生物钝化修复镉污染土壤研究进展

徐粲然，卢滇楠，刘永民

（1辽宁石油化工大学石油化工学院，辽宁 抚顺 113001；2清华大学化学工程系，北京 100084）

生物钝化修复镉污染土壤研究进展

徐粲然1，卢滇楠2，刘永民1

（1辽宁石油化工大学石油化工学院，辽宁 抚顺 113001；2清华大学化学工程系，北京 100084）

回顾了我国含镉土壤的场地修复。综述了利用生物钝化技术修复镉污染土壤的研究现状，重点探讨了微生物的代谢产物与镉产生硫化物或磷酸盐沉淀的微生物沉淀作用、微生物的细胞壁和其分泌的胞外聚合物直接吸附镉的微生物吸附作用以及镉离子透过微生物的细胞膜而被固定在细胞内的微生物摄取作用等生物钝化机理，并对有机钝化过程和无机钝化过程进行了介绍和评价。分析了镉在土壤中的离子交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机结合态和残渣态等赋存形态以及土壤中pH值、氧化还原电位、有机质、共存重金属和微生物等因素对镉的生物可利用度的影响。最后阐述了生物钝化技术的优点以及该技术不能将重金属从土壤中永久去除的问题，指出生物钝化技术与其他修复方法相结合是其未来的发展方向。

镉；污染；土壤；修复；生物钝化；微生物

污染土壤的修复是影响我国农业可持续发展和国民健康的重大课题。目前所发展的土壤修复技术可分为物理法、化学法和生物法三大类，其最终目标都是最大程度地降低污染物对于地下水、植物和土壤微生态的危害，而实现这一目标的途径可以分为移出、分解和钝化三大类。移出是将污染土壤移出现场进行异位化处理；分解是采用生物或化学氧化的方法对污染物进行分解；而钝化是采用吸附剂、植物根部或微生物将污染物转化成为低毒价态并固定在土壤中，减少其生物可利用度和对于地下水的污染，这对于重金属污染物而言是一种适宜的修复策略。

镉污染问题是我国土壤污染领域需要关注的一个重要问题。2013年2月，《南方日报》[1]所报道的湖南“镉米”事件就是由于耕地土壤受到重金属镉的污染，从而导致稻米中镉含量超标。镉是人体非必需元素，其水溶性强、活性大、毒性高、难降解，具有一定的致癌和致突变性，少量进入人体便可通过生物放大和生物积累对人体产生一系列损伤[2]。过多摄入的镉会累积在人体肝、肾、胰腺、甲状腺和骨骼当中，使肾脏器官等发生病变，造成贫血、高血压、神经痛、骨质松软、肾炎和内分泌失调等病症。近年来，由于矿山开采、金属冶炼、污水灌溉以及磷肥的大量施用，导致耕地土壤中镉含量急剧增加，使镉成为农业环境中危害大，难处理的重金属污染物之一。本文首先回顾了镉污染土壤修复技术研究及其场地应用的现状，分析土壤中镉的赋存形态及影响其生物可利用度的因素，对采用生物钝化法修复镉污染土壤需要解决的问题进行了讨论。

1 我国镉污染土壤场地修复现状

沈阳西郊张士灌区自20世纪60年代引污水灌溉，污染耕地面积达2800hm2。灌区土壤中77%～86%的镉分布在0～30cm的表层土中，将这层土壤移除以烧砖来固定镉[3]。在该灌区的III闸地区选取了200 m2的试验田施加钙镁磷肥、硅肥等碱性物质，能有效减少稻米对镉的吸收[4]。尽管目前采用处理过的污水灌溉，但由于河道底泥沉积污染、粉尘沉降以及灌区底泥中的残留污染物等使得镉污染加重。2007年的数据显示，该灌区土壤含镉量与1980年相比增加了38%～106%[5]。

廖启林等[6]对南京八卦洲的芦蒿地进行了场地修复，结果表明钙镁磷肥的修复效果最为理想，石灰和硅肥次之。在江西陈家村[7]及湖南某市郊水稻土上进行的田间试验[8]中均采取了引入碱性物以改变镉在土壤中的存在形态，阻止或减小其在土壤中的迁移性和生物可利用度。

