微生物修復(fù)重金屬污染土壤的研究進展

張彩麗

(安徽省農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)經(jīng)濟與信息研究所，安徽合肥 230031)

?

微生物修復(fù)重金屬污染土壤的研究進展

張彩麗

(安徽省農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)經(jīng)濟與信息研究所，安徽合肥 230031)

近年來我國的經(jīng)濟發(fā)展水平取得了顯著進步，人民生活狀況得到明顯改善。但是，由于工農(nóng)業(yè)的發(fā)展越來越依賴于高能耗以及各種化學(xué)品的使用，導(dǎo)致環(huán)境污染也越來越嚴重，給居民生活及身體健康和經(jīng)濟的可持續(xù)發(fā)展帶來重要影響與隱患。該研究在概述土壤重金屬污染來源、特點、危害的基礎(chǔ)上，介紹了我國土壤重金屬的總體污染現(xiàn)狀，闡述了主要重金屬污染土壤修復(fù)技術(shù)的概念與原理，重點介紹了微生物修復(fù)包括生物吸附和富集作用、氧化還原作用、溶解和沉淀作用和微生物-植物相互作用等在重金屬污染土壤修復(fù)領(lǐng)域的研究現(xiàn)狀和進展。最后，展望了我國重金屬污染土壤修復(fù)技術(shù)的發(fā)展趨勢和研究方向，以期為我國重金屬污染土壤的修復(fù)以及該領(lǐng)域的深入研究提供參考依據(jù)。

重金屬污染；微生物；土壤修復(fù)；研究進展

近年我國在經(jīng)濟發(fā)展上取得了舉世矚目的成就，但是，過度的工業(yè)活動帶來了嚴重的環(huán)境污染，對居民健康造成嚴重威脅，并對社會、經(jīng)濟和環(huán)境的可持續(xù)發(fā)展帶來了巨大隱患。我國農(nóng)村環(huán)境面臨多種環(huán)境問題，主要包括土壤重金屬污染、土壤肥力減退、耕地鹽堿化、河流水體富營養(yǎng)化、農(nóng)藥、化肥、殺蟲劑等濫用造成的環(huán)境污染等。該研究側(cè)重于土壤重金屬的污染和修復(fù)，對重金屬來源、危害和特點、重金屬污染的常見修復(fù)手段進行了介紹，重點介紹了微生物修復(fù)技術(shù)在該領(lǐng)域的研究進展，最后對我國重金屬污染修復(fù)技術(shù)的發(fā)展趨勢和研究方向進行了展望，以期為我國重金屬污染土壤的修復(fù)提供有益借鑒。

1 土壤重金屬污染現(xiàn)狀

1.1 土壤重金屬來源重金屬是指比重>5的金屬，約有45種，包括鉛、鎘、汞、鉻、銅、鋅、鎳等[1-2]。砷雖不屬于重金屬，但因其來源以及危害都與重金屬相似，故通常列入重金屬類進行研究討論[1]。重金屬污染是指由重金屬或其化合物通過各種途徑進入土壤并且超過了土壤自凈能力而造成的污染。

在陸地生態(tài)系統(tǒng)中，土壤是化學(xué)污染物的主要存儲庫。在水生系統(tǒng)中，沉積物是這些化學(xué)物質(zhì)的最終存在形式。大多數(shù)重金屬天然存在于自然界中，包括風(fēng)化土母質(zhì)、火成巖、沉積巖和煤等[3]，重金屬可以通過地質(zhì)過程(如成土過程等)和人為過程進入環(huán)境[3]，地質(zhì)過程會釋放這些重金屬，并影響土壤中重金屬的含量和分布，例如，喀斯特地域石漠化以及火山噴發(fā)等其他自然因素造成的重金屬釋放。由地質(zhì)引入到環(huán)境中的重金屬主要以不容易被生物利用和植物吸收的形式存在[3]，地質(zhì)過程在某些重金屬污染中占據(jù)重要地位。例如，煤炭每年可以釋放4.5萬t砷，而人類活動每年可以釋放約5萬t砷，地質(zhì)成因造成的砷釋放量約占砷總釋放量的45%。盡管人為因素在砷污染中越來越重要，但是地質(zhì)因素造成的砷污染不可小視。與地質(zhì)過程造成的重金屬釋放相比，通過人為活動引入到環(huán)境中的重金屬通常具有較高的生物利用活性(Bioavailability)，也是造成土壤重金屬污染的主要因素。人類活動具體包括工業(yè)污染、交通污染、生活污染和農(nóng)業(yè)污染等。工業(yè)污染，尤其是采礦、冶煉、燃煤、鍍鎘工業(yè)、化學(xué)工業(yè)、肥料制造、廢物的焚化處理、尾礦堆、垃圾堆的沖刷與溶解等，是造成環(huán)境重金屬污染的重要來源[4]。

