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环境工程毕业论文-土壤金属


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土壤重金属污染的生物修复技术应用 现状与前景分析
摘要
随着我国工业和社会经济的发展,土壤重金属污染日益严重,其 已成为当前我国面临的主要环境问题之一。土壤环境一旦受到污染, 特别是重金属污染,其修复远比大气、水污染修复要难得多,且修复 过程也较为复杂,所以人们开始着手于修复土壤重金属污染的研究技 术。生物修复重金属污染土壤一直是国际上的难点和热点研究课题。 本论文概述了我国土壤重金属污染的现状及其引起的危害,并以土壤 中重金属污染物为对象,较为系统地综述了国内外重金属污染土壤生 物修复(植物修复、微生物修复、动物修复等)技术的研究进展,结 合当前土壤污染的新特点,提出了实际应用中存在的新问题,阐述了 生物修复土壤重金属污染的应用现状,并对土壤重金属污染生物修复 技术的应用前景进行了展望。 关键词:土壤,重金属,生物修复,前景分析

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Abstract
Along with our country industry and the development of social economy,the soil heavy metal pollution is increasingly serious, which has become China's one of the most serious environmental problems. Once the soil environment pollution, especially heavy metal pollution, its repair than air, water pollution remediation will be more difficult, and the repair process is more complicated, so people began in the remediation of soils contaminated with heavy metals research technology. Bioremediation of heavy metal contaminated soils have been the difficulty and hotspot. This paper summarized our country the status of soil heavy metal pollution and its hazards, and heavy metals in soil as the object, systematically summarized the domestic and foreign heavy metal contaminated soil bioremediation (plant repair, microbial remediation, animal repair) technology advances, combined with the current soil pollution new characteristic, put forward the actual application in the problem of existence, elaborated the bioremediation of soil contaminated by heavy metals and application status of soil heavy metal pollution, bioremediation technology application prospect. Keywords:soil heavy metal bioremediation prospects analysis

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引言
土壤是人类赖以生存的自然资源之一,同水、大气、生物等环境要素之间相 互联系、相互影响。土壤层位于地球陆地表面,是一个有机无机的复合体,介于 生物界和非生物界之间;土壤也是环境各要素剧烈作用的场所。因此,土壤与人 和环境关系较为密切,土壤污染可引起和促进水体、大气、生物要素的污染。士 壤是生态系统的重要组成部分,也是地球化学循环的储存库,对环境变化具有高 度的敏感性,所以土壤污染是环境污染的重要环节。土壤具有肥力,能够为人类 生产各种作物,是人类赖以生存的、最基本的生产资料,一旦被污染,不仅会影 响作物的正常生长发育,同时也使作物成为污染物被摄人人体,危害人类健康。 土壤污染最终会导致土地资源的枯竭。 土壤环境一旦受到污染,特别是受到重金属污染,其治理和恢复比大气及水 困难的多。从人们开始着手于修复土壤重金属污染的研究技术至今,生物修复重 金属污染土壤一直是国际上的难点和热点研究课题。生物修复是利用生物技术治 理污染土壤的一种新方法,有很强的生命力。近年来,国内外对生物技术的研究 十分活跃,有些国家已将此技术用于污染土壤的实际修复,并取得了显著的效果。 此篇论文,对土壤中重金属的污染特点、危害及治理技术做了详细论述,由于土 壤修复方面的研究在我国开展的时间不长,本论文中的疏漏和不当肯定不少,深 盼导师们给予批评指正。

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土壤中重金属污染的来源

在自然界的循环过程中,环境中大约有 90%的污染物都将进入或经过土壤。 土壤中重金属污染的来源按其分类,可分为自然来源和人为来源。在自然来源中, 土壤的成土母质及成土过程既影响了土壤中重金属的含量,又使得重金属能在土 壤环境中广泛分布;人为来源主要来自人类日常的生产、生活。

1.1

自然来源
自然来源主要来自于大气干湿沉降。伴随社会的迅速发展,大量燃烧石油和

煤碳以及汽车等排放的尾气等等,这些燃烧后的尾气排入大气,破坏了大气的正 常组分,使空气中含有了大量的重金属元素,这些重金属元素既可直接沉降到土 壤中或被土壤吸附,也可被植物吸收后,过植物传输土壤而引起土壤重金属污染。

1.2

人为来源
尾气的排放、汽车轮胎和其他零部件老化和磨损、机油和燃油的泄露、路面

1.2.1 交通运输污染
磨蚀和货物抛洒以及刹车里衬机械磨损产生的粉末等是重金属主要交通污染源。 含 Pb 汽油的燃烧是城市 Pb 污染的重要来源。Pb、Zn、Cd、Cr、Cu 等为道路两侧 土壤中的主要污染物。 我国环境界专家对公路旁土壤重金属污染作了研究, 结果表 明 Cu、Pb、Zn 污染与机动车尾气排放有关。国外环保专家研究了尼日利亚某市公 路旁土壤中 Pb、Cd、Cu、Ni 和 Zn 的分布规律, 得出重金属含量与距公路距离呈 负相关关系的结论。我国公路旁土壤重金属污染也符合这个结论。 轮胎中添加的 Zn 发动机及车体部件使用的 Cu,都会对交通道路两侧的土壤 造成污染。 交通运输对土壤形成的污染带大多集中分布在道路沿线两侧 70m 以内, 当在道路两侧种植行道树和绿化带时,对于路旁土壤 Pb、Cd、Cu 和 Zn 重金属污 染有显著防护效应。

1.2.2 工业污染
有色重金属矿床的开发冶炼是向环境中排放重金属最主要的工业污染源。工 业生产造成土壤重金属污染的环境问题日益严重。包头市重金属 Cu、Zn 含量分别 为全国土壤几何均值的 1.85 和 2.26 倍。云南省某选冶矿厂周边由于长期的工业生 产使该区域受到 Pb、Cd、Cr 和 Zn 等重金属污染严重。大型综合城市成都城郊土 壤重金属含量中以 Cu、Pb、Zn 最为突出,在东郊热电厂附近为 Hg、Cd、As 的高 值区。 工业粉尘及垃圾焚烧的沉降也带来了土壤重金属污染。金属冶炼工业排放出 大量含有重金属的粉尘,沉降于冶炼厂下风向的土壤表面,导致下风向的植被群 落极度退化,最终退化为裸地。研究表明:重金属粉尘随着主导风向的漂移进入 土壤生态环境,是造成矿场周围土壤重金属污染的主要原因,并且发现靠近矿区

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附近的土壤生物量明显低于远离矿区的土壤。垃圾焚烧过程中会产生大约 2%~3% 的飞灰,而飞灰中富含部分重金属,环境方面的专家采用原子荧光光谱仪和 X 射 线衍射仪发现在熔融飞灰中有 Cr、Mn、Cu、Pb、Ba、As 等重金属元素。电子垃 圾的不当处置也是引起土壤污染的一个原因。电子废物一般含有 Pb、Cd、Hg、六 价铬、聚氯乙烯、溴化阻燃剂等有害物质。余晓华、罗勇等人通过对电子废物焚 烧活动造成的重金属污染进行测定,发现污染区的土壤微生物系统中无论微生物 生物量碳还是土壤呼吸与对照区相比均受到显著影响(p﹤0.05) 。