种植镉的超累积植物也是一种有效的方法。在沈阳张士灌区的农田种植龙葵，龙葵对镉的最大萃取量可达到233mg/hm2[9]。在湖北罗桥乡水田进行镉污染田间模拟试验，通过种植苎麻能够阻止稻米对镉的吸收[10]。从株洲炼厂污染土壤中筛选出对镉富集能力较强的商陆，盆栽试验证明，该植物可在较宽镉浓度范围的土壤中正常生长[11]。此外，镉的超累积植物还有印度芥菜、东南景天、天蓝遏蓝菜及三叶鬼针草等，这些植物对镉都有较强的耐性和累积能力[12]。

2 镉在土壤中的赋存形态

镉在土壤中的赋存形态包括离子交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机结合态和残渣态[13]。

离子交换态（含水溶态）的镉主要通过静电和热运动等效应吸附在黏土、腐殖质及其他成分上[14]，最易受土壤理化性质改变而释放。

空气中的CO2可与工业废气中的二价镉（Cd2+）形成碳酸盐沉淀（CdCO3），也会受土壤pH值影响而分解释放镉。

铁锰氧化物通过吸附或共沉淀作用与镉形成结合态。当土壤氧化还原电位（Eh值）下降或水体缺氧时，镉可能会被释放出来。

土壤中的有机物质以络合、螯合及吸附等方式与镉结合。与土壤腐殖酸中小分子有机酸结合的镉离子性质较活泼，而与有机质中芳构化程度高的大分子量组分结合的镉则相对较稳定[15]。

残渣态的镉多存在于硅酸盐、原生和次生矿物等土壤晶格中。它来自土壤矿物，性质稳定，在土壤的正常环境下不易被释放，在土壤生态系统中对食物链的影响最小[16]。

3 镉的生物可利用度及其影响因素

重金属在土壤中的生物可利用度是指其被生物吸收利用或对生物产生毒害的能力[17]。土壤修复的最终目标之一就是降低污染物的生物可利用度，从而减少其对土壤以及农作物的危害。影响土壤中镉的生物可利用度的因素有很多，主要包括土壤pH值、氧化还原电位（Eh值）、有机质、共存重金属及微生物等。

3.1 pH值

pH值升高，土壤有机质、黏土矿物和水合氧化物表面的负电荷增多，土壤对Cd2+的吸附能力增强；反之，结合态的镉因与大量的H+发生交换而被释放，导致Cd2+的生物可利用度增加。

3.2 氧化还原电位

土壤氧化还原电位（Eh值）的变化会影响镉与硫化物生成沉淀，与有机质络合以及被铁锰氧化物吸附[18]。Eh值越低，土壤氧化性越弱，Cd2+便与存在于土壤中的S2-、CO32-、OH-和PO43-等结合，转化为难溶性的沉淀形式；而Eh值升高导致上述硫化物和有机质被氧化，不利于形成这些难溶性镉盐沉淀，导致Cd2+的生物可利用度增加。

3.3 有机质

有机质是土壤的重要组成部分，主要来自于动植物的残体，其含有大量的官能团，可与镉发生络合反应，从而影响镉在土壤中的生物可利用度和迁移转化能力。有文献报道：在有机质含量高的红壤和黑土中，有效态镉浓度较有机质含量低时减小12.7%～37.3%[19]。

3.4 共存重金属

镉与铁、锰、铜、锌等元素同时存在于土壤中，这些元素与镉表现为协同作用或拮抗作用，促进或抑制植物对镉的吸收。研究表明，少量的锌会促进水稻对镉的吸收和积累，而适量的锌则可起到抑制作用[20]。由此可见，镉与锌之间存在协同和拮抗两种作用。

3.5 微生物

土壤中的部分微生物对镉有很强的耐抗性，并能与镉发生吸附、沉淀、富集等多种作用。如小球藻对浓度低于100mg/L的Cd2+有很强的吸附能力[21]；啤酒酵母（Saccharomyces cerevisiae）体内的磷酸盐能与镉结合产生镉的磷酸盐沉淀[22]；蜡样芽胞杆菌（Bacillus cereus）能够通过带有负电荷的细胞表面快速吸附Cd2+，随后缓慢地将Cd2+富集在细胞内[23]，从而降低乃至阻止了镉在土壤中的迁移。

