对土壤中重金属生物可利用性的认识
摘要
生物可利用性，作为土壤中重金属危害程度的一个指标，常被用来评价修复治理工作的效果。一般通过化学提取手段或生物毒性试验来对重金属生物可利用性做出一个评估。文中主要对化学提取手段进行了阐述，并着重对其中的Tessier五步提取法进行了整理优化，同时提出应根据土壤理化性质确定生物可利用的重金属存在形态。
关键词重金属土壤生物可利用性Tessier
土壤重金属污染已经成为一个热点环境问题，而对重金属污染土壤的修复治理工作也成为环境工作者新的探索领域。一般的修复技术包括物理修复、化学修复、生物修复、化学和生物联合修复等。生物可利用性，作为土壤中重金属危害程度的一个指标，常被用来评价修复治理工作的效果。实际评价重金属生物可利用性，主要通过化学提取手段或生物毒性试验来实现。生物毒性试验主要利用植物、动物或微生物等在内的指示性生物进行观察研究。化学提取主要包括单一提取与连续提取两种，常用的提取剂有酸类（如盐酸等）、盐类（如CaCl2等）、缓冲液（如NH4OAc等）和螯合剂（如DTPA、EDTA等）。当前常用的单一提取主要是将0.05M EDTA 或DTPA作为提取剂，对土壤中重金属生物可利用性进行评价。连续提取则是使用多种提取剂对土壤中不同存在形态的重金属分步提取，包括可溶态、沉淀态、有机结合态等。其中，普遍被采用的是Tessier等人于1979年提出的五步提取法，主要过程参照原文大致如下：
1.可交换态
取干燥研磨后的土壤0.5g于50 mL塑料离心管内，加入pH为7.0的1M MgCl2（用NaOH，HCl调pH）溶液8 mL，室温下提取1 h，连续震荡。取上层清液测定。用纯水对提取后的沉淀清洗一遍，离心后弃去上层清液。
2.碳酸盐结合态
取第一步沉淀，加入8mL 1M NaOAc（用HOAc调节pH至5）。室温下提取5 h，连续震荡。取上层清液测定。用纯水对提取后的沉淀清洗一遍，离心后弃去上层清液。
3.铁锰氧化态
在25%（V/V）HOAc中配置0.04M的NH2OHHCl（盐酸羟胺），pH约为2。取上一步沉淀，加入20 mL提取剂，于96±3 ℃条件下水域加热提取6 h，并阶段性震荡。取上层清液测定。用纯水对提取后的沉淀清洗一遍，离心后弃去上层清液。
4.有机结合态
取上一步沉淀，加入3mL0.02M HNO3与5 mL30%H2O2（用HNO3调整pH至2），于85±2℃条件下水域加热2 h，阶段性震荡。后再加入3 mL 30% H2O2（用HNO3调整pH 至2），于85±2 ℃条件下水域加热3 h，阶段性震荡。取出冷却后，加入5 mL 3.2M的NH4OAc（在20%v/vHNO3中），并稀释到20 mL，常温震荡30 min。离心后取上层清液测定。用纯水对提取后的沉淀清洗一遍，离心后弃去上层清液。
5.残渣态
与总量消解一样。首先加入2 mL HClO4与10mLHF，蒸至近干，后加入1 mL HClO4与10 mL HF，蒸至近干，最后加入1 mL HClO4，蒸至大量白烟出现，将剩余残渣溶于浓盐酸，并稀释至25 mL。测定溶液中重金属含量。
通过Tessier法提取的重金属形态共分为五种，且一般认为可交换态、碳酸盐结合态和铁锰氧化态较有机结合态与残渣态活泼，更易被土壤生物利用，存在环境风险，归类为生物
可利用形态。但对于不同性质的土壤，重金属的生物可利用性形态的定义也存在差异。如农田土壤，在正常条件下，其pH、有机质含量等理化性质变化程度较小，对于结合在铁锰氧化物上，吸附力较大的重金属离子来讲，脱附存在一定难度，故可考虑将铁锰氧化态归类为不可利用形态。当然，对土壤中重金属生物可利用性的评价，应结合土壤理化条件及土壤性质，做一定范围内的调整。
参考文献
[1] N.Bolan,et al,J.Hazard.Mater.,266(2014):141-166.
[2] A.Tessier et al,Anal. Chem.,51(1979):844-851.
微生物降解土壤重金属 生物修复技术是土壤重金属修复中最具生命力的方法，而微生物在生物修复技术中有着举足轻重的地位。 随着工业化和城镇化的快速发展，以及化肥农药的大量施用，土壤污染问题日益严重，其中，由于工矿企业的大量排放和化肥中大量存在的重金属，使得重金属污染成为土壤污染的最重要的组成部分之一。重金属在土壤中的一般迁移转化的形式是复杂多样的，并且往往是以多种形式错综复杂地结合在一起他们在土壤中的迁移转化，有以下三种形式：机械迁移和转化，化学、物理化学迁移和转化，生物迁移和转化。重金属污染土壤不同于其他的污染物，它通常具有隐蔽性、不可逆性、滞留时间长、易积累、毒性大等特点，正是由于这些特有性质，对其的修复治理问题一直是研究的一个难点[1]。 利用富集植物随土壤中重金属进行修复是生物修复技术的热点。根据美国国家环保局的定义，广义上的植物修复技术是指利用植物吸收、降解、挥发、根滤等作用固定土壤、沉积物、污泥及地表、地下水中有害有毒污染物的技术。根据其作用过程和机理，植物修复可分为植物稳定、植物提取和植物会发三种形式。在植物修复过程中，利用微生物对重金属的溶解作用，使土壤中溶解态的重金属离子大量
增加，从而增加植物对重金属离子的富集作用 存在于植物根际的微生物在代谢过程中通过产生有机酸和极性离子而改变重金属的存在状态，有利于植物对其的吸收富集而降低土壤中重金属的含量。研究发现，抗重金属细菌在植物根际活动，可以促进重金属在植物体内的积累，从而可以加强植物修复过程[1]。将微生物的活化作用与超富集植物的富集作用结合起来，可以将富集效果达到最高水平，极大地提高植物的富集效率。 要想知道什么是微生物降解请到来进行了解，我们每期都会为大家介绍更多的固体废弃物安全小知识。
