土壤Cd污染的生物修复

杨期和,赖万年,杨和生,况 伟

(嘉应学院 生命科学学院，广东 梅州 514015)

1 Cd在土壤的分布特性概述

Cd是典型的分散型元素，且相对稀有，地壳丰度仅0.2mg/kg，主要以硫化物形式存在于Cu、Pb、Zn等有色金属矿中.未污染土壤中的Cd主要来源于成土母质.我国土壤类型众多，全国41个土壤类型Cd背景值差异很大，其范围为0.017～0.332(mg/kg)，石灰土中最高，为0.332；绿洲土、水稻土和高山漠土次之；再次是灰褐土和黑垆土等，其值均大于0.100[1～2].Cd背景值较低的土壤主要是栗钙土、灰色森林土、砖红壤、赤红壤和红壤，均低于0.060，其他各土壤类型均接近于全国土壤Cd背景的平均值(0.070～0.080).此外，我国各区域间土壤Cd的背景值表现出一定的区域分异规律性：西部>中部>东部；北方>南方.从地域来看，土壤Cd背景值贵州省最高，达0.332；而浙、苏、闽、粤和内蒙古等省区土壤Cd背景值较低，小于0.060.Cd被土壤吸附，一般在0～15cm的土壤层累积，15cm以下含量显着减少[1～4].虽然各地区土壤Cd背景值差异较大，但一般不至于造成危害，造成危害多是人为所致，人类活动可使Cd以不同途径进入土壤，沿食物链逐级往上传递，不易随水移动或生物体分解，在生物体内浓缩放大，最终产生毒性效应[3].

2 Cd污染

土壤Cd污染的主要来源是采矿、冶炼、电镀及基础化工行业的废水、废渣和废气；施用含Cd的农药、化肥以及污泥也是土壤Cd污染的重要来源[4].随着磷肥及复合肥的大量施用，土壤有效Cd的含量不断增加，作物吸收量也相应增加.据报道，美国橘园每年施磷量为 175kg/hm2，36a后土壤Cd含量由0.07(mg/kg)上升至1.0；新西兰在同一地点施用磷肥50 a年后取土分析，由0.39 上升至0.85[5].据欧共体国家1975年的统计，6%来自Cd生产工业，57%来自以Cd为原料的工业，37%来自其他行业[6].据统计，人类活动向土壤中排放Cd 2.1×107(kg/a)，其中，来自农业和动物废物2.2×106、木材生产废物1.1×106、城市垃圾4.2×106、城市污水和有机废物1.8×105、金属制造产生的废水4.0×105、矿物灰7.2×106、肥料和杀虫剂2.0×105、工厂废弃物1.2×106、大气沉降物5.0×106，随着工业的快速发展，近20年来，生产工业带来的Cd排放会继续增加.土壤中Cd超标不仅对植物造成毒害并使经济作物减产，还会因植物吸收富集于籽实而进入食物链.我国Cd污染耕地1.33×105hm2，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)5×107kg[7].有些地区超标极其严重，如沈阳市张士灌区因污水灌溉使2533hm2农田遭受Cd污染(土壤Cd含量≥1.0 mg/kg)，其中严重污染面积(稻米Cd含量≥1.0 mg/kg)占13%[8]；江西大余因污灌而造成的Cd污染面积高达5500 hm2，其中严重污染面积占12%[9].

