我国农田土壤重金属污染的生物修复技术研究进展

池文婷，钟锦锋，戴启斌，林海雁，陈之均，滕 青

(广东石油化工学院 环境与生物工程学院，广东 茂名 525000)

汽车尾气、生活垃圾以及不合理的采矿形成的污水灌溉是造成我国农田土壤重金属污染的主要原因，随着我国化工业的迅速发展及相关环保法律法规的不健全和监管不力也是造成我国农田土壤重金属污染的原因。宋伟等[1]研究表明我国农田受重金属污染的面积占耕地总面积的 1/6。研究表明[2]我国土壤污染总超标率为16.1%，其中轻微、轻度、中度和重度污染点位比例分别为11.2%、2.3%、1.5%和1.1%，主要污染物为镉、镍、铜、砷、汞、铅。

土壤重金属污染不仅对农田作物的生长和土壤中的微生物数量、群落结构等有很大影响，而且重金属可以经食物链进入人体，并通过生物富集作用危害人体健康[3]。《土壤污染防治行动计划》[4]中规定要重点监测土壤中镉、汞、砷、铅、铬等重金属，重点监管有色金属矿采选、有色金属冶炼、石油开采、石油加工、化工和电镀等行业；还要加强涉重金属行业污染防控，严格执行重金属污染物排放标准并落实相关总量控制指标；加大监督检查力度；对整改后仍不达标的企业，依法责令其停业、关闭。

近年来，城市土壤重金属污染严重，我国重庆、贵州、和中山等城市土壤均受到不同程度的铅污染[5-7]；我国西南地区的汞矿区地表层土壤汞含量可达790 mg/kg[8]，胡国成[9]等通过对贵州万山汞矿周边乡镇农田土壤的分析，显示农田土壤汞污染严重，超过国家允许土壤农用标准的135倍；江西、湖南及珠三角等多个城市存在不同程度的镉污染[10-12]，目前土壤重金属污染面积显著扩大并向东部人口密集区扩散[13]，且大部分城市农田土壤都受到不同程度重金属的污染。

1 农田土壤重金属的污染特征及来源

1.1 农田土壤重金属的污染特征

重金属污染具有多源性、表聚性、隐蔽性、滞后性、不可逆性等特性[14-15]。农田重金属大多残留于土壤耕层，若土壤一旦发生重金属污染，短时间内无法恢复原样，造成生态环境严重失衡。如何减少我国农田土壤重金属污染问题显得尤为重要，迫切需要探寻符合当地环境的修复技术进行土壤治理。土壤重金属生物修复技术是一类环境友好型技术，被广泛用于实践中并取得了良好的收效。

1.2 农田土壤重金属的来源

农田土壤重金属来源广泛，途径多样，主要有农业、工业和城市污染源。进一步可分为土壤中成土母质的差异和人类活动的影响这两类，其中人类活动影响较大，包括污水灌溉、有机氮肥、磷肥和农药的不合理使用、工业排污、汽车尾气和城市生活垃圾的影响等[16-17]。

1.2.1 农业污染

当农业灌溉水中的重金属超标时，其中的重金属、病菌微生物等多种有毒物质会进入土壤，改变土壤结构和理化性质，使重金属在土壤表层富集，破坏土壤生态平衡[18-19]。As和Cu等重金属超标的畜禽粪便经过堆肥发酵作为有机肥料施用于农田时，也会导致农田土壤重金属超标，典型的重金属有As和Cu[20]。如果长期施用重金属含量较高的化肥时，会造成重金属元素在农田土壤中大量积累，导致土壤重金属污染[21]。

1.2.2 工业污染

工业生产过程中会释放大量有毒物质，包括持久性有机污染物、一般性污染物和重金属，这些有毒物质会直接进入环境，部分进入土壤，造成土壤重金属超标[22]。重金属从被开采冶炼到铸造加工成成品或半成品过程中，其生产释放物扩散进入大气经自然沉降和降水进入周围土壤中，使土壤的重金属含量增加[23-24]。

1.2.3 城市污染

城市垃圾中的重金属和其他有毒有害物质也会对土壤造成一定的影响。2012年我国垃圾无害化处理总量达14489.5万t，其中垃圾填埋量达10512.5万t，占总量的72.6%，焚烧处理量达3584.1万t，占总量的24.7%[25]。含Pb汽油燃烧、燃料及润滑油泄漏等产生的大量含Pb、Cd、Cu、Zn等的有害气体，都会随大气沉降到土壤中，造成土壤重金属超标[26-27]。

2 农田土壤重金属生物修复技术

生物修复技术是指利用生物的新陈代谢活动，降低重金属的浓度，从而使被污染的土壤环境能够部分或者完全恢复到原状态的过程[28]。与物理和化学修复技术相比，生物修复技术具有操作简便、成本低、处理效果好、不会造成二次污染、绿色环保以及对土壤环境的扰动较小等优点[29-30]，经济效益和生态效益显著，是一种新兴的经济环保型修复技术，实际应用广泛[31]。生物修复技术主要包括植物修复、微生物修复、动物修复和生物联合修复技术等。

