張強(qiáng)劉彬劉巍任津徐圣張斌

（1.湖北省環(huán)境科學(xué)研究院，武漢 430072；2.湖北省環(huán)境監(jiān)測(cè)中心站，武漢 430072）

污染土壤的生物修復(fù)治理技術(shù)研究進(jìn)展

張強(qiáng)1劉彬2劉巍1任津1徐圣1張斌1

（1.湖北省環(huán)境科學(xué)研究院，武漢 430072；2.湖北省環(huán)境監(jiān)測(cè)中心站，武漢 430072）

污染土壤的生物修復(fù)技術(shù)是一種極具潛力的土壤污染綠色修復(fù)治理方法，具有高效低耗、環(huán)境友好等特點(diǎn)。通過對(duì)動(dòng)物修復(fù)、植物修復(fù)、微生物修復(fù)及聯(lián)合修復(fù)等土壤生物修復(fù)治理技術(shù)進(jìn)行分析，探討了各種工藝技術(shù)對(duì)重金屬、有機(jī)物等目標(biāo)污染物的修復(fù)性能及優(yōu)缺點(diǎn)，旨在為我國(guó)土壤污染修復(fù)治理技術(shù)的選擇提供參考。

污染土壤 動(dòng)物修復(fù) 植物修復(fù) 微生物修復(fù) 聯(lián)合修復(fù)

伴隨著我國(guó)工業(yè)化的迅速發(fā)展和農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中化肥農(nóng)藥的廣泛使用，大量有機(jī)和無機(jī)污染物通過各種途徑進(jìn)入土壤環(huán)境，導(dǎo)致我國(guó)土壤污染形勢(shì)不斷加劇。土壤污染不僅影響植物的生長(zhǎng)發(fā)育及農(nóng)產(chǎn)品的數(shù)量和質(zhì)量，還會(huì)通過食物鏈影響人類的身體健康和生命安全。土壤污染已成為我國(guó)亟待解決的重要環(huán)境問題之一。目前，國(guó)內(nèi)外針對(duì)土壤的有機(jī)和無機(jī)污染已經(jīng)研發(fā)了一系列的修復(fù)技術(shù)。其中，生物修復(fù)技術(shù)是近年發(fā)展起來的一項(xiàng)用于污染土壤治理的綠色修復(fù)技術(shù)，主要是通過綜合利用動(dòng)物、植物或微生物的生命代謝活動(dòng)，使土壤中的有害污染物得以去除化或穩(wěn)定化，土壤質(zhì)量得以提高或改善的過程。污染土壤的生物修復(fù)技術(shù)主要包括動(dòng)物修復(fù)、植物修復(fù)、微生物修復(fù)及聯(lián)合修復(fù)等。

1 動(dòng)物修復(fù)

蚯蚓屬環(huán)節(jié)動(dòng)物門寡毛綱，是土壤中生物量最大的無脊椎動(dòng)物，也是目前國(guó)內(nèi)外污染土壤動(dòng)物修復(fù)技術(shù)的主要研究對(duì)象。Langdon等［1］研究發(fā)現(xiàn)在砷（As）污染土壤中長(zhǎng)期生活的蚯蚓會(huì)對(duì)As產(chǎn)生一定的抗性，具有修復(fù)As污染土壤的潛力；戈峰等［2］將蚯蚓用于銅礦區(qū)廢棄場(chǎng)地的生態(tài)恢復(fù)中發(fā)現(xiàn)，蚯蚓對(duì)銅礦土壤中的銅（Cu）富集能力很強(qiáng)，體內(nèi)組織的富集量可達(dá)82.5-1 218.4 mg/kg；戈峰等［3］又通過進(jìn)一步的試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，蚯蚓對(duì)Se也具有很強(qiáng)的富集能力，其體內(nèi)組織最高硒富集量為332.5 mg/kg。此外，Singer等［4］在多氯聯(lián)苯（PCBs）污染土壤中也引入蚯蚓培養(yǎng)，結(jié)果發(fā)現(xiàn)土壤中PCBs的降解率為55%，而在未培養(yǎng)蚯蚓的污染土壤中，PCBs的降解率僅為39%。目前，僅有上述少數(shù)幾種污染物導(dǎo)致的土壤污染有采用蚯蚓修復(fù)的研究報(bào)道，但是蚯蚓在重金屬及有機(jī)污染土壤的生態(tài)監(jiān)測(cè)和評(píng)價(jià)領(lǐng)域中應(yīng)用非常廣泛，說明其具有一定的重金屬富集及有機(jī)物降解能力，而具體修復(fù)技術(shù)的實(shí)施應(yīng)用有待深入研究。除針對(duì)蚯蚓的研究外，王一華和張薇等［5，6］分別對(duì)

甲螨、線蟲等土壤動(dòng)物生物指示作用進(jìn)行研究發(fā)現(xiàn)，這些土壤動(dòng)物對(duì)農(nóng)藥的富集作用比較明顯，具有應(yīng)用于農(nóng)藥污染土壤修復(fù)的潛力。

2 植物修復(fù)

