生物鈍化修復鎘污染土壤研究進展

徐粲然，盧滇楠，劉永民

（1遼寧石油化工大學石油化工學院，遼寧 撫順 113001；2清華大學化學工程系，北京 100084）

生物鈍化修復鎘污染土壤研究進展

徐粲然1，盧滇楠2，劉永民1

（1遼寧石油化工大學石油化工學院，遼寧 撫順 113001；2清華大學化學工程系，北京 100084）

回顧了我國含鎘土壤的場地修復。綜述了利用生物鈍化技術修復鎘污染土壤的研究現狀，重點探討了微生物的代謝產物與鎘產生硫化物或磷酸鹽沉淀的微生物沉淀作用、微生物的細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微生物的細胞膜而被固定在細胞內的微生物攝取作用等生物鈍化機理，并對有機鈍化過程和無機鈍化過程進行了介紹和評價。分析了鎘在土壤中的離子交換態、碳酸鹽結合態、鐵錳氧化物結合態、有機結合態和殘渣態等賦存形態以及土壤中pH值、氧化還原電位、有機質、共存重金屬和微生物等因素對鎘的生物可利用度的影響。最后闡述了生物鈍化技術的優點以及該技術不能將重金屬從土壤中永久去除的問題，指出生物鈍化技術與其他修復方法相結合是其未來的發展方向。

鎘；污染；土壤；修復；生物鈍化；微生物

污染土壤的修復是影響我國農業可持續發展和國民健康的重大課題。目前所發展的土壤修復技術可分為物理法、化學法和生物法三大類，其最終目標都是最大程度地降低污染物對于地下水、植物和土壤微生態的危害，而實現這一目標的途徑可以分為移出、分解和鈍化三大類。移出是將污染土壤移出現場進行異位化處理；分解是采用生物或化學氧化的方法對污染物進行分解；而鈍化是采用吸附劑、植物根部或微生物將污染物轉化成為低毒價態并固定在土壤中，減少其生物可利用度和對于地下水的污染，這對于重金屬污染物而言是一種適宜的修復策略。

鎘污染問題是我國土壤污染領域需要關注的一個重要問題。2013年2月，《南方日報》[1]所報道的湖南“鎘米”事件就是由于耕地土壤受到重金屬鎘的污染，從而導致稻米中鎘含量超標。鎘是人體非必需元素，其水溶性強、活性大、毒性高、難降解，具有一定的致癌和致突變性，少量進入人體便可通過生物放大和生物積累對人體產生一系列損傷[2]。過多攝入的鎘會累積在人體肝、腎、胰腺、甲狀腺和骨骼當中，使腎臟器官等發生病變，造成貧血、高血壓、神經痛、骨質松軟、腎炎和內分泌失調等病癥。近年來，由于礦山開采、金屬冶煉、污水灌溉以及磷肥的大量施用，導致耕地土壤中鎘含量急劇增加，使鎘成為農業環境中危害大，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技術研究及其場地應用的現狀，分析土壤中鎘的賦存形態及影響其生物可利用度的因素，對采用生物鈍化法修復鎘污染土壤需要解決的問題進行了討論。

1 我國鎘污染土壤場地修復現狀

沈陽西郊張士灌區自20世紀60年代引污水灌溉，污染耕地面積達2800hm2。灌區土壤中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固定鎘[3]。在該灌區的III閘地區選取了200 m2的試驗田施加鈣鎂磷肥、硅肥等堿性物質，能有效減少稻米對鎘的吸收[4]。盡管目前采用處理過的污水灌溉，但由于河道底泥沉積污染、粉塵沉降以及灌區底泥中的殘留污染物等使得鎘污染加重。2007年的數據顯示，該灌區土壤含鎘量與1980年相比增加了38%～106%[5]。

廖啟林等[6]對南京八卦洲的蘆蒿地進行了場地修復，結果表明鈣鎂磷肥的修復效果最為理想，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行的田間試驗[8]中均采取了引入堿性物以改變鎘在土壤中的存在形態，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。在沈陽張士灌區的農田種植龍葵，龍葵對鎘的最大萃取量可達到233mg/hm2[9]。在湖北羅橋鄉水田進行鎘污染田間模擬試驗，通過種植苧麻能夠阻止稻米對鎘的吸收[10]。從株洲煉廠污染土壤中篩選出對鎘富集能力較強的商陸，盆栽試驗證明，該植物可在較寬鎘濃度范圍的土壤中正常生長[11]。此外，鎘的超累積植物還有印度芥菜、東南景天、天藍遏藍菜及三葉鬼針草等，這些植物對鎘都有較強的耐性和累積能力[12]。