此外，沪、陕、冀、湘、浙、桂、粤等省区农田土壤 Cd污染状况均较严重.师荣光等[10]检测天津郊区蔬菜地的土壤和蔬菜中Cd富集特征，发现土壤Cd积累呈log正态分布，其含量范围、算术平均值和中值分别为0.04～3.2(mg/kg)、0.31、0.24，均值远超土壤背景值；圆白菜、芥菜、黄瓜、西葫芦、西红柿、茄子、豆角和大葱中Cd积累量均有超过国家食品卫生标准，综合超标率为7.6%；根据不同蔬菜对Cd的富集系数，采用Chaid系统聚类方法和Monte-Carlo模型分析，达到重污染水平时，会对人体健康产生较大风险.刘香香等[11]以小白菜、胡萝卜、辣椒、豇豆四种蔬菜为材料，采用广东省典型地区不同Cd污染的原位土进行盆栽试验，分析这些蔬菜对Cd的吸收差异及其与土壤Cd总量及有效态含量的相关性，发现随着土壤Cd含量的升高，这些蔬菜中的含量均呈增加趋势；相同Cd污染的土壤中，不同蔬菜对Cd吸收不同，富集能力排序为胡萝卜>小白菜>辣椒>豇豆；土壤Cd总量与有效态都与蔬菜中Cd含量相关显著，有效态Cd相关性更好；种植小白菜、辣椒、豇豆、胡萝卜的土壤Cd总量的阈值分别为0.90(mg/kg)、1.89、119.69、1.08，土壤中有效态Cd的阈值分别为0.50、0.71、58.87、0.07，大小顺序均为豇豆>辣椒>胡萝卜>小白菜，均高于现行土壤标准.因此，在Cd污染土壤上种植蔬菜，其食用安全性肯定会降低，但由于不同蔬菜对Cd的吸收能力不同，选择合适的种类和品种在一定程度上可降低这种风险.

2.1 土壤内部理化特性对污染的影响

土壤中Cd的形态是其所处环境化学物理状态的反映，与其他物质结合而以一定形态存在，其迁移与传输是在特定形态下完成的.Cd进入土壤后，通过溶解、凝聚、沉淀、络合吸附等多种反应，形成不同的化学形态，呈现不同活性.土壤Cd可分为水溶性和非水溶性两大类.络合态和离子态的水溶性Cd能被植物所吸收，对生物危害较大，而非水溶性Cd迁移性弱，难以被吸收，但在一定条件下，两者能彼此转化.在旱地中，Cd多以CdCO3、Cd3(PO4)2和Cd(OH)2的形态存在，其中以CdCO3为主，尤其是在 ρH>7的石灰性土壤中；而在水田中，则多以CdS的形态存在.土壤Cd的形态按照Tessier的分级提取法，其形态被定义为可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化结合态、有机态和残余态5种，其生物可利用性大小排序为：水溶态>可交换态>碳酸盐结合态>铁锰氧化物结合态>有机物以及硫化物结合态>残渣态.在不同土壤中，Cd形态不同，石灰性土壤中多以碳酸盐结合态为主，各含量大小排序为：碳酸盐结合态>硫化物残渣态>有机结合态>交换态>吸附态，而红壤或棕壤中可交换态占绝对优势，碳酸盐态和残留态居中，铁锰氧化态和有机态含量极少.一般地，土壤总Cd含量较高时，其残余态含量较少，可交换态即较移，毒性相对较强[1～2,12～14].梁彦秋等[14]采用 Tessier 连续提取法对沈阳张士污灌区土壤进行研究，发现该区土壤中Cd主要以可交换态和铁-锰氧化物结合态为主，各占总量的1/3左右，表明土壤Cd活性较高，易于被植物吸收且有迁移性较强.张春燕等[15]研究发现，河南新乡市长期采用Ni-Cd电池生产废水灌溉的土壤中，Cd含量超过国家土壤环境二级标准的120余倍，主要以有机结合态、碳酸盐结介态和可交换态存在，其生物有效性较高，其上生长的小麦幼苗根和茎叶中Cd含量与土壤Cd含量及其可交换态含量呈极显著正相关.杨一鸣等[13]利用盆栽试验研究干旱区污染绿洲土壤中Cd的形态分布及其生物有效性，发现该种土壤中Cd形态以残渣态为主，随着Cd污染的加重，Cd各形态分布发生了显着变化，其中碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态的比例升高，而残渣态的则几乎不变.