植物修復(fù)技術(shù)是利用植物來轉(zhuǎn)移、容納或轉(zhuǎn)化環(huán)境介質(zhì)中有毒有害污染物，實(shí)現(xiàn)對(duì)污染物的無害化處理，進(jìn)而使污染土壤得到修復(fù)與治理。主要包括利用植物超富集或富集性功能的植物提取修復(fù)、利用植物根系分泌物控制污染擴(kuò)散和恢復(fù)生態(tài)功能的植物固定修復(fù)、利用植物轉(zhuǎn)化功能的植物揮發(fā)修復(fù)、利用植物根系吸附的植物過濾修復(fù)技術(shù)，以及利用植物根區(qū)微生物群分解代謝作用的根際降解技術(shù)等。植物修復(fù)的對(duì)象通常是土壤中的重金屬、有機(jī)物或放射性元素等。

其中，重金屬污染土壤的植物修復(fù)技術(shù)在國(guó)內(nèi)外都得到了廣泛的研究與應(yīng)用，主要涉及植物揮發(fā)、植物提取和植物固定。植物揮發(fā)是指利用植物根系分泌的一些特殊物質(zhì)或微生物使土壤中的硒（Se）、汞（Hg）、As等轉(zhuǎn)化為揮發(fā)形態(tài)以去除的一種方法。Banuelos等［7，8］研究表明，在Se和Hg污染的土壤中分別種植芥菜和煙草，可使土壤中的Se和Hg通過揮發(fā)形式得以有效去除；Meagher等［9］研究表明在Se污染的土壤中種植洋麻可使土壤中Se3+轉(zhuǎn)化為揮發(fā)性的甲基硒而得以去除。但值得注意的是，氣態(tài)Se、Hg、As等揮發(fā)到大氣中易引發(fā)二次污染，因此必須妥善處置植物揮發(fā)所產(chǎn)生的有害氣體。與植物揮發(fā)不同，植物固定則是利用植物根際分泌的特殊物質(zhì)將根系周圍重金屬污染物包圍使其穩(wěn)定化的過程。但是，植物固定只是暫時(shí)將土壤中的重金屬元素固定，使其生物毒性降低更有利于植物種群的生存，并沒有徹底從土壤環(huán)境中去除重金屬，如果環(huán)境條件發(fā)生變化，重金屬離子會(huì)再度活化進(jìn)入土壤并造成危害。

植物提取是目前研究最為廣泛和深入的重金屬污染植物修復(fù)技術(shù)，是以植物能耐受和超量富集一種或幾種重金屬為基礎(chǔ)，吸收污染土壤中的重金屬并在地上部分累積，然后通過收割植物地上部分從而達(dá)到徹底去除重金屬的目的。該技術(shù)的關(guān)鍵在于超富集植物的篩選，盡管目前世界上已經(jīng)發(fā)現(xiàn)了大量的重金屬超富集植物，但這些植物普遍存在生物量低、生長(zhǎng)緩慢、地域性較強(qiáng)和修復(fù)時(shí)間較長(zhǎng)等缺陷［10］。因此，國(guó)內(nèi)外學(xué)者在尋找超富集植物的同時(shí)也開始關(guān)注對(duì)重金屬具有耐性、適應(yīng)性強(qiáng)、分布廣泛和生物量高的一些能源作物和園林花卉等常見植物。這些植物與超富集植物相比體內(nèi)重金屬富集量很低，但因植物生物量及生長(zhǎng)速度都遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于超富集植物，即使體內(nèi)重金屬含量未達(dá)到臨界含量標(biāo)準(zhǔn)，同樣時(shí)間內(nèi)所積累的重金屬絕對(duì)量反而比超富集植物積累的絕對(duì)量大，對(duì)重金屬污染土壤的修復(fù)作用更大。表1為目前國(guó)內(nèi)外學(xué)者研究發(fā)現(xiàn)的一些對(duì)單一或多種重金屬元素，如鉛（Pb）、鋅（Zn）、鎘（Cd）、錳（Mn）等，具有耐性、富集和超富集能力的野生植物、能源作物和觀賞花卉等。

除上述直接選用超富集植物持續(xù)性吸收提取土壤中的重金屬外，學(xué)者們還研究發(fā)展出了螯合誘導(dǎo)植物提取技術(shù)。該技術(shù)主要是通過人工添加特定的螯合劑，活化釋放被土壤固相吸附固定的重金屬離子，并使其溶解進(jìn)入土壤溶液，從而提高超富集植物對(duì)重金屬的吸收富集效率［63］。Wu等［64］研究發(fā)現(xiàn)，在種植印度芥菜的Cu、Pb污染土壤中施加乙二胺四乙酸（EDTA）可顯著增加印度芥菜地上部分的Cu、Pb含量，相較于未添加EDTA的對(duì)照組分別高1倍和2倍；Debra等［65］也發(fā)現(xiàn)在利用印度薺菜修復(fù)土壤中Cd污染時(shí)，添加EDTA可使其體內(nèi)Cd富集濃度從131 mg/kg提高到1 283 mg/kg；Deram等［66］發(fā)現(xiàn)在種植雙葉燕麥草的重金屬污染土壤中施加適量EDTA后，雙葉燕麥草對(duì)Cu的累積濃度由200 mg/kg增加到7 500 mg/kg，鈷（Co）由40 mg/kg增加到175 mg/kg，鎳（Ni）由8 mg/kg增加到1 276 mg/kg。除EDTA外，乙二醇雙四乙酸（EGTA）、乙二胺二琥珀酸（EDDS）和二乙基三乙酸（NTA）等也是常用的螯合劑。Zhou等［67］研究表明EGTA可顯著促進(jìn)超富集植物對(duì)土壤中Cd的吸收；裘希雅等［68］的田間小區(qū)試驗(yàn)表明EDDS能顯著提高海州香薷對(duì)Cu、Zn、Pb的吸收；Quartacci等［69］發(fā)現(xiàn)施加NTA后印度芥菜地上部分Cd、Zn的濃度提高了2倍，Cu的濃度提高了3倍。