2.1 植物修复

植物修复是指利用某些自然生长或者特地培育的植物对土壤重金属进行吸附、吸收、挥发、稳定和降解等作用，从而降低土壤重金属浓度的一种治理技术[32]。根据其作用机理可将植物修复技术分为植物提取、植物挥发和植物稳定。

2.1.1 植物提取

植物提取是指植物吸收土壤中的一种或者几种重金属，富集在植物根部或地上枝条部位，随后对富集部位收割并集中处理，使土壤中重金属浓度降低到相应标准[33]。

吴迪等[34]研究表明大吴风草、苦蒿和米蒿这三种植物可有效富集土壤中的Ni；木贼科类节节草、菊科类橐吾、大吴风草、米蒿、百合科类萱草则对Cu富集能力较强。周杰良等[35]的水培筛选试验表明：从25种参试植物中筛选出的蔓长春花对Cd的耐性较强，转移系数和富集系数均大于 1，具备镉超富集植物的基本特征。赖捷等[36]首次发现并证实菊科串叶草是一种Sr超积累植物，为开展污染区域修复治理工作提供参考。目前，超积累植物对重金属的富集具有专一性。

超富集植物对重金属的胁迫具有耐受度，当重金属达到一定浓度时，富集植物根系形态会发生不同程度的变化[28]。刘蕊[37]发现在铅离子、锌离子复合处理时，台湾泡桐生长指标随着锌离子浓度的增加而降低。易诗明等[38]采用盆栽试验发现单一铅离子浓度为 600 mg/kg 时，根系生长受到明显的抑制，较对照组相比，主根长、根表面积分别下降 87.7%和47.7%；单一锌离子浓度大于等于 400 mg/kg 时，主根长、根表面积下降明显高于单一铅离子，抑制作用随着锌离子浓度的增加而增加。可见，不同金属离子对根系生长产生的作用不同，离子浓度严重偏高时，根系生长受到显著影响。

虽然超积累植物在植物提取技术中应用较广泛，但是植株存在生长缓慢、生长量少、修复周期长等缺点，所以培育生长快速、生物量大、适应性强的复合重金属超积累植株是农田土壤重金属复合污染修复的潜在途径[39]。

2.1.2 植物挥发

植物挥发是将土壤中重金属吸收到植物体内通过蒸腾作用将其转化为挥发态或者是毒性较小的物质并释放到大气从而降低土壤重金属浓度[40]。该方法主要是针对易挥发的重金属汞应用较多，但该方法存在二次污染风险，实际生活中推广很少，目前，修复汞污染的时候基因工程技术常被用于植物修复。

Chen Yunan等[41]利用基因工程技术研究发现谷胱甘肽巯基转移酶(glutathi-one-S-transferase)基因可以调节植物氧化应激效应，提高植物对汞的富集能力。Meagher等[42]研究发现植物烤烟可以使二价汞离子转化为气态汞，使汞金属毒性大大减弱。Soloducho等[43]研究显示，洋麻(Hibiscus cannabinus)可以把根际土壤中的硒离子(Se3+)转化为甲基硒，随后挥发到空气中，但其修复效率不高。植物挥发适用于修复气化点较低的重金属污染的土壤，比如受到非金属砷、硒以及重金属汞元素污染的土壤等[44]。

2.1.3 植物稳定

植物稳定是利用特定植物的根或分泌物，改变土壤根际环境，通过累积、沉淀、转化重金属的价态和形态，降低土壤中有毒重金属的移动性和毒性，从而降低重金属渗漏污染地下水和周围环境的风险[45]。目前已发现能应用植物稳定技术的植物达500多种，如田菁、燕麦、香根草等[46]。Oh K等[47]在研究中发现植物对土壤中的铅有固定作用，可降低铅的生物有效性。Casierra-Posada F等研究中发现[48]马蹄莲对铁有一定耐性并且可以大量固定在根部位置，适用重金属污染湿地修复。但是这些措施却没有使重金属从土壤中真正去除，对土壤环境仍然存在一定的潜在危害。

2.2 微生物修复技术

微生物修复技术是是利用活性微生物对土壤中重金属进行吸收、沉淀、氧化和还原等作用，降低土壤中重金属的浓度和毒性[49-50]。微生物修复技术包括异位生物修复和原位生物修复。

2.2.1 异位生物修复

异位生物修复[51]指将污染土壤移除并集中处理的一种方法，主要包括生物反应器法和固相处理法，处理过程需严格控制，才能达到较好的处理效果；该方法对土壤环境的扰动性大、处理成本高，不适合大面积的污染土壤治理。