土壤pH值、氧化还原电位(Eh)、阳离子交换量(CEC)、质地、腐殖质及土壤微生物等都会影响到土壤Cd的溶解度和移动性，其实质是影响土壤Cd的化学形态，即土壤Cd的缔合方式.土壤吸附的Cd量随土水系统的pH值变化而变化，其吸附量可分为低吸量区、中等吸量区、强吸量区和沉淀区等.在中等吸量区，其吸附量与pH值呈正相关，pH值<6时，被吸附的Cd生物有效态含量随pH值升高而增加，但>6时，则随pH值升高而降低.施用石灰可降低Cd毒性，主要是因为pH值>7.5时，Cd主要以粘土矿物、氧化物结合态及残留态形式存在，而有机结合态和交换态含量降低，碳酸盐结合态、有机结合态和残留态Cd含量升高，但有机结合态和交换态是土壤活性Cd和植物吸收的主要来源.土壤偏酸时，Cd溶解度增高，易于迁移；土壤处于氧化条件下(旱田或在稻田排水期)，则易转变成可溶态而被植物吸收[16].在重度Cd污染土壤中，Cd主要以有机结合态、碳酸盐结合态和可交换态存在，生物有效性较高[15].刘昭兵等(2010)的田间小区试验证实：施用赤泥可显着提高土壤pH，降低土壤有效态Cd含量和减少水稻Cd累积，并促进其有效穗的形成[17].

目前，有大量研究表明Cd的吸附迁移还受竞争性阳离子Na+、Ca2+、Mg2+、Zn2+、Fe2+、Pb2+、Cu2+等的影响.Pb-Cd共存使水稻根际、非根际交换态Cd均有所增加，且随着Pb2+浓度升高而增加，而有机结合态则相反.作物根系活性对Cd的吸附和富集产生明显影响，活根的吸附和富集能力强于干根.在Cd、Pb复合污染的土壤中，根系对Cd、Pb存在竞争吸附，拮抗或协同的吸收作用导致根系对吸附和富集Cd的能力下降[18].Chuan等[19]研究表明污染土壤中的重金属Cd的溶解性受土壤Eh值影响显着，随着氧化势的降低，其可溶性增强.Kashem等[20]认为增施有机肥可显着降低土壤pH值，进而增强土壤溶液中Cd的可溶性.在Cd-Zn复合污染的土壤中，作物籽粒对Cd的吸收累积与外源Cd和Zn浓度、Cd/Zn比值、土壤有效态Cd含量、元素交互效应、土壤有机金属络合物的稳定性及所施用的肥料类型及肥力均有关.当外源Zn/Cd比值较高时，Zn对Cd有拮抗作用，减少了Cd在小麦籽粒中的累积，当此比值较低时，Zn对Cd有协同作用，促进Cd在籽粒中的累积.施用有机肥调控Cd-Zn复合污染时，污染水平和离子间的浓度比值也会影响植物对重金属的积累.此外，Cd的生物有效性变化还受相伴阴离子的影响.

不同土壤类型中，有机物对Cd的影响不同.柠檬酸、EDTA(乙二胺四乙酸二钠)可降低Cd在黄棕壤和青黑土上的吸附，同时Cd解吸率较小，有机物增加了土壤Cd相对非饱和吸附位点；而红壤中，有机物对Cd的影响则随介质pH值变化而变化[3,12].酸性条件下，有机物能增加Cd在红壤上的吸附.一些研究证实，土壤中增施有机肥可减少交换态Cd含量，如在稻作土壤中添加紫云英和稻草在分蘖期可减少交换态Cd含量，提高其有机质结合态和氧化锰结合态含量，但随着时间推移，MnO和有机质吸附的Cd将随着活性Mn还原和有机质分解而释放，后又转化为交换态[21]；施用猪粪和草炭可显著降低土壤可交换态Cd含量，增加铁、锰氧化物结合态含量，且随时间延长，影响更趋显著，且猪粪的效果优于草炭[22].采用硅肥、钙镁磷肥和骨炭粉等对Cd污染土壤固定修复，施用固定剂后可不同程度地缓解芦蒿(Artemisiaselengensis)吸收Cd，其中硅肥和钙镁磷肥的效果最好，而且土壤中Cd的水溶态、可交换态和碳酸盐结合态减少，而有机结合态和残渣态增加，Cd从活性高的形态向缓效态或无效态转化[23].在Cd污染的土壤中加入螯合剂后，可增加其生物有效性，并提高油菜和向日葵对Cd的转运效率和植株体内Cd含量[2].此外，环境温度也会影响土壤吸附Cd，土壤对其专性吸附数据能很好地拟合等温吸附方程，其等温线由两个明显不同的线段组成，说明存在Cd浓度较高溶液中的高容量低亲和力位点和浓度较低的溶液中的低容量高亲和力位点两种类型的吸附位[2].