1.2 土壤重金屬污染的特點和危害重金屬污染具有不可生物降解性、高毒性、高致癌性，可以在生物鏈和人體內(nèi)累積、影響持續(xù)時間長等特點，其帶來的危害性更大[5]。土壤重金屬污染不僅無法通過土壤本身固有的生化作用得到減輕，而且這些重金屬能較長時間地蓄積于土壤環(huán)境中，污染面積大，難以消除[4，6]。重金屬污染會降低土壤中微生物的生物量、抑制土壤微生物呼吸作用、降低土壤中各種酶的活性以及改變土壤微生物群落結(jié)構(gòu)等[3，7-12]，進而造成土壤肥力下降，使農(nóng)作物減產(chǎn)甚至絕收[13]。目前，我國重金屬污染的耕地面積約2 000萬hm2，占耕地總面積的1/6左右[13]。我國每年被重金屬污染的糧食達1 200萬t，由重金屬污染導(dǎo)致的糧食減產(chǎn)超過1 000萬t，合計經(jīng)濟損失至少200億元[6]。重金屬具有很強的遷移性，可以通過食物鏈在動植物以及人體內(nèi)富集，破壞生物體的正常生理代謝，嚴重危害動物、人體健康[2，6]。例如土壤重金屬鎘含量過高會破壞植物葉片的葉綠素結(jié)構(gòu)并最終導(dǎo)致植物衰亡，給農(nóng)業(yè)發(fā)展帶來嚴重的影響[14]。重金屬會引起人類多種疾病，如鈣代謝和維生素組織破壞導(dǎo)致的骨變、腎損傷等。

1.3 土壤重金屬污染修復(fù)常采用的方法重金屬污染土壤的修復(fù)技術(shù)大致可以分為物理修復(fù)技術(shù)、化學(xué)修復(fù)技術(shù)和生物修復(fù)技術(shù)等。其中，物理修復(fù)包括翻土法、換土法、電修復(fù)法、熱處理法、吸附法等[1-3，6，9，15-17]，化學(xué)法主要包括固化法、穩(wěn)定化法、淋洗法、改良法等[18-20]。生物修復(fù)重金屬污染土壤是指利用植物、動物以及微生物的吸收、代謝作用，降低土壤中重金屬含量或通過生物作用改變其在土壤中的化學(xué)形態(tài)而降低重金屬的遷移性或毒性[4，12，21]。采用物理化學(xué)方法修復(fù)重金屬污染土壤，具有一定的局限性，難以大規(guī)模處理污染土壤，并且會導(dǎo)致土壤結(jié)構(gòu)破壞、生物活性下降和土壤肥力退化等。生物修復(fù)是一項新興的高效修復(fù)技術(shù)，具有良好的社會、生態(tài)綜合效益，并且易被大眾接受。微生物修復(fù)因其獨特的作用越來越受到人們重視，具有廣闊的應(yīng)用前景[4]。

不同于有機污染物，金屬離子不會發(fā)生微生物或者化學(xué)降解，并且在污染以后會持續(xù)很長時間。金屬離子的生物利用活性在污染土壤的修復(fù)中起著至關(guān)重要的作用[3]。在土壤修復(fù)中，經(jīng)常需要加入重金屬離子激活劑或者固定劑來改變金屬離子的生物利用活性，并與其他修復(fù)手段結(jié)合以提高修復(fù)效率。金屬離子激活劑，如螯合劑和解吸劑等，可以提高重金屬離子的生物利用活性，并提高金屬離子的流動性。固定劑通過沉淀作用或者吸附作用，降低金屬離子的生物利用活性和遷移性。激活劑可以用于加強在植物吸附和土壤洗滌中的重金屬離子去除效果，而固定劑則可用于防止重金屬離子被植物吸收而進入生物鏈，以及向地下水的滲漏和污染等。金屬離子激活劑或者固定劑的使用需要慎重，例如，在沒有植物吸附條件下使用激活劑時，會存在重金屬離子滲漏和污染地下水的風(fēng)險；而在使用固定劑時，固定后的重金屬離子的穩(wěn)定性需要進行長期的檢測[3]。

該研究主要關(guān)注微生物修復(fù)技術(shù)在重金屬污染土壤中的研究和應(yīng)用。由于重金屬污染物的不可降解性，采用微生物修復(fù)時主要通過對重金屬的遷移或鈍化來實現(xiàn)。

2 土壤重金屬污染微生物修復(fù)研究進展

微生物對土壤中重金屬活性的影響主要體現(xiàn)在4個方面：生物吸附和富集作用、氧化還原作用、溶解和沉淀作用以及微生物-植物相互作用等[14]。以下將結(jié)合修復(fù)機理對微生物修復(fù)重金屬污染的研究進行介紹。

2.1 生物吸附和富集作用微生物對重金屬離子的吸附和富集作用是指重金屬被生物體吸附或吸收[14]。微生物中的陰離子型基團，如-NH2、-SH、PO34-等，可以與帶正電的重金屬離子通過離子交換、絡(luò)合、螯合、靜電吸附以及共價吸附等作用進行結(jié)合，從而實現(xiàn)微生物對重金屬離子的吸附。微生物富集是一個主動運輸過程，發(fā)生在活細胞中，在這個過程中需要細胞代謝活動來提供能量。在一定的環(huán)境中，可以通過多種金屬運送機制如脂類過度氧化、復(fù)合物滲透、載體協(xié)助、離子泵等實現(xiàn)微生物對重金屬的富集。