2 鎘在土壤中的賦存形態

鎘在土壤中的賦存形態包括離子交換態、碳酸鹽結合態、鐵錳氧化物結合態、有機結合態和殘渣態[13]。

離子交換態（含水溶態）的鎘主要通過靜電和熱運動等效應吸附在黏土、腐殖質及其他成分上[14]，最易受土壤理化性質改變而釋放。

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

鐵錳氧化物通過吸附或共沉淀作用與鎘形成結合態。當土壤氧化還原電位（Eh值）下降或水體缺氧時，鎘可能會被釋放出來。

土壤中的有機物質以絡合、螯合及吸附等方式與鎘結合。與土壤腐殖酸中小分子有機酸結合的鎘離子性質較活潑，而與有機質中芳構化程度高的大分子量組分結合的鎘則相對較穩定[15]。

殘渣態的鎘多存在于硅酸鹽、原生和次生礦物等土壤晶格中。它來自土壤礦物，性質穩定，在土壤的正常環境下不易被釋放，在土壤生態系統中對食物鏈的影響最小[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對生物產生毒害的能力[17]。土壤修復的最終目標之一就是降低污染物的生物可利用度，從而減少其對土壤以及農作物的危害。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）、有機質、共存重金屬及微生物等。

3.1 pH值

pH值升高，土壤有機質、黏土礦物和水合氧化物表面的負電荷增多，土壤對Cd2+的吸附能力增強；反之，結合態的鎘因與大量的H+發生交換而被釋放，導致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）的變化會影響鎘與硫化物生成沉淀，與有機質絡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-等結合，轉化為難溶性的沉淀形式；而Eh值升高導致上述硫化物和有機質被氧化，不利于形成這些難溶性鎘鹽沉淀，導致Cd2+的生物可利用度增加。

3.3 有機質

有機質是土壤的重要組成部分，主要來自于動植物的殘體，其含有大量的官能團，可與鎘發生絡合反應，從而影響鎘在土壤中的生物可利用度和遷移轉化能力。有文獻報道：在有機質含量高的紅壤和黑土中，有效態鎘濃度較有機質含量低時減小12.7%～37.3%[19]。

3.4 共存重金屬

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

3.5 微生物

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

4 生物鈍化

生物鈍化技術是指微生物能通過帶電荷的細胞表面（尤其是細胞壁）吸附重金屬離子，或利用其代謝產物與重金屬結合產生沉淀，也能直接把重金屬作為必要的營養元素吸收，將其富集在細胞內的不同部位，使重金屬的移動性降低[24]。因此，利用微生物將重金屬固定于土壤中，減少其對環境的危害，是修復重金屬污染土壤的一個有效途徑。生物鈍化技術在過去多用于含重金屬廢水的處理[25]，隨著城市化和工業化的快速發展，重金屬污染土壤問題日益突出并引起了廣泛關注。2000年，Ledin[25]對微生物、重金屬和土壤體系之間的相互作用進行了分析，提出了生物鈍化技術可用于修復重金屬污染土壤的觀點。Lebeau等[26]研究了細菌ZAN-044、放線菌R27和擔子菌紅緣層孔菌對鎘的吸附能力。結果表明，在鎘濃度較低（1mg/L）和pH值較高（pH值為7）的條件下，細菌ZAN-044對鎘的吸附率為69%，比其他兩個菌種更適合鎘污染耕地土壤的修復。此外，污染物（鎘）的狀態，尤其是濃度，決定了修復污染土壤的微生物的選擇。我國近幾年才開始對生物鈍化技術展開研究，在微生物的篩選和鈍化機理的研究等方面取得了一定進展。劉紅娟等[27]研究了一株蠟樣芽胞桿菌（Bacillus cereus）對鎘的富集能力和作用機理，結果表明，該菌株在鎘濃度低于20mg/L時能夠正常生長，其對鎘的富集能力主要體現在細胞內外的沉積作用。畢娜等[28]從沈陽張士灌區土壤中篩選出兩株革蘭氏陰性細菌（TLB-1和TLB-2），研究了這些菌株對Cd2+的吸附能力及影響因素。目前生物鈍化技術對鎘污染土壤的修復還處于實驗室研究階段，對其修復機理還沒有完整統一的認識。因此，有必要對生物鈍化機理進行深入研究，以實現大面積的污染場地治理。

