徐粲然，盧滇楠，劉永民

（1遼寧石油化工大學(xué)石油化工學(xué)院，遼寧 撫順 113001；2清華大學(xué)化學(xué)工程系，北京 100084）

生物鈍化修復(fù)鎘污染土壤研究進(jìn)展

徐粲然1，盧滇楠2，劉永民1

（1遼寧石油化工大學(xué)石油化工學(xué)院，遼寧 撫順 113001；2清華大學(xué)化學(xué)工程系，北京 100084）

回顧了我國(guó)含鎘土壤的場(chǎng)地修復(fù)。綜述了利用生物鈍化技術(shù)修復(fù)鎘污染土壤的研究現(xiàn)狀，重點(diǎn)探討了微生物的代謝產(chǎn)物與鎘產(chǎn)生硫化物或磷酸鹽沉淀的微生物沉淀作用、微生物的細(xì)胞壁和其分泌的胞外聚合物直接吸附鎘的微生物吸附作用以及鎘離子透過(guò)微生物的細(xì)胞膜而被固定在細(xì)胞內(nèi)的微生物攝取作用等生物鈍化機(jī)理，并對(duì)有機(jī)鈍化過(guò)程和無(wú)機(jī)鈍化過(guò)程進(jìn)行了介紹和評(píng)價(jià)。分析了鎘在土壤中的離子交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)等賦存形態(tài)以及土壤中pH值、氧化還原電位、有機(jī)質(zhì)、共存重金屬和微生物等因素對(duì)鎘的生物可利用度的影響。最后闡述了生物鈍化技術(shù)的優(yōu)點(diǎn)以及該技術(shù)不能將重金屬?gòu)耐寥乐杏谰萌コ膯?wèn)題，指出生物鈍化技術(shù)與其他修復(fù)方法相結(jié)合是其未來(lái)的發(fā)展方向。

鎘；污染；土壤；修復(fù)；生物鈍化；微生物

污染土壤的修復(fù)是影響我國(guó)農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展和國(guó)民健康的重大課題。目前所發(fā)展的土壤修復(fù)技術(shù)可分為物理法、化學(xué)法和生物法三大類(lèi)，其最終目標(biāo)都是最大程度地降低污染物對(duì)于地下水、植物和土壤微生態(tài)的危害，而實(shí)現(xiàn)這一目標(biāo)的途徑可以分為移出、分解和鈍化三大類(lèi)。移出是將污染土壤移出現(xiàn)場(chǎng)進(jìn)行異位化處理；分解是采用生物或化學(xué)氧化的方法對(duì)污染物進(jìn)行分解；而鈍化是采用吸附劑、植物根部或微生物將污染物轉(zhuǎn)化成為低毒價(jià)態(tài)并固定在土壤中，減少其生物可利用度和對(duì)于地下水的污染，這對(duì)于重金屬污染物而言是一種適宜的修復(fù)策略。

鎘污染問(wèn)題是我國(guó)土壤污染領(lǐng)域需要關(guān)注的一個(gè)重要問(wèn)題。2013年2月，《南方日?qǐng)?bào)》[1]所報(bào)道的湖南“鎘米”事件就是由于耕地土壤受到重金屬鎘的污染，從而導(dǎo)致稻米中鎘含量超標(biāo)。鎘是人體非必需元素，其水溶性強(qiáng)、活性大、毒性高、難降解，具有一定的致癌和致突變性，少量進(jìn)入人體便可通過(guò)生物放大和生物積累對(duì)人體產(chǎn)生一系列損傷[2]。過(guò)多攝入的鎘會(huì)累積在人體肝、腎、胰腺、甲狀腺和骨骼當(dāng)中，使腎臟器官等發(fā)生病變，造成貧血、高血壓、神經(jīng)痛、骨質(zhì)松軟、腎炎和內(nèi)分泌失調(diào)等病癥。近年來(lái)，由于礦山開(kāi)采、金屬冶煉、污水灌溉以及磷肥的大量施用，導(dǎo)致耕地土壤中鎘含量急劇增加，使鎘成為農(nóng)業(yè)環(huán)境中危害大，難處理的重金屬污染物之一。本文首先回顧了鎘污染土壤修復(fù)技術(shù)研究及其場(chǎng)地應(yīng)用的現(xiàn)狀，分析土壤中鎘的賦存形態(tài)及影響其生物可利用度的因素，對(duì)采用生物鈍化法修復(fù)鎘污染土壤需要解決的問(wèn)題進(jìn)行了討論。