張欣等考察了微生物菌劑(枯草芽孢桿菌、光合細菌和乳酸菌)對鎘污染條件下菠菜的生長及對菠菜對鎘吸收的影響[22]。結(jié)果表明，施入微生物菌劑后，菠菜單株鮮重和干重的平均增長幅度分別為18.8%和15.7%。微生物對菠菜生長的促進作用大小依次為光合細菌>乳酸菌>枯草芽孢桿菌。此外，施入微生物菌劑后，菠菜植株中的鎘含量顯著減少，平均下降14.5%。微生物對菠菜鎘吸收的降低作用大小依次為枯草芽孢桿菌>光合細菌>乳酸菌。Gomes等考察了固定化根霉對銅離子的吸附效果[23]。結(jié)果表明，固定化根霉可以在150 min內(nèi)將銅離子濃度由20 mg/L降低至3.1～5.6 mg/L。根霉對銅離子的吸附效果受到固定化材料以及銅離子初始濃度的影響。Fan等考察了pH、溫度和微生物生長期對兩種微生物(OchrobactrumintermediumLBr，CupriavidusmetalliduransCH34)吸附Cu2+和Cr6+的影響[24]。結(jié)果表明，微生物在對數(shù)生長期對重金屬離子的吸附能力更強。O.intermediumLBr和C.metalliduransCH34吸附的最佳溫度和pH分別為37 ℃、pH 6和27 ℃、pH 7。他們還發(fā)現(xiàn)，在Cu2+和Cr6+同時存在的情況下，兩種微生物都優(yōu)先吸附Cu2+。微生物表面的羧基、羥基和氨基等功能基團在重金屬離子的吸附過程中起到關(guān)鍵作用[24]。賴潔玲等從銅污染的土壤中分離出一株抗銅細菌(Hyphomicrobium)[25]。經(jīng)馴化后，其耐 Cu2+水平達500 mg/L，該菌在pH 4～8生長良好，最適生長pH為6. 0～7.2。該菌株在培養(yǎng)24 h、pH 7時，對Cu2+的去除率可以達到76%[25]。Zemberyova等考察了野生型Aspergillusniger對不同重金屬離子的吸附效果[26]。結(jié)果表明，微生物對不同重金屬離子的吸附效果不同，依次為Zn (32%～92%)、Cd (24%～65%)、Cu(13%～58%)、Cr (VI) (9%～21%)和Mn (9%～18%)[26]。他們同時發(fā)現(xiàn)，當微生物處于這些重金屬離子的混合物中時，微生物對重金屬離子的吸附能力產(chǎn)生一定的差異[26]。Luo等考察了Pseudomonassp. Lk9對Cd2+和Cu2+的吸附效果及機理[27]。結(jié)果發(fā)現(xiàn)，在合適的條件下，經(jīng)過微生物吸附后，廢水中的重金屬離子濃度會<0.001 mg/L。

以上研究表明，微生物對重金屬的吸附和富集作用主要受到微生物種類、微生物生長期、重金屬離子的種類、濃度、溶解性、毒性，以及環(huán)境條件(如pH和溫度等)等多種因素的影響[28]，在采用微生物對土壤中的重金屬進行吸附和富集時應(yīng)綜合考慮以上因素。

2.2 氧化還原作用金屬離子，如銅、砷、鉻、汞、硒等，是最常發(fā)生微生物氧化/還原反應(yīng)的金屬離子。生物氧化/還原反應(yīng)過程可以影響金屬離子的價態(tài)、毒性、溶解性和流動性等。例如，銅和汞在其高價氧化態(tài)時通常是不易溶的，其溶解性和流動性依賴于其氧化態(tài)和離子形式。重金屬參與的微生物氧化還原反應(yīng)可以分為同化(Assimilatory)和異化(Dissimilatory)氧化還原反應(yīng)[29]。在同化氧化還原反應(yīng)中，金屬離子作為末端電子受體參與生物體的代謝過程，而在異化反應(yīng)中，金屬離子在生物體的代謝過程未起到直接作用，并間接地參與氧化還原反應(yīng)。某些微生物在新陳代謝的過程中會分泌氧化還原酶，催化重金屬離子進行變價發(fā)生氧化還原反應(yīng)，使土壤中某些毒性強的氧化態(tài)的金屬離子還原為無毒性或低毒性的離子，進而降低重金屬污染的危害[14]。例如，可以利用微生物作用將高毒性的Cr(VI)還原為低毒性的Cr(III)。通過生物氧化還原來降低Cr(VI)毒性的方法由于其環(huán)境友好性和經(jīng)濟性，引起了持續(xù)的關(guān)注。相反，Cr(III)被氧化成Cr(VI)時，Cr的流動性和生物利用活性提高了。Cr(Ⅲ)的氧化主要是通過非生物氧化劑的氧化，如Mn(IV)，其次是Fe(Ⅲ)；而Cr(VI)到Cr(Ⅲ)的還原過程則可以通過非生物和生物過程來實現(xiàn)[30]。當環(huán)境中的電子供體Fe(II)充足時，Cr(VI)可以被還原為Cr(III)，當有機物作為電子供體時，Cr(VI)可以被微生物還原為Cr(III)[30-31]。在生命系統(tǒng)中，硒更容易被還原而不是被氧化，還原過程可以在有氧和厭氧條件下發(fā)生。硒(IV)異化還原成硒(0)的過程可以在化學(xué)還原劑，如硫化物或羥胺，或生物化學(xué)還原劑(如谷胱甘肽還原酶)的作用下完成，后者是缺氧沉積物中硒的生物轉(zhuǎn)化的主要形式[32]。硒(VI)到硒(0)的異化還原過程與細菌密切相關(guān)，具有重要的環(huán)保意義[32-33]。微生物尤其是細菌在將活性的汞(Ⅱ)還原為非活性汞(0)的過程中起到了重要作用，汞(0)可以通過揮發(fā)減少其在土壤中的含量。汞(II)可以在汞還原酶作用下被還原成汞(0)，也可以在有電子供體的條件下，由異化還原細菌還原為汞(0)[34]。

