文献综述

1.1土壤重金属污染危害

土壤重金属污染是指由于人类活动使得土壤中的重金属含量明显超过背景值，造成生态环境恶化的现象。重金属污染物进入土壤后难以被降解，其具有隐蔽性、不可逆性、累积性等特点，对动植物的生存、人类健康及社会发展存在极大危害^[1-2]。白义等发现土壤动物的数量及群落多样性均随重金属污染严重程度的增加而不断减少、下降^[3]。高浓度重金属污染能显著降低小节肢类土壤动物的个体密度^[4]。

土壤重金属污染对作物及人类的危害如下：

第一，重金属在土壤-作物系统中迁移直接影响到作物的生理生化和生长发育，从而影响作物的产量和品质。比如镉是危害植物生长的有毒元素，土壤中如果镉过高，会破坏植物叶片的叶绿素结构，减少根系对水分和养分的吸收，抑制根系生长，造成植物生理障碍而降低产量^[5]。铅在作物组织中可导致氧化、光合作用以及脂肪代谢强度的减弱，对水的吸收量减少、耗氧量增大，从而阻碍作物生长，甚至引起作物死亡等。

第二， 重金属可通过食物链最终危害人类健康。比如：镉的生物毒性显著，会给人体带来高血压、心脑血管疾病、肾功能失调等一系列问题。汞食入人体后直接沉入肝脏，对大脑视力神经破坏极大。砷会使皮肤色素沉着，导致异常角质化。铬会造成四肢麻木，精神异常。铅是重金属污染中毒性较大的一种，一但进入人体很难排除，并直接伤害脑细胞，造成智力低下等^[6]。

重金属污染物在土壤中移动性差，滞留时间长、不能被微生物降解；并可经水、植物等介质最终影响人类的健康。土壤重金属污染以及治理已经成为科学界乃至全世界关注的焦点问题。在植物修复方法中，植物的筛选、目标植物的生物量和修复的时间都将成为限制其发展的关键问题；同时，由于污染的伴生性，对复合污染的修复效率及农用土壤的修复都将受到一定的束缚。而农业工程的深耕则会破坏土壤的自然性状。目前全世界普遍采用物理化学处理方法；即主要是向被污染土壤添加一些钝化修复剂（例如，撒施”田师傅”土壤调理剂等），来降低重金属在土壤中的有效浓度或改变其氧化还原状态，从而有效较低其迁移性、毒性及生物有效性。

土壤重金属污染的隐蔽性和滞后性等特点注定了治理土壤重金属污染的任务繁重、过程复杂、道路漫长。

1.2土壤重金属污染现状

国家环境保护部抽样监测30万公顷基本农田保护区土壤，发现有3.6万公顷土壤重金属超标，超标率达12.1%。

据国土资源部消息，目前全国耕地面积的10%以上已受重金属污染，约有1.5亿亩，污水灌溉污染耕地3250万亩，固体废弃物堆积占地和毁田200万亩，其中多数集中在经济相对发达地区。

据我国农业部调查数据，在全国约140万公顷的污灌区中，受重金属污染的土地面积占污灌区面积的64.8%，其中轻度污染46.7%，中度污染9.7%，严重污染8.4%。

华南部分城市50%的耕地遭受镉、砷、汞等有毒重金属污染；长三角地区有些城市大片农田受多种重金属污染， 10%的土壤基本丧失生产力。

对浙北、浙东和浙中的236.5万公顷农用地调查发现，不适合种农作物的农用地面积为47.2万公顷，占20%；浙北、浙中、浙东沿海三个区域中，属轻度、中度与重度重金属污染的面积分别占38.12%、9.04%、1.61%，城郊传统的蔬菜基地、部分基本农田都受到了较严重的影响^[7]。