2.2 Cd对生物的毒害作用

Cd不是植物生长的必需元素，而是一种潜在有毒元素.Cd2+影响植物的光合作用，0.5mmol/LCd2+就能伤害茶苗叶片叶绿体超微结构.Cd2+对细胞的毒害还具有明显的累积效应，从而破坏植物的正常生长和遗传功能.但有其他研究表明Cd2+对植物生长的影响与其浓度有关，在低含量时可能还有一定的促进作用，如杨一鸣等[13]利用盆栽试验证实干旱区污染绿洲土壤中少量Cd能促进油菜生长，但较高含量时有明显抑制作用；张守文等[2]的盆栽试验研究也发现类似现象，较低Cd含量对油菜的株高、干质量、叶绿素含量等有轻微促进作用，而较高含量时表现出抑制作用，并且还发现油菜体内脯氨酸含量与Cd添加量呈现显着的正相关性.有些元素对Cd有拮抗作用，如Se，此作用与Se的抗氧化作用，与Cd形成Se、Cd复合物以及改变Cd在植物体中的分布有关.土壤阴离子在一定程度上也会影响Cd的毒性，但这种影响又与其他重金属离子的种类和浓度有关，如在相同Pb2+浓度下，OAc-(相伴醋酸根离子)对Cd污染红壤中的细菌、放线菌和真菌数量及微生物群落功能的抑制作用大于Cl-；而当阳离子为K+时，相伴OAc-与Cl-对红壤微生物区系及群落功能多样性无明显抑制，前者甚至还有一定的刺激作用.相伴阴离子对Cd污染红壤微生物毒害的原因并非是阴离子本身的毒性效应，Cd的生物有效性变化或许是不同相伴阴离子Cd盐导致毒性差异的原因[24].

Cd常与Zn、Pb等共生，因此在铅锌矿区，经常存在着较严重的Cd污染.环境受到Cd污染后，Cd可在生物体内富集，通过食物链进入人体而引起慢性中毒.进入人体的Cd，在体内形成CdMT(镉硫蛋白)，通过血液到达全身，并选择性地蓄积于肾、肝中.肾可蓄积Cd吸收量的1/3，在脾、胰、甲状腺、睾丸和毛发也有一定蓄积.Cd与含羟基、氨基、巯基的蛋白质分子结合，能使许多酶系统受抑制，从而影响肝、肾器官中酶系统的正常功能，最终导致胃脏功能失调和高血压症发.总之，Cd对人体组织和器官的毒害是多方面的，且极难治疗.环境接触Cd对肾、骨和前列腺造成的损害存在剂量-效应关系.临床上出现高钙尿、糖尿、氨基酸尿、蛋白尿，引起负钙平衡和骨质疏松症.调查表明，Cd污染地区居民的死亡率及癌症罹患率高于非污染地区.Cd是蓄积性毒物，其毒性是潜在的，人体内Cd的生物学半衰期一般为20～40a，且早期不易察觉[6,8～9].

3 土壤Cd的生物修复

当前，国内外对土壤重金属污染的生物修复陆续开展了研究，并在实践应用方面取得较好的成效.生物修复技术是一种经济、高效、环保的绿色生物技术，具有广泛的应用前景，可分为植物修复、微生物修复、动物修复三种.

3.1 植物修复

3.1.1植物修复的机理

植物对重金属污染土壤的修复主要基于两种机理：①植物固定(phytostabilisation)，即利用植物根系的分泌或吸附活动，降低土壤Cd的移动性和生物有效性.在此过程中，土壤Cd含量虽不减少，但形态有变.②植物提取(phytoextraction，又称为植物萃取)，即利用特殊的植物吸收土壤Cd，在污染土壤上种植Cd富集植物，根系吸收后转移至地上部，连续地收获其地上部从而降低土壤Cd含量[25].对于Cd污染土壤，植物提取修复是目前研究最多，也是最具应用前景的一种修复方式.植物修复Cd污染土壤的效果取决于植物、Cd和土壤三者之间的关系，植物吸收土壤Cd的能力、土壤中Cd含量与有效性是两个关键因素.

