土壤重金属镉污染的生物修复技术研究进展
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自20世纪初发现镉(Cadmium，以下简称Cd)以来，Cd被广泛应用于电镀工业、化工业、电子业和核工业等领域，需求量也越来越大，相当数量的Cd通过废气、废水、废渣排人环境，造成污染。土壤中Cd超标一方面会对植物造成毒害并使经济作物减产，另外也会被植物吸收并富集在籽实内进入食物链。Cd一旦通过各种方式进入人体，就会在人体内蓄积起来，其生物学半衰期长达lO至30年．有关土壤环境中Cd通过食物链对人类造成的危害在上世纪就开始有报道，人体摄入过量的Cd易引起前列腺癌、肾癌和痛痛病等疾病。
随着工农业生产中大量Cd的使用，农业生产过程中污灌、施肥等行为的加剧，受污染环境中的Cd含量也逐年上升，据统计，每年在世界范围内进入土壤的Cd总量为2.2万t。目前，我国受Cd、As、Cr、Pb等重金属污染的耕地面积近2000万hm2，约占总耕地面积的1／5；其中工业“三废”污染耕地面积l000万hm2，污水灌溉的农田面积已达330多万hm2。在土壤重金属污染中，Cd污染非常严重。20世纪90年代初，我国污灌农田为14000000hm2，由于污灌不当对6300000hm2农田造成不同程度的污染，其中Cd污染耕地130000hm2，涉及11个省市的25个地区，每年生产cd米(Cd含量≥1.0mg／kg的糙米)50000000kg。如沈阳市张士灌区因污染可能会生产Cd米的面积约为329hm2，土壤中的作物受Cd污染导致“Cd米”的地区还有：上海的沙川灌区、江西大余县灌区、广东的广州和韶关地区、广西的阳朔和湖南的衡阳等地，近几年，Cd污染的状况有日益严重之势，这严重影响到粮食产量和粮食安全问题。
1 土壤中的Cd及其来源
1．1 土壤中的Cd及其存在形态
Cd在地壳中的含量较少，世界上多数土壤Cd含量为0.01～2.0mg／L，平均值为0.35mg／L。在我国，据中国环境监测总站(1990年)报告，全国41个土类Cd的背景值差异明显，Cd含量变化范围在0.017～0.332mg／kg之间。由于土壤腐殖质对Cd有富集作用，有的土壤Cd含量可高达4.5mg／kg。随水流迁移到土壤中的Cd可被土壤吸附，吸附的Cd一般在0～15cm的土壤表层累积，15cm以下含量显著减少。
重金属Cd在土壤中以水溶态和难溶态的形式存在．水溶性Cd主要以离子态或络合态存在，如Cd2+、CdC1+、CdSO4等；难溶性Cd以交换态(粘土交换及腐殖质交换)、化学沉淀态及难溶性螯合态存在于土壤颗粒中，如CdS、CdCO3等。
1．2 Cd的来源
土壤中Cd的来源方式主要是自然过程、采矿、冶炼、污灌、施肥、大气沉降等，自然过程对土壤中Cd的输入主要通过岩石风化和火山活动等地质和环境地球化学过程．鲁如坤等(1992年)根据欧共体国家1975年的统计数字推算，土壤外源Cd有6％来自生产Cd的工业，57％来自使用Cd为原料的工业，37％来自其他工业来源。其中，每年来自农业和动物废物Cd的含量为0.22万t、城市污水和 废水等0.438万t、矿物灰0.72万t、肥料和杀虫剂0.02万t、工厂废弃物0.12万t、大气沉降物0.5万t等。
2 修复技术
目前，对于重金属污染土壤的治理主要包括工程措施、化学治理措施、农业生态修复措施和生物修复措施等方面，对于Cd污染土壤的治理也是使用这些方法，在实际应用中，一般会根据土壤中Cd污染浓度、存在形态以及土壤特性等情况选择合适的方法进行修复，以达到较高的修复效率。
2．1 工程措施
工程措施包括客土法、换土法、深耕翻土法、固化、稳定化方法、电动力修复法等，工程措施具有稳定、见效快的优点，但存在工程量大、投资费用高、二次污染隐患等缺点，不适宜大面积污染土壤的治理，因此，其不是一种理想修复土壤Cd污染的方法。
2．2 化学治理措施
化学治理措施包括淋溶法、施用改良剂等方法，这些方法能够在短期内降低土壤中重金属的毒性和生物有效性，但此方法因人为向土壤中施加化学药剂，易造成二次污染，且该方法是一种原位修复方法，重金属Cd仍存留在土壤中，容易再度活化危害植物，其潜在威胁并未消除。此外，就修复后土壤的长期有效性和生态系统的长期稳定性来说，还缺乏深入细致的研究。
2．3 农业生态修复措施