沉积物中重金属的生物有效性研究综述 张学辉1，陈爱华1，宋端阳1 (大连水产学院，大连，116023) xhz19810@https://www.doczj.com/doc/9418435396.html, 摘要：本文综述了沉积物中重金属的生物有效性的研究，主要包括重金属污染常用评价体系，沉积物中重金属的存在形态，以及生物对重金属的生物利用等方面。同时对沉积物中重金属的生物有效性研究进行了展望。 关键字：沉积物 重金属 生物有效性 近年来,随各种工业废液排入水体,其中重金属的含量越来越高,严重影响着人类及其它生物的健康与生存,如汞、砷、铬能引起神经系统疾病和有致癌作用。海洋沉积物是进入海水中许多化学物质的主要归宿地，海洋沉积物环境质量研究自上世纪8O年代以来已成为国际重要研究领域[1]。在研究以重金属为主要污染物的水体中,通常把沉积物视为探索环境重金属污染的工具。由于沉积物中重金属化学行为和生态效应的复杂性，对积物中重金属生物有效性的研究是当前学术界的热点研究课题[12]。 一、沉积物中重金属污染的评价体系及存在形态 1.1沉积物中重金属污染的评价体系 对于沉积物中重金属污染的研究，近年来出现了许多从沉积学角度提出的污染评价方法，如地累积指数法(Geoaccumulation Index)、污染负荷指数法(The Pollution Load Index)、潜在生态危害指数法(The Potential Ecological Risk Index)及Hilton 等的回归过量分析法(Excess after Regression Analysis)．我国学者贾振邦等应用模糊集理论(Theory of Fuzzy Subset)和脸谱法(Face graph)对沉积物中重金属进行了评价。上述评价方法代表了国际上有关沉积物中重金属研究的先进方法。潜在生态危害指数法和地累积指数法是两种比较常用的评价体系。 1.1.1潜在生态风险评价 潜在生态风险指数法是瑞典学者Haknson[3]于1980年提出的，它是划分沉积物污染程度及其水域潜在生态风险的一种相对快速、简便和标准的方法，通过测定沉积物样品中有限数量的污染物含量进行计算。潜在生态风险指数值可反映表层沉积物金属的含量、金属污染物的种类数、金属的毒性水平及水体对金属污染的敏感性。生态风险指数法在我国的应用已较为广泛，不少文献介绍了利用该法进行水域生态风险性分析和评价，并对水域的生态风险性进行定量分析作出了有益的尝试。其计算公式如下： -1-
微生物处理重金属废水的常规研究进展2010-8-23 来源：谷腾水网点击：37 重金属废水的常规处理方法主要包括：化学沉淀法、离子交换法、蒸发浓缩法、电解法、活性炭和硅胶吸附法和膜分离法等，但这些方法存在去除不彻底、费用昂贵、产生有毒污泥或其他废料等缺点。因此，人们一直致力于研究与开发高效环保型的重金属废水处理技术和工艺。微生物处理法是利用细菌、真菌（酵母）、藻类等生物材料及其生命代谢活动去除和（或）积累废水中的重金属，并通过一定的方法使金属离子从微生物体内释放出来，从而降低废水中重金属离子的浓度。近年来，国际上在微生物处理重金属废水的研究中取得了较多成果，该技术在投资、运行、操作管理和金属回收、废水回用等方面优越于传统的治理方法，展现出广阔的应用前景。我国在微生物处理废水重金属这方面的研究尚处于起步阶段，因此，本文就微生物处理重金属废水的机理及其影响因素做一概述，以期促进国内该领域的研究。 1微生物处理重金属废水的机理 1.1微生物对重金属的吸附作用 微生物的吸附作用是指利用某些微生物本身的化学成分和结构特性来吸附废水中的重金属离子，通过固液两相分离达到去除废水中的重金属离子的目的。生物吸附剂为自然界中丰富的生物资源，如藻类、地衣、真菌和细菌等。微生物结构的复杂性以及同一微生物和不同金属间亲和力的差别决定了微生物吸附金属的机理非常复杂，至今尚未得到统一认识。根据被吸附重金属离子在微生物细胞中的分布，一般将微生物对金属离子的吸附分为胞外吸附、细胞表面吸附和胞内吸附。 1.1.1胞外吸附 一些微生物可以分泌多聚糖，糖蛋白，脂多糖，可溶性氨基酸等胞外聚合物质（extracellularpolymericsubstances，EPS），EPS具有络合或沉淀金属离子作用。如蓝细菌能分泌多糖等胞外聚合物，一些白腐真菌可以分泌柠檬酸（金属螯合剂）或草酸（与金属形成草酸盐沉淀）。Suh等研究发现，当茁芽短梗霉（Aureobasidiumpullulans）分泌EPS时，Pb2 便积累于整个细胞的表面，且随着细胞的存活时间增长，EPS的分泌量增多，积累于细胞表面的Pb2 水平就越高，从最初的56.9上升到215.6mg/g（干重）；当把细胞分泌的EPS提取出来后，Pb2 便会渗透到细胞内，但Pb2 的积累量显著减少（最高量仅为35.8mg/g干重）。 1.1.2细胞表面吸附 细胞表面吸附是指金属离子通过与细胞表面，特别是细胞壁组分（蛋白质、多糖、脂类等）中的化学基团（如羧基、羟基、磷酰基、酰胺基、硫酸脂基、氨基、巯基等）的相互作用，吸附到细胞表面。如将酵母细胞壁上氨基，羧基，羟基等化学基团进行封闭，则会减少其对Cu2 的吸收量，表明这些基团在结合Cu2 方面具有重要的作用，这也间接证明了细胞壁上蛋白质和糖类在生物吸附中的作用。 金属离子被细胞表面吸附的机制包括离子交换、表面络合、物理吸附（如范德华力、静电作用）、氧化还原或无机微沉淀等。不同的微生物对不同金属的吸附作用机制不同（表1）。Kratochvil等认为，离子交换是许多非活性真菌和藻类吸附金属离子的主要机理，主要是细胞表面的羧基，其次是硫酸脂基和氨基在生物吸附中发挥了重要作用。Davis等也认为离子交换是褐藻吸附金属离子的主要机制，特别是以前被认为的物理和化学的结合机制都可以用离子交换来解释。细胞表面功能基团中的氮、氧、硫、磷等原子，可以作为配位原子与金属离子配位络合。例如Zn、Pb可以与产黄青霉（P.chrysogenum）表面的磷酰基和羧基形成络合物，溶液中的阴离子（EDTA、SO42-、Cl-、PO33-等）可以与细胞竞争重金属阳离子，形成络合物，从而降低产黄青霉对Zn、Pb的吸附量，这也间接地说明细胞表面对金属离子的吸附确实存在络合机制。关于氧化还原和无机微沉淀的机制也有少量报道。如Lin采用X 射线衍射（XRD）、红外光谱（IR）以及光电子能谱（XPS）技术，研究了废弃酵母吸附Au3 的过程，发现还原性糖（细胞壁肽聚糖层的多糖水解产物）半缩醛基团中的自由醛基，可以