根據微生物的細胞鈍化重金屬的位置不同及與重金屬的結合方式不同，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果。一些微生物的代謝產物，如S2-、PO43-能與Cd2+反應生成沉淀，降低鎘的毒性[29]。

厭氧條件下，硫酸鹽還原細菌（SRB）可以通過異化的硫酸鹽還原作用，將SO42-還原成S2-，S2-可與Cd2+反應生成溶解度很低的CdS沉淀，進而達到鈍化Cd2+的目的。此過程因將SO42-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代謝分解有機物的過程中有CO2生成，鎘可通過與CO32-反應生成不溶性的CdCO3而被去除。最后，在特殊條件下，SRB菌體細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一般會受低濃度的Cd2+毒害而無法存活。若將SRB體內的硫酸還原酶通過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]。將腸沙門氏菌（Salmonellaenterica）中的硫酸鹽還原酶植入大腸桿菌（E. Coli）后，重組菌會產生大量H2S，在厭氧條件下，98%的高濃度Cd2+形成沉淀而被去除[31]。

一些微生物體內的無機磷酸鹽易與重金屬發生沉淀反應。微生物產生無機磷酸鹽的方式有兩種：一些細菌通過產生磷酸鹽供體釋放無機磷酸鹽，如檸檬酸桿菌（Citrobacter）分泌的酸性磷酸酶催化2-磷酸甘油水解，使大量無機磷酸鹽產生并富集在細胞表面；一些細菌則自身存在磷酸鹽并能夠加快磷酸鹽循環，使無機磷酸鹽不斷產生。在好氧環境中，細菌持續合成多磷酸鹽，為其生長代謝提供能源物質；在厭氧環境中，多磷酸鹽被降解并產生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多磷酸鹽分解產生游離態的無機磷酸鹽[32]。

4.2 微生物吸附

微生物表面即帶正電荷，又帶負電荷，其細胞壁和其分泌的胞外聚合物（EPS）能直接吸附重金屬。細胞壁的主要成分包括蛋白質、多糖、脂類等，其中的羧基、羥基、磷酰基、氨基、巰基等化學基團能將重金屬螯合在細胞表面；ESP是對重金屬離子具有絡合或沉淀作用的黏性物質[33]，存在大量對重金屬離子具親和性的陰離子基團，并具有優越的金屬鍵合特性，可通過與負電官能團的靜電作用進行金屬鍵合[34-35]。

大多細菌含有陰離子基團，使細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，吸附率可達85.28%，當Cd2+起始濃度為20 mg/L時，菌體對Cd2+的吸附率可達到93.12%[36]。蠟樣芽胞桿菌（Bacillus cereus） RC-1，其活細胞和死細胞對Cd2+的最大生物吸附量分別為24.01mg/g和31.95mg/g，其死細胞能更有效地吸附Cd2+[23]。在用假單胞菌屬（Pseudomonas）吸附Cd2+的實驗中發現，67.4%的Cd2+吸附在該菌株的細胞壁上，說明細胞壁在吸附Cd2+中有重要作用[37]。

真菌的細胞壁中含有甘露聚糖、葡聚糖、幾丁質、纖維素等成分，這些物質帶有較強的負電荷，能夠吸附Cd2+[25]。真菌除了可以利用細胞壁與金屬離子發生絡合、離子交換或配位結合等反應吸附金屬離子，還可通過物理吸附或形成無機沉淀將重金屬離子沉積在其細胞壁上[38]。革蘭氏陽性細菌（Gram-Positive）細胞壁中的磷壁酸，革蘭氏陰性細菌（Gram-negative）細胞壁中肽聚糖層外的脂多糖，都帶有較強的負電荷，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胞內的金屬硫蛋白和多肽結合，并在細胞內沉淀固定[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合[39]，減輕或解除其對土壤的毒害作用。一些金屬離子透過微生物的細胞膜進入細胞內，微生物通過區域化作用將其分布在液泡等代謝緩慢的區域，轉變成為低毒的形式[29]。如真菌木霉、小刺青霉和深黃被包霉通過區域化作用對鎘、汞有很強的攝取能力[40]。用活性啤酒酵母[22]吸附Cd2+，發現酵母細胞內部的液泡中形成大量鎘的磷酸鹽沉淀，而酵母細胞的細胞壁上沒有沉淀物，這是由于酵母細胞中的磷酸酶將Cd2+運輸到細胞內，將Cd2+在細胞內累積。

