石 浩,彭安安,余春沐

（佛山科學(xué)技術(shù)學(xué)院環(huán)境與化學(xué)工程學(xué)院，廣東 佛山 528000）

我國土壤污染總體形勢(shì)嚴(yán)峻,2014年發(fā)布的 《全國土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》顯示,全國耕地土壤點(diǎn)位超標(biāo)率為19.4%,其中,鎘(Cd）污染物點(diǎn)位超標(biāo)率竟達(dá)到7.0%[1-2]。據(jù)不完全統(tǒng)計(jì),我國農(nóng)田Cd污染面積已達(dá)2萬hm2,Cd含量超標(biāo)的農(nóng)產(chǎn)品年產(chǎn)量達(dá)14.6億kg[3],其中稻米中Cd的超標(biāo)比例高達(dá)10.0%,且有日益加重的趨勢(shì)[4],給居民健康與生態(tài)環(huán)境帶來極大危害。國內(nèi)外研究者針對(duì)土壤Cd污染的修復(fù)進(jìn)行諸多嘗試,如客土法、玻璃化法、電動(dòng)修復(fù)法等。這些方法都不同程度地存在著操作費(fèi)用高、易導(dǎo)致土壤退化、產(chǎn)生二次污染、破壞土壤生物多樣性等缺點(diǎn),因而不適合大范圍使用,尤其不適合農(nóng)業(yè)用地使用[5-6]。植物修復(fù)-微生物協(xié)同修復(fù)作為一種相對(duì)簡(jiǎn)單、經(jīng)濟(jì)、有效且環(huán)境友好的土壤重金屬污染生物修復(fù)方法,極具發(fā)展前景。本文就近年來國內(nèi)外在植物-微生物協(xié)同修復(fù)Cd污染土壤方面的研究現(xiàn)狀進(jìn)行綜述。

1 鎘污染的微生物-植物協(xié)同修復(fù)機(jī)理

微生物-植物協(xié)同修復(fù)是利用植物及與其相關(guān)微生物的作用來去除、轉(zhuǎn)移或者穩(wěn)定重金屬,從而降低土壤中的重金屬的濃度或者毒性的過程。鎘是一種非必需的劇毒重金屬,具有較長(zhǎng)的生物半衰期,對(duì)大多數(shù)生物都有危害。Cd積累在植物體內(nèi)可以減少植物葉綠素含量、抑制植物光合作用,誘導(dǎo)增加活性氧(ROS）的形成,導(dǎo)致細(xì)胞膜和其他生物分子的氧化損傷,從而抑制植物的生長(zhǎng),影響植物的形態(tài)及生理生化代謝過程[7-8]。植物長(zhǎng)時(shí)間暴露于Cd環(huán)境中會(huì)表現(xiàn)出生長(zhǎng)遲緩,根的伸長(zhǎng)和芽的生長(zhǎng)的受到抑制,葉片萎黃凋落等。重金屬超累積植物則能夠通過排斥吸收、主動(dòng)分泌、限制金屬在敏感組織中的分布、限制金屬與細(xì)胞壁的結(jié)合、增強(qiáng)有機(jī)分子的螯合作用和液泡的分隔作用等不同的機(jī)制來抵抗Cd脅迫,使其能在高度Cd污染的土壤中生長(zhǎng),并且其體內(nèi)Cd積累濃度能10～500倍于普通植物[7-8]?；诔鄯e植物的植物修復(fù)法,可通過移除并集中處理超累積植物的可收割部分,實(shí)現(xiàn)達(dá)到降低土壤重金屬濃度的目的,Pilon-Smits認(rèn)為這是一種 “經(jīng)濟(jì)的、非侵入性”的方法[9]。

我國一些Cd超積累植物種類資源相繼被發(fā)現(xiàn)和報(bào)道,如寶山堇菜(Viola baoshanensis）；龍葵(Solanum nigrumL.）；球果薄菜(Rorippa globosa）；伴礦景天(Sedum plumbizincicola）；東南景天(Sedum alfrediiH）等[10]。然而這些超積累植物通常生物量低、生長(zhǎng)緩慢、修復(fù)周期長(zhǎng),從土壤中吸取Cd受到鎘的生物可利用度,土壤pH值,植物的生長(zhǎng)階段等多種的因素限制[11]。

植物的生長(zhǎng)及其根際與內(nèi)生的微生物關(guān)系十分密切。鎘脅迫可以影響土壤微生物微量金屬元素的攝取、酶活性、蛋白質(zhì)合成、DNA復(fù)制和細(xì)胞分裂等,進(jìn)而影響土壤微生物的生存和群落結(jié)構(gòu)。然而,作為地球生物化學(xué)循環(huán)的重要驅(qū)動(dòng)者,許多微生物進(jìn)化出忍受高Cd2+濃度的能力。這些微生物與Cd具有很強(qiáng)的親合性,通過吸附、沉淀、氧化還原作用,可以降低土壤中Cd的毒性[12],與植物共生的微生物還有可能將積累的Cd轉(zhuǎn)移到高等植物中。