重金属污染生物修复方法及研究进展 汪翀 (吉首大学资环学院08环工2 2008092016) 【摘要】：从生物修复的概念和重金属污染土壤的方式出发。对重金属污染土 壤植物修复和微生物修复两个方面的一般原理、方法和研究动态进行了综述。阐 述了土壤重金属污染的来源及危害，综述了生物修复土壤重金属污染的机理及技 术。从利用微生物降低重金属的毒性、微生物展示技术用于土壤重金属污染的治 理、生物表面活性剂去除土壤重金属、植物根际宜生茵对重金属的修复等方面对 土壤重金属污染微生物修复的研究进行了综述。本文从植物修复、动物修复、微 生物修复三方面介绍了水体中重金属污染以及土壤中重金属的修复方法以及对 生物修复研究技术的发展前景做了大致的预料，并着重对现在的重金属生态修复 研究进展对了详细的介绍。最后也对生物修复方法做了简单的总结概述。 Abstract:The technology of bioremediation becomes a new area of research with features of low cost，high efficiency，no second pollution and wide applicability. The source of pollution and harm of the soil heavy metal were expatiated，the mechanism and technology of bioremediation of soil．Contaminated by heavy metals were summarized. The advances on microorganism remediation of soil polluted by heavy metals were reviewed in this paper．The utilization of micro-organism to reduce the toxicity of heavy metal，the application of microorganism-surface display technology in the remediation of soil heavy metal，the clean up of heavy metal in the soil by using biosurfactants，and the application of PGPR for the bioremediation of heavy metal in the soils were introduced 【关键词】：重金属；污染土壤；生态修复；水体污染 Keywords: heavy metal; contaminated soil；ecological remediation； Water pollution 【前言】：近年来,我国水体中的重金属含量呈逐年上升趋势,已经严重威胁到人 们的健康。生物修复技术是一种可有效地解决重金属污染的治理方法,能够降低 因重金属超标而引发的各种疾病及一系列环境问题。因为效果显著，但成本低廉， 所有越来越受到人们的重视。[1]生物修复也是土壤重金属污染整治的重要手段之 一，是目前世界范围内的研究热点,也是目前少见的土壤污染治理的环境技术。[2] 一．水体中重金属污染生物修复 1.植物修复：植物修复技术是利用植物的吸收和代谢功能将环境介质中的 有毒有害污染物进行分解、富集和稳定的过程。类型可分为植物固定、植物降解、 植物挥发、植物提取、根系过滤。[3]人们也可以利用藻类对重金属的吸收以及对 重金属的耐受机理，使用藻类生物修复重金属污染水体。[4] 2.动物修复：水体中，可采用动物操纵修复，即通过添加肉食性鱼类，或 减少浮游生物食性鱼类使浮游动物生物量增加，以控制蓝、绿藻生长。[5]滤食性 动物和腐食性动物可以利用它们的摄食习性来有效降低养殖对水体环境造成的 负面影响，所以，近年来，这些动物越来越得到人们的重视。[6]
生物技术修复土壤重金属污染 任课教师：XXX 姓名：XXX 学号：XXX 专业：生物科学基地班 年级：XXX 学院：生命科学学院 成绩______________________
土壤重金属污染 摘要：随着社会经济特别是重工业的发展，土壤重金属污染的形势也越来越严峻。污染治理已成备受关注的焦点。已有许多物理工程、化学修复、生物修复等技术相继涌现。本文就土壤重金属污染的现状、现有生物修复技术做综述。 关键词：重金属污染现状修复技术 Abstract：With the development of social economy especially heavy industry, the situation of soil heavy metal pollution is becoming more and more control has become the focus of the are many physics engineering, chemical remediation, bioremediation technology have article reviews the current situation, the existing soil heavy metal pollution bioremediation technology. Keyword：Heavy metal pollution status quo Technology to repair 前言：随着工农业的发展，土壤重金属污染问题日益严重，土壤中过量的重金属会被植物吸收到体内，通过食物链和生物富集作用对人体健康造成巨大危害。治理土壤环境重金属污染问题已成为当今的研究热点，而物理化学修复手段显然不能快速高效地解决这一难题，生物修复因其廉价、环境友好而备受青睐。[1] 1.现状 国内重金属污染现状 重金属资源是国民经济发展的基础和重要组成部分,一方面重金属资源的开发为我国社会经济的快速发展做出了巨大的贡献,另一方面大量的重金属资源开发活动势必造成严重的重金属污染,尤其是乡镇、个体矿山的开发,由于其各方面的技术、设备简陋,环保意识缺乏等原因对环境的破坏和污染是特别严重,甚至引发严重的环境污染事件,直接威胁到人类的生命安全. 中国的土壤重金属污染已较为严重和普遍，污染源主要是污灌、金属矿开采、冶炼与