4 生物钝化

生物钝化技术是指微生物能通过带电荷的细胞表面（尤其是细胞壁）吸附重金属离子，或利用其代谢产物与重金属结合产生沉淀，也能直接把重金属作为必要的营养元素吸收，将其富集在细胞内的不同部位，使重金属的移动性降低[24]。因此，利用微生物将重金属固定于土壤中，减少其对环境的危害，是修复重金属污染土壤的一个有效途径。生物钝化技术在过去多用于含重金属废水的处理[25]，随着城市化和工业化的快速发展，重金属污染土壤问题日益突出并引起了广泛关注。2000年，Ledin[25]对微生物、重金属和土壤体系之间的相互作用进行了分析，提出了生物钝化技术可用于修复重金属污染土壤的观点。Lebeau等[26]研究了细菌ZAN-044、放线菌R27和担子菌红缘层孔菌对镉的吸附能力。结果表明，在镉浓度较低（1mg/L）和pH值较高（pH值为7）的条件下，细菌ZAN-044对镉的吸附率为69%，比其他两个菌种更适合镉污染耕地土壤的修复。此外，污染物（镉）的状态，尤其是浓度，决定了修复污染土壤的微生物的选择。我国近几年才开始对生物钝化技术展开研究，在微生物的筛选和钝化机理的研究等方面取得了一定进展。刘红娟等[27]研究了一株蜡样芽胞杆菌（Bacillus cereus）对镉的富集能力和作用机理，结果表明，该菌株在镉浓度低于20mg/L时能够正常生长，其对镉的富集能力主要体现在细胞内外的沉积作用。毕娜等[28]从沈阳张士灌区土壤中筛选出两株革兰氏阴性细菌（TLB-1和TLB-2），研究了这些菌株对Cd2+的吸附能力及影响因素。目前生物钝化技术对镉污染土壤的修复还处于实验室研究阶段，对其修复机理还没有完整统一的认识。因此，有必要对生物钝化机理进行深入研究，以实现大面积的污染场地治理。

根据微生物的细胞钝化重金属的位置不同及与重金属的结合方式不同，可以将生物钝化的途径分为微生物沉淀、微生物吸附和微生物摄取。

4.1 微生物沉淀

重金属离子的微生物沉淀通常是微生物本身代谢的结果。一些微生物的代谢产物，如S2-、PO43-能与Cd2+反应生成沉淀，降低镉的毒性[29]。

厌氧条件下，硫酸盐还原细菌（SRB）可以通过异化的硫酸盐还原作用，将SO42-还原成S2-，S2-可与Cd2+反应生成溶解度很低的CdS沉淀，进而达到钝化Cd2+的目的。此过程因将SO42-还原成S2-，使土壤pH值升高，因Cd2+的氢氧化物的溶解度很小，pH的升高有利于Cd2+形成Cd(OH)2沉淀而被去除。此外，SRB代谢分解有机物的过程中有CO2生成，镉可通过与CO32-反应生成不溶性的CdCO3而被去除。最后，在特殊条件下，SRB菌体细胞能直接吸附去除土壤中的镉[30]。但是，SRB钝化Cd2+有一定局限性，SRB一般会受低浓度的Cd2+毒害而无法存活。若将SRB体内的硫酸还原酶通过基因手段植入其他菌种中，可使重组菌能够克服毒害作用，与Cd2+形成CdS沉淀[29]。将肠沙门氏菌（Salmonellaenterica）中的硫酸盐还原酶植入大肠杆菌（E. Coli）后，重组菌会产生大量H2S，在厌氧条件下，98%的高浓度Cd2+形成沉淀而被去除[31]。

一些微生物体内的无机磷酸盐易与重金属发生沉淀反应。微生物产生无机磷酸盐的方式有两种：一些细菌通过产生磷酸盐供体释放无机磷酸盐，如柠檬酸杆菌（Citrobacter）分泌的酸性磷酸酶催化2-磷酸甘油水解，使大量无机磷酸盐产生并富集在细胞表面；一些细菌则自身存在磷酸盐并能够加快磷酸盐循环，使无机磷酸盐不断产生。在好氧环境中，细菌持续合成多磷酸盐，为其生长代谢提供能源物质；在厌氧环境中，多磷酸盐被降解并产生ATP和金属磷酸盐沉淀[29]。而且，Cd2+、UO22+等金属离子存在的厌氧条件能够促进多磷酸盐分解产生游离态的无机磷酸盐[32]。

