坏土壤结构的淋洗液.目前，用于淋洗土壤的淋洗液较多，包括有机或无机酸、碱、盐和螯合剂［20］.

电动修复［21－22］则是采用电化学的方法，在水体或者土壤中插入电极，并直接通低压直流电，使重金属的各种污染态化合物向两极迁移或者析出金属.

以上各种方法虽然有一定的效果，但是价格昂贵，操作复杂，而且容易造成二次污染，无法大面积修复重金属污染区，因此局限性较大.

2.2 生物修复

生物修复是利用生物技术治理污染土壤的一种新方法，利用生物削减净化土壤中的重金属或降低重金属毒性［23］.生物修复包括植物修复技术和微生物吸附技术［24］，目前已成为当前环境保护工程科学和技术研究的一个新热点.

植物修复技术是利用植物及其根系微生物对污染土壤、沉积物、地下水和地表水中的污染物进行清除的生物技术.重金属超级累植物，虽然早有发现，但作为对污染土壤进行修复的一种技术，是近20年来新兴的研究领域.

作为生物修复技术中新兴发展方向的微生物修复，则利用微生物(细菌、藻类和酵母等)来减轻或消除重金属污染.微生物修复的机理包括:①通过微生物作用，改变重金属在土壤中的化学形态，使重金属固定或解毒，降低其在土壤环境中的移动性和生物可利用性;②通过微生物吸收、代谢达到对重金属的削减、净化与固定作用.

与物理化学修复方法相比，应用环境生物修复技术处理污染物时，最终产物大都是无害、稳定的物质，不破坏植物生长所需的土壤环境，可以使污染物完全从环境中去除，处理时间短，并且投资少，不会产生二次污染，操作简单.因此，除了传统的修复方案，生物修复提供了一个新的方向.

2.3 修复方法比较

不同修复方法具有各自的优点和不足之处，详见表1.

表1 不同修复方法比较

3 微生物修复方法研究进展

3.1 微生物吸附和氧化还原重金属

微生物能通过氧化还原、甲基化和去甲基化作用转化重金属，将有毒物质转化成无毒或低毒物质.能够改变金属存在的氧化还原形态，如某些细菌对As3+，Hg2+，Se4+具有还原作用，而另一些细菌对Fe2+，As3+等元素有氧化作用.随着金属价态的改变，金属的稳定性也随之变化.Barton 等［25］选用从浓度为10 mmol/L Cr6+，Zn2+，Pb2+的土壤中分离出来的菌种，发现该菌种能够将硒酸盐和亚硒酸盐还原为胶态Se，能将Pb2+转化为Pb，使胶态Se 与胶态Pb 不具毒性，且结构稳定.

微生物可通过带电荷的细胞表面吸附重金属离子，或通过摄取必要的营养元素主动吸收重金属离子，将重金属离子富集在细胞表面或内部.Chen等［26］采用定量结构－活性相关模型研究了S accharomyces cerevisiae 吸附不同金属离子能力的差异，采用Langmuir 模型测定其最大吸附能力(qmax)，结果表明，qmax 值表现为Pb2+(0.413 mmol/g)，Ag+(0.385 mmol/g)，Cr3+(0.247 mmol/g)，Cu2+(0.161 mmol/g)，Zn2+(0.148 mmol/g)，Cd2+(0.137 mmol/g)，Co2+(0.128 mmol/g)，Sr2+(0.114 mmol/g)，Ni2+(0.108 mmol/g)，Cs+(0.092 mmol/g)，由此可见，该菌种对Pb2+的吸附能力最强，因此可应用于Pb2+的吸附.