在土壤重金屬污染的植物修復(fù)技術(shù)日趨成熟的同時(shí)，土壤有機(jī)污染的植物修復(fù)技術(shù)也取得了長(zhǎng)足的進(jìn)步和發(fā)展。Campbell等［70］通過研究發(fā)現(xiàn)工業(yè)大麻具有一定修復(fù)苯并［a］芘和屈污染土壤的能力，可用于苯并［a］芘和屈污染土壤的修復(fù)；許端平等［71］研究發(fā)現(xiàn)高粱和玉米對(duì)石油烴具有一定的降解去除作用，對(duì)多環(huán)芳烴和直鏈烷烴具有一定的積累與富集作用；蔡順香等［72］種植黑麥草來修復(fù)芘污染土壤發(fā)現(xiàn)，黑麥草對(duì)低含量芘污染的土壤具有較好的修復(fù)效果；潘淑穎等［73］研究了喜氯的特異性植物芹菜對(duì)有機(jī)氯農(nóng)藥DDT污染土壤的修復(fù)，也取得了較好的修復(fù)效果；董亞明等［74］還研究了蘆葦、檉柳、沙棗對(duì)石油污染土壤的修復(fù)效果，結(jié)果表明經(jīng)過80 d的修復(fù)，污染土壤中石油烴的去除率可達(dá)到

26.50 %-31.27%，明顯高于空白的15.57%-20.34%。

表1 國(guó)內(nèi)外常見重金屬耐性、富集和超富集植物

與傳統(tǒng)的物化修復(fù)方法相比，植物修復(fù)具有運(yùn)行費(fèi)用低、減少土壤侵蝕、不造成二次污染和美化景觀等特點(diǎn)，是一種很有潛力的修復(fù)土壤環(huán)境污染的綠色技術(shù)，具有廣泛的應(yīng)用前景。但是植物修復(fù)技術(shù)也尚存在一些缺點(diǎn)，如植物對(duì)重金屬污染物的耐性有限、修復(fù)耗時(shí)長(zhǎng)，因此植物修復(fù)只適用于中低污染程度的重金屬修復(fù)；對(duì)于多種重金屬或/和有機(jī)物造成的土壤復(fù)合污染，單一的植物往往不能取得理想的修復(fù)效果等。

3 微生物修復(fù)

土壤中微生物數(shù)量眾多，某些微生物如細(xì)菌和真菌等對(duì)重金屬具有吸附、沉淀、氧化還原等作用，從而可降低污染土壤中重金屬的生物有效性，達(dá)到修復(fù)污染的目的。微生物修復(fù)重金屬污染的機(jī)制主要有生物吸附、胞外沉淀、生物轉(zhuǎn)化、生物累積和外排作用。Cernansky等［75］在高As含量的沉積物中分離得到一株As吸收能力較強(qiáng)的耐高溫真菌，發(fā)現(xiàn)該真菌幾乎能將所吸收的As全部以氣態(tài)形式釋放到體外；Srivastava等［76］研究發(fā)現(xiàn)了4種菌株在10 mg/L的As污染介質(zhì)中培養(yǎng)21 d之后可將22.31%-29.86%的As通過揮發(fā)而去除。Desjardin等［77］發(fā)現(xiàn)Cr污染土壤中存在的Cr還原菌株能將Cr6+還原成低遷移率的Cr3+，顯著降低Cr的生物有效性；Chai等［78］也發(fā)現(xiàn)了一種土著菌可有效去除土壤中的總Cr6+，去除率高達(dá)98%。此外，Tiwari等［79］從香蒲根際中分離出了一些菌株能有效鈍化固定土壤中的Cu和Cd；肖根林等［80］發(fā)現(xiàn)一種光合細(xì)菌 ——球形紅細(xì)菌（Rhodobacter sphaeroides）能使土壤中可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd含量降低，顯著降低Cd的生物有效性。

微生物修復(fù)有機(jī)污染主要是利用微生物的代謝過程將土壤中的有機(jī)污染物轉(zhuǎn)化為二氧化碳、水、脂肪酸等無毒物質(zhì)的過程。王莉麗等［81］從石油污染土壤中篩選出銅綠假單胞菌和凝結(jié)芽孢桿菌用于修復(fù)油污土壤，發(fā)現(xiàn)投加降解菌后土壤中水溶性有機(jī)物的芳構(gòu)化程度顯著降低；吳濤等［82］研究發(fā)現(xiàn)，在含鹽量為0.22%和0.61%土壤中添加耐鹽菌Serratia BF40，降解40 d后，土壤總石油烴降解率可達(dá)50%以上；董亞明等［83］利用篩選獲得的石油烴降解混合菌KL9-1對(duì)稠油污染土壤進(jìn)行修復(fù)，70 d后石油烴降解率最高可達(dá)54.07%。除石油污染外，F(xiàn)idlej等［84］發(fā)現(xiàn)煙管菌屬菌株BOS55對(duì)蒽和苯并［a］芘有很好的降解效果，二者的去除率分別高達(dá)99.2%和83%；羅雪梅等［85］研究發(fā)現(xiàn)枯草芽孢桿菌能夠吸附或降解菲和苯并［a］芘，二者的去除率也分別高達(dá)98%和85%。Wang等［86］還研究發(fā)現(xiàn)生絲微菌MAP-1對(duì)1 000 mg/kg的甲胺磷去除率可達(dá)100%（36 h），對(duì)100 mg/kg的乙酰甲胺磷去除率可達(dá)100%（5 d），對(duì)100 mg/kg的水胺硫磷去除率可達(dá)73.5%（5 d）。此外，為了進(jìn)一步提高微生物修復(fù)效率，學(xué)者們還研究了固定化微生物技術(shù)，即將分散、游離的微生物通過物理或化學(xué)的方法固定在某一限定空間區(qū)域內(nèi)，以提高微生物細(xì)胞的濃度，保持較高的生物活性，同時(shí)也屏蔽外界不利因素和土著菌惡性競(jìng)爭(zhēng)的侵害。Su等［87］用玉米棒吸附固定真菌以修復(fù)苯并［a］芘污染土壤，發(fā)現(xiàn)固定化菌對(duì)環(huán)境適應(yīng)能力更強(qiáng)、反應(yīng)啟動(dòng)速度更快，對(duì)苯并［a］芘去除效果更好。