近年来，一系列农业生态修复措施被逐渐应用于受重金属污染土壤的修复，农业生态修复措施是通过调节诸如土壤水分、土壤pH值、土壤阳离子代换量(CEC)、CaCo3和土壤氧化还原状况及气温、湿度等因素，改变土壤中Cd的活性，降低其生物有效性，以减弱重金属对植物的毒害作用。农业生态修复方面我国研究的较多，取得了一定的成就，该方法实施过程中，要系统考虑土壤物理、化学特性的相互影响和作用，目前仍缺少对此方面的系统研究，另外，该方法也是一种原位修复技术，cd形态发生了改变，但仍存在土壤中，容易再度活化，对生物产生危害。
2．4 生物修复措施
2．4．1 微生物修复
土壤微生物包括与植物根部相关的自由微生物、共生根际细菌、菌根真菌，它们是根际生态区的完整组成部分。微生物在修复被重金属污染的土壤方面具有独特的作用，其抗重金属机制包括生物吸附、胞外沉淀、生物转化、生物累积和外排作用。通过这些作用，微生物一方面可以降低土壤中重金属的毒性，并可以吸附积累重金属；另一方面可以改变根系微环境，从而提高植物对重金属的吸收、挥发或固定效率。
目前，大部分微生物修复技术还局限在科研和实验室水平，实例研究还不多，无法大面积推广，对于微生物修复技术还需做更深人探索。
2．4．2 动物修复
利用土壤中的某些低等动物如蚯蚓能吸收重金属的特性，在一定程度上降低了污染土壤中重金属比例，达到了动物修复重金属污染土壤的目的。目前利用低等生物进行重金属cd污染修复的研究仍局限在实验室阶段，且因受低等动物生长环境等因素制约，其修复效率一般，并不是一种理想的修复技术。
3 植物修复
3．1 植物修复的概念和类型
植物修复是指利用植物转移、容纳或转化环境介质中有毒有害污染物，使其对环境无害，使污染环境得到修复与治理。它是一项新兴的污染环境治理技术，属于生物修复的范畴。广义上的植物修复技术是指利用植物吸收、提取、分解、转化或固定土壤、沉积物、污泥或地表、地下水中有毒有害污染物的技术的总称。而狭义上的植物修复技术是指将某种特定的植物种植在重金属污染的土壤上，该种植物对土壤中的污染元素具有特殊的吸收富集能力，将植物收获并进行妥善处理(如灰化回收)后即可将该种重金属移出土体，达到污染治理与生态修复的目的。与传统的修复方法相比，植物修复具有绿色、环保、经济等优势。
植物去除土壤中重金属的机理主要依靠植物萃取作用、根系过滤作用、植物挥发作用和植物固定化作用。根据修复植物在某一方面的修复功能和特点，可将植物修复分为植物提取、植物挥发和植物稳定3种类型。
植物提取法是利用一些植物对某种重金属的吸收和在地上部的蓄积，并通过收获地上部达到减少土壤重金属含量的目的。当地上部对某种重金属的蓄积达到一定量可称之为超积累或超富集植物，规定植物积累的Cd含量一般在100mg／kg以上。
植物挥发是指植物吸收土壤中的重金属，将体内重金属转化为可挥发的状态，并通过植物的叶片等部位挥发出去，从而降低土壤中重金属含量，这种修复方法应用范围较小，更多的用于一些挥发性的重金属，比如№ 、Se等。并且，通过植物挥发虽然减少了土壤中重金属含量，但挥发出的重金属进入大气，会造成大气的重金属污染。笔者认为，从整体环境考虑，修复土壤中的重金属污染不能以对其他环境造成污染为代价。
植物稳定是通过吸收、分解、氧化、固定等过程，降低重金属的流动性和生物可利用性，防止重金属的渗漏和转移，减少重金属对植物的危害。在这一过程中，土壤中重金属含量并不减少，只是存在形态发生了变化。通过大面积种植此类作物，可有效降低废弃矿场和重金属污染严重地区重金属的危害。
3．2 Cd污染土壤植物修复研究现状
1977年Brooks等首次提出了超积累植物的概念，1983年，美国科学家Chaney等首次提出运用超积累植物去除土壤中重金属污染物的设想。目前，国内外已发现的各类超积累植物有700多种，大部分都在国外。Cd的超积累植物近年来也陆续被发现，如王松良等研究了芸苔属蔬菜对Cd的富集特性并发现这类植物对修复土壤Cd污染有一定的潜力；刘威发现宝山堇菜可以富集Cd，在自然条件下，其地上部Cd平均含量为1168mg／kg；魏树和通过盆栽模拟实验发现龙葵(Solanum nigrum)满足Cd超积累植物的衡量标准；王激清通过水培与土培实验筛选出了芥菜型油菜川油lI一10为理想的高积累Cd油菜；熊愈辉通过大量实验研究发现矿山型东南景天是一种Cd超积累植物；彭克俭等研究的结果表明龙须眼子菜能有效转移水中的Cd、Pb，可以作为吸附剂用于含Cd、含Pb废水的处理；聂发辉发现株洲冶炼厂生产区实验范围内的商陆是一种Cd的超积累植物；潘志明等采用正交试验法对肾蕨进行实验发现肾蕨对Cd、Hg有较好的富集作用。国外发现的Cd超积累植物还有Baker 1989年在欧洲中西部发现的能富集Cd高达2130mg／kg的十字花科植物天蓝褐蓝菜、Thlaspi caerulescens J