制革、電鍍、印染、不銹鋼制造等行業(yè)均會造成鉻污染[35]，土壤鉻污染也是我國土壤重金屬污染中分布最廣、影響最大的污染之一。土壤鉻污染會造成土壤中生物活性下降，以及土壤功能改變等，亟需合理的解決方案。該研究以鉻為例，簡要介紹微生物氧化還原反應(yīng)在重金屬污染修復(fù)中的研究進展。鉻在土壤中會以多種價態(tài)存在，各種化合物之間存在復(fù)雜的平衡關(guān)系，導(dǎo)致了鉻污染的復(fù)雜性，也減少了可以應(yīng)用于鉻污染修復(fù)的手段。還原-沉淀[36]、吸附[37-39]、電化學(xué)法[40-41]等手段都被用來修復(fù)鉻污染，但是這些手段普遍面臨成本高昂的問題，而且會造成土壤肥力的下降，因而應(yīng)用前景不甚明朗[35]。Yang 等考察了PannonibacterphragmitetusBB在強化鉻污染修復(fù)過程中的作用，并且考察了土壤土著微生物群落變化的規(guī)律[35]。結(jié)果表明，在Cr(VI)濃度為518.84 mg/kg，pH 8.64的條件下，P.phragmitetusBB可以在2 d將Cr(VI)全部還原。該菌在接入土壤后的48 h內(nèi)數(shù)量顯著上升，相對比例由35.5%上升至74.8%，并維持穩(wěn)定。該菌在與土著微生物競爭過程中取得優(yōu)勢地位，具有很好的應(yīng)用前景。Polti等從鉻鐵礦中分離并鑒定了一株Bacillusamyloliquefaciens(CSB 9)。該菌可以耐受900 mg/L Cr(VI)，在最佳條件下具有較快的還原速度(2.22 mg Cr(VI)/(L·h)。該菌的最佳還原條件為100 mg/L Cr(VI)、pH 7、35 °C、處理時間45 h[42]。

微生物氧化還原反應(yīng)在降低高價重金屬離子毒性方面具有重要地位，該過程受到環(huán)境pH、微生物生長狀態(tài)，以及土壤性質(zhì)、污染物特點等多種因素共同影響。

2.3 沉淀和溶解作用沉淀現(xiàn)象主要出現(xiàn)在高pH土壤環(huán)境，SO42-、CO32-、OH-和HPO42-等陰離子存在時，以及高濃度金屬離子存在時。金屬離子以磷酸鹽及碳酸鹽形式的沉淀是某些重金屬離子(如Cu、Pb)固定化的主要機制。McGowen等發(fā)現(xiàn)，P可以降低鎘、鉛和鋅的浸出，而石灰可以通過提高土壤pH對Cr(III)實現(xiàn)固定。在鐵的氫氧化物存在時，會出現(xiàn)金屬離子的共沉淀現(xiàn)象。這些作用會導(dǎo)致基質(zhì)表面化學(xué)特性的顯著變化。Lu等發(fā)現(xiàn)pH 4.0時，Pb(II)與Fe(OH)3的共沉淀比相似條件下的化學(xué)吸附更加有效[43]。此外，As(V)、Ni(II)、Cr(Ⅲ)與水合氧化鐵的吸附表明，在水溶液中，共沉淀是去除金屬離子的更有效的方法。