微生物修復(fù)是一種低成本、高效能的利用生物技術(shù)治理土壤污染的綠色修復(fù)方法，具有效果好、易操作、無二次污染等特點(diǎn)。但是修復(fù)速度慢且周期長(zhǎng)以及微生物物種的挑選受多種因素的制約，使其在土壤污染修復(fù)中的應(yīng)用存在一定的困難。目前該技術(shù)處于實(shí)驗(yàn)室或模擬試驗(yàn)階段的研究成果較多，商業(yè)化應(yīng)用則有待該技術(shù)的進(jìn)一步成熟和創(chuàng)新性技術(shù)的開發(fā)。

4 聯(lián)合修復(fù)技術(shù)

協(xié)同兩種或兩種以上修復(fù)方法，形成聯(lián)合修復(fù)技術(shù)，不僅可以提高污染土壤的修復(fù)速率與效率，而且可以克服單項(xiàng)修復(fù)技術(shù)的局限性，實(shí)現(xiàn)對(duì)多種污染物復(fù)合污染土壤的修復(fù)。Ma等［88］研究了木本豆科植物與蚯蚓協(xié)同對(duì)Pb、Zn尾礦土壤進(jìn)行修復(fù)，發(fā)現(xiàn)蚯蚓的存在可使植物吸收重金屬比率提高16%-53%；馬淑敏等［89］采用甜高粱與蚯蚓協(xié)同對(duì)Cd污染土壤進(jìn)行修復(fù)，結(jié)果表明蚯蚓能顯著提高高粱生物量以及對(duì)Cd的吸收量。相對(duì)于動(dòng)植物協(xié)同修復(fù)而言，植物與微生物協(xié)同修復(fù)技術(shù)的研究和發(fā)展則更

為深入和成熟。Rajkumar等［90］給蓖麻接種兩種抗重金屬的植物促生菌后發(fā)現(xiàn)蓖麻生物量和體內(nèi)Zn、Ni、Cu的積累量均顯著增加；Tseng等［91］通過給鬼針草和龍珠果接種叢枝菌根真菌極大地提高了兩種植物對(duì)污染土壤中Cu、Pb、Zn的吸收積累；李春榮等［92］等在種植玉米和向日葵的石油污染土壤中添加外源菌（DX-9）后，石油降解率分別提高了30.3%和30.0%；Zhang等［93］通過種植鋪地黍、牛筋草、高羊茅等草本植物以促進(jìn)土著菌對(duì)石油的降解，結(jié)果發(fā)現(xiàn)種植植物后石油降解速率提高了2.33-3.19倍。此外，卓勝等［94］還研究了黑麥草-蚯蚓-菌根的動(dòng)植微生物聯(lián)合技術(shù)修復(fù)PCBs污染土壤，結(jié)果表明菌根和蚯蚓相互作用可以顯著提高黑麥草修復(fù)土壤PCBs的能力，PCBs去除率達(dá)到61.05%，說明聯(lián)合修復(fù)具有良好的應(yīng)用潛力。

5 結(jié)語

特定污染現(xiàn)場(chǎng)的實(shí)際情況通常比較復(fù)雜，往往同時(shí)有多種污染物存在造成土壤的復(fù)合污染，較之單一污染治理難度更大。而污染土壤的生物修復(fù)技術(shù)通常具有運(yùn)行費(fèi)用低、修復(fù)效果好、減少土壤侵蝕、不造成二次污染等優(yōu)點(diǎn)，是一種極具潛力的土壤污染綠色修復(fù)技術(shù)，但同時(shí)也具有修復(fù)速度慢且周期長(zhǎng)、僅適用于中低污染濃度水平等局限性。因此，針對(duì)我國(guó)日益嚴(yán)重的土壤污染形勢(shì)和成因復(fù)雜的污染現(xiàn)狀，克服單一治理技術(shù)的不足，聯(lián)合運(yùn)用生物與物化技術(shù)進(jìn)行綜合治理是污染土壤修復(fù)的發(fā)展方向。

［1］Langdon CJ, Piearce TG, Meharg AA, et al. Interactions between earthworms and arsenic in the soil environment：a review［J］. Environmental Pollution, 2003, 124（3）：361-373.