1 我國(guó)鎘污染土壤場(chǎng)地修復(fù)現(xiàn)狀

沈陽(yáng)西郊張士灌區(qū)自20世紀(jì)60年代引污水灌溉，污染耕地面積達(dá)2800hm2。灌區(qū)土壤中77%～86%的鎘分布在0～30cm的表層土中，將這層土壤移除以燒磚來(lái)固定鎘[3]。在該灌區(qū)的III閘地區(qū)選取了200 m2的試驗(yàn)田施加鈣鎂磷肥、硅肥等堿性物質(zhì)，能有效減少稻米對(duì)鎘的吸收[4]。盡管目前采用處理過(guò)的污水灌溉，但由于河道底泥沉積污染、粉塵沉降以及灌區(qū)底泥中的殘留污染物等使得鎘污染加重。2007年的數(shù)據(jù)顯示，該灌區(qū)土壤含鎘量與1980年相比增加了38%～106%[5]。

廖啟林等[6]對(duì)南京八卦洲的蘆蒿地進(jìn)行了場(chǎng)地修復(fù)，結(jié)果表明鈣鎂磷肥的修復(fù)效果最為理想，石灰和硅肥次之。在江西陳家村[7]及湖南某市郊水稻土上進(jìn)行的田間試驗(yàn)[8]中均采取了引入堿性物以改變鎘在土壤中的存在形態(tài)，阻止或減小其在土壤中的遷移性和生物可利用度。

種植鎘的超累積植物也是一種有效的方法。在沈陽(yáng)張士灌區(qū)的農(nóng)田種植龍葵，龍葵對(duì)鎘的最大萃取量可達(dá)到233mg/hm2[9]。在湖北羅橋鄉(xiāng)水田進(jìn)行鎘污染田間模擬試驗(yàn)，通過(guò)種植苧麻能夠阻止稻米對(duì)鎘的吸收[10]。從株洲煉廠(chǎng)污染土壤中篩選出對(duì)鎘富集能力較強(qiáng)的商陸，盆栽試驗(yàn)證明，該植物可在較寬鎘濃度范圍的土壤中正常生長(zhǎng)[11]。此外，鎘的超累積植物還有印度芥菜、東南景天、天藍(lán)遏藍(lán)菜及三葉鬼針草等，這些植物對(duì)鎘都有較強(qiáng)的耐性和累積能力[12]。

2 鎘在土壤中的賦存形態(tài)

鎘在土壤中的賦存形態(tài)包括離子交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)[13]。

離子交換態(tài)（含水溶態(tài)）的鎘主要通過(guò)靜電和熱運(yùn)動(dòng)等效應(yīng)吸附在黏土、腐殖質(zhì)及其他成分上[14]，最易受土壤理化性質(zhì)改變而釋放。

空氣中的CO2可與工業(yè)廢氣中的二價(jià)鎘（Cd2+）形成碳酸鹽沉淀（CdCO3），也會(huì)受土壤pH值影響而分解釋放鎘。

鐵錳氧化物通過(guò)吸附或共沉淀作用與鎘形成結(jié)合態(tài)。當(dāng)土壤氧化還原電位（Eh值）下降或水體缺氧時(shí)，鎘可能會(huì)被釋放出來(lái)。

土壤中的有機(jī)物質(zhì)以絡(luò)合、螯合及吸附等方式與鎘結(jié)合。與土壤腐殖酸中小分子有機(jī)酸結(jié)合的鎘離子性質(zhì)較活潑，而與有機(jī)質(zhì)中芳構(gòu)化程度高的大分子量組分結(jié)合的鎘則相對(duì)較穩(wěn)定[15]。

殘?jiān)鼞B(tài)的鎘多存在于硅酸鹽、原生和次生礦物等土壤晶格中。它來(lái)自土壤礦物，性質(zhì)穩(wěn)定，在土壤的正常環(huán)境下不易被釋放，在土壤生態(tài)系統(tǒng)中對(duì)食物鏈的影響最小[16]。