重金属污染土壤的治理是当今世界的一大难题，由于土壤中重金属污染是一个不可逆的过程，且土壤中的重金属具有非降解性及难以清除性。采用传统方法修复重金属污染土壤是非常困难和昂贵的[1]。而生物修复法能克服传统方法中的缺点，越来越受到重视[2]。土壤中微生物种类繁多，数量庞大，有的不仅参与土壤中污染物的循环过程，还可作为环境载体吸附重金属等污染物[3]。由于微生物对重金属具有积累和解毒作用的功能，可促进有毒、有害物质解毒或降低毒性，使土壤重金属污染生物处理技术的发展和应用倍受关注。虽然近年来人们已经对土壤重金属污染的微生物效应、微生物学评价及修复机制做了大量的研究，但往往这些研究都是独立进行，缺乏相互之间的联系，造成很多结论的不统一性，对它们的综合评价产生一定的影响。因此，系统综述土壤重金属污染的微生物效应、微生物学评价及微生物的修复作用等方面的研究进展，研究和运用微生物与重金属间的相互关系和作用特点，对重金属污染土壤的微生物修复具有重要的意义[4]。 1土壤重金属污染的微生物效应及毒性 1.1重金属污染对土壤微生物活性的影响 当土壤受外来重金属污染物污染时，微生物为了维持生存可能需要更多的能量，而使土壤微生物的代谢活性发生不同程度的反应[5]86。微生物的代谢商（qCO 2）是微生物活性反应指标之一，它反映了单位生物量的微生物在单位时间里的呼吸作用强度[6]138。土壤微生物的代谢商通常随着重金属污染程 度的增加而上升。Chander 等[7]613研究认为，含高浓度重金属的土壤中微生物利用有机碳更多地作为能量代谢，以CO 2的形式释放，而低浓度重金属的土壤中微生物能更有效地利用有机碳转化为生物量碳，土壤中的重金属含量的高低影响了微生物的呼吸及代谢，进而影响了土壤的呼吸作用。张玲和叶正钱[6]139研究了铅锌矿区污染土壤的微生物活性，在矿口处土壤基础呼吸为33.69mg/（kg ·d ），明显高于其他地段，在远离矿口800m 的地方土壤基础呼吸为24.57mg/（kg ·d ），明显高于对照的4.06mg/（kg ·d ），矿口土壤的土壤基础呼吸和微生物代谢商分别是对照土壤的1.6倍和2.3倍。Fliepbach 等[8]1202也研究认为，代谢商是评价重金属微生物效应的敏感指标，它可以反映出土壤重金属污染程度。 1.2重金属污染对土壤微生物生物量的影响 土壤微生物生物量代表着参与调控土壤中能量和养分循环以及有机质转化所对应生物量的数量，而且土壤微生物碳或氮转化速率较快，可以很好地表征土壤总碳或总氮的动态变化，是比较敏感的生物学指标[8]1201。大量的研究表明，由于土壤重金属污染造成微生物生物量发生变化。Khan 等[9]30研究指出，Pb 污染矿区土壤的微生物生物量受到严重影响，靠近矿区附近土壤的微生物生物量明显低于远离矿区土壤的微生物生物量。Fliepbach 等[8]1201研究结果表明，低浓度的重金属能刺激微生物生长，可增加微生物生物量碳，而高浓度重金属污染则导致土壤微生物生物量碳的明显下降。Khan 等[9]31采用室内培养实验，研究了Cd 、Pb 和Zn 对红壤微生物生 土壤重金属污染的微生物效应研究进展 王彬杨胜翔徐卫红 （西南大学资源环境学院，重庆 400716） 摘 要 文章综述了土壤重金属污染的微生物效应、重金属污染土壤的微生物学评价及微生物的修复机制等方面的研究进展，并对今后土壤重金属污染的微生物修复的研究重点进行了展望。 关键词 重金属污染 土壤微生物 修复 收稿日期：2007-11-28，修改稿收到日期：2008-01-07 第23卷第2期 2008年6月广州环境科学 GUANGZHOU ENVIRONMENTAL SCIENCES Vol.23，No.2Jun.2008 6
重金属对几种微生物的胁迫生理毒性研究 我们生活的世界是一个微生物世界，人类就生活在微生物海洋里，其中土壤和水体是微生物种类和数量比较多的两个生活环境，随着社会的进步，工农业的发展，各种生产和生活废弃物的排放，人类生活的环境受到各种废弃物的严重污染，这些污染给环境带来了严重的影响，同时也影响了环境中的各种生物，微生物也不例外，微生物以其独有的特征成为环境污染监测中一个重要指标，如水体中生物监测的对象就主要是细菌。 一般情况下，环境中重金属的存在会对动、植物和微生物造成一定的毒害作用, 但是各种生物对重金属的敏感性有很大的差别。微生物作为一类低等的单细胞的生物，外界环境对它作用具有均一性特征，更容易受到外界环境的影响，所以，微生物对各种污染物的敏感性是比较强的。很多研究表明，微生物在受到重金属胁迫后，往往会在区系组成、生理生化、遗传等方面对重金属作出响应，根据以上指标的变化特点，分析不同重金属在不同浓度梯度下对几类典型微生物造成的影响，为环境中重金属污染状况进行评价提供理论依据，并为环境重金属污染的生物修复提供理论指导。 外界环境中存在的微生物主要有三大类：细菌(根据革兰氏染色可分为革兰氏阳性菌和革兰氏阴性菌)、真菌和放线菌，它们在结构、组成、形态和大小等方面都有各自的特征: 革兰氏阳性菌：有细胞壁，构成的主要成分是肽聚糖，肽聚糖层较厚，细胞壁的其他成分是磷壁酸；细胞膜的构成与高等生物一样，成分是磷脂和蛋白质分子；细胞内有一核区，其成分有DNA、RNA和支架蛋白。 