相反地，土壤微生物能夠利用土壤中有效的營養(yǎng)和能源，通過代謝產(chǎn)生多種小分子量的有機酸，進而溶解土壤中的重金屬化合物及含重金屬的礦物[14]。在利用微生物分泌的有機酸促進土壤中重金屬離子溶出方面，Choppala等考察了3種腐生性(saprotrophic)真菌(Aspergillusniger，Penicilliumbilaiae和Penicilliumsp.)對鉛及其他重金屬污染土壤的生物修復(fù)性能[30]。他們將微生物置于不同的營養(yǎng)條件(無碳源和0.11 mol/L葡萄糖)，考察了微生物對金屬脅迫(25 μmol/L鉛或污染土壤，5 d)的反應(yīng)，并檢測了微生物分泌的主要有機酸。結(jié)果表明，A.niger和P.bilaiae分泌的主要有機酸分別是草酸和檸檬酸。在鉛脅迫下，草酸的滲出率會出現(xiàn)下降，而檸檬酸滲出率受到的影響較小。營養(yǎng)條件對微生物分泌有機酸的影響不同。除A.niger外，其他菌種在貧瘠的營養(yǎng)條件下時，總的有機酸產(chǎn)量會降低。在污染土壤中，草酸和檸檬酸的最大滲出率分別為A.niger的20 μmol/(g bioass·h)和P.bilaiae的20 μmol/(g biomass·h)，但是，Penicilliumsp.的總產(chǎn)酸率僅為5 μmol/(g biomass·h)。在碳源豐富的土壤中，金屬離子被顯著地激活了。例如，5 d后，土壤中Pb、Ni、Zn和 Cu的最大釋放量分別為12%、28%、35%和90%。土壤中金屬的活化和釋放與微生物產(chǎn)生的螯合酸以及土壤pH下降有關(guān)。該試驗結(jié)果證明了利用真菌分泌物在污染土壤生物修復(fù)中的潛力，但是有機酸產(chǎn)生量的大小取決于多個過程以及多種機制，這些都需要進一步研究。王桂萍等從銅礦廢棄地土壤中分離得到兩株對銅具有較強抗性的菌株F16a(腸桿菌屬，Enterobacter)和Fw17a(假單胞菌屬，Pseudomona)[44]。在含有500 mg/L CuCO3的液體中培養(yǎng)48 h后，F(xiàn)16a使培養(yǎng)基上清液中銅濃度增加了300%左右。但是，F(xiàn)w17a卻使培養(yǎng)基上清液中的銅濃度降低了60%左右[44]。盆栽試驗結(jié)果表明，接入菌株F16a后，能顯著提高三葉草和香根草地上部對污染土壤中銅的累積及攝取量[45]。

2.4 微生物-植物修復(fù)植物修復(fù)和微生物修復(fù)均屬于生物修復(fù)的范疇，二者均具有環(huán)境友好、運行成本低等優(yōu)點。將兩種方法結(jié)合使用時，將會大大提高重金屬污染土壤的修復(fù)效率。在眾多微生物-植物修復(fù)方案中，根際促生菌-植物修復(fù)由于其獨特的優(yōu)勢，受到廣泛關(guān)注[46]。植物根際促生細菌(Plant growth-promoting rhizobacteria，PGPR)是指依附在植物根際表面，生長于植物根際土壤微環(huán)境中，能夠顯著地促進植物生長的一類細菌的總稱[46]。目前發(fā)現(xiàn)的根際促生菌包括芽孢桿菌屬(Baillus)、沙雷氏菌屬(Serratia)、腸桿菌屬(Enterobater)、假單胞桿菌屬(Pseudomonas)、固氮螺菌屬(Azospirillum)、無色菌屬(Achromobacter)等[47-48]。PGPR可以通過分泌植物生長激素(IAA)、1-氨基-1-羧基環(huán)丙烷脫氨酶(ACCD)等來促進植物根的生長，增加植物生物量；另外可以通過分泌生物表面活性劑、有機酸等活化重金屬在土壤中的生物有效性，進而增加植物對重金屬離子的攝取量。

Mesa等從生長在力拓河(Tinto River)河口(該地區(qū)被認為是世界上污染最嚴重的地區(qū)之一)的S.maritima的根際土壤中分離了15株微生物，并考察了它們的金屬耐受性與促進植物生長的特性[49]。在這些微生物中，很多細菌顯示出了對多種重金屬的耐受性，并且表現(xiàn)出多種促進植物生長的特性。其中，BacillusmethylotrophicusSMT38、B.aryabhattaiSMT48、B.aryabhattaiSMT50和B.licheniformisSMT51的性能最好。當紫花苜蓿種子與所選菌株一起培養(yǎng)時，紫花苜蓿根的伸長會被促進。S.maritima與這些具有重金屬耐受性土著根際促生細菌共同培養(yǎng)可以作為對污染河口進行修復(fù)的有效方法。Dharni等從制革污泥污染的土壤中分離到了PseudomonasmonteiliiPsF84和P.plecoglossicidaPsF610，并對它們促進植物生長的能力進行了檢測[50]。試驗考察了不同土壤污泥比下(100∶0、25∶75、50∶50、75∶25和0∶100)，微生物對玫瑰香型天竺葵(Pelargoniumgraveolenscv.bourbon)攝取重金屬離子的影響。分離到的菌株具有溶解無機磷和產(chǎn)生吲哚乙酸和鐵載體的能力。與對照相比，PsF84可以使芽的干重增加44%，根干重增加48%，精油得率增加43%，葉綠素增加31%；PsF610可以使以上指標增加38%、40%、39%和28%。

3 展望

無論國內(nèi)還是國外，土壤重金屬污染已經(jīng)對人類的生存和發(fā)展產(chǎn)生了嚴重威脅。各國科研工作者投入了大量精力致力于重金屬污染土壤的修復(fù)工作，并取得了良好的效果，我國在重金屬修復(fù)領(lǐng)域也取得了較大的進展。針對微生物修復(fù)領(lǐng)域，筆者認為還需要從以下方面加強研究：