3 鎘的生物可利用度及其影響因素

重金屬在土壤中的生物可利用度是指其被生物吸收利用或?qū)ι锂a(chǎn)生毒害的能力[17]。土壤修復(fù)的最終目標(biāo)之一就是降低污染物的生物可利用度，從而減少其對(duì)土壤以及農(nóng)作物的危害。影響土壤中鎘的生物可利用度的因素有很多，主要包括土壤pH值、氧化還原電位（Eh值）、有機(jī)質(zhì)、共存重金屬及微生物等。

3.1 pH值

pH值升高，土壤有機(jī)質(zhì)、黏土礦物和水合氧化物表面的負(fù)電荷增多，土壤對(duì)Cd2+的吸附能力增強(qiáng)；反之，結(jié)合態(tài)的鎘因與大量的H+發(fā)生交換而被釋放，導(dǎo)致Cd2+的生物可利用度增加。

3.2 氧化還原電位

土壤氧化還原電位（Eh值）的變化會(huì)影響鎘與硫化物生成沉淀，與有機(jī)質(zhì)絡(luò)合以及被鐵錳氧化物吸附[18]。Eh值越低，土壤氧化性越弱，Cd2+便與存在于土壤中的S2-、CO32-、OH-和PO43-等結(jié)合，轉(zhuǎn)化為難溶性的沉淀形式；而Eh值升高導(dǎo)致上述硫化物和有機(jī)質(zhì)被氧化，不利于形成這些難溶性鎘鹽沉淀，導(dǎo)致Cd2+的生物可利用度增加。

3.3 有機(jī)質(zhì)

有機(jī)質(zhì)是土壤的重要組成部分，主要來(lái)自于動(dòng)植物的殘?bào)w，其含有大量的官能團(tuán)，可與鎘發(fā)生絡(luò)合反應(yīng)，從而影響鎘在土壤中的生物可利用度和遷移轉(zhuǎn)化能力。有文獻(xiàn)報(bào)道：在有機(jī)質(zhì)含量高的紅壤和黑土中，有效態(tài)鎘濃度較有機(jī)質(zhì)含量低時(shí)減小12.7%～37.3%[19]。

3.4 共存重金屬

鎘與鐵、錳、銅、鋅等元素同時(shí)存在于土壤中，這些元素與鎘表現(xiàn)為協(xié)同作用或拮抗作用，促進(jìn)或抑制植物對(duì)鎘的吸收。研究表明，少量的鋅會(huì)促進(jìn)水稻對(duì)鎘的吸收和積累，而適量的鋅則可起到抑制作用[20]。由此可見(jiàn)，鎘與鋅之間存在協(xié)同和拮抗兩種作用。

3.5 微生物

土壤中的部分微生物對(duì)鎘有很強(qiáng)的耐抗性，并能與鎘發(fā)生吸附、沉淀、富集等多種作用。如小球藻對(duì)濃度低于100mg/L的Cd2+有很強(qiáng)的吸附能力[21]；啤酒酵母（Saccharomyces cerevisiae）體內(nèi)的磷酸鹽能與鎘結(jié)合產(chǎn)生鎘的磷酸鹽沉淀[22]；蠟樣芽胞桿菌（Bacillus cereus）能夠通過(guò)帶有負(fù)電荷的細(xì)胞表面快速吸附Cd2+，隨后緩慢地將Cd2+富集在細(xì)胞內(nèi)[23]，從而降低乃至阻止了鎘在土壤中的遷移。