革兰氏阴性菌：与革兰氏阳性菌细胞壁的共有成分是肽聚糖，但是，革兰氏阴性菌肽聚糖层较薄，在其细胞壁外有有一层结构复杂的外膜，其主要成分是脂蛋白、脂多糖、孔蛋白等，其他结构成分与革兰氏阳性菌相同。 链霉菌：是放线菌中的一个大属，在土壤中分布广，种类多，属于原核微生物中的革兰氏阳性菌，结构为杆状或丝状。 酵母菌：是真核微生物中的一个大类群，它的特点是细胞中含有细胞核，细胞个体较大，细胞壁的成分多以几丁质为主。综上所述，环境中四类微生物在受到外源性重金属胁迫后，在生理生化、形态、生长、遗传等方面都会表现出不同的变化，这些变化可以为环境被外源性重金属污染后在微生物方面响应提供一定的参考，从一定程度上反映重金属对环境的污染程度。 目前，大多数的研究多集中于用一种重金属不同的浓度梯度在盆栽或实验室条件下对土壤典型微生物进行胁迫培养，通过测定土壤中微生物生物学指标、土壤酶活性及给所培养的植物带来的生理生化、基因等方面的变化，分析重金属对土壤典型微生物及植物的影响，而重金属对土壤中三类微生物群体水平上的影响及三类典型微生物对不同重金属的响应机理还少见报道。 本课题选择四种典型的微生物（革兰氏阳性菌、革兰氏阴性菌、酿酒酵母菌、链
土壤重金属污染微生物修复技术浅析 微生物种类繁多，数量庞大，分布广泛，功能多样，是土壤生命体的有机构成，可作为表征土壤生态环境变化的一个重要指标。微生物修复主要是利用土著微生物或人为投加的特效微生物在特定的条件下吸收、转化、固化或分解土壤、水体中的重金属污染物，改善环境质量、促进生态修复的一种生物措施。是一种低耗、高效、环保安全的修复技术。 微生物修复具有环境友好、安全生态、低耗等优点，是一种健康、经济、可持续的重金属污染修复技术。在汉斯出版社《土壤科学》期刊中，有论文通过文献调研，综述了微生物对重金属污染的修复现状、修复机理、影响因素及强化修复等，以期为重金属污染微生物修复提供参考。 细菌作为微生物中的最大群体，它本身及其产生的各种物质广泛参与水体、土壤、矿渣和沉积物等环境中的多种反应，进而影响诸多元素的迁移转化。许多真菌对重金属具有抗性和吸附性，尤其在重金属污染区域存活的真菌具有较强耐性，对甄选区域优势生物种群具有指导意义。目前，对菌根真菌、大型真菌、酿酒酵母、青霉菌及曲霉菌等修复重金属污染研究较多。另外不同重金属之间的相互作用，微生物去除重金属的能力会随重金属复合的种类及浓度的不同而不同，对其污染的土壤修复具有很高的挑战性。 pH是影响微生物抗重金属能力的重要因素。不同的菌丝体，对重金属的吸附能力受PH 值的影响，菌根真菌在不同的pH环境下生物量会发生显著的变化。随着PH值的降低，重金属的吸附性减弱，从而移动性增强，反之，重金属与OH?生产氢氧化物沉淀，降低金属离子的移动性。但在强碱环境下，金属离子易于OH?形成络合物，其移动性反而增强。在某一浓度微生物对重金属的吸收随外界条件不同而不同，有其最适合的pH条件。
浅谈我国土壤重金属污染现状及修复技术 土壤是一个开放的缓冲动力学系统，承载着环境中50%～90%的污染负荷[1-2]。随着矿产资源开发、冶炼、加工企业等规模的扩大以及农业生产中农药、化肥、饲料等用量的增加和不合理的使用，致使土壤中重金属含量逐年累积，明显高于其背景值，造成生态破坏和环境质量恶化，对农业环境和人体健康构成严重威胁。重金属在土壤中移动性差、滞留时间长、难降解，可以通过生物富集作用和生物放大作用进入到农牧产品中[3]，从而影响产出物的生长、产量和品质，潜在威胁人体健康[4]。本文对我国土壤重金属污染现状进行了简要分析，概述了土壤中重金属的来源，简单介绍了物理修复、化学修复和生物修复技术在土壤重金属污染修复方面的研究进展，以期为土壤重金属污染修复提供参考。 1我国土壤重金属污染现状 随着矿山开采、冶炼、电镀以及制革行业的蓬勃发展，一些企业盲目追逐经济利益，轻视环境保护，再加上农药、化肥、地膜、饲料添加剂等的大量使用，我国土壤中Pb、Cd、Zn等重金属的污染状况日益严重，污染面积逐年扩大，危害人类和动物的生命健康。据报道，2008年以来，全国已发生100余起重大污染事故，其中Pb、Cd、As等重金属污染事故达30多起。据2014年国家环境保护部和国土资源部发布的全国土壤污染状况调查公报显示，全国土壤环境总状况体不容乐观，部分地区土壤污染较重，耕地土壤环境质量堪忧，工矿业废弃地土壤环境问题突出。全国土壤总的点位超标率为16.1%，其中轻微、轻度、中度和重度污染点位比例分别为11.2%、2.3%、1.5%和1.1%。据农业部对我国24个省市、320个重点污染区约548 万hm2土壤调查结果显示，污染超标的大田农作物种植面积为60万hm2，其中重金属含量超标的农产品产量与面积约占污染物超标农产品总量与总面积的80%以上，尤
重金属污染的微生物修复及一般性分析 环境科学系陈汉忱苏冠勇汪渝松姜炳棋 摘要：耐受重金属微生物资源的筛选与分子鉴定及抗性研究；SBR工艺去除城市污泥 中重金属的研究；固定化微生物技术及其在重金属废水处理中的应用；汞对有效微生物 的毒性效应。 关键词难受重金属微生物SBR工艺固化微生物技术汞毒性 正文 微生物技术在环境方面的应用越来越广泛并且日益成熟，采用微生物处理重金属污染技术还不是很成熟，下面将从四个方面逐步探讨微生物处理重金属污染技术的可行性、方法、一些具体的应用实例以及一些关键的影响因素。 耐受重金属微生物资源的筛选与分子鉴定&抗性研究 首先应对微生物处理进行预先的筛选和条件最优化试验，而且如有必要，应作微生物重金属抗性研究 [例]吸附重金属离子菌种的筛选及其吸附试验研究 实验步骤：从汽车制造厂排污口采集废水及污泥样品进行富集、分离纯化，筛选出可吸附重金属的菌种。进行吸附实验后测定重金属离子浓度。将一定量的溶液溶解在一定量的去离子水中，用ICP测定其浓度。从上述吸附实验中选择出吸附重金属离子效果最好的菌种。接入到50mL模拟重金属离子水溶液中。在一定条件下进行吸附，测定重金属离子的残留浓度。 实验结果： （1）菌体本身的影响