另外，微生物对重金属离子有沉淀作用，一般认为重金属沉淀是由于微生物对金属离子的氧化还原作用或是由于微生物自身新陈代谢的结果.一些微生物的代谢产物(硫离子、磷酸根离子)与金属离子发生沉淀反应，使有毒有害的金属元素转化为无毒或低毒金属沉淀物.van Roy 等［27］研究表明，硫酸盐还原细菌可将硫酸盐还原成硫化物，进而使土壤环境中重金属产生沉淀而钝化.特别是沸石与碳源配合使用的情况下，在2 d 内能钝化100%的可交换态Ba 和Sr.该方法的金属去除率很高，但不适合处理高浓度金属废水.

3.2 微生物矿化固结重金属

生物矿化作用是指在生物的特定部位，在有机物质的控制或影响下，将离子态重金属离子转变为固相矿物.生物矿化作用是自然界广泛发生的一种作用，它与地质上的矿化作用明显不同的是无机相的结晶严格受生物分泌的有机质的控制.生物矿化的独特之处在于高分子膜表面的有序基团引发无机离子的定向结晶，可对晶体在三维空间的生长情况和反应动力学等方面进行调控［28－29］.

目前，应用微生物矿化作用固结重金属的相关研究并不多.Macaskie 等［30］研究表明，革兰氏阴性细菌Citrobacer 通过磷酸酶分泌大量磷酸氢根离子在细菌表面与重金属形成矿物.Sondi 等［31］利用尿素酶成功沉淀SrCl2和BaCl2溶液中的重金属离子，得到SrCO3和BaCO3，并研究了尿素酶在沉淀过程中对晶体生长过程和最终晶型的影响，在反应初期形成均匀的纳米级的球状颗粒，后期发现球形颗粒转变为棒状聚集(rodlike clusters)的碱式矿物.Fujita 等［32］通过细菌将90Sr 共沉淀在方解石矿物中，修复被90Sr 污染的地下水.也有研究者发现，在pH 为中性的被尾矿污染的溪水中有重金属离子协同沉淀水锌矿(Zn5(CO3)2(OH)6).通过在沉淀物中发现的残余有机质，可确定环境中存在一种光合微生物，而该种光合微生物是造成这种重金属自然消除并最终共同沉淀的根本原因［33］.

王瑞兴等［7］选取土壤菌A 作为碳酸盐矿化菌，利用其在底物诱导下产生的酶化作用，分解产生CO2－3，矿化固结土壤中的有效态重金属，如使Cd2+沉积为稳定态的碳酸盐，可使得有效态重金属去除率达到50%以上.文献［34－35］指出，在溶液中Cd2+的添加降低了菌株的酶活性，但随着重金属含量的增加，酶活性的丧失并不会随之加深，而是趋于一定值，且菌株在土壤中的活性可以保持在3 d 以上，因此可以采用通过多次添加底物的方法来达到更好的处理效果.而固结金属Cd2+最理想的状态就是在重金属离子附近的微区域形成大量CO2－3离子，因此想获得较好的处理效果，后期必须添加底物［34－35］.

4 结论和展望

土壤重金属污染问题越来越严重，虽然修复方法较多，但都有各自的优缺点.利用生物修复重金属污染由于自身优异的特点而受到人们关注，虽然已经开展了很多研究，但目前仍有许多问题有待解决.微生物修复中，菌株的筛选、环境对微生物的变异作用等都有待研究.

采用物理化学方法修复重金属污染土壤，具有一定的局限性，难以大规模处理污染土壤，并且会导致土壤结构破坏、生物活性下降和土壤肥力退化.生物修复是一项新兴的高效修复技术，具有良好的社会、生态综合效益，并且易被大众接受.微生物修复因其独特的作用越来越受到人们重视，具有广阔的应用前景.以下几个方面将成为该领域研究的重点:①加强微生物对重金属吸附、沉淀作用机理的研究，以期在基础领域取得突破.②加强对基因重组技术、原生质体融合技术构建“超级工程菌”的新型菌种的重视和研究，选择对重金属离子去除量大、平衡时间短的菌种应用于工业化.③将微生物修复方法与其他方法相结合，获得更好的土壤重金属修复效果.

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