5 其他鈍化方法

除了生物鈍化技術，鈍化土壤中重金屬鎘的方法還有無機物鈍化法和有機物鈍化法。這些方法比生物鈍化發展得早，應用更為廣泛，在含鎘土壤治理方面取得了一定進展。但同時也存在二次污染等問題，因此其應用受到一定限制。

5.1 無機鈍化法

無機鈍化修復劑包括磷酸鹽類、黏土礦物類以及工業副產品類[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量的磷可能會導致作物缺鋅和土壤富營養化等問題。因此，這類鈍化劑具有一定的環境風險性。

向土壤中添加凹凸棒石黏土，土壤的pH值可達到5～8，有利于減少蔬菜對鎘、銅和鋅的吸收，鎘的平均修復率可達到34.92%[44]。但需要注意的是，黏土礦物的使用可能會影響土壤養分，尤其是對土壤中鉀、銨等營養元素的影響；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，需要關注土壤環境變化導致重金屬脫附的問題。

一些工業副產品如赤泥、飛灰、磷石膏和白云石殘渣等在鈍化重金屬方面的應用也有所進展。赤泥[46]對鎘、銅及鋅等重金屬有很強吸附性，吸附容量可達22 250mg/kg以上。但是，工業副產品大多具污染性或毒性，有造成土壤二次污染的風險，使用前應進行嚴格的預處理。

5.2 有機鈍化法

有機質比表面積大并富含官能團，對Cd2+有較強的吸附能力。土壤中的腐殖質分解形成的腐殖酸可與鎘形成不溶性金屬-有機復合物，使鎘的生物可利用度降低，減少植物對其吸收。常用的有機鈍化劑主要包括有機肥和一些農業廢棄物。

土壤有機質在氧化分解時消耗大量氧氣，使土壤處于還原狀態，因此向鎘污染土壤施加有機物料有利于鎘的沉淀數量增加，從而降低鎘的生物可利用度[47]。但規模化養殖下產生的有機肥成分復雜，養殖飼料添加劑的使用可能會增加土壤中重金屬的含量，應注意避免造成土壤的二次污染。

玉米、棉花、水稻的秸稈等農業廢棄物含有大量的粗纖維和無氮浸出物[48]，在腐熟分解過程中能夠產生有機酸，糖類及含N、S雜環化合物，這些物質能與金屬氧化物、氫氧化物及礦物的金屬離子絡合，形成金屬-有機絡合物[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]。對于農業廢棄物修復土壤，應選用沒有被重金屬污染的農業廢棄物，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前農業與環境科學的研究熱點和難點之一，各種修復技術還處于試驗階段。生物鈍化技術因具有資金投入少、操作成本低、對環境無二次污染等優勢在處理重金屬污染土壤方面有著廣闊的應用前景。生物鈍化劑的篩選及鈍化機理的明確與完善是今后的研究重點，隨著現代分析科學和技術的發展，生物鈍化技術有望在鎘污染土壤的實地修復中發揮有效作用。

需要強調指出的是：鈍化過程只是通過各種作用降低了重金屬在土壤中的生物可利用度，并未將重金屬從土壤中徹底去除。因此，一旦土壤環境理化特性發生變化，被鈍化的重金屬離子會被重新釋放出來，即重新活化。此外要特別注重各類鈍化劑聯用，或生物鈍化技術與其他修復技術聯合，最終降低土壤中有毒有害重金屬污染物的含量，這應當是生物鈍化技術研究和應用中需要關注的重要方向。

[1] 成希. 湖南問題大米流向廣東餐桌[N]. 南方日報，2013-2-27（A13）.

[2] Jin T，Nordberg G，Sehlin J，et al. The susceptibility to nephrotoxicity of streptozotocin induced diabetic rats subchronic aiiy exposed to cadmium chloride in drinking water[J].Toxicology，1999，142（1）：69-75.

[3] 徐克. 張士灌區鎘污染綜合治理及鎘米利用[J]. 環境管理，1984（5）：18-19.

[4] 喻猛，張煒，張士灌區鎘污染復合改良劑治理研究[J]. 遼寧農業職業技術學院學報，2006，8（2）：11-12.

[5] 徐晟徽，郭書海，胡筱敏，等. 沈陽張士灌區重金屬污染再評價及鎘的形態分析[J]. 應用生態學報，2007，18（9）：2144-2148.