研究表明,即使在高濃度的Cd環(huán)境下,抗Cd的植物促生菌(plant growth-promoting rhizobacteria,PGPR）也能生長(zhǎng)和產(chǎn)生吲哚乙酸(indole-3-acetic acid,IAA）,IAA對(duì)植物細(xì)胞分裂分化十分重要,能促進(jìn)植物生長(zhǎng),進(jìn)而促進(jìn)植物產(chǎn)生更大的生物量和更好的Cd吸收效果。印度梨形孢(Piriformospora indica）在紫花苜蓿根部定殖時(shí),會(huì)分IAA,增加植物產(chǎn)量；P.indica的有效定殖能提高根際微生物活性,并使根部Cd含量增加17.92%～38.55%,地上部分Cd含量減少8.87%～33.16%[13]。Prapagdee B等[14]的研究則發(fā)現(xiàn),向日葵幼苗在濃度分別為0,25,50和75 mg/L的Cd環(huán)境下,接種抗Cd的植物促生菌Micrococcus sp.MU1時(shí)幼苗根增加長(zhǎng)度分別為26%,32%,37%和23%,而接種植物促生菌Klebsiella sp.BAM1的幼苗根增加長(zhǎng)度分別為68%,43%,40%和21%。劉莉華[15]以龍葵為實(shí)驗(yàn)植株,分別接種兩株具有較強(qiáng)Cd耐受能力的奇異變形桿菌Proteus mirabilisTL3和Proteus mirabilisDBS2后,龍葵根部Cd含量分別比對(duì)照組增加了17.2%和85.6%,且兩菌株均能促進(jìn)植株生長(zhǎng)。

表1 微生物強(qiáng)化植物修復(fù)功能研究的實(shí)例Table 1 Recent examples of phytoremediation promoted by microbe

2 叢枝菌根真菌-植物協(xié)同修復(fù)

菌根是土壤中真菌與高等植物營(yíng)養(yǎng)根系形成的一種聯(lián)合體,具有降解污染的能力。其中叢枝菌根真菌(arbuscular mycorrhizal fungi,AMF）不僅能提供土壤和植物根系之間的直接聯(lián)系,并能夠影響植物對(duì)礦物質(zhì)的吸收,受到了大批研究者的青睞。

不同的菌種作用于不同的植物,作用原理不一樣,作用效果也會(huì)不一樣。部分AMF與高等植物根系的相互繁殖,使得AMF菌絲和植物根系的細(xì)胞壁滯留下Cd,增強(qiáng)植物對(duì)Cd毒性的耐受能力；AMF還具有很強(qiáng)的酸溶和酶解能力,可利用有機(jī)酸降低pH值及與Cd結(jié)合,達(dá)到富集Cd的效果。Hu J在黑麥草(Lolium perenneL.）上接種兩種 AMF菌株Glomus caladium90036(Gc）和Glomus mosseaeM47v(Gm）,發(fā)現(xiàn)Gc和 Gm均降低了土壤有效Cd含量21%～38%(P＜0.05）,而接種Gc的東南景天(Sedum alfrediiHance）的Cd的植物提取效率也得到顯著提升[21]。賀章咪等[22]以納米氫氧化鎂(n Mg）為化學(xué)鈍化劑、套種Cd富集植物黑麥草、(Lolium multiflorumL.）并接種AMF微生物聯(lián)合修復(fù)菜園土壤Cd污染,AMF菌種分別為摩西斗管囊霉(Funneliformis mosseae）和幼套近明球囊霉(Claroideoglomus etunicatum）。實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明:與對(duì)照相比,n Mg、n Mg+AMF、n Mg+黑麥草和n Mg+AMF+黑麥草4個(gè)處理都能降低蘿卜根和地上部Cd含量,分別降低了32.5%～41.4%和13.7%～17.4%；土壤全Cd含量明顯降低,降幅為7.3%～17.1%。