4.2 微生物吸附

微生物表面即带正电荷，又带负电荷，其细胞壁和其分泌的胞外聚合物（EPS）能直接吸附重金属。细胞壁的主要成分包括蛋白质、多糖、脂类等，其中的羧基、羟基、磷酰基、氨基、巯基等化学基团能将重金属螯合在细胞表面；ESP是对重金属离子具有络合或沉淀作用的黏性物质[33]，存在大量对重金属离子具亲和性的阴离子基团，并具有优越的金属键合特性，可通过与负电官能团的静电作用进行金属键合[34-35]。

大多细菌含有阴离子基团，使细菌表面显阴离子特性，能够有效吸附Cd2+。用柠檬酸杆菌（Citrobacter）吸附Cd2+，在不使Cd2+沉淀的情况下，pH值增大有利于吸附，pH值为7时，吸附率可达85.28%，当Cd2+起始浓度为20 mg/L时，菌体对Cd2+的吸附率可达到93.12%[36]。蜡样芽胞杆菌（Bacillus cereus） RC-1，其活细胞和死细胞对Cd2+的最大生物吸附量分别为24.01mg/g和31.95mg/g，其死细胞能更有效地吸附Cd2+[23]。在用假单胞菌属（Pseudomonas）吸附Cd2+的实验中发现，67.4%的Cd2+吸附在该菌株的细胞壁上，说明细胞壁在吸附Cd2+中有重要作用[37]。

真菌的细胞壁中含有甘露聚糖、葡聚糖、几丁质、纤维素等成分，这些物质带有较强的负电荷，能够吸附Cd2+[25]。真菌除了可以利用细胞壁与金属离子发生络合、离子交换或配位结合等反应吸附金属离子，还可通过物理吸附或形成无机沉淀将重金属离子沉积在其细胞壁上[38]。革兰氏阳性细菌（Gram-Positive）细胞壁中的磷壁酸，革兰氏阴性细菌（Gram-negative）细胞壁中肽聚糖层外的脂多糖，都带有较强的负电荷，能够吸附Cd2+。

4.3 微生物摄取

一些重金属离子能与微生物细胞内的金属硫蛋白和多肽结合，并在细胞内沉淀固定[33]。如镉能与金属硫蛋白和多肽的肽链上的组氨酸和半胱氨酸等氨基酸残基结合[39]，减轻或解除其对土壤的毒害作用。一些金属离子透过微生物的细胞膜进入细胞内，微生物通过区域化作用将其分布在液泡等代谢缓慢的区域，转变成为低毒的形式[29]。如真菌木霉、小刺青霉和深黄被包霉通过区域化作用对镉、汞有很强的摄取能力[40]。用活性啤酒酵母[22]吸附Cd2+，发现酵母细胞内部的液泡中形成大量镉的磷酸盐沉淀，而酵母细胞的细胞壁上没有沉淀物，这是由于酵母细胞中的磷酸酶将Cd2+运输到细胞内，将Cd2+在细胞内累积。

5 其他钝化方法

除了生物钝化技术，钝化土壤中重金属镉的方法还有无机物钝化法和有机物钝化法。这些方法比生物钝化发展得早，应用更为广泛，在含镉土壤治理方面取得了一定进展。但同时也存在二次污染等问题，因此其应用受到一定限制。

5.1 无机钝化法

无机钝化修复剂包括磷酸盐类、黏土矿物类以及工业副产品类[41]。磷酸二铵[42]、磷酸二氢钙[43]等可溶性磷酸盐能够有效地固定污染土壤中镉等重金属。含磷材料一般施用于酸性土壤中，然而向土壤中加入过量的磷可能会导致作物缺锌和土壤富营养化等问题。因此，这类钝化剂具有一定的环境风险性。

向土壤中添加凹凸棒石黏土，土壤的pH值可达到5～8，有利于减少蔬菜对镉、铜和锌的吸收，镉的平均修复率可达到34.92%[44]。但需要注意的是，黏土矿物的使用可能会影响土壤养分，尤其是对土壤中钾、铵等营养元素的影响；黏土矿物吸附重金属后，难以与土壤分离，只能存留在土壤中[45]。此外，需要关注土壤环境变化导致重金属脱附的问题。