1.2.3 农业生产来源
由于现代农业生产大量使用化肥、农药,化肥在促进生物生长,农药在杀灭 虫害、杂草的同时既会造成土壤和农作物污染,也会带入一些重金属,由于重金 属元素的累积作用,造成土壤中重金属元素的含量不断上升,从而引起污染。而 在一些污水处理普及率高的地区,污水处理后污泥常施用于农田用作为农作物生 长肥沃土,但由于工业污泥成分复杂,里面不同程度地含有重金属及其他有害物 质,由此而引发的危害也难以估计。 土壤重金属污染还来自于污水农用灌溉,由于中国水量分布的不均匀性,导 致部分地区水资源的匮乏,加上部分工业废水未经处理直接排入河流,使得这些 污水成为农业灌溉用水的主要组成部分之一。污水灌溉是属于面源污染,一旦污 染,受污染的面积将很大,而含重金属浓度较高的污染表土易在降水的作用下进 人水体中,从而再次引发水体污染,如此往复,恶性循环。由此可见,污水灌溉 引起的土壤重金属污染危害性,已对农业及日常生活、生产产生了很大的不良影 响。

1.3

其他来源
土壤中重金属的其他来源如含重金属固体废弃物堆积、金属矿山酸性废水的

污染等,甚至于在饲料的添加剂中的高含量 Cu 和 Zn,在其作为肥料施入农田后 也会对土壤造成危害。我国的固体废弃物不仅来自于国内,还来自于国外的进口。 最近,环境保护部、商务部、国家发展改革委、海关总署、国家质检总局近 日联合发布《固体废物进口管理办法》 。环境保护部有关负责人表示, 《固体废物进口 管理办法》的实施将促进废物进口和利用企业进一步提高环境保护意识和水平, 规范我国固体废物进口管理工作,防止境外废物非法进境,维护我国环境安全。 这位负责人说,2010 年,我国废纸、废塑料、废五金、废钢铁、铝废碎料、铜废 碎料等可用作原料的固体废物实际进口达 4000 多万吨。而这些进口垃圾也造成了 土壤重毒重金属的污染。

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2.1

土壤中重金属元素的主要形态以及污染形式

土壤中重金属元素的主要形态
土壤中重金属的形态是多样的。总的来讲,土壤重金属大体可分为可吸收态

部分、交换态部分和难吸收态部分,也可以根据生物有效性的大小,将重金属划 分 5 种形态,可交换离子态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、硫化物及有机 结合态和残渣态。可吸收态部分,是指土壤溶液中游离的重金属离子或可溶性重 金属化合物。一般来讲,土壤中可吸收态的重金属很少,只有当受到污染时,才 可能有较多可吸收态重金属,并且逐渐转化为其他形态的重金属。交换态部分, 是指位于离子交换位点上和专性吸附在无机土壤组分上的重金属离子,以及被土 壤胶体和土壤颗粒表面吸附的重金属,如可交换离子态、碳酸盐结合态、铁锰氧 化物结合态。难吸收态部分,即难溶态复合物,在土壤中,难溶态的重金属含量 最高,很难被生物利用或潜在迁移性很小,如硫化物及有机结合态和残渣态。随 着土壤环境一些理化性质的改变,如土壤粘粒矿物组成、酸碱性、氧化还原状况 等,难吸收态重金属也会向交换态重金属转化,并处于动态平衡中。

2.2

土壤中重金属的污染形式
土壤重金属污染物主要是指汞、镉、铅、铬、锌、铜、镍、钴、锡以及类金

属砷等。重金属污染土壤主要有以下方式:土壤中的重金属通过雨水淋溶作用向 下渗透, 导致地下水污染; 受污染的土壤直接暴露在环境中, 通过土壤颗粒物等形 式直接或间接地为人或动物所吸入;外界环境条件的变化如酸雨、某些土壤添加 剂等因素提高了土壤中重金属的生物可利用性, 使得重金属较容易地为植物吸收 利用而进入食物链, 对食物链上的生物产生毒害。与有机污染物不同的是, 由于 土壤中的重金属具有生物不可降解性和相对的稳定性 , 使得重金属污染土壤的修 复比较困难。

3
3.1

土壤重金属污染引起的危害

土壤重金属污染影响植物生长
土壤中重金属含量超过其自净能力后,土壤的理化性质和土壤中的微生物群

落结构会受到不良影响。土壤中的重金属污染物通过根系吸收进入植物体,诱导 其体内产生对代谢系统具有毒害作用的物质,间接影响植物生长。如镉与含巯基 氨基酸和蛋白质的结合引起氨基酸蛋白质的失活,对催化酶的伤害引起酶催化代 谢的紊。另外,镉胁迫下H2O2会在植物体内过量积累,影响体内氧化还原系统的 正常运转,诱发细胞的防御机制崩溃或者细胞死亡,表现出叶片绿色减退、生长 缓慢、植株矮小、产量下降甚至死亡。有些植物必需或非必需重金属元素在低浓 度时对植物生长有促进作用,但当其超过一定浓度后就会抑制植物生长甚至对植 物产生毒害作用。相关专家张晓薇等利用原子吸收分光光度法来测定不同质量分

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数的Pb对植物生长的影响,结果显示,当Pb质量分数在0~500 mg /kg的范围内, 玉米的发芽率、生物量和其长势都随Pb质量分数的升高而增大;但当Pb的质量分 数大于500 mg /kg 时,玉米的发芽率、生物量及长势都是随着Pb 的质量分数的升 高而降低。 土壤重金属的污染程度直接影响粮食和蔬菜的产量和品质。采用CdCl2稀溶液 浇灌花生植株,花生产量均表现出先增后减的趋势。李波等对沪宁高速公路两侧 土壤和小麦重金属污染状况进行了研究,土壤中铅最大污染指数3.26,小麦籽粒中 铅含量超标率达99%以上,最大超标倍数达1.73倍。国内大城市的蔬菜也存在不同 程度的重金属污染,如天津市郊蔬菜等食品中的镉污染、沈阳市郊蔬菜等食品中 的镉、汞污染、长春市郊蔬菜等食品中铅污染等都存在严重超标现象。现