（2）pH的影响 由图2可以看出，pH值为5时WNO4对于Pb2+的吸附效果最好，其吸附率为97.1%。 重金属抗性形成的可能机制：生物吸附作用在细菌、真菌和藻类细胞上有许多结构组分具有结合重金属的能力，大量研究证实，胞外多糖带有负电荷，可以作为重金属的有效生物吸附剂，阻止重金属离子进入细胞。将动胶菌属的细菌产生的胞外多糖萃取并除去，会大大降低细菌吸附重金属的能力，进而增加其对金属的敏感性；其它蓝细菌、藻类和真菌也可
土壤重金属铅污染及对人类健康的危害综述 摘要根据近年来国内外对城市土壤重金属污染的相关研究报道，综述了我国土壤重金属铅的污染现状以及土壤中重金属铅的来源、生物可给性及其对人体的健康风险。 关键词重金属污染; 土壤;城市土壤; 铅；健康风险 近年来, 随着人口的快速增长、工业的迅速发展、农药与化肥的大量施用, 大量的重金属污染物进入土壤环境, 土壤污染日益严重。据统计, 在过去的50 年里, 全球排放到环境中的镉、铜、铅和锌分别达22 000、939 000、783 000 和135 000 ,t 其中有相当一部分进入了土壤[ 1] 。土壤重金属不能为土壤微生物所分解, 易于积累, 最终通过生物富集途径危害人类的健康。因此, 土壤重金属污染越来越受到人们的关注, 已成为全球面临的重要环境问题, 并日益成为环境、土壤科学家们研究的热点。 1 土壤铅污染的现状 目前，全世界平均每年排放约500 万t 铅。过去50 a 间，排放到全球环境中的铅约有7.83×105 t，其中大部分进入土壤，致使世界各国土壤出现不同程度的重金属污染[2]。我国2 4 个省（市）城郊、污水灌溉区、工矿等经济发展较快地区的320 个重点污染区中，重金属含量超标的农产品产量与面积约占污染物超标农产品总量与总面积的80% 以上，其中铅是最严重的污染元素之一[ 3] 据统计，我国大中城市郊区蔬菜、粮食、水果、肉类与畜产品中铅的超标率分别为3 8.6％、2 8.0 ％、27.6 ％、41.9 ％和71.1 ％。以沈阳市为例，环境中铅的暴露普遍，市区土壤全铅含量范围为26~2 910 mg ／kg ，污染程度较高[4]. 2 重金属铅污染的来源 2.1 铅的开采、冶炼和精炼 铅的物理化学性质如延展性和对腐蚀的抵抗性从古代就为人们所知，铅的开采、冶炼和精练过程会对周围大气和土壤有很大影响，排出的重金属颗粒大小为 0.001 ～100 μm ，烟气颗粒为0.01 ～2 μm ，靠近冶炼厂的表层土壤，其铅含量为1 000mg/kg。 2.2 工业“三废” 生产和使用铅及含铅化合物的工厂排放的废气、废水、废渣可造成环境污染，进而造成食品污染。环境中某些微生物可将无机铅转变成毒性更大的有机铅。当前世界许多地区，特别是工业发达的城市，大气中含铅已达极高水平。欧洲的大气含铅量为0.055×10-6 ～0.34×10-6g/m3，日本大气含铅平均值0.2×10-6g/m3 我国北京市1980 年大气含铅量平均值为0.56×10-6g/m3 。我国一些地区对土壤
五大类重金属污染物治理技术及可行性分析(一)铅(Pb)治理技术与其可行性分析 目前，工业中处理废水中重金属铅离子一般采用化学沉淀法和离 子交换法。另外，液膜法和生物吸附法是新兴的含铅废水的处理方法，目前处于研究阶段。 （1）化学沉淀法：化学沉淀法是目前使用较为普遍的方法。所用沉淀剂有：石灰、烧碱、氢氧化镁、纯碱以及磷酸盐，其中氢氧化物 沉淀法应用较多。此法是将离子铅转化为不溶性铅盐与无机颗粒一起 沉降，处理效果比较好，可以达到国家排放标准。但大量的铅盐污泥 不易处理，容易造成二次污染，且此法存在占地面积大、处理量小、 选择性差等缺点。 （2）离子交换法：离子交换法是利用离子交换剂有离子交换树脂、沸石等。离子交换是靠交换剂自身所带的能自由移动的离子与被处理 的溶液中的离子进行交换来实现的。推动离子交换的动力是离子间浓 度差和交换剂上的功能基对离子的亲和能力。离子交换法处理铅离子 是较为理想的方法之一，不但占地面积小、管理方便、铅离子脱除率 很高，而且处理得当可使再生液作为资源回收，不会对环境造成二次 污染。离子交换法的缺点是一次性投资比较大，且再生也存在一定的 困难。 （3）生物吸附法使用生物材料处理和回收含铅废水的技术是既简单又经济的治理方法，已经引起了人们的重视。生物材料对重金属天
然的亲和力，可用以净化浓度范围较广的铅离子废水以及混合的金属 离子废水。其优点有：①受pH值影响小；②不使用化学试剂；③污泥量极少；④无二次污染；⑤排放水可回用；⑥菌泥中金属可回收且菌 泥可用作肥料。生物吸附法将是废水深度处理常用的方法。 化学沉淀法由于容易产生二次污染，不符合绿色化学的宗旨，固 其处理虽能达标，但并不符合当今时代和实际的要求，不鼓励用于珠 三角地区铅污染的处理。珠三角地区由于土地价格高昂，因此对比下，选择占地面积小，管理方便，脱除率高的离子交换法结处理废水中的 铅较为符合实际情况。而在土壤中的铅污染适宜使用生物吸附法和植 物修复法，利用超富集植物对土壤中的铅进行富集，可有效的去除土 壤中的铅，再辅以微生物处理法，使得处理效果大大增加。 (二)汞(Hg)治理技术及其可行性分析 含汞废水主要来源于有色金属冶炼厂、化工厂、农药厂、造纸厂、 染料厂及热工仪器仪表厂等。从废水中去除无机汞的方法有硫化物沉 淀法、化学凝聚法、活性炭吸附怯、金属还原法、离子交换法和微生 物法等。一般偏碱性含汞废水通常采用化学凝聚法或硫化物沉淀法处 理。偏酸性的含汞废水可用金属还原法处理。低浓度的含汞废水可用 活性炭吸附法、化学凝聚法或活性污泥法处理，有机汞废水较难处理，通常先将有机汞氧化为无机汞，而后进行处理。 （1）还原法： NaBH4（硼酸钠）还原法：非金属还原剂——硼酸钠， 与汞反应后主要生成汞和偏硼酸、放出氢气。Hg2+＋BH4-＋2OH- = Hg↓＋3H2↑＋BO2-。金属还原法：凡是氧化还原电位低于Hg2+的，如Cu. Zn.