［2］戈峰, 劉向輝, 潘衛(wèi)東, 等. 蚯蚓在德興銅礦廢棄地生態(tài)恢復(fù)中的作用［J］.生態(tài)學(xué)報(bào), 2001, 21（11）：1790-1795.

［3］戈峰, 劉向輝, 江炳縝. 蚯蚓對(duì)金屬元素的富集作用分析［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境保護(hù), 2002, 21（1）：16-18.

［4］Singer AC, Jury W, Luepromchaia E, et al. Contribution of earthworms to PCB bioremediation［J］. Soil Biology and Biochemistry, 2001, 33（6）：765-776.

［5］王一華, 傅榮恕. 辛硫磷農(nóng)藥對(duì)土壤螨類影響的研究［J］. 山東師范大學(xué)學(xué)報(bào)：自然科學(xué)版, 2003, 4：72-75.

［6］張薇, 宋玉芳, 孫鐵珩, 等. 土壤線蟲對(duì)環(huán)境污染的指示作用［J］. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2004, 10：1973-1978.

［7］Banuelos G, Cardon G, Mackey B, et al. Boron and selenium removal in boron-laden soils by four sprinkler irrigated plant species［J］. Journal of Environmental Quality, 1993, 22：786-792.

［8］Banuelos G, Ajwa H, Mackey B, et al. Evaluation of different plant species used for phytoremediation of high soil selenium［J］. Journal of Environmental Quality, 1997, 26：639-646.

［9］Meagher R. Phytoremediation of toxic elemental and organic pollutants［J］. Current Opinion in Plant Biology, 2000, 3：153-162.

［10］屈冉, 孟偉, 李俊生, 等. 土壤重金屬污染的植物修復(fù)［J］.生態(tài)學(xué)雜志, 2008, 27（4）：626-631.

［11］張志權(quán), 藍(lán)崇鈺. 鉛鋅礦尾礦場(chǎng)植被重建的生態(tài)學(xué)研究I.尾礦對(duì)種子萌發(fā)的影響［J］. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 1994, 5（1）：52-56.

［12］孔牧, 任天祥. 黑龍江小西林鉛鋅礦植物內(nèi)鉛鋅積累機(jī)制初步研究［J］. 有色金屬礦產(chǎn)與勘查, 1996, 5（1）：54-57.

［13］Tang S, Huang C, Zhu Z. Commelina communis L.：copper hyperaecumulator found in Anhui province of China［J］. Pedosphere, 1997, 7（3）：207-210.

［14］Leendease PC, Pak GA. Green soil clean-up by farmers：a challenge Contaminated Soil’ 98［M］. London：Thomas, 1998：1107-1108.

［15］張志權(quán), 束文圣, 藍(lán)崇鈺, 等. 土壤種子庫(kù)與礦業(yè)廢棄地植被恢復(fù)研究：定居植物對(duì)重金屬的吸收和再分配［J］. 植物生態(tài)學(xué)報(bào), 2001, 25（3）：306-311.

［16］楊肖娥, 龍新憲, 倪吾鐘, 等. 東南景天（Sedum alfredii H）一種新的鋅超積累植物［J］. 科學(xué)通報(bào), 2002, 47（13）：1003-1006.

［17］Chen TB, Wei CY, Huang ZC, et al. Arsenic hyperaccumulator Pteris vittata L. and its arsenic accumulation［J］. Chinese Science Bulletin, 2002, 47（11）：902-905.

［18］韋朝陽, 陳同斌, 黃澤春, 等. 大葉井口邊草——一種新發(fā)現(xiàn)的富集砷的植物［J］. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2002, 22（5）：777-778.

［19］葉春和. 紫花苜蓿對(duì)鉛污染土壤修復(fù)能力及其機(jī)理的研究［J］.土壤與環(huán)境, 2002, 11（4）：331-334.

［20］郭水良, 黃朝表, 邊媛, 等. 金華市郊雜草對(duì)土壤重金屬元素

的吸收與富集作用（Ⅰ）-6種重金屬元素在雜草和土壤中的含量分析［J］. 上海交通大學(xué)學(xué)報(bào)：農(nóng)業(yè)科學(xué)版, 2002, 20（1）：22-30.

［21］Schwartz C, Echevarria G, More JL. Phytoextraction of cadmium with Thlaspi caerulescens［J］. Plant and Soil, 2003, 249：27-35.

［22］湯葉濤, 仇榮亮, 曾曉雯, 等 . 一種新的多金屬超富集植物——圓錐南芥（Arabis Paniculata L.）［J］. 中山大學(xué)學(xué)報(bào), 2005（4）：135-136.

［23］Bert V, Meerts P, Saumitou-Laprade P, et al. Genetic basis of Cd tolerance and hyperaccumulation in Arabidopsis halleri［J］. Plant and Soil, 2003, 249：9-18.

［24］Citterio S, Santagostino A, Fumagalli P. Heavy metal tolerance and accumulation of Cd, Cr and Ni by Cannabis sativa L.［J］. Plant and Soil, 2003, 256（2）：243-252.

［25］Kos B, Lestan D. Soil washing of Pb, Zn and Cd using biodegradable chelator and permeable barriers and induced phytoextraction by Cannabis sativa［J］. Plant and Soil, 2004, 263（1）：43-51.

［26］Qadir S, Qureshi MI, Javed S, et al. Genotypic variation in phytoremediation potential of Brassica juncea cultivars exposed to Cd stress［J］. Plant Science, 2004, 167：1171-1181.