而有些真菌則能降低植株對(duì)重金屬的吸收。羅方舟通過盆栽實(shí)驗(yàn),研究在土壤不同 Cd添加水平(0、2、10 mg/kg）下,接種叢枝菌根真菌摩西球囊霉(Glomus mosseae,GM）,研究其對(duì)旱稻(Oryza SativaL.）生長(zhǎng)、Cd吸收累積和根際土壤酶(脲酶和蔗糖酶）活性的影響。研究發(fā)現(xiàn),接種GM菌能同時(shí)降低旱稻對(duì)Cd的富集和轉(zhuǎn)運(yùn)能力,從而顯著降低其各部分尤其是籽粒中的 Cd含量,降低了26.8%～57.1%[23]。Li H等[24]通過使水稻(Oryza sativaL.）與兩種 AMFRhizophagus intraradices(RI）和Funneliformis mosseae(FM）共生,發(fā)現(xiàn)AMF與水稻共生可以使植株地上部和根系的Cd濃度顯著降低,而且在高Cd底物(≥0.05 mm）上的AMF定殖能降低在植株嫩枝和根部中無機(jī)態(tài)和水溶性態(tài)Cd的濃度和比例,這表明AMF可以將Cd轉(zhuǎn)化為毒性較小的不活躍形式來增強(qiáng)水稻抗鎘的能力。

不同的AMF接種到不同的植株,對(duì)植株的Cd植物提取效率影響不同。這樣會(huì)產(chǎn)生兩種AMF-植物協(xié)同修復(fù)方法:一種是AMF促進(jìn)植株吸收Cd,使得土壤有效Cd含量降低,從而使污染土壤能夠重新進(jìn)行耕作和生產(chǎn)；另一種是在Cd污染土壤上種植對(duì)Cd低吸收的農(nóng)作物,接種AMF增強(qiáng)農(nóng)作物對(duì)吸收Cd的抑制作用,減少Cd在此類農(nóng)作物中的積累。無論是增強(qiáng)還是減弱,AMF-植物協(xié)同修復(fù)方法都是我們修復(fù)重金屬Cd污染土壤的重要方法之一。

3 根瘤菌-植物協(xié)同修復(fù)

根瘤菌主要指與豆類作物根部共生形成根瘤并能固氮的桿狀細(xì)菌,其和豆科植物之間互惠共生固氮,是一類重要的微生物。研究發(fā)現(xiàn)根瘤菌也有活化土壤中Cd的作用；根瘤菌莢膜外脂多糖能促進(jìn)金屬元素的離子化,金屬元素離子化后其生物可利用性會(huì)被提升,易被植物富集吸收。婁晨用紫花苜?！鼍采w系來修復(fù)鎘污染土壤,發(fā)現(xiàn)中華根瘤菌CCNWSX002與紫花苜蓿共生結(jié)瘤后,根瘤內(nèi)可以大量積累Cd,使得接菌后紫花苜蓿地下部分富集Cd的能力顯著提高[25]。陳雯莉等[26]在紅壤和褐土中接種根瘤菌后,發(fā)現(xiàn)專性吸附態(tài)和氧化錳結(jié)合態(tài)的Cd含量降低了1～1.5 mg/kg,交換態(tài)和有機(jī)結(jié)合態(tài)的Cd含量增加了0.4～0.5 mg/kg。在Cd污染土壤中,接種根瘤菌Rhizobium radiobacterHZ6、Mesorhizobium lotiHZ76及根瘤內(nèi)生細(xì)菌Herbaspirillum chlorophenolicumHZ10的刺槐(Robinia pseudoacacia Lin）幼苗,其抗氧化酶系統(tǒng)中的過氧化物酶Peroxidase(POD）和過氧化氫酶catalase(CAT）活性增強(qiáng),而丙二醛Malondialdehyde(MDA）含量的降低,能減弱Cd對(duì)植物膜系統(tǒng)的損傷,起到保護(hù)植物、提高植物抗性作用；且HZ76、HZ10+HZ76、HZ6+HZ10+HZ76處理的結(jié)瘤數(shù)量顯著增加,為不接菌處理的3.86、4.85、4.14倍；刺槐的株高、根長(zhǎng),地上與地下干重、氨態(tài)氮、硝態(tài)氮及葉綠素含量整體呈現(xiàn)增加趨勢(shì)[27]。Sriprang等[28]通過重組將編碼植物鰲合肽的基因轉(zhuǎn)入華庫根瘤菌株Mesorhizobium huakuii subsp rengeiB3中,重組華庫根瘤菌株在離體單獨(dú)培養(yǎng)時(shí)與對(duì)照相比Cd2+的吸收增加了9～19倍,當(dāng)將其接種到擬南芥(Arabidopsis sinicus）上形成共生體后,根瘤中Cd的含量增加1.5倍。

4 內(nèi)生菌-植物協(xié)同修復(fù)