(1)特種微生物的選育。微生物種類繁多，各具特點，為篩選高效重金屬污染土壤修復(fù)的菌種提供了良好的條件。除了篩選針對某一特定污染物的微生物外，根據(jù)我國的自然條件與實際情況，一些特種微生物的篩選需要加強，如低溫微生物、耐鹽微生物，以及pH生長范圍廣的微生物等。同時，可以借助基因重組技術(shù)、原生質(zhì)體融合技術(shù)等分子生物學(xué)手段來構(gòu)建“超級工程菌”，以更有效地修復(fù)重金屬污染土壤。此外，需要深入研究修復(fù)微生物與特定生境中土著微生物的相互關(guān)系，為構(gòu)建多菌種協(xié)同修復(fù)技術(shù)提供理論基礎(chǔ)。

(2)微生物修復(fù)機理的研究。微生物參與的重金屬污染修復(fù)過程是一個復(fù)雜的物理、生化過程，涉及的機理包括重金屬離子的吸附、吸收和富集、溶解、沉淀、氧化還原等。通過對微生物修復(fù)機理的進一步研究，可以為聯(lián)合修復(fù)技術(shù)的建立以及實際工程應(yīng)用提供理論支持。

(3)聯(lián)合修復(fù)技術(shù)的建立。綜合運用物理、化學(xué)、生物等多種修復(fù)技術(shù)，發(fā)展聯(lián)合修復(fù)技術(shù)，彌補單一技術(shù)的缺陷，是今后重金屬污染土壤修復(fù)的重要方向之一。在實際應(yīng)用中，可以通過使用廉價的對環(huán)境友好的化學(xué)試劑，如石灰等，對土壤的pH進行調(diào)節(jié)，從而獲得土壤修復(fù)微生物生長的適宜pH，同時達到對土壤中重金屬離子的激化或鈍化作用。此外，在營養(yǎng)貧瘠的環(huán)境中，還可以通過人為添加有機質(zhì)來促進微生物的生長和修復(fù)作用[51]。

(4)評價指標體系的建立。建立重金屬污染土壤修復(fù)的評價指標體系是一項艱巨且十分重要的工作，可以明確土壤修復(fù)的方向，并為廣大的科研工作者提供重要參考。盡管這部分工作已經(jīng)開始開展，但仍需進一步加強，尤其需要建立不同區(qū)域環(huán)境條件和污染狀況下的評價指標體系。

[1] 李戰(zhàn),李坤.重金屬污染的危害與修復(fù)[J].現(xiàn)代農(nóng)業(yè)科技，2010(16):268-270.

[2] 陳程,陳明.環(huán)境重金屬污染的危害與修復(fù)[J].環(huán)境保護，2010(3):55-57.

[3] BOLAN N，KUNHIKRISHNAN A，THANGARAJAN R，et al.Remediation of heavy metal(loid)s contaminated soils——To mobilize or to immobilize?[J].Journal of Hazardous Materials，2014，266:141-166.

[4] 錢春香，王明明,許燕波.土壤重金屬污染現(xiàn)狀及微生物修復(fù)技術(shù)研究進展[J].東南大學(xué)學(xué)報：自然科學(xué)版，2013(3):669-674.

[5] HE J S，CHEN J P.A comprehensive review on biosorption of heavy metals by algal biomass:Materials，performances，chemistry，and modeling simulation tools[J].Bioresource Technology，2014，160:67-78.

[6] 向捷，陳永華，向敏，等.土壤重金屬污染修復(fù)技術(shù)比較研究[J].安徽農(nóng)業(yè)科學(xué)，2014(22):7367-7369.

[7] HIDRI Y，F(xiàn)OURTI O，ETURKI S，et al.Effects of 15-year application of municipal wastewater on microbial biomass，fecal pollution indicators，and heavy metals in a Tunisian calcareous soil[J].Journal of Soils and Sediments，2014，14(1):155-163.

[8] DEBELA F，THRING R W，AROCENA M.Immobilization of heavy metals by co-pyrolysis of contaminated soil with woody biomass[J].Water Air and Soil Pollution，2012，223(3):1161-1170.

[9] SUZUKI T，NIINAE M，KOGA T，et al.EDDS-enhanced electrokinetic remediation of heavy metal-contaminated clay soils under neutral pH conditions[J].Colloids and Surfaces a-Physicochemical and Engineering Aspects，2014，440:145-150.

[10] KOPTSIK G N.Modern approaches to remediation of heavy metal polluted soils:A review[J].Eurasian Soil Science，2014，47(7):707-722.

[11] HSEU Z Y，HUANG Y T，HSI H C.Effects of remediation train sequence on decontamination of heavy metal-contaminated soil containing mercury[J].Journal of the Air & Waste Management Association，2014，64(9):1013-1020.

[12] BABU A G，SHIM J，BANG K S，et al.TrichodermavirensPDR-28:A heavy metal-tolerant and plant growth-promoting fungus for remediation and bioenergy crop production on mine tailing soil[J].Journal of Environmental Management，2014，132:129-134.