4 生物鈍化

生物鈍化技術(shù)是指微生物能通過(guò)帶電荷的細(xì)胞表面（尤其是細(xì)胞壁）吸附重金屬離子，或利用其代謝產(chǎn)物與重金屬結(jié)合產(chǎn)生沉淀，也能直接把重金屬作為必要的營(yíng)養(yǎng)元素吸收，將其富集在細(xì)胞內(nèi)的不同部位，使重金屬的移動(dòng)性降低[24]。因此，利用微生物將重金屬固定于土壤中，減少其對(duì)環(huán)境的危害，是修復(fù)重金屬污染土壤的一個(gè)有效途徑。生物鈍化技術(shù)在過(guò)去多用于含重金屬?gòu)U水的處理[25]，隨著城市化和工業(yè)化的快速發(fā)展，重金屬污染土壤問(wèn)題日益突出并引起了廣泛關(guān)注。2000年，Ledin[25]對(duì)微生物、重金屬和土壤體系之間的相互作用進(jìn)行了分析，提出了生物鈍化技術(shù)可用于修復(fù)重金屬污染土壤的觀(guān)點(diǎn)。Lebeau等[26]研究了細(xì)菌ZAN-044、放線(xiàn)菌R27和擔(dān)子菌紅緣層孔菌對(duì)鎘的吸附能力。結(jié)果表明，在鎘濃度較低（1mg/L）和pH值較高（pH值為7）的條件下，細(xì)菌ZAN-044對(duì)鎘的吸附率為69%，比其他兩個(gè)菌種更適合鎘污染耕地土壤的修復(fù)。此外，污染物（鎘）的狀態(tài)，尤其是濃度，決定了修復(fù)污染土壤的微生物的選擇。我國(guó)近幾年才開(kāi)始對(duì)生物鈍化技術(shù)展開(kāi)研究，在微生物的篩選和鈍化機(jī)理的研究等方面取得了一定進(jìn)展。劉紅娟等[27]研究了一株蠟樣芽胞桿菌（Bacillus cereus）對(duì)鎘的富集能力和作用機(jī)理，結(jié)果表明，該菌株在鎘濃度低于20mg/L時(shí)能夠正常生長(zhǎng)，其對(duì)鎘的富集能力主要體現(xiàn)在細(xì)胞內(nèi)外的沉積作用。畢娜等[28]從沈陽(yáng)張士灌區(qū)土壤中篩選出兩株革蘭氏陰性細(xì)菌（TLB-1和TLB-2），研究了這些菌株對(duì)Cd2+的吸附能力及影響因素。目前生物鈍化技術(shù)對(duì)鎘污染土壤的修復(fù)還處于實(shí)驗(yàn)室研究階段，對(duì)其修復(fù)機(jī)理還沒(méi)有完整統(tǒng)一的認(rèn)識(shí)。因此，有必要對(duì)生物鈍化機(jī)理進(jìn)行深入研究，以實(shí)現(xiàn)大面積的污染場(chǎng)地治理。

根據(jù)微生物的細(xì)胞鈍化重金屬的位置不同及與重金屬的結(jié)合方式不同，可以將生物鈍化的途徑分為微生物沉淀、微生物吸附和微生物攝取。

4.1 微生物沉淀

重金屬離子的微生物沉淀通常是微生物本身代謝的結(jié)果。一些微生物的代謝產(chǎn)物，如S2-、PO43-能與Cd2+反應(yīng)生成沉淀，降低鎘的毒性[29]。

厭氧條件下，硫酸鹽還原細(xì)菌（SRB）可以通過(guò)異化的硫酸鹽還原作用，將SO42-還原成S2-，S2-可與Cd2+反應(yīng)生成溶解度很低的CdS沉淀，進(jìn)而達(dá)到鈍化Cd2+的目的。此過(guò)程因?qū)O42-還原成S2-，使土壤pH值升高，因Cd2+的氫氧化物的溶解度很小，pH的升高有利于Cd2+形成Cd(OH)2沉淀而被去除。此外，SRB代謝分解有機(jī)物的過(guò)程中有CO2生成，鎘可通過(guò)與CO32-反應(yīng)生成不溶性的CdCO3而被去除。最后，在特殊條件下，SRB菌體細(xì)胞能直接吸附去除土壤中的鎘[30]。但是，SRB鈍化Cd2+有一定局限性，SRB一般會(huì)受低濃度的Cd2+毒害而無(wú)法存活。若將SRB體內(nèi)的硫酸還原酶通過(guò)基因手段植入其他菌種中，可使重組菌能夠克服毒害作用，與Cd2+形成CdS沉淀[29]。將腸沙門(mén)氏菌（Salmonellaenterica）中的硫酸鹽還原酶植入大腸桿菌（E. Coli）后，重組菌會(huì)產(chǎn)生大量H2S，在厭氧條件下，98%的高濃度Cd2+形成沉淀而被去除[31]。