2.土壤重金属污染的修复研究

祖艳群^[8]等人通过对丛枝菌根真菌在土壤重金属污染植物修复中的作用及机理研究，意识到植物修复在被人们广泛接受和应用的同时, 存在植物生长慢、生物量小、修复效率低等缺点。丛枝菌根真菌(AMF)是自然界分布最广的植物共生真菌, 在促进植物修复重金属污染的土壤中发挥重要的作用^[9]。重金属污染条件下, AMF通过根外菌丝的直接作用(过滤保护根系和螯合重金属离子)、以及通过促进植物对营养元素的吸收改变根际环境和土壤重金属生物有效性, 改善植物生理代谢和生长状况等间接作用,增强宿主植物对重金属的耐受性, 影响植物对重金属的吸收、转运和累积。此文综述了AMF应用于土壤重金属污染植物修复的研究进展, 重点介绍了AMF强化重金属植物修复中的效果及机理, 讨论了当前存在的问题和未来的研究方向。

白向玉^[10]等人综述植物修复技术的概念、类型和优点的基础上，着重分析了目前国内外植物修复技术的新进展。植物修复是以清除污染、修复或治理为目的，利用绿色植物从环境中转移、容纳或转化污染物的环境污染治理技术^[11]。其主要对象是土壤、水体、污泥等介质中的重金属污染和有机污染，采用的修复植物主要包括水生植物、乔木和草类等。

牛之欣^[12]等人论述了重金属污染土壤的植物-微生物联合修复的原理与形式, 介绍了此技术中土壤重金属污染物特性、植物本身生理生化特性及植物根际环境等影响因素的研究进展, 并讨论了植物-微生物联合修复今后的研究重点。

苗欣宇,周启星^[13]为提高植物修复技术对污染土壤的修复效率，根据当今植物修复技术在污染土壤修复中的应用现状及发展趋势，对近年来国内外植物修复技术的各种影响因素进行分析。首先从污染物的理化性质及其交互作用、土壤与气象因子、植物种类及其根际效应以及栽培措施等方面，系统论述影响土壤中重金属污染物及有机污染物植物修复效率的主要因素，阐述植物添加剂对植物修复效率的影响。最后指出植物修复今后研究的重点: 营造促进植物生长发育的环境，针对影响植物修复效率的各个因素对植物修复技术进行改良及强化，并合理应用植物添加剂，提高植物修复效率。

廖晓勇^[14]等通过物理、化学或生物学手段, 从土壤、植物及其生境3个方面着手来提高植物去除土壤重金属能力是植物修复技术应用研究的重要方向.对国内外植物修复过程中所应用的强化手段与辅助措施进行了一定的研究, 分别阐述了施肥、水分管理、耕作栽培、修复剂、生物技术等方法的作用机制及应用效果.今后, 植物修复技术需针对有应用前景的超富集植物进行生境特征的系统研究, 并着重开发高效、低风险的土壤修复剂, 注重植物修复成套技术的工程应用研究。

3土壤重金属污染修复技术及机理

3.1生物修复

生物修复是利用生物削减、净化土壤中的重金属或降低重金属毒性^[15]。该方法效果好，易于操作，受到人们的重视，日益成为修复污染土壤研究的热点。

3.1.1 植物修复技术

是一种利用自然界存在或人工培养的植物修复重金属污染土壤的技术，分为植物提取、植物挥发和植物稳定三种。植物提取是依靠重金属超积累植物从土壤中吸取重金属离子，接着收割地上部分并进行处理。连续种植该植物，可有效降低或去除土壤重金属。目前已发现700多种超积累重金属植物。植物挥发是依靠植物根系吸收重金属，将其转化为气态物质挥发到大气中。目前研究最多的是Hg和Se^[16]。植物稳定是依靠耐重金属植物或超累积植物降低重金属的活性，防止重金属被淋洗到地下水或扩散至空气中。其机理是让金属在根部积累、沉淀或被根表吸收，以达到固化的目的。

3.1.2 微生物修复技术

微生物可降低土壤中重金属的毒性；吸附积累重金属；改变根际微环境，达到提高植物对重金属的吸收，挥发或固定效率的目的^[17]。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结合成络合物；Macaskie等分离的柠檬酸菌可分解有机质生成HPO2-4与Cd形成 CdHPO4沉淀；国内研究人员发现有些微生物能把剧毒的甲基汞降解为毒性小、可挥发的单质Hg^[18]。