[13] 宋偉，陳百明，劉琳.中國耕地土壤重金屬污染概況[J].水土保持研究，2013(2):293-298.

[14] 吳敏，關(guān)銳，關(guān)旸，等.土壤重金屬污染的微生物修復(fù)機理研究進展[J].哈爾濱師范大學(xué)自然科學(xué)學(xué)報，2014，30(3):147-150.

[15] PENG C S，ALMEIRA J O，GU O B.Effect of electrode configuration on pH distribution and heavy metal ions migration during soil electrokinetic remediation[J].Environmental Earth Sciences，2013，69(1):257-265.

[16] TAO P，SHAO M H，SONG C W，et al.Preparation of porous and hollow Mn2O3microspheres and their adsorption studies on heavy metal ions from aqueous solutions[J].Journal of Industrial and Engineering Chemistry，2014，20(5):3128-3133.

[17] OTTOSEN L M，JENSEN P E，KIRKELUND G M，et al.Electrodialytic remediation of different heavy metal-polluted soils in suspension[J].Water，Air，& Soil Pollution，2013，224(12):1-10.

[18] 劉麗麗，孫福生，王宗芳.化學(xué)修復(fù)重金屬污染土壤的研究[J].蘇州科技學(xué)院學(xué)報：工程技術(shù)版，2010(1):9-12.

[19] 廖健.土壤重金屬污染及其化學(xué)修復(fù)技術(shù)的研究進展[J].中國石油和化工標準與質(zhì)量，2013(24):30.

[20] 劉麗.土壤重金屬污染化學(xué)修復(fù)方法研究進展[J].安徽農(nóng)業(yè)科學(xué)，2014(19):6226-6228.

[21] 黃益宗，郝曉偉，雷鳴，等.重金屬污染土壤修復(fù)技術(shù)及其修復(fù)實踐[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2013(3):409-417.

[22] 張欣，范仲學(xué)，郭篤發(fā)，等.3種微生物制劑對輕度鎘污染土壤中菠菜生長的影響[J].天津農(nóng)業(yè)科學(xué)，2011(1):81-87.

[23] GOMES P F，LENNARTSSON P R，PERSSON N K，et al.Heavy metal biosorption byRhizopussp.biomass immobilized on textiles[J].Water Air and Soil Pollution，2014，225(2):1-10.

[24] FAN J J，OKYAY T O，RODRIGUES D F.The synergism of temperature，pH and growth phases on heavy metal biosorption by two environmental isolates[J].Journal of Hazardous Materials，2014，279:236-243.

[25] 賴潔玲，林洪升，林謙，等.一株抗銅細菌的分離及其生物學(xué)特性的初步研究[J].安徽農(nóng)業(yè)科學(xué)，2011(36):22521-22524.

[26] ZEMBERYOVA M，OKENICOVA L，BARTEKOVA J，et al.Bioaccumulation of heavy metals from aqueous solutions by live biomass of aspergillus niger wild type strains isolated from different environments[J].Fresenius Environmental Bulletin，2014，23(2A):597-602.

[27] LUO S L，LI X J，CHEN L，et al.Layer-by-layer strategy for adsorption capacity fattening of endophytic bacterial biomass for highly effective removal of heavy metals[J].Chemical Engineering Journal，2014，239:312-321.

[28] ZABOCHNICKA-SWIATEK M,KRZYWONOS M.Potentials of biosorption and bioaccumulation processes for heavy metal removal[J].Polish Journal of Environmental Studies，2014，23(2):551-561.

[29] MADIGAN M I,BROCK T D.Biology of microorganisms[M].sixth ed.Englewood Cliffs，NJ:Prentice-Hall，1991.

[30] CHOPPALA G，BOLAN N，KUNHIKRISHNAN A，et al.Concomitant reduction and immobilization of chromium in relation to its bioavailability in soils[J].Environmental Science and Pollution Research，2013 Mar 29.[Epab ahead of print].

[31] HSU N H，WANG S L，LIN Y C，et al.Reduction of Cr (VI) by crop-residue-derived black carbon[J].Environmental Science & Technology，2009，43(23):8801-8806.

[32] ZHANG Y,FRANKENBERGER W T.Factors affecting removal of selenate in agricultural drainage water utilizing rice straw[J].Science of the Total Environment，2003，305(1):207-216.

[33] OREMLAND R S，HERBEL M J，BLUM J S，et al.Structural and spectral features of selenium nanospheres produced by Se-respiring bacteria[J].Applied and Environmental Microbiology，2004，70(1):52-60.

[34] WIATROWSKI H A，WARD P M，BARKAY T.Novel reduction of mercury (II) by mercury-sensitive dissimilatory metal reducing bacteria[J].Environmental Science & Technology，2006，40(21):6690-6696.

[35] WANG Y，PENG B，YANG Z，et al.Bacterial community dynamics during bioremediation of Cr (VI)-contaminated soil[J].Applied Soil Ecology，2015，85:50-55.

[36] LOSI M，AMRHEIN C，F(xiàn)RANKENBERGER W.Bioremediation of chromate-contaminated groundwater by reduction and precipitation in surface soils[J].Journal of Environmental Quality，1994，23(6):1141-1150.