3.1.2 Cd富集植物的筛选

一般地，豆科植物吸收Cd较少，藜科、十字花科、茄科和菊科等植物吸收较多，禾本科、百合科和葫芦科植物则介于两者之间.Cd超富集植物是指对Cd有较强的耐性，在富含Cd的土壤或水体中能良好地生长不出现明显的毒害现象，其地上部Cd含量> 100mg/ kg(以干重计)，同时其地上部分与地下部分的含量比值应大于1.但Cd 超富集植物并不多见，公认的只有遏蓝菜属(Thlaspi)的少数几种植物，如遏蓝菜(Thlaspicaerulescens)，地上部Cd含量可达1800 mg/ kg[25]，但该属植物生长缓慢、株型矮小、地上部生物量小，实际应用有很大的局限性.印度芥菜(Brassicajuncea)是近年来筛选出的一种生长快且生物量大的Cd富集植物，在含有0.1μg/ml Cd的营养液中培养，地上部Cd含量超过100 mg/ kg(干重)，单株Cd积累量远高于遏蓝菜(Thlaspicaenclescens).温室栽培试验表明，其根、叶中的Cd含量最高可达300、160 mg/kg.但其生长有其很强的地域性，很难在大范围内种植[26-27].蕨类中有些种类吸收土壤中Cd能力较强，如小犬蕨(Asplenuitrnyokoscence)叶片含量达到1000 mg/ kg时仍能良好生长.宝山堇菜(Violabaoshanensis)是一种Cd超富集植物，其地上部Cd平均含量超过1100 mg/kg，地下部Cd平均含量近1000 mg/kg，富集系数约为2.4，且其地上部Cd含量随生长介质中Cd浓度的增加而呈线性增加[26].最近有研究发现在已污染田块种植叶芽南芥(Arabisgemmifera)，可以明显降低土壤里的含Cd量，连续种植5茬以后，土壤Cd含量只有原来的1/5.土壤添加重金属Cd后，矿山生态型东南景天(Sedumalfredii)生长正常，且地上部和根系Cd含量随着土壤中Cd含量的增加而增加，在 400 mg/kg Cd处理下，Cd含量分别高达 2 900 mg/ kg 和 500 mg/ kg，因此也是一种Cd超积累植物[28].蒲公英(Taraxacummongolicum)、小白酒花(Conyzacanadensis)、狼把草(Bidenstripartite)、龙葵(Solanumnigrum)对Cd单一及Cd-Pb-Cu-Zn复合污染耐性均较强，且有较强的Cd富集能力[28].我国学者筛选出两个具有Cd吸收积累特征，同时具有较高生物量的芥菜型油菜基因型品种，在Cd含量相同的土培和水培条件下，其生物量和地上部Cd含量均显着高于印度芥菜或与之相当[1,29].向日葵(Helianthusannuus)是较早认识的Cd富集植物，在Cd污染的土壤上种植1个月，其体内Cd平均含量可达50 mg/ kg.此外，野生苋(Amaranthusspp)、叶下珠(Phyllanthusserpentin)、麦瓶草(Silenevulgaris)、风滚草(Salsolakali)、田旋花(Convolvulusarvensis)、长叶莴苣(Lactucasativa)、大麻(Cannabissativa)、烟草(Nicotianatobacum)、紫羊茅(Festucarubra)、香根草(Vetiveriazizauioide)、苎麻(Buekuverianives)、杨树(Populusspp)、棉花、红麻、兰麻、Cd积累型玉米(Zeamay)、蚕桑、肾蕨(Nehprolepiscordifolia)、柳属(Salix)的某些植物均有较强的Cd 耐性和富集能力[30～33].

一些植物虽然不符合Cd超富集植物的特征，但是其体内各部分含量均较高，由于其生物量很大，生长周期短(一般3～6个月)，能在较短的时间内吸收大量的Cd，使土壤含量迅速降低；且耐干旱、贫瘠，如蓖麻(Ricinuscommunis)[34].木本植物很少进入食物链，同时具有高大的树体，茂密的枝叶和发达的根系，可以大量聚吸土壤Cd，同时它们耐Cd能力也较强.如杨树在一个生长期内可使土壤中Cd含量减少0.6～1.2 mg/L；栽种特定品种的柳树(如苏柳795、172)，生长半年后，其叶中含量远超过土壤，叶可吸收比污染土中高出至少4倍的Cd，8个月后，土壤Cd含量下降约50%.在切断污染源的前提下，类似污染土地只要栽种这些柳树3～5a，几乎能将土壤中的Cd恢复至未污染前.北京杨(Populusbekinensis)、加拿大杨(P.canadensis)、旱柳(Salixmatsudana)等也是吸收蓄积土壤Cd能力强的树种[35].近年来，可能因为其生长周期长，有关木本植物对Cd富集的研究并不多见，多集中于生长周期短的草本植物.