3.2

土壤重金属污染对人体健康的危害
重金属污染物通过食物链的传递到达人体,在人体内的某些器官中富集,和

蛋白质、酶等物质相互作用,使其失去活性,造成人体急性或者慢性中毒,日本 发生的水俣病和骨痛病等公害事件就是重金属污染引起的。 常见的公路路域土壤铅污染是一种严重的环境毒和神经毒,土壤中的铅能够 通过皮肤接触和食物进入人体内与多种器官亲和,对儿童的威胁尤其突出,主要 表现为心血管、神经和泌尿等系统的损伤。铅中毒不仅使中毒者本人受害,而且 影响后代,铅进入孕妇体内会通过胎盘屏障,影响胎儿发育,造成畸形等。安徽 怀宁、浙江德清和台州、广州紫金等地近千人血液中铅含量超标,这些“血铅事 件”表明铅污染已经严重威胁到人们的生命健康。镉是一种人体的非必需元素, 具有免疫系统毒性、肾脏毒性、骨骼系统毒性、神经系统毒性、心血管系统毒性、 生殖系统毒性,甚至遗传毒性,对人体危害相当严重。砷是一种生物毒性显著的 类金属元素,可与细胞内琉基酶结合而使其失去活性,砷还有致癌作用,能引起 皮肤癌,潜伏期可达几十年之久。皮肤接触含铬物质可引起过敏性皮炎或湿疹, 进入呼吸道则引起咽炎、支气管炎。另外,铜、锌是人体健康不可缺少的微量元 素,但在体内积累过多也会出现恶心、呕吐、腹泻、腹部疼痛、贫血、抽搐等中 毒现象。 未经处理的工业与生活废水经污灌或任意排放进入土壤后,大量的重金属元 素可在土壤中富集,从而进入食物链,对人体健康造成影响。据调查发现,成都、 沈阳张士污灌区常见病发生率明显高于对照地区,其中张士污灌区居民癌症死亡 率达 0.117%,尿镉质量浓度也高达 3.83ug·L-1,明显高于对照区。不仅如此,在 一些地区重金属镉的污染甚至已发展到生产“镉米”的程度;在汞污染严重的污 灌区,生产出的稻草平均含汞量高达 1.24mg·kg-1,超过背景值 27 倍。

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4
4.1

土壤中重金属污染的特点及污染现状

土壤中重金属污染的特点
由于土壤环境的特殊的作用及位置,一旦土壤受到污染,大气、水等相关环

4.1.1 污染范围广
境也会受到影响。污染范围逐渐扩大,波及很广。

4.1.2 持续时间长和难治理性
由于重金属无法被生物降解,土壤一旦被污染通常需要很长时间才可恢复, 重金属元素的难迁移性,使污染元素的停留时间很久,且治理成本较高、治理周 期较长。

4.1.3 污染隐蔽性
重金属无色无味,很难被人的感觉器官察觉,在一定时期内在环境可承载范 围内不会表现出对环境的危害,而一旦其含量超过环境承载范围,或者环境条件 变化时,可能引起重金属的活化,从而引发生态污染,导致严重的生态危害。

4.1.4 联合污染
在土壤环境中,单个重金属污染物通过食物链不断地在生物体内富集,甚至 可转化为毒害性更大的甲基化合物,由此而引发的污染时有发生,但更多表现为 多种金属元素及其转化的化合物同时产生作用,即多种污染物一起形成联合污染, 联合污染中包括协同污染和拮抗污染。

4.2

我国土壤重金属污染现状
据国家环保总局的调查,目前我国一些地区土壤污染严重,对生态环境、食

品安全和农业发展都构成威胁。据不完全统计,目前全同受污染的耕地已达 1000 万 hm? , 约占耕地总面积 20 以上,每年因为土壤污染造成的经济损失达 200 亿元, 其中每年因重金属污染的粮食达 1200 万 t。而目前我国受 Cd、As、Cr、Pb 等重金 属污染的耕地面积近 2000 万 hm? , 约占总耕地面积的 1/5。 据资料显示我国的耕地 和大多数城市近郊农田都受到了不同程度的污染,如北京市通惠河灌区土壤铅含 量近年来有所升高,凉水河灌区的锌、镉、汞也有明显上升;一些位点的汞、锌 已超过国家土壤环境质量标准(GB15618—1995)的极限值。长期的污水灌溉已经引 起了土壤以及稻米、小麦等粮食作物中镉等重金属元素的积累,国内蔬菜重金属 污染调查显示,我国菜地土壤重金属污染形势更为严峻。珠三角地区近 40%的菜 地重金属污染超标,其中 10%属于“严重”超标。重庆蔬菜重金属污染程度为 Cd>Pb>Hg,近郊蔬菜基地土壤重金属 Hg 和 Cd 出现超标,超标率分别为 6.7%和 36.7%。广州市蔬菜地铅污染最为普遍,砷污染次之。保定市污灌区土壤 Pb、Cd、 Cu 和 Zn 的检出超标率分别为 50.0%、87.5%、27.5%和 100.0%,蔬菜中 Cd 的 检出超标率为 89.3%。天津市土壤重金属污染已经形成环境问题,东丽、西青和

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津南菜田土壤的重金属污染均为 3 级,属于轻度污染,北辰菜田土壤的重金属污 染,达到了中度污染。此外,在重庆、香港、贵州、福建、河北、广西、汀西、 海南、珠江三角洲、北方河套地区等许多省市地区都发现了不同程度 Hg、Cd、Pb、 Cr、AS、Cu、Zn、Ni 污染。我国的一些主要水域如淮河、长江流域、太湖流域、 胶州湾等也发现了重金属污染。我国土壤污染除 Cd、Hg 污染外,Pb、As、Cr 和 Cu 的污染也比较严重。 我国农田也受到了重金属严重的污染,目前我国农药、重金属等污染的土壤 面积已达上千万公顷,污染的耕地约 0.1 亿 hm2,占耕地总面积的 10%以上,多数 集中在经济较发达的地区。全国每年受重金属污染的粮食多达 1200 万 t,因重金 属污染而导致粮食减产高达 1000 多万 t,合计经济损失至少 200 亿元。华南地区 部分城市有 50%的农地遭受 Cd、As、Hg 等重金属污染。广州近郊因污水灌溉而 污染农田 2700hm2, 因施用污染底泥造成 1333hm2 土壤被污染, 污染面积占郊区耕 地面积的 46%。上海农田耕层土壤 Hg、Cd 含量增加了 50%,天津近郊因污水灌 溉导致 2.3 万 hm2 农田受重金属污染, 沈阳张士灌区重金属污染面积达 2500 多 hm2。 随着工业的发展和人们的物质需求日益增长,由此带来的土壤重金属污染越 来越严重,已严重影响到粮食安全和人类健康。众多研究人员对重金属污染土壤 的修复技术进行了大量卓有成效的研究,并不断找到新技术、新方法和新材料。 目前生物技术一直是专家们研究的较为普遍的一种修复重金属污染土壤的技术, 也一直是国际上的难点和热点研究课题。下面就对生物修复技术的原理、优点及 应用前景系统的综述。

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土壤重金属污染生物修复技术

生物修复技术是利用生物的生命代谢活动降低环境中有毒有害物质的浓度或 使其完全无害,从而使污染的土壤部分地或完全地恢复到原始状态。生物修复技 术包括植物修复技术、微生物修复技术和动物修复技术。生物修复机理是利用生 物(主要是微生物、 植物和动物)作用, 削减、 净化土壤中重金属或降低重金属毒性。 这种技术主要通过 2 种途径来达到对土壤中重金属的净化作用:①通过生物作用, 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通过生物吸收、代谢,达到对重金属的削减、净化与 固定 。 生物修复与其他治理重金属污染的技术相比,具有成本低、无二次污染及处 理效果好等优点,是替代物理化学修复的一种非常具有优势的方法。与理化方法 相比,生物修复不止一个功能基团组起作用,并且结合生物代谢活性系统,使生 物修复具有更大的效用,能达到对污染土壤永久修复的目的。