[6] 廖啟林，黃順生，林仁漳，等.長江下游富鎘土壤元素分布特征及其污染修復試驗[J]. 中國地質，2008，35（3）：514-523.

[7] 崔紅標，周靜，杜志敏，等. 磷灰石等改良劑對重金屬銅鎘污染土壤的田間修復研究[J]. 土壤，2010，42（4）：611-617.

[8] 朱奇宏，黃道友，劉國勝，等. 鈍化劑對鎘污染酸性水稻土的修復效應與機理研究[J]. 中國生態農業學報，2010，18（4）：845-851.

[9] Song X Y，Hu X J，Ji P H，et al. Phytoremediation of Cadmium-Contaminated Farmland Soil by the Hyperaccumulator Beta vulgaris L.var.cicla[J].Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology，2012，88（4）：623-626.

[10] 林匡飛，張大明，李秋洪，等. 苧麻吸鎘特性及鎘土的改良試驗[J].農業環境保護，1996，15（1）：11-4，8.

[11] 聶發輝. 鎘超富集植物商陸及其富集效應[J]. 生態環境，2006，15（2）：303-306.

[12] 蘇慧，魏樹和，周啟星. 鎘污染土壤的植物修復研究進展與展望[J].世界科技研究與發展，2013，35（3）：315-319.

[13] 劉文長，馬玲，劉洪青，等. 生態地球化學土壤樣品元素形態分析方法研究[J]. 巖礦測試，2005，24（3）：181-188.

[14] 馬玲，劉文長，査立新，等. 土壤樣品中鎘的形態分析研究[J]. 安徽地質，2010，20（4）：273-276.

[15] 余貴分，蔣新，孫磊，等. 有機物質對土壤鎘有效性的研究綜述[J].生態學報，2002，22（5）：682-688.

[16] 梁彥秋，劉婷婷，鐵梅，等. 鎘污染土壤中鎘的形態分析及植物修復技術研究[J]. 環境科學與技術，2007，30（2）：57-58，106.

[17] 朱嬿婉，沈壬水，錢欽文. 土壤重金屬元素五個組分的連續提取法[J]. 土壤，1989，10（5）：163-166.

[18] 劉文菊，張西科，尹君，等. 鎘在水稻根際的生物有效性[J]. 農業環境保護，2000，19（3）：184-187.

[19] 吳曼，徐明崗，徐紹輝，等. 有機質對紅壤和黑土中外源鉛鎘穩定化過程的影響[J]. 農業環境科學學報，2011，30（3）：461-467.

[20] 董慕新，張輝. 鋅、鎘在水稻植株吸收積累中的相互作用（簡報）[J]. 植物生理學通訊，1992，28（2）：111-113.

[21] 吳海鎖，張洪玲，張愛茜，等. 小球藻吸附重金屬離子的試驗研究[J]. 環境化學，2004，23（2）：173-177.

[22] Volesky B，May H，Holan Z R. Cadmium biosorption by Saccharomy cecerevisiae[J].Biotechnology and Bioengineering，1993，41（8）：826-829.

[23] Huang F，Dang Z，Guo C L，et al. Biosorption of Cd(Ⅱ) by live and dead cells of Bacillus cereus RC-1 isolated from cadmium-contaminated soil[J].Colloids and Surfaces B：Biointerfaces，2013，107（1）：11-18.

[24] 夏鐵騎. 重金屬污染土壤的微生物修復技術及其微生態效應[J].淮陽職業技術學院學報，2009，22（2）：140-142.

[25] Ledin M. Accumulation of metals by microorganisms processes and importance for soil systems[J].Earth-Science Reviews，2000，51（1）：1-31.

[26] Lebeau T，Bagot D，Jézéquel K，et al. Cadmium biosorption by free and immobilized microorganisms cultivated in a liquid soil extract medium：Effects of Cd，pH and techniques of culture[J].Sci. Total Environ.，2002，291 ：73-83.

[27] 劉紅娟，張慧，黨志，等. 一株耐鎘細菌的分離及其富集Cd的機理[J]. 環境工程學報，2009，3（2）：365-371.

[28] 畢娜，王燕，胡筱敏. 耐鎘菌種的篩選培養及其對鎘的吸附研究[J].環境保護與循環經濟，2010（2）：58-61.

[29] 張玉剛，龍新憲，陳雪梅. 微生物處理重金屬廢水的研究進展[J].環境科學與技術，2008，31（6）：58-63.