土壤重金属污染及治理修复技术 摘要：由于冶炼、电镀、制革和电子等工业中三废的排放，以及各种金属矿山开采活动的增多，导致含有很多重金属的物质进入土壤，并由土壤间接进入周围的环境中，给周围环境造成很大的破坏，同时也在危害着人类的健康。本文重点讲述了土壤中重金属的存在形式和转移形式，并系统地介绍了传统的重金属污染修复技术和新型的重金属污染修复技术。 关键词：土壤;重金属污染;治理修复技术 1、土壤中的重金属存在形态和转移形式 重金属物质在土壤介质中的存在形态是衡量其对周围环境影响程度的关键指标，重金属在土壤中的主要存在形态有自由离子形态、可溶化合物形态、可交换离子形态、有机束缚形态或与其它离子形成氧化物硅酸盐氮化物等形态。一般情况下，可以通过重金属形态的探测和提取法将一些交换态和结合态的或者残渣态的金属络合物进行提取和分析，可用于这类技术方法提取的重金属有铅、镉、铜、锌等。[1]目前已知的重金属在土壤中有三种迁移方式，即由于植物对周围金属离子有吸附作用，重金属离子被移入植物体内，并随着食物链进入动物或人体内，也可能会随着植物的枯萎和腐朽再次回到土壤中。一些重金属物质以离子形式存在于地
下水和河流中，并随地下水和河流的四处流动而进行扩散，这就加重了对重金属污染进行治理的难度。最后一种方式就是重金属物质残留在土壤中，随着时间的推移慢慢氧化作用或者进行其他化学作用，在化学作用后与其他物质进行化合，最后将毒害作用减少。 2、传统的土壤重金属污染修复技术 2.1物理化学修复技术 物理化学修复过程即通过各种物理和化学手段从土壤 中除去或者分离含重金属的污染物，比如利用淋洗液将土壤中的固相重金属转移到土壤的液相中，再利用络合或者沉淀的方法使土壤富集，然后将富集液中含重金属的沉淀进行过滤并除去。在进行淋洗时，淋洗剂的选择是非常关键的问题。除此之外，可以用电动修复的方法，就是在固液相的土壤中插入电极，利用重金属导电性的原理，充分在电场的作用下引导并从土壤中移动出。然后进行筛选和过滤。也可以利用重金属与某些非金属阴离子在土壤中化合形成化合物的方法，在土壤中掺入适量的含有非金属阴离子的物质，使重金属阳离子和非金属阴离子不易分解的无害的化合物，或者可直接分离提取的化合物[2]。 2.2农业化学修复技术 农业化学修复技术就是采用大面积种植一些可以对重 金属物质进行有利吸收的农作物，从而利用植物自身的吸收
土壤中的重金属移动性差，滞留性强，难以被微生物降解，通过地下水循环和植物传递而影响生物圈环境的健康发展。一种或几种不同金属的形态对环境的毒性也有所不同。因此，金属形态的存在、分布所产生的毒性程度也影响着重金属在环境中的迁移。重金属在进入土壤后会发生复杂反应。化学作用包括络合、吸附以及淋溶等。 重金属在土壤中的吸附不仅与土壤类型、基本理化性质有关，还与重金属本身的离子特性相关。重金属离子间的相互作用可由土壤的酸碱度、离子强度的影响而改变。其中，酸碱度对金属形态的影响很大。通过室内静态吸附方法和 Tessier连续提取法，对新疆荒漠区某石化污水库周边的农田土壤 pH、外源钴浓度、离子强度进行考察，研究土壤中重金属钴的存在形态和生物有效性变化，从而得出钴在供试土壤中的形态再分配及生物活性变化，得出该区域的环境行为，为新疆荒漠区钴污水影响下农田重金属修复提供试验基础与依据。 1、材料与方法 1． 1 土壤样品的采集。土壤采自新疆荒漠区域某石化污水库附近的油葵种植田。将采来的土壤样品在室内风干，过100 目筛，待用。对照土的基本理化性质为: 土壤碱化度41． 63% ，pH 8． 86，阳离子交换量 7． 68 cmol /kg，钴 9． 00mg /kg，土壤有机碳 443 mg /kg，土壤有机质 760 mg /kg。 1． 2 静态吸附试验。称量 2． 500 0 g 土样于 100 ml 锥形瓶中，按照 4 种条件进行处理，每个处理设置 3 个平行。①对土样施加配制初始浓度为 100 mg/L 钴溶液(pH 为 2 ～13) ;②对土样施加配制考察浓度范围内(100、125、150、200、250、300、400 mg /L) 的硝酸钴溶液; ③将加入 100 mg /L 硝酸钴溶液的土壤进行老化5、10、20、40、70 d; ④对土样施加 pH 为7，离子强度为 0、0．001、0．01、0．1、0．2、0．5、1．0 mg/L，重金属浓度为100 mg/L 的硝酸钴溶液。将以上处理过的试样置于25℃ 恒温振荡2 h，再静置 24 h，以 3 000 r /min 转速离心 15min，均取上清液，用原子吸收光谱仪测定。 1． 3 钴总量及各形态分析方法。土壤残渣态采用 H2SO4-HC104-HCl 电热板法消解。土壤形态分析采取 Tessier 连续提取技术提取。各形态钴溶液用火焰原子吸收仪测定。 式中，K 为生物有效系数;m 为各形态质量; F0是水溶态，mg/kg;F1为可交换态，mg/kg;F2为碳酸盐结合态，mg/kg;F3为水溶态，mg /kg; F4为有机结合态，mg/kg;F5为残渣态，mg/kg。所得数据用 SPSS 软件处理，得出相关性分析与回归分析结果。 2、结果与分析 2． 1 土壤酸度对钴形态的影响及生物有效性分析
重金属废水的微生物废水处理工艺 一、微生物法治理电镀废水技术 1．主要技术内容 （1）基本原理用从电镀污泥中获得的SR系列复合功能菌，高效还原六价铬为三价铬，三价铬、锌、铜、镍和镉等二价金属离子被菌体富集，再经固液分离，废水被净化，污泥中金属再用微生物或化学法回收，固液分离的上清液可以回用。 （2）技术关键本技术的关键是菌体的培养和“菌废比”的合理调控，这是保证处理水质达到排放标准或回用的重要条件。一般采用厌氧技术培养菌体，培养液可以是生活污水，粪便，高浓度有机废水，也可以人工配制。采用中温发酵技术。根据废水中的金属离子的浓度和培养的菌体的浓度决定“菌废比”，具体情况具体决定。 （3）工艺流程微生物治理电镀废水工艺流程见图9-24。 2．主要技术指标 （1）净化能力本技术对废水成分变化的适应性强，各金属离子浓度的范围为：铬1mg／L～1000mg ／L，锌1mg／L～1000mg／L，铜1mg／L～1000mg／L，镍1mg／L～500mg／L，镉1mg／L～500mg／L。本技术不仅能处理单一的金属废水，也可处理混合的金属废水。废水的pH值可在4～8范围内变化。每天处理废水量可达1m3～1000m3以上。 （2）特点利用微生物高效快速还原六价铬，无二次污染，能回收菌泥中的金属，因此，使用周期长，管理方便。如果能利用生活污水、食品加工废水等培养微生物，可以实现以废治废。 （3）出水水质处理后排放水中六价铬、总铬、锌、铜、镍、镉等金属低于国家GB8978-1996污水综合排放标准，见表9-15。
3．投资分析对于日处理100t废水的规模而言，1992年价格为总投资30万元，其中土建15万元，设备10万元，其他5万元。 本技术主要设备使用期可达40年，运行费用约为每吨废水0.20元。 4．主要设备微生物法治理电镀废水技术的主要设备有培菌池，生物反应器，调节池，泵房，沉淀池，消毒池，主控室，化验室等。 二、硫酸盐生物还原法处理含锌废水 硫酸盐生物还原法处理含锌废水其原理是利用硫酸盐还原菌SRB在厌氧条件下产生硫化氢，硫化氢和废水中的重金属反应，生成金属硫化物沉淀以去除重金属离子。 1．废水处理工艺流程见图9-25。