5.1

土壤重金属污染的植物修复技术

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5.1.1 植物修复技术的概念
植物修复(Phytoremediation)是指将某种特定植物种植在重金属污染的土壤 上,以该植物对重金属的忍耐和超量积累为基础,最后通过植物收割并进行处理, 将重金属移出土壤,达到重金属污染修复目的。土壤重金属污染的植物修复可分 为植物萃取技术、植物固化技术、根圈生物修复技术和植物挥发技术。目前,在 土壤重金属污染的生物修复中应用较早、较广泛的是植物修复技术。

5.1.2 植物修复措施
植物修复的过程包括对污染物的吸收、清除、原位固定和分解转化,即植物 萃取技术、植物固化技术、根圈生物修复技术、植物转化技术。 ①植物提取技术 植物提取技术(Phytoextration)又称植物萃取,是利用金属积累植物或金属超 积累植物将金属从土壤中提取出来,转移并富集到植物根部和枝叶等可收割部分, 使金属离子从土壤转移到植物的过程。 植物提取修复重金属污染土壤的过程和机制涉及根系的吸收 ,根向地上部的 转移以及地上部的积累。整个过程共分为四个部分:1)土壤中重金属的释放。交 换态的重金属具有较大的溶解性, 比其它形态更易被植物吸收。但碳酸盐结合态 同样也易于溶解 , 研究认为植物对重金属的吸收与交换态及碳酸盐结合态关系最 为紧密;2)根对金属离子的吸收。在重金属污染的土壤里,植物对重金属的吸收 由于环境浓度差异大而存在被动吸收。但有研究发现:在重金属污染土壤上种植超 积累植物,当土壤溶液中 Zn 浓度较低时,植物地上部积累的 Zn 随土壤溶液中 Zn 浓度的增加而迅速增加。但当土壤溶液中 Zn 浓度较大时,增加土壤溶液中 Zn 浓 度并不能增加植物对 Zn 的吸收。这说明超积累植物对土壤溶液中的重金属离子可 能存在主动吸收的过程;3)金属离子从根到地上部的运输。金属离子被根吸收后, 由于受根膜选择性限制,需要其它有机物如柠檬酸、苹果酸等作为选择体才能进入 根内部。在根膜的外表面,选择体与土壤溶液中的水化镍离子复合,然后选择体-Ni 复合物穿过根膜进入内表面,与转运体结合成三键复合物。这种转运体很可能是一 种氧的供体。进入木质部后,三键复合物释放出 Ni 后断开,选择体又返回根重复这 一过程。这一理论认为:对植物有毒的水化镍离子不是在植物体内形成的 ,在植物 体内镍以复合态存在。4)植物地上部对金属离子的忍耐和积累。植物地上部能忍 耐高浓度的金属离子,可能的原因是与氨基酸或羧酸形成金属络合物。 植物提取利用耐受并能积累重金属的植物吸收土壤环境中的金属,将它们输 送并贮存在植物体的地上部分,通过种植和收割植物而去除土壤中的重金属。这些 植物有两大类:超富集植物和诱导的积累植物。前者是指一些具有很强的吸收重金 属并运输到地上部积累能力的植物;后者则是指一些不具有超积累特性但通过一

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些过程可以诱导出超量积累能力的植物。 超富集植物是指能超量吸收重金属并能将其运移到地上部的植物,对其的界 定一般考虑两个因素:植物地上部富集的重金属达到一定的量;植物地上部的重 金属含量高于根部。目前,国际上报道的 Cu、Cd、Ni、Pb 等超富集植物已有 500 多种,其中约 73%为 Ni 的超富集植物,我国目前发现的超富集植物有:Mn 超富 集植物商陆;Cd 超富集植物油菜、宝山堇菜和龙葵;As 超富集植物蜈蚣草、大 叶井边草、井栏边草、金钗凤尾蕨和斜羽凤尾蕨;Pb 超富集植物羽叶鬼针草、紫 穗槐、 绿叶苋菜和土荆芥; 续断菊超富集 Pb、 Zn; 翅瓣黄堇和东南景天超富集 Cd、 Zn;苎麻和圆锥南芥超富集 Pb、Zn 和 Cd。植物提取的效益取决于植物地上部分 重金属含量及其生物量,但目前已知的超富集植物多数生长慢、生物量小,且为 连坐生长,机械作业难。因而寻找和培养生物量大、生长速率快、生长周期短的 超累积植物,是提高植物提取技术效益的长期策略。超富集植物由于具有很强的 吸收和积累重金属的能力 , 从而在修复重金属污染土壤方面表现出极大的潜力 , 其对某种重金属的累积量是普通植物的 10~500 倍以上。 诱导的积累植物是指一些不具有超积累特性但通过一些过程可以诱导出超量 积累重金属能力的植物。目前,具有高生物量的可用于诱导植物提取的植物有印 度芥菜、玉米和向日葵等,研究较多的螯合剂有 EDTA、HEDTA、NTA、DTPA、 EGTA 和 EDDAH 等,能促进土壤固相中重金属的释放,提高植物提取修复的效 率。但施用螯合剂可能对地下水带来二次污染,产生新的环境问题,也常会影响 植物生长,甚至死亡。因此,螯合剂的应用必须科学合理,以避免产生生态安全 问题,而且在实际应用中,螯合剂的价格昂贵,该技术在经济上也未必可行。植 物提取修复技术是目前应用最多、最有发展前景的土壤重金属污染植物修复技术。 ②植物固化技术 植物固化技术(Phytostabilization) ,也称原地惰性化技术( Inactivation) , 它是一种实地固化技术。该技术首先用土壤添加剂(soil amendments)诱导土壤中 的污染物形成难溶化合物,使其的迁移活化性能降低,再利用种植在污染土壤表 层的耐重金属植物降形成绿色覆盖层,以减少污染物在土壤剖面的淋滤,从而减 少重金属被淋滤到地下水或通过空气载体扩散进一步污染环境的可能性。植物固 化技术不能将土壤中的污染物去除,只能控制污染物的迁移和扩散,该技术实用 性很强,尤其适合大面积污染场地修复。同时,该技术在使用时受到 pH、土壤特 性、土壤养分、有毒金属离子的含量、土壤添加剂以及气候条件等因素的影响。 植物固化的作用:一是通过根部累积、沉淀、转化重金属 ,或通过根表面吸 附作用固定重金属;二是保护污染土壤不受风蚀、水蚀,减少重金属渗漏污染地下 水和向四周迁移污染周围环境。如植物可通过分泌磷酸盐与铅结合成难溶的磷酸