［27］魏樹和, 周啟星, 王新, 等. 一種新發(fā)現(xiàn)的鎘超積累植物龍葵（Solanum nigrum L.）［J］. 科學(xué)通報(bào), 2004, 49（24）：2568-2573.

［28］吳雙桃, 吳曉芙, 胡曰利, 等. 鉛鋅冶煉廠土壤污染及重金屬富集植物的研究［J］. 生態(tài)環(huán)境, 2004（2）：156-157, 160.

［29］何新華, 陳力耕, 何冰, 等. 鉛對(duì)楊梅幼苗生長(zhǎng)的影響［J］.果樹學(xué)報(bào), 2004, 21（1）：29-32.

［30］聶俊華, 劉秀梅, 王慶仁. Pb（鉛）富集植物品種的篩選［J］.農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào), 2004（4）：255-258.

［31］陸曉怡, 何池全. 蓖麻對(duì)重金屬Cd的耐性與吸收積累研究［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2005, 24（41）：674-677.

［32］劉成志, 尚鶴, 姚斌, 等. 柴河鉛鋅尾礦耐性植物與優(yōu)勢(shì)植物的重金屬含量研究［J］. 林業(yè)科學(xué)研究, 2005, 18（3）：246-249.

［33］Arduini I, Ercoli L, Mariotti M, et al. Response of miscanthus to toxic cadmium applications during the period of maximum growth［J］. Environmental and Experimental Botany, 2006, 55（1）：29-40.

［34］聶發(fā)輝. 鎘超富集植物商陸及其富集效應(yīng)［J］. 生態(tài)環(huán)境, 2006, 15（2）：303-306.

［35］吳龍華, 周守標(biāo), 畢德, 等. 中國(guó)景天科植物一新種——伴礦景天［J］. 土壤, 2006, 38（5）：632-633.

［36］祝鵬飛, 寧平, 曾向東, 等. 礦區(qū)土壤Pb的分布特征及植物修復(fù)應(yīng)用性研究［J］. 工業(yè)安全與環(huán)保, 2006, 32（5）：4-6.

［37］Solís-Domínguez FA, González-Chávez MC, Carrillo-González R, et al. Accumulation and localization of cadmium in Echinochloa polystachya grown within a hydroponic system［J］. Journal of Hazardous Materials, 2007, 141：630-636.

［38］鄧培雁, 劉威, 韓博平. 寶山堇菜（Viola baoshanensis）鎘脅迫下的光合作用［J］. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2007, 27（5）：1858-1862.

［39］胡宗達(dá), 楊遠(yuǎn)祥, 朱雪梅, 等. Pb, Zn對(duì)超富集植物（小鱗苔草）抗氧化酶活性的影響［J］. 水土保持學(xué)報(bào), 2007（6）：86-91.

［40］陳一萍. 重金屬超積累植物的研究進(jìn)展［J］. 環(huán)境科學(xué)與管理, 2008, 33（3）：20-24.

［41］肖青青, 王宏鑌, 王海娟, 等. 滇白前（Silene viscidula）對(duì)鉛、鋅、鎘的共超富集特征［J］. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2009（4）：1299-1306.

［42］劉月莉, 伍鈞, 唐亞, 等. 四川甘洛鉛鋅礦區(qū)優(yōu)勢(shì)植物的重金屬含量［J］. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2009（4）：2020-2026.

［43］Zhang X, Xia H, Li Z, et al. Potential of four forage grasses in remediation of Cd and Zn contaminated soils［J］. Bioresource Technology, 2010, 101（6）：2063-2066.

［44］羅于洋, 趙磊, 王樹森. 鉛超富集植物密毛白蓮蒿對(duì)鉛的富集特性研究［J］. 西北林學(xué)院學(xué)報(bào), 2010, 5：37-40.

［45］葉林春, 張青松, 蔣小軍, 等. 礦區(qū)植物假繁縷對(duì)鉛、鋅積累特性的研究［J］. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2010, 30（2）：239-245.

［46］秦建橋, 夏北成, 趙鵬, 等. 五節(jié)芒（Miscanthus floridulus）不同種群對(duì)鎘積累與轉(zhuǎn)運(yùn)的差異研究［J］. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2011, 30（1）：21-28.

［47］陳三雄, 陳家棟, 謝莉, 等. 廣東大寶山礦區(qū)植物對(duì)重金屬的富集特征［J］. 水土保持學(xué)報(bào), 2011, 25（6）：216-220.

［48］鄧小鵬, 彭克儉, 陳亞華, 等. 4種茄科植物對(duì)礦區(qū)污染土壤重金屬的吸收和富集［J］. 環(huán)境污染與防治, 2011, 33（1）：46-51.

［49］況武, 田偉莉, 高全喜. 白三葉在銅、鎘、鉛復(fù)合污染土壤修復(fù)上的應(yīng)用［J］. 能源工程, 2012, 6：53-56.

［50］歐陽林男, 吳曉芙, 郭丹丹, 等. 錳污染土壤修復(fù)的植物篩選與改良效應(yīng)［J］. 中南林業(yè)科技大學(xué)學(xué)報(bào), 2012, 32（12）：7-11.

［51］韓少華, 黃沈發(fā), 唐浩, 等. 3種植物對(duì)Cd污染農(nóng)田土壤的修復(fù)效果比較試驗(yàn)研究［J］. 環(huán)境污染與防治, 2012, 34（12）：

22-25 , 30.