一些微生物體內(nèi)的無(wú)機(jī)磷酸鹽易與重金屬發(fā)生沉淀反應(yīng)。微生物產(chǎn)生無(wú)機(jī)磷酸鹽的方式有兩種：一些細(xì)菌通過(guò)產(chǎn)生磷酸鹽供體釋放無(wú)機(jī)磷酸鹽，如檸檬酸桿菌（Citrobacter）分泌的酸性磷酸酶催化2-磷酸甘油水解，使大量無(wú)機(jī)磷酸鹽產(chǎn)生并富集在細(xì)胞表面；一些細(xì)菌則自身存在磷酸鹽并能夠加快磷酸鹽循環(huán)，使無(wú)機(jī)磷酸鹽不斷產(chǎn)生。在好氧環(huán)境中，細(xì)菌持續(xù)合成多磷酸鹽，為其生長(zhǎng)代謝提供能源物質(zhì)；在厭氧環(huán)境中，多磷酸鹽被降解并產(chǎn)生ATP和金屬磷酸鹽沉淀[29]。而且，Cd2+、UO22+等金屬離子存在的厭氧條件能夠促進(jìn)多磷酸鹽分解產(chǎn)生游離態(tài)的無(wú)機(jī)磷酸鹽[32]。

4.2 微生物吸附

微生物表面即帶正電荷，又帶負(fù)電荷，其細(xì)胞壁和其分泌的胞外聚合物（EPS）能直接吸附重金屬。細(xì)胞壁的主要成分包括蛋白質(zhì)、多糖、脂類(lèi)等，其中的羧基、羥基、磷?；被?、巰基等化學(xué)基團(tuán)能將重金屬螯合在細(xì)胞表面；ESP是對(duì)重金屬離子具有絡(luò)合或沉淀作用的黏性物質(zhì)[33]，存在大量對(duì)重金屬離子具親和性的陰離子基團(tuán)，并具有優(yōu)越的金屬鍵合特性，可通過(guò)與負(fù)電官能團(tuán)的靜電作用進(jìn)行金屬鍵合[34-35]。

大多細(xì)菌含有陰離子基團(tuán)，使細(xì)菌表面顯陰離子特性，能夠有效吸附Cd2+。用檸檬酸桿菌（Citrobacter）吸附Cd2+，在不使Cd2+沉淀的情況下，pH值增大有利于吸附，pH值為7時(shí)，吸附率可達(dá)85.28%，當(dāng)Cd2+起始濃度為20 mg/L時(shí)，菌體對(duì)Cd2+的吸附率可達(dá)到93.12%[36]。蠟樣芽胞桿菌（Bacillus cereus） RC-1，其活細(xì)胞和死細(xì)胞對(duì)Cd2+的最大生物吸附量分別為24.01mg/g和31.95mg/g，其死細(xì)胞能更有效地吸附Cd2+[23]。在用假單胞菌屬（Pseudomonas）吸附Cd2+的實(shí)驗(yàn)中發(fā)現(xiàn)，67.4%的Cd2+吸附在該菌株的細(xì)胞壁上，說(shuō)明細(xì)胞壁在吸附Cd2+中有重要作用[37]。

真菌的細(xì)胞壁中含有甘露聚糖、葡聚糖、幾丁質(zhì)、纖維素等成分，這些物質(zhì)帶有較強(qiáng)的負(fù)電荷，能夠吸附Cd2+[25]。真菌除了可以利用細(xì)胞壁與金屬離子發(fā)生絡(luò)合、離子交換或配位結(jié)合等反應(yīng)吸附金屬離子，還可通過(guò)物理吸附或形成無(wú)機(jī)沉淀將重金屬離子沉積在其細(xì)胞壁上[38]。革蘭氏陽(yáng)性細(xì)菌（Gram-Positive）細(xì)胞壁中的磷壁酸，革蘭氏陰性細(xì)菌（Gram-negative）細(xì)胞壁中肽聚糖層外的脂多糖，都帶有較強(qiáng)的負(fù)電荷，能夠吸附Cd2+。