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铅, 使铅固化而降低铅的毒性;植物能使毒性较高的 Cr6+ 转变为基本没有毒性的 Cr3+ 。这类植物一般具有两个特征: 一是能在高含量重金属污染土壤上生长;二是 根系发达及分泌物能够吸附、沉淀或还原重金属。值得注意的是植物稳定修复并 没有从土壤中将重金属去除,只是暂时将其固定,当土壤环境发生变化时重金属仍 可能重新活化并恢复毒性,因而没有彻底解决重金属污染问题。 植物在这个过程中主要有两种功能:1)保护污染土壤不受侵蚀,减少土壤 渗漏来防止金属污染物的淋移。重金属污染土壤常缺乏植被,而荒芜的土壤更易 遭受侵蚀和淋漓作用,使污染物向周围环境扩散,稳定污染物最简单的办法是种 植耐金属胁迫植物复垦污染土壤;2)通过根部积累和沉淀金属或根表吸收金属来 加强土壤中污染物的固定。 国外研究专家 Cunningham 等研究发现,一些植物可降低 Pb 在土壤中的生 物有效性,缓解其对环境中生物的毒害作用。此外,植物还可通过改变根际环境 如 pH 值来改变污染物的化学形态, 在这个过程中根际微生物细菌和真菌也可能发 挥作用。植物稳定修复只是暂时将其固定,在减少重金属污染物向四周扩散的同 时,也减少其对土壤中各种生物的危害。但是一旦环境条件发生变化,重金属的 可利用性就可能随之发生变化,因而该修复技术并没有彻底地解决重金属污染的 问题。由于其作用与治理效果的差距,目前很少有研究报道,而植物稳定修复若 与原位化学钝化技术相结合,可能会显示出更大的应用潜力。 ③根圈生物修复技术 根圈生物修复技术(Rhizosphere bioremediation)是通过植物根际分泌物和根 际脱落物作用刺激细菌和真菌的生长,并使污染物矿化的过程。该技术可以使土 壤中有机碳、细菌和真菌的含量增加,利于对土壤中有机物的降解。Fletcher 等研 究表明,桑树、桑橙树和苹果树根部释放出的黄酮类化合物和香豆素物质可并诱 导降解 PCBs 和 PAHs。 我国这面专家有了相应的研究。肖艳平等研究表明丛枝菌根真菌对砷污染的 土壤修复具有积极作用。赵光进行了能促进植物吸收土壤重金属的产酸菌筛选研 究,结果表明,筛选出的凝结芽孢杆菌可使镉和铅明显钝化。 ④植物的挥发修复技术 植物挥发技术(Phytovolatilization)是植物通过蒸发作用将具有挥发性的金属 挥发释放到大气中,达到修复重金属污染土壤的目的。该技术可去除土壤中的硒、 汞和砷,其应用效果取决于植物的蒸发速率,跟温度、降水量、湿度、日照及风 速有十分密切的关系。植物挥发通过植物及其根际微生物的作用,将土壤中挥发 性污染物挥发进入大气,不需收获和处理含污染物的植物体,是一种有潜力的植 物修复技术。

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植物挥发是利用植物根系分泌的一些特殊物质或微生物使土壤中的某些重金 属转化为挥发形态,或者植物将污染物吸收到体内后将其转化为气态物质释放到 大气中。一些植物在体内能将 Se,As 和 Hg 等甲基化而形成可挥发性的分子,释 放到大气中去,目前这方面研究较多的是金属 Hg 和非金属元素 Se。杨麻可使土 壤中三价硒转化为低毒的甲基硒挥发去除;海藻能吸收并挥发砷,烟草能使毒性 大的二价汞转化为气态的单质汞。一些农作物如水稻、胡萝卜、大麦和苜蓿等及 一些水生植物如灯心草属、鸢尾、蒲儿菜等也有较强的吸收并挥发土壤中(水) 硒的能力。Banuelos 等研究表明,杨麻可使土壤中三价硒转化为低毒的甲基硒挥 发去除;海藻能吸收并挥发砷。另有研究表明,烟草能使毒性大的二价汞转化为 气态的单质汞;一些转基因植物,如拟南芥也能将有机汞和无机汞盐转化为气态 单质汞。 植物挥发技术也不需要处理含污染物的植物,不失为一种经济有效且具有潜 力的修复技术,但是该技术存在着弊端,即该方法将污染物转移到大气中,有可 能产生二次污染问题,对人类和生物具有一定的风险,所以仍会对大气环境造成 污染。因而该技术的应用尚存不少疑虑。

5.2

土壤重金属污染的微生物修复技术
微生物修复是指利用天然存在的或所培养的功能微生物群,在适宜环境条件

5.2.1 微生物修复技术的概念
下,促进或强化微生物代谢功能,从而达到降低有毒污染物活性或降解成无毒物 质的生物修复技术。主要包括生物富集(如生物积累、生物吸着)和生物转化(如 生物氧化还原、甲基化与去甲基化以及重金属的溶解和有机络合配位降解)等作 用方式。 微生物在被污染的土壤环境去毒方面具有独特作用,已被用于进行土壤生物改 造或土壤生物改良, 高效微生物降解活性就地净化污染土壤。 受到重金属污染的土 壤,往往富集多种耐重金属的真菌和细菌, 微生物可通过多种作用方式影响土壤 重金属的毒性。可用于重金属修复的微生物主要是土著的真菌(酵母)和细菌。 不同类型微生物对重金属污染的耐性也不同, 通常为真菌> 细菌> 放线菌 。

5.2.2 微生物修复技术的原理
微生物对重金属的生物吸附机理有三种,主要表现在:①胞外络合作用,一 些微生物能够产生胞外聚合物如多糖、糖蛋白、脂多糖等,具有大量的阴离子基 团,与金属离子结合;某些微生物产生的代谢产物如柠檬酸是一种有效的金属螯 合剂,草酸则与金属形成不溶性草酸盐沉淀;②胞外沉淀作用在厌氧条件下硫酸 盐还原菌及其他微生物产生的硫化氢与金属离子作用,形成不溶性的硫化物沉淀。 第三,胞内积累作用,重金属进入细胞后,通过“区域化作用”分布在细胞内的不

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同部位,可将有毒金属离子封闭或转变成为低毒的形式。由于微生物对重金属具有 很强的亲合吸附性能 ,有毒金属离子可以沉积在细胞的不同部位或结合到胞外基 质上,或被轻度螯合在可溶性或不溶性生物多聚物上。一些微生物如动胶菌、蓝细 菌、硫酸还原菌以及某些藻类,能够产生胞外聚合物如多糖、糖蛋白等具有大量阴 离子的基团,与重金属离子形成络合物。 微生物能够通过自身的代谢活动作用于重金属元素是因其体内携带重金属抗 性基因。重金属抗性基因是微生物在自然条件或人工诱导下产生的抗重金属毒性 的遗传因子,可以激活和编码金属硫蛋白、操纵子、金属运输酶和透性酶等,通 过利用这些物质与重金属结合、形成失活晶体或促进重金属排出体外等机制对重 金属进行解毒。研究显示,重金属抗性基因很可能位于细菌质粒上。如丁香假单 胞菌和大肠杆菌均含抗 Cu 基因,芽孢杆菌和葡萄球菌含有抗 Cd 和抗 Zn 基因, 产碱菌含抗 Cd、抗 Ni 及抗 Cr 基因,革兰氏阳性和革兰氏阴性菌中含抗 As 和抗 Sb 基因。