3.1.3 促进植物富集Cd的调控措施

采用适当的调控措施，既可活化土壤Cd，提高土壤其生物有效性，又可促进植株生长，从而促进对Cd的吸收.Cd活性明显受酸碱度影响，ρH值越高活性越低，Brown等[25]通过盆栽试验研究不同ρH处理的Cd污染土壤，发现遏蓝菜(Thlaspicaenclescens)的Cd吸收量随土壤pH值下降而增加.石灰能提高土壤PH值，使之呈弱碱性，抑制Cd活性.施肥可以提高植物吸收Cd的能力，如施N肥可以通过提高土壤Cd活性促进植物的吸收，而且N肥种类不同，效果也不同，向营养液中加入NH4+的促进效应大于施用NO3-[36].施用K肥、硫酸盐和磷酸盐肥料可提高一些作物和印度芥菜(Brassicajuncea)地上部对Cd的富集量[37～38].有机肥中的官能团可与土壤Cd2+形成络合物，因此增施有机肥不仅可提高土壤中有机质含量，改善其结构，还可提高土壤胶体对Cd的吸附能力，降低其有效态含量.Cd污染的土壤中施用生石灰和结合施用有机无机复合肥，能有效控制Cd污染.

植物根系固定土壤Cd的过程其实就是重金属被根系吸收积累或者吸附在根系表面，也可通过根系分泌物在根际中被固定，如串叶松香草(Silphiumperfoliatum)，因此植物根系的发育状况、分泌物的分泌量及化学活性必然会影响其对Cd的富集，而这些又与植物的生长状况是直接相关的.向土壤中施加EDTA、EGTA、DTPA、柠檬酸等螯合剂能活化土壤Cd，提高其生物有效性以促进被吸收，且不同螯合剂还表现出一定的特异性[3,12,38].Turgut等[39]研究表明，柠檬酸和EDTA能提高土壤溶液中Cd含量，促进向日葵对Cd的吸收；但也有一些研究证实，土壤中施入EDTA会降低Cd的有效性，抑制植物对其吸收，可能是因为EDTA与Cd2+形成稳定络合物后降低活性[40].柠檬酸和EDTA在复合污染土壤重金属的活化诱导中有较好的应用前景，同是活化量大的柠檬酸和EDTA，其活化特性不同，EDTA 属于速效型强活化剂，而柠檬酸在不同土壤中表现不[12].EDTA加入土壤后对印度芥菜吸收Cd的影响与土壤Cd含量有关，Cd含量较低时，EDTA 施入后土壤对植物吸收Cd无显著影响，而含量较高时，植株地上部Cd含量则明显提高[3].张守文等[2，32]通过盆栽试验也证实：施加3种水平螯合剂均提高了油菜品种“秦油8 号”对Cd的吸收，但高水平的螯合剂处理却导致油菜死亡，中等水平螯合剂处理对Cd的吸收效率较高；在土壤中加入螯合剂后，可增加了重金属的生物有效性，提高油菜对Cd的转运效率，地上部和根部Cd含量均有所升高，但地上部增加更为明显.苎麻(Boehmerianivea)并不是典型的Cd超富集植物，但其“中苎1号”等一些品种，在土壤中添加柠檬酸和泥炭后，地上部Cd富集能力显著提高.