4.3 微生物攝取

一些重金屬離子能與微生物細(xì)胞內(nèi)的金屬硫蛋白和多肽結(jié)合，并在細(xì)胞內(nèi)沉淀固定[33]。如鎘能與金屬硫蛋白和多肽的肽鏈上的組氨酸和半胱氨酸等氨基酸殘基結(jié)合[39]，減輕或解除其對(duì)土壤的毒害作用。一些金屬離子透過(guò)微生物的細(xì)胞膜進(jìn)入細(xì)胞內(nèi)，微生物通過(guò)區(qū)域化作用將其分布在液泡等代謝緩慢的區(qū)域，轉(zhuǎn)變成為低毒的形式[29]。如真菌木霉、小刺青霉和深黃被包霉通過(guò)區(qū)域化作用對(duì)鎘、汞有很強(qiáng)的攝取能力[40]。用活性啤酒酵母[22]吸附Cd2+，發(fā)現(xiàn)酵母細(xì)胞內(nèi)部的液泡中形成大量鎘的磷酸鹽沉淀，而酵母細(xì)胞的細(xì)胞壁上沒(méi)有沉淀物，這是由于酵母細(xì)胞中的磷酸酶將Cd2+運(yùn)輸?shù)郊?xì)胞內(nèi)，將Cd2+在細(xì)胞內(nèi)累積。

5 其他鈍化方法

除了生物鈍化技術(shù)，鈍化土壤中重金屬鎘的方法還有無(wú)機(jī)物鈍化法和有機(jī)物鈍化法。這些方法比生物鈍化發(fā)展得早，應(yīng)用更為廣泛，在含鎘土壤治理方面取得了一定進(jìn)展。但同時(shí)也存在二次污染等問(wèn)題，因此其應(yīng)用受到一定限制。

5.1 無(wú)機(jī)鈍化法

無(wú)機(jī)鈍化修復(fù)劑包括磷酸鹽類(lèi)、黏土礦物類(lèi)以及工業(yè)副產(chǎn)品類(lèi)[41]。磷酸二銨[42]、磷酸二氫鈣[43]等可溶性磷酸鹽能夠有效地固定污染土壤中鎘等重金屬。含磷材料一般施用于酸性土壤中，然而向土壤中加入過(guò)量的磷可能會(huì)導(dǎo)致作物缺鋅和土壤富營(yíng)養(yǎng)化等問(wèn)題。因此，這類(lèi)鈍化劑具有一定的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)性。

向土壤中添加凹凸棒石黏土，土壤的pH值可達(dá)到5～8，有利于減少蔬菜對(duì)鎘、銅和鋅的吸收，鎘的平均修復(fù)率可達(dá)到34.92%[44]。但需要注意的是，黏土礦物的使用可能會(huì)影響土壤養(yǎng)分，尤其是對(duì)土壤中鉀、銨等營(yíng)養(yǎng)元素的影響；黏土礦物吸附重金屬后，難以與土壤分離，只能存留在土壤中[45]。此外，需要關(guān)注土壤環(huán)境變化導(dǎo)致重金屬脫附的問(wèn)題。

一些工業(yè)副產(chǎn)品如赤泥、飛灰、磷石膏和白云石殘?jiān)仍阝g化重金屬方面的應(yīng)用也有所進(jìn)展。赤泥[46]對(duì)鎘、銅及鋅等重金屬有很強(qiáng)吸附性，吸附容量可達(dá)22 250mg/kg以上。但是，工業(yè)副產(chǎn)品大多具污染性或毒性，有造成土壤二次污染的風(fēng)險(xiǎn)，使用前應(yīng)進(jìn)行嚴(yán)格的預(yù)處理。

5.2 有機(jī)鈍化法

有機(jī)質(zhì)比表面積大并富含官能團(tuán)，對(duì)Cd2+有較強(qiáng)的吸附能力。土壤中的腐殖質(zhì)分解形成的腐殖酸可與鎘形成不溶性金屬-有機(jī)復(fù)合物，使鎘的生物可利用度降低，減少植物對(duì)其吸收。常用的有機(jī)鈍化劑主要包括有機(jī)肥和一些農(nóng)業(yè)廢棄物。

土壤有機(jī)質(zhì)在氧化分解時(shí)消耗大量氧氣，使土壤處于還原狀態(tài)，因此向鎘污染土壤施加有機(jī)物料有利于鎘的沉淀數(shù)量增加，從而降低鎘的生物可利用度[47]。但規(guī)?；B(yǎng)殖下產(chǎn)生的有機(jī)肥成分復(fù)雜，養(yǎng)殖飼料添加劑的使用可能會(huì)增加土壤中重金屬的含量，應(yīng)注意避免造成土壤的二次污染。