5.2.3 微生物对重金属离子的修复方式
①微生物对重金属离子的溶解和沉淀 在土壤环境中, 微生物能够利用有效的营养和能源,在土壤滤沥过程中通过 分泌有机酸络合并溶解重金属。微生物对土壤重金属离子的溶解方式主要是通过 各种代谢活动直接或间接地进行, 其代谢作用能产生多种低分子量的有机酸,如 甲酸、乙酸、丙酸和丁酸等。国外专家研究发现,在营养充分的条件下,微生物 可以促进 Cd 的淋溶,从土壤中溶解出来的 Cd 主要和低分子量的有机酸结合在一 起;在比较不同碳源条件下微生物对重金属的溶解时,发现以土壤有机质或土壤 有机质加麦秆作为微生物碳源均可促进重金属的溶解。 ②微生物对重金属离子的生物吸附和富集 土壤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,并将重金属离子富集在细胞表面或内部。 王亚雄等研究表明, 类产碱单胞菌和藤黄微球菌对 Cu2+、 Pb2+的吸附受 pH 值 影响,当 pH 值为 5~6 时吸附 Cu2+、Pb2+最为适宜,pH 值过高或过低均不利于对 以上元素的吸附。 ③微生物对重金属离子的氧化还原 土壤中的一些重金属元素可以多种价位形态存在,它们以高价离子化合物存 在时溶解度通常较小, 不易发生迁移,而呈低价离子化合物存在时溶解度较大, 较易发生迁移。 中国科学院微生物研究所戴欣、王保军等研究烟草头孢酶 F2 在含有 200 mg/L HgCl2 的液体培养基中生长 16h 后的汞量变化发现, 汞量减少 90%, HgCl2 能被还

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原成汞元素,约有 12%的汞挥发到大气中,7%的汞被菌体吸附,其余以元素汞的 形式沉积在培养液底部。微生物还能将环境中一些重金属元素氧化,某些自养细 菌如硫-铁杆菌类能氧化 As3+、Cu+、Mo4+、Fe2+等,通过氧化作用使这些金属离子 的活性降低。

5.2.4 微生物修复土壤重金属污染的效果
微生物可以提高重金属的生物有效性,从而有利于植物的吸收。土壤中有些微 生物可以通过分泌有机酸降低土壤的 pH,从而提高土壤重金属的生物有效性。有 研究指出,土壤中重金属的生物有效性低是植物修复的主要限制因素。重金属的 生物有效性越高,越有利于植物吸收重金属,从而降低土壤重金属含量。在土壤 中接种根际微生物和外生菌根真菌,能提高土壤中重金属的有效态浓度。此外, 微生物还能够通过自身代谢降低重金属的毒性。土壤中微生物种类和数量多,代 谢旺盛,受到重金属污染的土壤,往往富集多种耐重金属的真菌和细菌,微生物 可通过多种作用方式影响土壤重金属的毒性,主要是通过生物吸附和生物转化来 对土壤中重金属进行吸收、沉淀、氧化和还原等作用,把重金属离子转化为低毒 产物,从而降低土壤中重金属的毒性。

5.3

动物修复技术修复土壤重金属污染
动物修复是利用土壤中的某些低等动物 (如蚯蚓)能吸收土壤中的重金属这一

特性,通过习居的土壤动物或投放高富集动物对土壤重金属吸收、降解、转移, 以去除重金属或抑制其毒性。动物修复的生理基础包括:①生物体内普遍存在一 种金属硫蛋白,能与重金属结合形成低毒或无毒的络合物;②生物体代谢产生一 些富含一 SH 的多肽(如 Pc)。能与重金属螯合,从而改变其存在状态;③生物体内 存在多种编码金属转运蛋白的基因(如最早克隆的 Zn 转运蛋白基因和 Fe 转运蛋白 基因),这些基因编码的转运蛋白能提高生物对金属的抗性。 动物修复在国外有较长的研究史,国内研究则处于摸索阶段。Laverack 报道; 蚯蚓消化道组织提取液中有蛋白酶、 纤维素酶、 淀粉酶和脂肪酶等。Ross 和 Carins 在种植黑麦草的土壤中引入蚯蚓,结果发现转化酶、淀粉酶、磷酸酶等活性升高, 磷酸酶活性升高被认为是蚯蚓对磷活化作用的主要原因。需要指出的是,大多数 土壤动物对土壤酶活性的影响是通过微生物实现的,尤其是对真菌的取食过程释 放的多种酶。我国相关专家戈峰等研究表明,饲养在牛粪和生活垃圾中的蚯蚓对 硒和铜元素的富集能力很强,且富集铜的能力比富集硒的能力强,其最高富集硒 和铜量分别为 332.5 和 1376.0 mg/kg。蚯蚓也能通过提高土壤重金属的活性使得植 物吸收重金属的效率增加。俞协治等通过模拟土壤污染试验发现蚯蚓活动能明显 提高红壤 Cu 的生物有效性,使得红壤中 DTPA 提取态 Cu 的含量明显增加,从而 提高植物对重金属的吸收和富积效率。当土壤中 Pb 的质量分数为 170~180mg/kg

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时, 蚯蚓的富集系数为 0.36。 在被 Pb 污染的土壤中投放蚯蚓, 待其富集重金属后, 采用电激、清水等方法驱出蚯蚓集中处理,对于治理被 Pb 污染的土壤也有一定的 效果。 动物修复技术还包括将生长在污染土壤上的植物体、果实等饲喂动物,通过研 究动物的生化变异来研究土壤污染状况,或者直接将土壤动物,如虹蝴、线虫饲养 在污染土壤中进行有关研究。这种途径虽能在一定程度上减少土壤中重金属含量, 但低等动物吸收重金属后可能再次释放到土壤中造成二次污染。

6

土壤重金属生物修复技术应用现状

据查阅资料和调查研究发现国内外已有部分地区把生物修复土壤重金属技术 应用到实际生活中,现举几个实例来说明。 实例一,1991 年由纽约的一位艺术家 MelChin 在环境科学家 Chaney、Homer 和 Brown 的协助下,进行了为期 3 年的“雕刻”大作,即在明尼苏达州圣保罗遭 受 Cd 污染的大地上,成功地塑造了一个巨大的“环境艺术品” 。该艺术品由 5 种 植物组成:遏蓝菜属、麦瓶草属。长叶莴苣、Cd 累积型玉米和 Zn、Cd 抗性紫洋 芋。利用这件艺术品为工具“剔除”了土壤重 Cd 的毒性,将一片光秃秃的死地转 变为生机盎然的活土。据研究表明,在含 Cd 为 19mg/kg 的工业污染土壤中种植天 蓝遏蓝菜 6 次,可是土壤中 Cd 下降到 3mg/kg。 实例二,1994 年,龙育堂进行了苎麻对稻田土壤汞净化效果的研究。水稻田 该种苎麻后,总汞残留系数由 0.94 降到 0.59。种植苎麻有以下好处。①受 Hg 污 染的土壤恢复到背景值的水平所需的时间极大的缩短了,在土壤 Hg 含量为 82 mg/kg 下,水田要 86 年而旱地只要 10 年;在土壤 Hg 含量在 49 mg/kg 下,水田要 78 年,而旱地只要 9.2 年;在土壤 Hg 含量 24.6 mg/kg 下,水田要 67 年,而旱地 只要 8.0 年。②切断了食物链对人体的伤害。③有可观的经济收益,苎麻价值在正 常情况下比水稻高 50%。 苎麻是耐汞植物, 土壤 Hg 在 70mg/kg 以下时苎麻产量不 受影响。Heaton 等利用一种转基因植物—盐蒿和陆生植物拟南芥、烟草去除土壤 中无机汞和甲基汞,这些植物携有经修饰的细菌汞还原酶基因,可将根系吸收的 Hg2+转化成低毒的 Hg,从植物中挥发出来,而转入能表达细菌有机汞裂解酶基因 的植物可以将根系所吸收的甲基汞转化成结合态 Hg2+,拥有这两种基因的植物可 有效地将离子态汞和甲基汞转化为 Hg 而通过植物挥发释放入大气中。 实例三,我国专家陈同斌等通过初步筛选后,以室内盆栽试验最终确定 As 的 超富集植物种。 成功找到三种 As 的超富集植物。 其中无蜈蚣草叶片富集 As 达 0.5%, 为普通植物的数十万倍;能够生长在含 As 为 0.15~3%的污染土壤和矿渣上,具极 强的耐砷毒能力;其地上不与根的含砷比率为 5:1,显示其具有超常的从土壤中吸 收富集砷的能力。目前盆栽试验又发现蜈蚣草施用高浓度磷后,植株在吸收大量