2.2.2 原位生物修复

原位生物修复是指在不移除原土壤的基础上通过外加微生物和无机营养物质促进微生物对土壤重金属的降解。用于修复的微生物菌种主要包括细菌、放线菌和真菌这三类。

Cecchi等[52]研究表明，在洋葱曲霉菌株、哈茨木霉菌株、粉红粘帚霉菌株三种真菌中，哈茨木霉菌对Ag的耐受性和富集能力最高，当环境中Ag浓度为330 mg/L的时，其体内富集浓度最高可达153 mg/L。微生物能降解土壤中多种重金属，但是微生物个体微小，较难从土壤中分离出来并且存在与修复现场土著菌株竞争的问题[53]。

2.3 动物修复技术

动物修复技术是指利用土壤中的某些低等动物(蚯蚓、线虫、甲螨等)的直接作用(吸收、转化和分解)或间接作用(改善土壤理化性质、提高土壤肥力、促进植物和微生物的生长)修复污染土壤[54-55]。

魏明荣等[56]发现蚯蚓对污废水厂活性污泥中的重金属有较强的富集能力，富集系数由高到低依次为Cd、Zn、Cu、Pb，经蚯蚓处理后活性污泥金属含量可达到国家排放标准。何永美等[57]通过室内盆栽试验研究土壤灭菌和杀真菌剂(苯菌灵)对紫花苜蓿的生长、重金属含量与累积的影响，发现土壤灭菌能显著减少苜蓿对重金属的累积，植株Pb、Zn、Cd和Cu的累积量分别下降74%、78%、68%和76%，可见微生物对于植物累积重金属有很大的促进作用。

2.4 生物联合修复技术

土壤重金属污染复杂，单一的修复技术难以有效去除土壤中的重金属，生物联合修复技术可更好地发挥两者的优势，提高重金属的去除率。

植物-微生物联合修复技术是利用土壤-植物-微生物复合体系，发挥植物与微生物修复的各自优势，弥补单一修复方法的不足，共同降低土壤污染物的一种新兴生物修复技术，同时兼具生物固定与生物去除土壤重金属的这两种功能[58-59]。

Jiang等[60]通过研究从枝真菌 Glomus versiforme(GV) 和 Rhizophagus intraradices(Ri)对金银花盆栽试验的影响发现，金银花与GV、Ri 的共生体系可以减少地上部的镉含量以缓解镉毒性，GV和Ri 能显著增加所有镉处理的金银花地上部和根系的生物量，GV 处理显著减少植物芽、根部的镉含量，Ri 处理降低了植物芽镉含量，但增加了根部镉含量。共生体可显著提高宿主植物对重金属的耐受性，陈生涛等[61]通过土壤盆栽试验研究发现，接种Rhizobium sp.W33能够促进黑麦草吸收Cu并提高其对Cu的富集系数。罗巧玉等[62]介绍了关于丛枝菌根(Arbuscular Mycorrhizae,AM)真菌与宿主植物互惠共生体在重金属污染土壤生物修复作用中的研究进展，AM 真菌能够促进宿主植物提高对重金属胁迫的耐受能力，增强植物对Zn、Pb、Cu、As 和 Cd 等重金属的吸收量等。

植物-微生物联合修复技术比单一的植物或者单一的微生物修复有着明显的优点，而植物-微生物联合修复技术处理效果会比较好，营养物质能够自动翻新，适合一些特殊环境下的污染，但是缺点就是实施起来成本较高，植物与微生物之间有不同程度的协同作用等[63]。

3 展望

我国生物修复技术起步晚，与国外还存在一定的差距；目前，植物提取技术和原位生物修复技术在我国生物修复技术中应用较广泛，而植物-动物-微生物联合使用较少，且三者联合修复的机理还有待研究，针对目前农田土壤重金属污染生物修复现状，可从以下两个方面进行深入研究。

3.1 加强机理研究

植物修复技术在实践中应用最为广泛，但是也存在一定的局限，经修复处理后的一些后续问题，比如被固定在植株上的重金属和挥发到大气环境中的气态重金属等，如何更好地集中收割成熟植株以及回收重金属是研究的一个方向。要加强对不同类型不同程度典型农田土壤室内试验和室外试验的研究，提出切实有效的修复方法，将理论更好地应用于实践中。

3.2 多种修复技术的联合应用

大部分的农田土壤属于轻中度污染农田，采用多种修复技术联合使用，充分发挥多种修复技术的优势，与生物修复技术共同修复达到治理农田土壤的目的。比如将基因工程技术用于修复中、研究转基因植物对土壤重金属的耐受性、植物-动物-微生物联合修复、物理-化学-生物联合修复技术等。在治理农田土壤的同时，要切实寻找出一种符合我国国情的农田可持续发展方式。