3.2生物修复机理

3.2.1植物修复机理

植物根通过吸收和吸附作用在根部富集大量污染物质,从而固定污染物。土壤受重金属污染后,植物会不同程度地从根际圈内吸收重金属,吸收数量受植物根系生理功能及根际圈内微生物群落组成、pH、氧化－还原电位、重金属种类和浓度以及土壤的理化性质等因素影响,其吸收机理是主动吸收还是被动吸收尚不清楚^[19]。根还可以合成多种氨基酸、植物碱、有机氮和有机磷等，并向周围土壤中分泌有机酸、糖类物质、氨基酸和维生素等有机物，不同程度地限制根际圈内污染物质的移动和生物有效性,减轻重金属对植物的毒害。例如,各种有机物(包括有机酸)与重金属络合后可减弱重金属的活度，降低其毒性^[20]。

3.2.2微生物修复机理

菌根植物的根系通过根面上菌丝与根际圈内的重金属接触从而对重金属产生吸收、屏障和螯合等直接作用。

参考文献

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２．本课题要研究或解决的问题和拟采用的研究手段（途径）：

2.1本课题的主要研究的内容：

生物法修复重金属土壤的研究

本课题主要研究的是利用生物法修复重金属污染的土壤，主要分别从利用植物修复重金属土壤的污染，和微生物修复重金属土壤的污染这两个个方面进行分析，以期为生物法修复重金属土壤的研究的可行性探索和研究积累基础的科学依据。

土壤重金属的形态分析是指用各种提取剂对土壤重金属的各个形态进行连续提取，进而采用一定的方法测量其各形态含量。BCR连续提取通常依次采用中性、弱酸性、中酸性、强酸性提取剂对土壤重金属进行提取，同时随着提取步骤的深入，提取条件也不断加强。顺序提取模拟各种可能的自然的及人为的环境条件变化，合理使用一系列选择性试剂，按照由弱到强的原则，连续溶解不同吸收痕量元素的土壤样。把原来单一分析元素全量的评价指标变成为元素各形态的分析量，从而提高了评价质量。

2.2研究中用到的研究方法：

运用BCR提取法将经过微生物处理过的土壤进行四级分类，包括弱酸提取态，可还原态，可氧化态，残渣态，并测试四种不同状态下锌和铅的含量。

BCR连续提取法

1.弱酸提取态：称取1g的样品加入40ml，0.11mol/L的醋酸，25℃温度下振荡16h，3000g下离心20min取上清放入50ml容量瓶定容。

2.可还原态：残渣中加入40ml，0.5mol/L的盐酸羟胺，25℃温度下振荡16h，3000g下离心20min取上清放入50ml容量瓶定容。

3.可氧化态：残渣中加入10ml，30%双氧水室温保持1h，加热至85℃保温1h，加入50ml的乙酸铵，ph=2.0（用硝酸调节），25℃温度下振荡16h，3000g下离心20min取上清放入50ml容量瓶定容。

4.残渣态：

将经过第三步提取后的残渣小心转移到50 mL聚四氟乙烯烧杯中，然后加入10 mL HNO3，10 mLHF 和3 mL HClO4，加盖后于电热板上低温加热1h，再中温加热1 h 后开盖除硅（为了达到良好的除硅效果，应不时摇动烧杯）。

#61570;当加热到冒浓厚白烟时，加盖，以分解黑色有机碳化物。待坩埚壁上的黑色有机物消失后，开盖驱赶HClO4 白烟并蒸发至内容物呈粘稠状（视消解情况可再加入3 mL HNO3，3mL HF 和1 mL HClO4，重复以上消解过程。）。

当白烟再次基本冒尽且内容物坩埚呈粘稠状时，取下稍冷， 用水冲洗坩埚盖和内壁， 并加入1 mLV(HNO3)∶V(H2O)=1∶1 的溶液低温加热溶解残渣。待消解液冷却后，将其转移至50 mL 容量瓶中，定容后摇匀待测。

利用某些特定的微生物种群和植物根系的特定环境来弱化土壤中金属离子的毒性，进而减轻重金属对植物的毒害。