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磷的同时,对砷的吸收能力也显著增强,P 和 As 之间并不表现为拮抗作用,而是 一种协同作用。因为 P 是植物生长所必需、对植物生长有利的大量营养元素,而 As 确是植物不需要、对其产生毒害作用的痕量元素。过去一直认为,植物中 P 和 As 通过同一系统进行吸收和转运,两者之间表现为拮抗作用。即植物对 P 吸收增 加就会抑制 As 的吸收;同样,吸收 As 的增加,对 P 的吸收就会减少。因此施磷 肥往往减少植物对 As 的吸收。一些科学家还推测,As 毒害植物的机理也许是由 于 As 取代能量代谢物质三磷酸腺苷中的 P,从而干扰了植物的能量代谢。陈同斌 的研究结果表明,施磷肥有助于蜈蚣草对 As 的吸收和累积,但并没有导致 As 对 植物的毒性增加,因此施磷肥可以提高蜈蚣草的 As 含量和总吸 As 量。这表示, 在植物修复技术应用上,可以通过施磷肥大幅度提高蜈蚣草对 As 的吸收量和除 As 的效果,从而提高其修复 As 的效率。因此,可通过进一步研究,将 P 物质制 成提高植物超量富集土壤中 As 的特制添加剂。 实例四,近些年来,中国科学院上海生命科学研究院植物生理生态研究所和 美国南卡罗来纳州大学的科学家经过 3 年合作努力,培育出世界上首次具有明显 食 Hg 效果的转基因烟草。他们的转基因烟草“吃”汞,不仅效率高,而且本身不 留残毒。科学家先从微生物中分离出一种可将无机 Hg 转化为气态 Hg 的基因,经 过序列改造,再将其转入烟草,这种烟草即可“吞食”土壤和水中的 Hg,转化为 气态 Hg 后,再释放到大气中。选择烟草治 Hg 污染的原因是烟草具有植株大、生 长快、吸附性强、种植范围广、基因易转移等特点。实验表明,这种转基因烟草 还可吸收 Au 和 Ag,因此具有多种推广价值。此外,中国科学院南京土壤研究所 吴龙华博士等研究了印度芥菜对土壤中 Cu 的修复效果,得出施用 EDTA3mmol/kg 可显著或极显著地增加芥菜各组织 Cu 含量、芥菜叶和根对 Cu 的吸收量,从而极 显著地增加了芥菜的 Cu 总吸收量。低量氮肥配施高量磷肥可获得最高的 Cu 吸收 总量和最大植物修复效率。

7

土壤重金属生物修复目前存在的问题

虽然生物修复技术有成本低、修复效果好等优点,但在修复土壤重金属污染 的过程中仍存在着相应的问题,例如二次污染、处理成本高等,下面就着重阐述 植物修复和微生物修复存在的问题,至于动物修复就不再做介绍了。

7.1

植物修复存在的问题

重金属是一类价值昂贵的金属,如何将超富集植物中的重金属提纯、回收 利用是需要加强研究的一面。研究当中发现有些植物虽然具有富集重金属的能力, 但重金属富集的部位往往在地面以下,如①根部,这种富集对于重金属的提取和 利用都比较困难,因此并没有在真正意义上去除土壤重金属;②植物修复受季节 变化等环境因素的限制,难以在世界范围内引种;③修复植物生长周期较长,难

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以满足快速修复污染土壤的需求;④重金属在地面以上部分的富集是去除土壤重 金属的有效手段,但对于地面以上植物体重金属的提取及回收利用的报道比较少, 通常采取的方法是收集地面以上的植物残体进行焚烧、填埋,这也往往会造成重 金属的二次污染和资源浪费。 金属超富集植物农作和植保技术没有形成,需要实践经验积累逐渐发现问题 和解决问题遥。重金属在植物体内的存在形式、植物对重金属超量吸收和积累及 解毒机制、超富集植物与根际微生物共存体系的作用以及根际土壤环境条件对重 金属的生物有效性制约机理等一系列基础理论问题,有待于进一步探索。超富集 植物体内重金属的回收再利用方面应加强研究,对于收获物的处理研究较少,目 前仅对灰分中重金属质量分数为 10%~40%的植物采用冶炼回收,对于不能回收利 用的收获物如何避免二次污染,还需进一步探索。

7.2

微生物修复技术存在的问题

微生物修复技术多元,可进行原位修复、异位修复及原位—异位联合修复。原 位修复操作简单,对原有的土壤环境破坏程度低。然而,加入到污染环境中的微 生物可能由于种间竞争或难以适应环境导致目标微生物或其代谢活性的丧失,其 田间试验效果不理想。同时微生物修复受各种环境因素的影响较大,pH、温度、 氧气、水分等均可影响微生物活性从而影响修复效果。因此,为降解菌提供适宜 条件以促进其生长繁殖至关重要。 为解决上述问题,近年来微生物修复研究工作着重于筛选和驯化特异性高效 降解微生物菌株,提高功能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等方面,以实现针对性强、高效 快捷、成本低廉的微生物修复技术的工程化应用。某些微生物可在极端环境条件 下生存,若通过基因技术使其具有高效降解能力,则对治理极端环境条件下的污 染有利。通过添加菌剂和优化作用条件发展起来的污染土壤原位、异位微生物修 复技术有:生物堆沤技术、生物预制床技术、生物通风技术和生物耕作技术等。 随着生物修复技术中的生物工程技术,如基因工程、酶工程、细胞工程等的 广泛运用,生物修复的处理效率得到很大提高,可行性与有效性逐渐增强,处理 成本进一步降低,被广泛接受和采纳。然而,该项技术还未到达成熟阶段,尙存 在技术瓶颈有待突破,我国的研究水平与国际水平间还存在较大差距。例如,我 国筛选出超积累植物数量少,全世界已鉴定到的超积累植物有 400 多种,其中由 我国发现的还不到 10 种;目前所发现的大多数超积累植物存在生物量少,生长速 度慢,适应性弱等特点,限制了对超积累植物的规模利用;我国的研究方向以追 踪国际前沿为主,自主创新性不足,研究成果影响因子低;植物修复的产业化和 商业化与国际水平有较大差距,对植物修复材料的处理及资源化利用研究较少。