［52］楊期和, 何彥君, 李姣清, 等. 煤矸石廢棄地中勝紅薊的重金屬富集研究［J］. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2012, 21（10）：1749-1755.

［53］曹福亮, 郁萬文, 朱宇林. 銀杏幼苗修復(fù)Pb和Cd重金屬污染土壤特性［J］. 林業(yè)科學(xué), 2012, 48（4）：8-13.

［54］胡方潔, 張健, 楊萬勤, 等. Pb脅迫對(duì)紅椿（Toona ciliate Roem）生長(zhǎng)發(fā)育Pb富集特性的影響［J］. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2012, 31（2）：284-291.

［55］李清飛. 麻瘋樹對(duì)鉛脅迫的生理耐性研究［J］. 生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào), 2012, 28（1）：72-76.

［56］李庚飛. 4種植物對(duì)3種重金屬的吸收研究［J］. 吉林農(nóng)業(yè)科學(xué), 2013, 38（3）：86-88.

［57］劉柿良, 石新生, 潘遠(yuǎn)智. 鎘脅迫對(duì)長(zhǎng)春花生長(zhǎng), 生物量及養(yǎng)分積累與分配的影響［J］. 草業(yè)學(xué)報(bào), 2013, 22（3）：154-161.

［58］劉周莉, 何興元, 陳瑋. 忍冬——一種新發(fā)現(xiàn)的鎘超富集植物［J］. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2013, 22（4）：666-670.

［59］張杰, 周守標(biāo), 黃永杰, 等. 能源植物荻對(duì)銅脅迫的耐性和積累特性［J］. 水土保持學(xué)報(bào), 2013, 27（2）：168-172, 188.

［60］李偉, 韋晶晶, 劉愛民, 等. 吊蘭生長(zhǎng)對(duì)鋅污染土壤微生物數(shù)量及土壤酶活性的影響［J］. 水土保持學(xué)報(bào), 2013, 27（2）：276-281.

［61］張呈祥, 陳為峰. 德國(guó)鳶尾對(duì)Cd脅迫的生理生態(tài)響應(yīng)及積累特性［J］. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2013, 33（7）：2165-2172.

［62］張呈祥, 陳為峰, 裴洪翠. 草地早熟禾對(duì)鉛的脅迫反應(yīng)及積累特性［J］. 中國(guó)草地學(xué)報(bào), 2013, 35（1）：96-101.

［63］Vassil AD, Kapulink Y, Raskin I, et al. The role of EDTA in lead transport and accumulation by Indian mustard［J］. Plant Physiology, 1998, 117（20）：447-453.

［64］Wu LH, Luo YM, Christie P, et al. Effects of EDTA and low molecular weight organic acids on soil solution properties of a heavy metal polluted soil［J］. Chemosphere, 2003, 50：819-822.

［65］Van Engelen DL, Sharpe-Pedler RC, Moorhead KK, et al. Effect of chelating agents and solubility of cadmium complexes on uptake from soil by Brassica juncea［J］. Chemosphere, 2007, 68：401-408.

［66］Deram A, Petit D, Robinson B. Natural and induced heavy metal accumulation by Arrhenatherum elatius：Implications for phytoremediation［J］. Communications in Soil Science and Plant Analysis, 2003, 31（3/4）：413-421.

［67］Zhou JH, Yang QW, Lan CY, et al. Heavy metal uptake and extraction potential of two Bechmeria nivea（L.）Gaud.（Ramie）varieties associated with chemical reagents［J］. Water, Air and Soil Pollution, 2010, 134：246-252.

［68］裘希雅, 孫小峰, 何旭華, 等. 施用EDDS對(duì)海州香薷銅鋅吸收的強(qiáng)化作用及淋溶風(fēng)險(xiǎn)［J］. 浙江農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2006, 18（2）：86-89.

［69］Quartacci MF, Argilla A, Baker AJ, et al. Phytoextraction of metals from a multiply contaminated soil by Indian mustard［J］. Chemosphere, 2006, 63（6）：918-925.

［70］Campbell S, Paquin D, Awaya JD, et al. Remediation of Benzo［a］pyrene and chrysene contaminated soil with industrial hemp（Cannabis sativa）［J］. International Journal of Phytoremediation, 2002, 4（2）：157-168.

［71］許端平, 董天驕, 呂俊佳. 典型禾本科植物對(duì)石油污染土壤的修復(fù)作用［J］. 環(huán)境工程學(xué)報(bào), 2012, 6（4）：1398-1402.

［72］蔡順香, 林瓊, 邱孝煊, 等. 黑麥草及其根際土壤酶對(duì)芘脅迫的響應(yīng)與植物修復(fù)研究［J］. 福建農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2013, 28（3）：262-267.

［73］潘淑穎, 馬光輝, 宋建民, 等. 特異性作物對(duì)土壤中DDT降解的誘導(dǎo)作用研究［J］. 農(nóng)業(yè)災(zāi)害研究, 2012, 2（6）：53-56, 62.

［74］董亞明, 趙朝成, 蔡蕓, 等. 新疆石油污染土壤植物修復(fù)特性研究［J］. 干旱區(qū)研究, 2013, 30（1）：162-165.

［75］Cerňansky S, Koleník M, Sevc J, et al. Fungal volatilization of trivalent and pentavalent arsenic under laboratory conditions［J］. Bioresource Technology, 2009, 100：1037-1040.