[30] 馬曉航，賈小明，趙華宇. 用硫酸鹽還原菌處理重金屬廢水的研究[J]. 微生物學雜志，2003，23（1）：36-39.

[31] Bang S W，Clark D S，Keasling J D. Engineering hydrogen sulfide production and cadmium removal by expression of the thiosulfate reductase gene （phsABC） from Salmonella enterica serovar typhimurium in Escherichia coli[J].Appl. Environ. Microbiol.，2000，66（9）：3939- 3944.

[32] Gadd G M. Bioremedial potential of microbial mechanisms of metal mobilization and immobilization[J].Curr. Opin. Biotechnol.，2000，11（3）：271- 279.

[33] 薛高尚，胡麗娟，田云，等. 微生物修復技術在重金屬污染治理中的研究進展[J]. 中國農學通報，2012，28（11）：266-271.

[34] 王婷婷. 微生物對重金屬的吸附作用及其影響因素[J]. 生物學教學，2012，37（11）：9-10.

[35] 張敏，謝運球，蔡五田，等. 西南巖溶區生態系統良性循環的土壤鎘隱患[J]. 江蘇農業科學，2010（1）：295-297.

[36] 楊晶. 檸檬酸桿菌吸附重金屬鎘的研究[J]. 水處理技術，2009，35（5）：64-66.

[37] 劉愛民，黃為一. 耐鎘菌株的分離及其對Cd2+的吸附富集[J]. 中國環境科學，2006，26（1）：91-95.

[38] 陳范燕. 重金屬污染的微生物修復技術[J]. 現代農業科技，2008（24）：297-299.

[39] 李宏，江瀾. 土壤重金屬污染的微生物修復研究進展[J]. 貴州農業科學，2009，37（7）：72-74.

[40] Ledin M，Krantz Rulcker C，Allard B. Zn，Cd and Hg accumulation by microorganisms，organic and inorganic soil components in mult-compartment systems[J].Soil Biochem. and Biochemistry，1996，28（6）：79l-799.

[41] 王立群，羅磊，馬義兵，等. 重金屬污染土壤原位鈍化修復研究進展[J]. 應用生態學報，2009，20（5）：1214-1222.

[42] McGowen S，Basta N T，Brown G O. Use of diammonium phosphate to reduce heavy metal solubility and transport in smelter-contaminated soil[J].Environmental Quality，2001，30（2）：493 -500.

[43] Wang B L，Xie Z M，Sun Y F，et al. Effects of phosphorus fertilizers on remediation of lead toxicity in a soil contaminated by lead and zinc mining[J].Acta Scientiae Circumstantiae，2005，25（9）：1189-1194.

[44] 譚科艷，劉曉端，劉久臣，等. 凹凸棒石用于修復銅鋅鎘重金屬污染土壤的研究[J]. 鹽礦測試，2011，30（4）：451-456.

[45] 杭小帥，周健民，王火焰，等. 粘土礦物修復重金屬污染土壤[J]. 環境工程學報，2007，1（9）：113-120.

[46] Liu Y，Lin C，Wu Y. Characterization of red mud derived from a combined Bayer Process and bauxite calcination method[J].Hazardous Materials，2007，146： 255-261.

[47] Zhang L Y，Shen Q R，Jiang Y. Effects of organic manure on the amelioration of Cd-polluted soil[J].Acta Pedologica Sinica，2001，38（2）：212-218.

[48] Dam R F，Mehdi B B，Burgess M S E，et al. Soil bulk density and crop yield under eleven consecutive years of corn with different tillage and residue practices in a sandy loam soil in central Canada[J].Soil&Tillage Research，2005，84（1）：41-53.

[49] 吳涌泉，屈明，孫芬，等. 秸稈覆蓋對土壤理化性狀、微生物及生態環境的影響[J]. 中國農學通報，2009，25（14）：263-268.

[50] 朱佳文，鄒冬生，向言詞，等. 鈍化劑對鉛鋅尾礦砂中重金屬的固化作用[J]. 農業環境科學學報，2012，31（5）：920-925.

Research advance in the biostabilization remediation of cadmium contaminated soil

XU Canran1，LU Diannan2，LIU Yongmin1
（1College of Petrochemical Engineering，Liaoning Shihua University，Fushun 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。

國家自然科學基金項目（21276139）。

徐粲然（1989—），女，碩士研究生，研究方向為重金屬污染土壤修復技術。聯系人：劉永民，教授。E-mail liu79ym @tom.com。