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8

生物修复土壤重金属的前景分析

随着人们对土壤中重金属污染危害的严重性的认识,大批的学者持续不断对 被重金属污染的土壤的修复进行反复的研究,不断地有新方法、新技术的产生, 参考徐良将、张明礼、杨浩的关于土壤重金属污染修复方法的研究进展,认为未 来的重点和难点包括选育重金属污染土壤修复的植物、生物工程技术和基因工程 技术的应用、多种修复技术的综合应用、建立监管体系和过程量化数学模型和制 定、完善法规,强化防治意识。下面就着重阐述下植物修复和微生物修复的前景 分析。

8.1

植物修复前景展望
植物修复作为一项新兴的高效修复技术,具有应用范围广、成本低、生态

综合效益好等优点,但该技术研究和应用时间较短,在理论体系、修复机理及技 术上仍需进一步完善,以下两个方面的研究仍有待加强。

8.1.1 植物重金属转运蛋白的研究
关于植物重金属转运蛋白已有不少研究,细胞内多种重金属转运蛋白基因 的转录水平与重金属离子积累间的联系已被揭示,但植物重金属转运蛋白的基因 片组段尚未完全破解;转运不同重金属的蛋白间的相关研究、不同植物间的重金 属转运蛋白间表达或修饰的变化、通过基因转移来培育能转运多种重金属的植物 等问题将是当前研究的热点。 重金属离子进入植物体细胞是在重金属转运蛋白的参与下完成的。重金属 转运蛋白包括吸收蛋白和排除蛋白两大类,其中吸收蛋白主要有 YSL 蛋白家族、 锌铁蛋白家族、天然抗性巨噬细胞蛋白家族等,排除蛋白包括 Plb 型、ATPases、 CDF 蛋白家族等。 不同重金属在植物体中的积累量呈现出很大的差异: 如 Cs、 Pb、 Cu、Zn、As 在水稻植株各组织中含量分别为根≥茎叶>籽实。

8.1.2 超富集植物的筛选与培育
我国植物资源十分丰富,进行超积累植物资源调查,了解其分布,收集并 建立超积累植物的数据库;通过重金属胁迫条件来筛选、培育吸收能力强,同时 能吸收多种重金属元素,且生物量大的植物;利用育种方法培育超富集植物,或 者通过分子生物技术培育超富集植物。 表 8.1 为对 Cu、Zn、Pb、Cd、Hg、Cr、As 等重金属元素具有超富集性能 的部分常见植物(对应相应重金属元素地上部分富集量大于地下部分富集量。超 富集植物处理重金属污染的土壤具有投资少、效益高、对环境扰动小的特点,但 研究发现,超富集植物的分布具有时空差异的特点,在空间分布上,超富集植物 一般只生长在矿山区、成矿作用带或者有富含某种化学元素的岩石风化而成的地 表土壤上,常构成一个独立的“生态学岛屿” ,时间分布上主要表现在第四纪冰川

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作用对正常植物演化出超积累植物存在的控制作用。
表 8.1 常见重金属超富集植物 富集元素 超富集植物名称 遏蓝菜属 Zn 黑麦草 东南景天 凤眼莲 Cd 遏蓝菜属 东南景天 宝山堇菜 香蒲属 Pb 遏蓝菜属 蜈蚣草 鬼针草 Cr Cu 李氏木 海州香薷 鸭趾草 As 大叶井口边草 蜈蚣草 发现国 德国 中国 中国 中国 美国 中国 中国 英国 英国 德国 中国 中国 中国 中国 中国 中国

目前研究利用超富集重金属植物修复重金属污染下的土壤已经取得了很好的 效果。以后的可以着重研究开发这种技术的实际中的应用。

8.1.3 其他方面
针对已知的绝大多数超富集植物生物量小、生长缓慢和修复率低等特点,以 我国丰富的杂草资源为对象进行筛选,将会取得一定的突破。还应该加强排异植 物的筛选,如果将重金属排异基因转移到作物体内,则排异作物便可以在重金属 污染土壤上正常生长,既保护了环境又开发利用了污染土壤,一举两得。 植物修复法,这种方法成本低,效果好,还可以提高绿化面积,涵养水源的 作用,但是耗时长,一般都要十几年才能对重金属污染比较严重的地方修复好, 目前国内外已有多个实践的例子,总的来说,这是一种很有前途的技术,如果与 传统的物理化学治理技术相结合,应该会有更好的前景。

8.2

微生物修复技术前景分析
关于微生物修复污染土壤的研究报道较多,但真正用于实践的并不多见,且

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微生物与土壤的相互作用仍有一些基础问题需要解决。进一步筛选和驯化生物修 复菌株, 构建菌种库; 加强微生物代谢途径研究, 控制其转化途径;开展微生物 降解酶研究, 促进酶的工业化生产及应用;强化降解基因的结构与功能研究,重 组构建功能优化的基因工程菌株; 优化组合修复技术,如动物—微生物、植物— 微生物、物化方法—微生物等组合修复。以上几个方面将是今后研究的重点内容。 解决土壤重金属元素的污染应加强重金属元素土壤生态化学行为和修复技 术的研究,特别是应用前景大的植物技术和微生物技术,寻求多种修复技术的综 合运用。运用基因重组技术培育超高量累积植物处理污染土壤是值得探讨的有效 途径之一。同时加强环境保护力度, 避免含重金属元素的废水进入环境, 注意重 金属尾矿的处置防止重金属淋溶进入土壤环境,从源头上消除重金属元素对土壤 的污染, 积极推进生态农业和绿色食品的发展进程。

9

结语

土壤中重金属污染日趋普遍,由于土壤中重金属污染危害周期长,污染范 围广、持续时间长,污染隐蔽,而且具有生物不可降解性和相对稳定性,使得重 金属易在土壤中积累,并可能通过食物链不断地在生物体内富集,甚至可转化为

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毒害性更大的甲基化合物,对食物链中某些生物产生毒害,最终在人体内蓄积而 危害人体健康。土壤重金属形态分析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。这些机理将在如何防止土壤中重金属污染及修复已 污染的土壤中发挥巨大作用。 采用生物修复技术治理土壤污染是当前环境科学研究的重要领域之一。生 物修复是一种治理效率高、治理费用低和现场可操作性强的方法。目前世界各国 对土壤重金属污染修复技术进行了广泛的研究,取得了可喜的进展。但在如何将 植物修复、生物修复、物理修复和化学修复科学地结合起来方面,目前缺乏深入 的研究。对植物修复中涉及的如何避免二次污染、有关植物收获后如何处理的报 道,目前很少见到。另外,植物修复尚处于实验室和大田的试验、示范阶段,缺 乏污染土壤的修复实践,与污染土壤修复产业化的形成相距甚远。在修复措施方 面,应积极寻找、筛选对重金属具有超积累能力的植物,进行超积累植物资源调 查,了解其分布规律、生长特点、生长环境,收集并建立超积累植物的数据库。 总之,要进一步推广生物修复技术以防治土壤重金属污染,我们必须加快植 物修复的商业化与产业化的推进步伐;加强修复材料资源化研究;加强农业、环 境、生态和化学等相关学科的结合,实现多学科的交叉应用,合理配置科研资源 和人才;促进国际间学术交流和合作,积极引导国内外高等院校、科研机构间进 行多学科、多角度、多层次的合作,最终推动我国生物修复研究达到世界领先水 平。

参考文献
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