第31卷第2期2010年2月 环 境 科 学E NV I RONMENT AL SC I ENCE Vol .31,No .2 Feb .,2010 土壤中镉的生物可给性及其对人体的健康风险评估 崔岩山,陈晓晨 (中国科学院研究生院资源与环境学院,北京 100049) 摘要:为了研究土壤中镉生物可给性与土壤属性之间的相互关系以及人体无意摄入土壤镉的风险,采集我国一些地区的16个土壤样品,利用in vitro 方法研究了这些土壤中镉的生物可给性及其对人体的健康风险.结果表明,有11个土壤样品中镉的含量高过我国土壤环境质量标准的三级标准;土壤中镉的溶解态浓度及其生物可给性变化很大,模拟胃和小肠液中镉的溶解态含量分别为0105～20171mg ?kg -1和0103～11199mg ?kg -1,平均值分别为1181mg ?kg -1和1106mg ?kg -1;模拟胃和小肠液中镉的生物可给性分别为6137%～69143%和3119%～36191%,平均值分别为25134%和14184%.模拟胃液中镉的溶解态含量与土壤pH 有显著的相关性.如以胃阶段为判断,无意摄入土壤中镉对儿童的PT W I 贡献率除广西南宁的土壤为26190%外,其它有11个土壤样品低于1100%.如以小肠阶段为判断,无意摄入土壤中镉对儿童的PT W I 贡献率最高为广西南宁的土壤达15157%,另有4个土壤样品高于1100%,其它都低于1100%.可见,对于本研究中大多数土壤,通过口部无意摄入土壤中镉的对人体并没有很高的风险.但当土壤中镉含量较高,同时其具有很高的生物可给性,就会对人体健康产生很大的风险.关键词:土壤;镉;生物可给性;口部摄入;健康风险 中图分类号:X503;X82014 文献标识码:A 文章编号:025023301(2010)022******* 收稿日期:2009203226;修订日期:2009205205 基金项目:国家高技术研究发展计划(863)项目(2008AA06Z336); 国家自然科学基金项目(20607028) 作者简介:崔岩山(1972～),男,副教授,主要研究方向为土壤污染控 制及其对人体的健康风险,E 2mail:cuiyanshan@gucas .ac .cn B i oaccessi b ility of So il Cad m i u m and Its Hea lth R isk A ssess m en t CU I Yan 2shan,CHEN Xiao 2chen (College of Res ources and Envir on ment,Graduate University of Chinese Acade my of Sciences,Beijing 100049,China ) Abstract:Sixteen s oil sa mp les were collected fr om different sites of China t o study the bi oaccessibility of s oil cad m iu m.The relati onshi p bet w een the s oil p r operties and the bi oaccessibility as well as the health risk assess ment of the oral ingesti on s oil was als o studied .The results showed that comparing with Chinese envir on mental quality standard for s oils,the concentrati ons of cad m iu m in 11s oil sa mp les were higher than the standard .The high variability of diss olved and bi oaccessible cad m iu m of s oils were observed . Concentrati ons of bi oaccessible Cd ranged fr om 010*******mg ?kg -1and 010*******mg ?kg -1with a mean of 1181mg ?kg -1 and 1106mg ?kg -1 in gastric and s mall intestinal phase res pectively .B i oaccessible Cd ranged fr om 6137%269143%and 3119%236191%with a mean of 25134%and 14184%in gastric and s mall intestinal phase res pectively .A significant correlati on bet w een diss olved cad m iu m in gastric stage with the s oil pH was als o observed .I n gastric stage,f or children,the highest contributi on of the oral ingesti on s oil cad m iu m t o the p r ovisi onal t olerable weekly intake (PT W I )that recommended byWHO was 26190%in the s oil samp le that was collected fr om Nanning Guangxi and the contributi on rate in 11s oil sa mp les is l ower than 1100%.I n s mall intestinal stage,f or children,the contributi on of the oral ingesti on s oil cad m iu m t o PT W Iwas als o variable .The highest contributi on rate was 15157%,the four sa mp les were higher than 1100%and others were bel ow 1100%.Health risk fr om the oral ingesti on of s oil cad m iu m was l ow in most of s oils and the high health risk only occurred in the s oil samp le with high t otal cad m iu m concentrati on and high bi oaccessibility .Key words:s oil;cad m iu m;bi oaccessible;oral ingesti on;health risk 土壤镉污染是一个世界范围的环境问题,在我 国,镉污染耕地面积已达1133万hm 2[1] .土壤中镉进入人体的途径包括食物链、无意口部摄入(手2口的直接接触活动,特别是儿童)、呼吸和皮肤接触等,其中食物链途径是土壤镉进入人体的主要途径[2] .由于儿童的特点,其对土壤的无意口部摄入,可能会影响其体内总镉的摄入量,从而危害其身体健康.因此,研究人体,特别是儿童通过无意口部摄入土壤镉的量对其总镉摄入量的贡献率具有重要的科学意义.要评估土壤镉的无意口部摄入对人体镉的总摄入量的贡献,首先要有效、准确地判定土壤中镉的生物有效性(bi oavailability ).动物实验(in vivo ) 一般能很好地反映污染物的生物有效性,但其费用高、试验周期长、动物的个体差异等也是其不足之处.近年来,In vitro 实验由于其操作简单、费用低、 结果较为准确而受到越来越多的研究者关注[3,4] .In vitro 实验结果反映的是土壤中镉的生物可给性(bi oaccessibility ),即土壤中的镉直接进入人体的消化系统并可以被人体胃肠道溶解的部分[3] .这部分是人体对土壤镉可能吸收的最大量.目前,国内外涉