玉米、棉花、水稻的秸稈等農(nóng)業(yè)廢棄物含有大量的粗纖維和無(wú)氮浸出物[48]，在腐熟分解過(guò)程中能夠產(chǎn)生有機(jī)酸，糖類(lèi)及含N、S雜環(huán)化合物，這些物質(zhì)能與金屬氧化物、氫氧化物及礦物的金屬離子絡(luò)合，形成金屬-有機(jī)絡(luò)合物[49]。向鉛鋅礦的尾砂中添加油菜秸稈、芒草秸稈、水稻秸稈等均能顯著地降低鎘和鉛的生物可利用度及其遷移能力[50]。對(duì)于農(nóng)業(yè)廢棄物修復(fù)土壤，應(yīng)選用沒(méi)有被重金屬污染的農(nóng)業(yè)廢棄物，避免將新的重金屬帶入土壤。

6 展 望

鎘污染土壤的治理是當(dāng)前農(nóng)業(yè)與環(huán)境科學(xué)的研究熱點(diǎn)和難點(diǎn)之一，各種修復(fù)技術(shù)還處于試驗(yàn)階段。生物鈍化技術(shù)因具有資金投入少、操作成本低、對(duì)環(huán)境無(wú)二次污染等優(yōu)勢(shì)在處理重金屬污染土壤方面有著廣闊的應(yīng)用前景。生物鈍化劑的篩選及鈍化機(jī)理的明確與完善是今后的研究重點(diǎn)，隨著現(xiàn)代分析科學(xué)和技術(shù)的發(fā)展，生物鈍化技術(shù)有望在鎘污染土壤的實(shí)地修復(fù)中發(fā)揮有效作用。

需要強(qiáng)調(diào)指出的是：鈍化過(guò)程只是通過(guò)各種作用降低了重金屬在土壤中的生物可利用度，并未將重金屬?gòu)耐寥乐袕氐兹コ?。因此，一旦土壤環(huán)境理化特性發(fā)生變化，被鈍化的重金屬離子會(huì)被重新釋放出來(lái)，即重新活化。此外要特別注重各類(lèi)鈍化劑聯(lián)用，或生物鈍化技術(shù)與其他修復(fù)技術(shù)聯(lián)合，最終降低土壤中有毒有害重金屬污染物的含量，這應(yīng)當(dāng)是生物鈍化技術(shù)研究和應(yīng)用中需要關(guān)注的重要方向。

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Research advance in the biostabilization remediation of cadmium contaminated soil

XU Canran1，LU Diannan2，LIU Yongmin1
（1College of Petrochemical Engineering，Liaoning Shihua University，F(xiàn)ushun 113001，Liaoning，China；2Department of Chemical Engineering，Tsinghua University，Beijing 100084，China）

The site remediation of Cadmium contaminated soil was reviewed. The recent research in biostabilization of Cadmium in contaminated soil was summarized. The stabilization mechanisms were discussed with highlight，such as the bioprecipitation that microbial metabolites can react with Cadmium to form sulfide or phosphate precipitation，the biosorption that microbial cell walls and extracellular polymeric substances can adsorb Cadmium，and the biological uptake that Cadmium ions can pass through the cell membrane of microorganisms and be fixed in cells. Organic and inorganic stabilization were also introduced and evaluated. The state，e.g. ion-exchangeable，bound to carbonates，bound to iron and manganese oxides，bound to organic matter，and residual of Cadmium in soil，and the factors of pH， redox potential，organic matters，coexistent heavy metals and microorganisms which affect the consequential bioavailability of Cadmium were analyzed. Finally，the advantages of biostabilization technique and the fact that heavy metals cannot be removed from soil permanently by this technique were clarified，and the future direction that biostabilization technique should be combined with other techniques was pointed out.

Cadmium；pollution；soil；remediation；biostabilization；microorganism

X 53

A

1000-6613（2014）08-2174-06

10.3969/j.issn.1000-6613.2014.08.040

2013-12-25；修改稿日期：2014-01-21。

國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目（21276139）。

徐粲然（1989—），女，碩士研究生，研究方向?yàn)橹亟饘傥廴就寥佬迯?fù)技術(shù)。聯(lián)系人：劉永民，教授。E-mail liu79ym @tom.com。