一些工业副产品如赤泥、飞灰、磷石膏和白云石残渣等在钝化重金属方面的应用也有所进展。赤泥[46]对镉、铜及锌等重金属有很强吸附性，吸附容量可达22 250mg/kg以上。但是，工业副产品大多具污染性或毒性，有造成土壤二次污染的风险，使用前应进行严格的预处理。

5.2 有机钝化法

有机质比表面积大并富含官能团，对Cd2+有较强的吸附能力。土壤中的腐殖质分解形成的腐殖酸可与镉形成不溶性金属-有机复合物，使镉的生物可利用度降低，减少植物对其吸收。常用的有机钝化剂主要包括有机肥和一些农业废弃物。

土壤有机质在氧化分解时消耗大量氧气，使土壤处于还原状态，因此向镉污染土壤施加有机物料有利于镉的沉淀数量增加，从而降低镉的生物可利用度[47]。但规模化养殖下产生的有机肥成分复杂，养殖饲料添加剂的使用可能会增加土壤中重金属的含量，应注意避免造成土壤的二次污染。

玉米、棉花、水稻的秸秆等农业废弃物含有大量的粗纤维和无氮浸出物[48]，在腐熟分解过程中能够产生有机酸，糖类及含N、S杂环化合物，这些物质能与金属氧化物、氢氧化物及矿物的金属离子络合，形成金属-有机络合物[49]。向铅锌矿的尾砂中添加油菜秸秆、芒草秸秆、水稻秸秆等均能显著地降低镉和铅的生物可利用度及其迁移能力[50]。对于农业废弃物修复土壤，应选用没有被重金属污染的农业废弃物，避免将新的重金属带入土壤。

6 展 望

镉污染土壤的治理是当前农业与环境科学的研究热点和难点之一，各种修复技术还处于试验阶段。生物钝化技术因具有资金投入少、操作成本低、对环境无二次污染等优势在处理重金属污染土壤方面有着广阔的应用前景。生物钝化剂的筛选及钝化机理的明确与完善是今后的研究重点，随着现代分析科学和技术的发展，生物钝化技术有望在镉污染土壤的实地修复中发挥有效作用。

需要强调指出的是：钝化过程只是通过各种作用降低了重金属在土壤中的生物可利用度，并未将重金属从土壤中彻底去除。因此，一旦土壤环境理化特性发生变化，被钝化的重金属离子会被重新释放出来，即重新活化。此外要特别注重各类钝化剂联用，或生物钝化技术与其他修复技术联合，最终降低土壤中有毒有害重金属污染物的含量，这应当是生物钝化技术研究和应用中需要关注的重要方向。

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Research advance in the biostabilization remediation of cadmium contaminated soil

XU Canran1，LU Diannan2，LIU Yongmin1
（1College of Petrochemical Engineering，Liaoning Shihua University，Fushun 113001，Liaoning，China；2Department of Chemical Engineering，Tsinghua University，Beijing 100084，China）

The site remediation of Cadmium contaminated soil was reviewed. The recent research in biostabilization of Cadmium in contaminated soil was summarized. The stabilization mechanisms were discussed with highlight，such as the bioprecipitation that microbial metabolites can react with Cadmium to form sulfide or phosphate precipitation，the biosorption that microbial cell walls and extracellular polymeric substances can adsorb Cadmium，and the biological uptake that Cadmium ions can pass through the cell membrane of microorganisms and be fixed in cells. Organic and inorganic stabilization were also introduced and evaluated. The state，e.g. ion-exchangeable，bound to carbonates，bound to iron and manganese oxides，bound to organic matter，and residual of Cadmium in soil，and the factors of pH， redox potential，organic matters，coexistent heavy metals and microorganisms which affect the consequential bioavailability of Cadmium were analyzed. Finally，the advantages of biostabilization technique and the fact that heavy metals cannot be removed from soil permanently by this technique were clarified，and the future direction that biostabilization technique should be combined with other techniques was pointed out.

Cadmium；pollution；soil；remediation；biostabilization；microorganism

X 53

A

1000-6613（2014）08-2174-06

10.3969/j.issn.1000-6613.2014.08.040

2013-12-25；修改稿日期：2014-01-21。

国家自然科学基金项目（21276139）。

徐粲然（1989—），女，硕士研究生，研究方向为重金属污染土壤修复技术。联系人：刘永民，教授。E-mail liu79ym @tom.com。