[37] BARAN A，BI?AK E，BAYSAL S H，et al.Comparative studies on the adsorption of Cr (VI) ions on to various sorbents[J].Bioresource Technology，2007，98(3):661-665.

[38] WANG X Q，LIU W X，TIAN J，et al.Cr(VI)，Pb(II)，Cd(II) adsorption properties of nanostructured BiOBr microspheres and their application in a continuous filtering removal device for heavy metal ions[J].Journal of Materials Chemistry A，2014，2(8):2599-2608.

[39] LI J，CHEN C L，ZHANG S W，et al.Critical evaluation of adsorption-desorption hysteresis of heavy metal Ions from carbon nanotubes:Influence of wall number and surface functionalization[J].Chemistry-An Asian Journal，2014，9(4):1144-1151.

[40] JIN W，ZHANG Z，WU G，et al.Integrated lignin-mediated adsorption-release process and electrochemical reduction for the removal of trace Cr (VI)[J].RSC Advances，2014，4(53):27843-27849.

[41] XU H Y，YANG Z H，ZENG G M，et al.Investigation of pH evolution with Cr (VI) removal in electrocoagulation process:Proposing a real-time control strategy[J].Chemical Engineering Journal，2014，239:132-140.

[42] POLTI M A，APARICIO J D，BENIMELI C S，et al.Simultaneous bioremediation of Cr (VI) and lindane in soil by actinobacteria[J].International Biodeterioration & Biodegradation，2014，88:48-55.

[43] LU P，NUHFER N T，KELLY S，et al.Lead coprecipitation with iron oxyhydroxide nano-particles[J].Geochimica et Cosmochimica Acta，2011，75(16):4547-4561.

[44] 王桂萍，郭明志，陳亞華，等.兩株抗銅細菌的篩選、鑒定及對碳酸銅的溶解作用[J].土壤，2014(3):498-503.

[45] 王桂萍，郭明志，陳亞華，等.抗銅細菌對難溶性銅的活化及其強化植物修復(fù)銅污染土壤[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2014(2):332-338.

[46] 能鳳嬌，劉鴻雁，馬瑩，等.根際促生菌在植物修復(fù)重金屬污染土壤中的應(yīng)用研究進展[J].中國農(nóng)學(xué)通報，2013，29(5):187-191.

[47] AHMAD F，AHMAD I，KHAN M.Screening of free-living rhizospheric bacteria for their multiple plant growth promoting activities[J].Microbiological Research，2008，163(2):173-181.

[48] CATTELAN A，HARTEL P，F(xiàn)UHRMANN J.Screening for plant growth-promoting rhizobacteria to promote early soybean growth[J].Soil Science Society of America Journal，1999，63(6):1670-1680.

[49] MESA J，MATEOS-NARANJO E，CAVIEDES M，et al.Scouting contaminated estuaries:Heavy metal resistant and plant growth promoting rhizobacteria in the native metal rhizoaccumulatoSpartinamaritima[J].Marine Pollution Bulletin，2015,90(1/2):150.

[50] DHARNI S，SRIVASTAVA A K，SAMAD A，et al.Impact of plant growth promotingPseudomonasmonteiliiPsF84 andPseudomonasplecoglossicidPsF610 on metal uptake and production of secondary metabolite (monoterpenes) by rose-scented geranium (Pelargoniumgraveolenscv.bourbon) grown on tannery sludge amended soil[J].Chemosphere，2014，117:433-439.

[51] MASCIANDARO G，MACCI C，PERUZZI E，et al.Organic matter-microorganism-plant in soil bioremediation:A synergic approach[J].Reviews in Environmental Science and Bio/Technology，2013，12(4):399-419.

Research Process on Treatment of Heavy Metal Contaminated Soil by Microbial Remediation

ZHANG Cai-li (Institute of Agricultural Economy and Information, Anhui Academy of Agricultural Sciences, Hefei, Anhui 230031)

The economic development of China obtained outstanding promotion these years, and the living standards of people promoted obviously meantime. While the environmental pollution is increasingly severe, which has brought serious hidden dangers to people’s health and the sustainable development of economy. The sources, characteristics and harms of heavy metals in soil was summarized at first. Then the situations of heavy metals pollution in soil of China was presented. The research processes of microbial remediation in the fields of soil restoration contaminated by heavy metals was emphasized, following with the introduction about the concepts and principles of heavy metals contaminated soil remediation technologies. At last, the development trends and research orientation of heavy metals polluted soil remediation technologies was forecasted, in order to provide references for the further study on the remediation of heavy metals contaminated soil.

Heavy metal pollution; Microorganism; Soil remediation; Research progress

2014年度安徽省財政專項經(jīng)費“農(nóng)村環(huán)境污染問題現(xiàn)狀與治理方法信息分析研究”。

張彩麗(1980-)，女，安徽固鎮(zhèn)人，研究實習(xí)員，博士，從事農(nóng)業(yè)生物安全與環(huán)境污染治理研究。

2014-12-29

S 181.3;X 53

A

0517-6611(2015)16-225-05