［76］Srivastava PK, Vaish A, Dwivedi S, et al, Biological removal of arsenic pollution by soil fungi［J］. Science of the Total Environment, 2011, 409：2430-2442.

［77］Desjardin V, Bayard R, Huck N, et al. Effect of microbial activity on the mobility of chromium in soils［J］.Waste Management, 2002, 22（2）：195-200.

［78］Chai L, Huang S, Yang Z, et al. Cr（VI）remediation by indigenous bacteria in soils contaminated by chromium-containing slag［J］. Journal of Hazardous Materials, 2009, 167（1-3）：516-522.

［79］Tiwari S, Kumari B, Singh S. Evaluation of metal mobility/ immobility in fly ash induced by bacterial strains isolated from the rhizospheric zone of Typha latifolia growing on fly ash dumps［J］.

Bioresource Technology, 2008, 99：1305-1310.

［80］肖根林, 白紅娟, 賈萬利. 光合細(xì)菌對(duì)土壤中Cd形態(tài)分布的影響［J］. 化工技術(shù)與開發(fā), 2011, 40（3）：43-45.

［81］王莉麗, 吳蔓莉, 丁藝, 等. 油污土壤修復(fù)過程水溶性有機(jī)物光譜特性研究［J］.安全與環(huán)境學(xué)報(bào), 2012, 12（6）：27-30.

［82］吳濤, 依艷麗, 謝文軍, 等. 耐鹽菌BF40產(chǎn)表面活性劑特性及其對(duì)石油污染鹽漬化土壤的修復(fù)能力［J］. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2012, 31（12）：2389-2396.

［83］董亞明, 劉其友, 趙東風(fēng), 等. 石油烴降解混合菌修復(fù)稠油污染土壤的影響因素［J］. 干旱區(qū)研究, 2013, 30（4）：603-608.

［84］Fidlej A, Dejong E, Costa GF. Biodegradation of polycyclic aromatic hydrocarbons by new isolates of white rot fungi［J］. Applied and Environmental Microbiology, 1992, 58（7）：2219-2226.

［85］羅雪梅, 何孟常, 劉昌明. 微生物對(duì)土壤與沉積物吸附多環(huán)芳烴的影響［J］. 環(huán)境科學(xué), 2007, 28（2）：261-266.

［86］Wang L, Wen Y, Guo XQ, et al. Degradation of methamidophos by Hyphomicrobium species MAP-1 and the biochemical degradation pathway［J］. Biodegradation, 2010, 21：513-523.

［87］Su D, Li PJ, Stagnitti F, et al. Biodegradation of benzo［a］pyrene in soil by Mucor sp. SF06 and Bacillus sp. SB02 coimmobilized on vermiculite［J］. Journal of Environmental Sciences, 2006, 18（6）：1204-1209

［88］Ma Y, Dickinson NM, Wong MH. Interactions between earthworms, trees, soil nutrition and metal mobility in amended Pb/Zn mine tailings from Guangdong, China［J］. Soil Biology and Biochemistry, 2003, 35（10）：1369-1379.

［89］馬淑敏, 孫振鈞, 王沖. 蚯蚓-甜高粱復(fù)合系統(tǒng)對(duì)土壤鎘污染的修復(fù)作用及機(jī)理初探［J］. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2008, 27（1）：133-138.

［90］Rajkumar M, Freitas H. Influence of metal resistant plant growth promoting bacteria on the growth of Ricinus communis in soil contaminated with heavy metals［J］. Chemosphere, 2008, 71（5）：834-842.

［91］Tseng CC, Wang JY, Yang L. Accumulation of copper, lead, and zinc by in situ plants inoculated with AM fungi in multicontaminated soil［J］. Communications in Soil Science and Plant Analysis, 2009, 40（21-22）：3367-3386.

［92］李春榮, 王文科, 曹玉清. 石油污染土壤的生物修復(fù)研究［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2009, 28（2）：234-238.

［93］Zhang ZZ, Su SM, Luo YJ, et al. Improvement of natural microbial remediation of petroleum-polluted soil using graminaceous plants［J］. Water Science & Technology, 2009, 59（5）：1025-1035.

［94］卓勝, 蘇嘉欣, 黎華壽, 等. 黑麥草-菌根-蚯蚓對(duì)多氯聯(lián)苯污染土壤的聯(lián)合修復(fù)效應(yīng)［J］. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2011, 31（1）：150-157.

（責(zé)任編輯 狄艷紅）

The Biological Remediation Technology for the Contaminated Soil

Zhang Qiang1Liu Bin2Liu Wei1Ren Jin1Xu Sheng1Zhang Bin1
（1. Hubei Academy of Environmental Science，Wuhan 430072；2. Hubei Environmental Monitoring Central Station，Wuhan 430072）

Biological remediation of contaminated soil is a potential contamination control technology by its characteristic of high efficiency, low cost and no pollution. The paper analyzed several biological remediation technologies such as animal remediation, phytoremediation, microbial remediation and combined remediation, discussed the technical features of these technologies for treating heavy metals, organic compounds, etc. and provided reference for the remediation of contaminated soil in China by suitable technology.

Contaminated soil Animal remediation Phytoremediation Microbial remediation Combined remediation

2014-02-20

張強(qiáng)，男，博士，工程師，研究方向：污染控制工程；E-mail：d.ang@163.com