3.2 动物修复

土壤中的某些低等动物也能吸收土壤重金属，因而能不同程度地减轻土壤重金属污染.Koamowska等在华沙交通要道附近采集土壤和蚯蚓进行测定后发现，土壤中Cd含量为0.62～1.1 mg/kg，而相应的蚯蚓富集系数为17.1[41]，因此蚯蚓对Cd有较好的富集作用.目前利用低等生物进行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.成杰民等[42]发现在Cd污染的灰化土中，蚯蚓活动可提高土壤CaCl2-Cd的含量，促进黑麦草(Loliummultiflorum)对其吸收.刘德鸿等[43]发现在室内模拟重金属Cd污染实验条件下，黄泥土中赤子爱胜蚓(Eiseniafoetida)和威廉环毛蚓(Pheretimaguillemi)体内Cd累积量与土壤Cd浓度呈显着正相关，后者体内Cd累积量在土壤Cd浓度200～549 mg/kg时呈上升趋势，在90～1506 mg/kg时呈下降趋势，其半致死浓度LC50分别为809～1138和708～1030 mg/kg，前者对Cd的耐受性较后者强，但累积能力反而弱.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，因此其应用有一定的局限性.

3.3 微生物修复技术

土壤中的某些微生物对重金属具有吸收、沉淀、氧化和还原等作用来降低土壤重金属毒性，因此利用土壤微生物或者向污染土壤中添加高效微生物，在优化条件下将Cd2+离子还原或吸附成沉淀后再除去.微生物能够快速增殖，吸附快速，且对重金属进行选择性去除处理效率高，因此对Cd等重金属具有广泛的应用前景.吸附的微生物主要有细菌、真菌，如动胶菌、蓝细菌、硫酸还原菌及某些藻类，能够产生胞外聚合物与重金属离子形成络合物.李明春等[44]从酿酒废水申分离了6属33个酵母菌株，并研究了它们对重金属的吸附能力，结果表明红酵母类有较强的Cd吸附能力；在营养充分的条件下，微生物可以促进Cd淋溶，土壤中溶解出来的Cd主要是和低分子量的有机酸结合在一起；Macaskie等分离的柠檬酸菌，分解有机质产生的HPO42-与Cd形成CdHPO4沉淀[45]；香蒲(Typhalatifolia)根际中分离出的一些菌株能钝化固定土壤中的Cd，降低它们在土壤中的可交换态含量[46].目前，大部分微生物修复技术还局限在科研和实验室水平，实例研究并不多.目前，关于微生物修复通常与植物、动物修复结合一起进行研究.马文亭等[47]通过盆栽模拟试验研究木霉(Trichoderma)对伴矿景天(Sedumplumbizincicola)生长和Cd修复效率的影响，发现里氏木霉 FS10-C 能提高伴矿景天对Cd的抗性，增加其生物量，从而提高其修复效率，具有强化伴矿景天修复Cd污染土壤的应用潜力.杜瑞英等[24]发现土壤Cd有效态含量与微生物对碳源的利用能力呈负相关，土壤微生物对不同碳源利用能力的增强能降低土壤中Cd有效态含量，它们对纤维素、果胶酸、几丁质、黏多糖、糖蛋白等不同类型碳源利用能力的增强有利于植物根际环境微生物功能多样性的改善.成杰民等[42]发现在Cd污染的灰化土中，菌根只在低浓度Cd处理上增加了土壤中CaCl2-Cd含量，但对H2O-Cd、DTPA-Cd均无显着影响；土壤中的蚯蚓和菌根对增加土壤有效态Cd含量并无协同作用；接种菌根不仅能促进黑麦草对Cd的吸收，而且还能促进Cd从根部向地上部分转移.

4 问题与展望

目前，土壤Cd污染的修复仍然是世界性难题.解决土壤Cd污染应加强Cd污染的土壤生态化学行为和修复技术的研究.植物修复潜力大，且能维持土壤肥力，保持土壤结构和生物区系不致破坏；微生物修复具有成本低，能改善土壤微生物群落和土壤微环境，促进植物对Cd的吸收和植被重建，因此这两种修复技术具有良好的应用前景，应加强研究，并寻求多种修复技术的综合运用.当务之急是要筛选出积累量大、繁殖和生长迅速且生物量大的植物，并深入探讨植物富积Cd的机理，利用物理化学措施提高其累积量；利用植物基因工程技术，阐明植物耐性机制，分离克隆相关基因，培育金属超积累型木本植物优良种.当然，加强环境保护力度，避免含Cd的废水和废渣进入环境，从源头上消除土壤的Cd污染.当然，生物修复技术也必须与物理、化学及其他工程修复技术相结合.此外，环境科学、生态学、土壤学、植物学、遗传学等方面的专家必须加强合作，才能真正解决当前土壤Cd污染这一世界性难题.

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