植物內(nèi)生細(xì)菌是指從表面消毒的植物組織中分離得到或從植物內(nèi)部獲得的、能夠定殖在健康植物的各種組織和器官內(nèi),并未使植物的表型特征和功能發(fā)生改變的細(xì)菌。植物內(nèi)生菌包括內(nèi)生真菌、內(nèi)生細(xì)菌和內(nèi)生放線菌等,而內(nèi)生菌系統(tǒng)分布在植物體根、莖、葉、花、果實(shí)和種子等器官、組織的細(xì)胞或細(xì)胞間隙等多處。從龍葵中分離出來的內(nèi)生菌具有提高植物重金屬修復(fù)能力的巨大潛力:在龍葵的根、莖、葉中曹喆等[29]發(fā)現(xiàn)了7株耐Cd毒性,可吸收Cd的芽孢桿菌(Bacillussp.）,分別命名為 SDE01-07,其中SDE06在初始Cd2+濃度為20 mg/L、pH 6.0、溫度37℃下,培養(yǎng)36 h,對(duì)Cd2+的去除率達(dá)80.2%；Luo[30]采用栽培相關(guān)技術(shù),從龍葵根、莖和葉中分離出四類耐Cd細(xì)菌內(nèi)生菌Actinobacteria,Proteobacteria,Bacteroidetes和Firmicutes,分離物在Cd脅迫下,根系干重從55%增加到143%,地上干重從64%增加到100%,能抑制Cd的植物毒性,而且接種植株后,龍葵根部的Cd累積量從66%增加到135%,地上部分積累量也從22%增加到64%；Guo H等[31]從龍葵中分離出的內(nèi)生枯草桿菌(Bacillussp.）菌株L14,在重金屬毒性的刺激下,其ATP酶(adenosine triphosphatase）異?；钚栽鰪?qiáng),能夠通過輸出陽離子提供能量,幫助EB L14降低Cd的毒性,使其對(duì)Cd2+的吸收率達(dá)到75.78%。接種內(nèi)生菌后的植物能通過增強(qiáng)吸收植物示蹤元素鋅和鐵來降低Cd的毒性,增強(qiáng)植株在高濃度Cd環(huán)境下的存活能力,提高植物Cd修復(fù)能力。Mastretta等[32]從煙草種子中分離出的具有Cd抗性內(nèi)生菌Burkholderiasp.strain Ps JN.,研究發(fā)現(xiàn)與未接種的植物相比,接種內(nèi)生菌對(duì)植物的生長(zhǎng)有積極影響,可提高植株在Cd脅迫條件下的生物產(chǎn)量；Chen L等[33]把功能內(nèi)生假單胞菌Pseudomonassp.LK9接種到超積累植物龍葵上,研究發(fā)現(xiàn)LK9能改善土壤鐵磷礦質(zhì)營(yíng)養(yǎng)供應(yīng),提高土壤重金屬有效性,影響宿主介導(dǎo)的低分子量有機(jī)酸的分泌,與未接種對(duì)照相比,龍葵莖干生物量增加14%,龍葵中Cd總量提高46.6%,Cd的植物提取率達(dá)到17.4%。內(nèi)生菌在促進(jìn)植物生長(zhǎng)的同時(shí)也改善植物對(duì)礦物質(zhì)的利用率,從而達(dá)到與植物聯(lián)合修復(fù)Cd污染問題的目的。接種內(nèi)生菌后,內(nèi)生菌能富集并積累一定量的重金屬,減輕重金屬對(duì)植物的毒性。Keren W發(fā)現(xiàn)一種新的內(nèi)生細(xì)菌Buttiauxellasp.SaSR13,能成功地在植物長(zhǎng)根期和成熟期內(nèi)定殖。在Cd處理過的超積累植物東南景天植株上接種SaSR13后,其地上部和根部生物量分別提高39%和42%,Cd含量分別減少32%和22%,植株葉綠素含量增加38%；接種后東南景天中吲哚-3-乙酸濃度的增加,超氧陰離子(O2-）濃度的下降；此外接種SaSR13可促進(jìn)東南景天根的發(fā)育長(zhǎng)度,促進(jìn)根系分泌物特別是蘋果酸和草酸的釋放,促進(jìn)植株對(duì)Cd的吸收[34]。

5 研究展望

近年來,重金屬污染物、微生物和植物之間的相互作用已經(jīng)引起人們關(guān)注。植物-微生物協(xié)同修復(fù)就是將植物和與其相關(guān)的微生物綜合考慮,充分發(fā)揮各自的優(yōu)勢(shì),直接或間接地吸收、轉(zhuǎn)化土壤中的重金屬元素。植物的生長(zhǎng)對(duì)周圍環(huán)境會(huì)產(chǎn)生一定的影響,其根系為微生物提供了更好的營(yíng)養(yǎng)條件,保證微生物群數(shù)量和活性,維持良好的生存環(huán)境和微生物群落多樣性；反過來旺盛生長(zhǎng)的根際微生物會(huì)通過分泌更多的有機(jī)酸、鐵載體、生物表面活性劑等方式來提高根際環(huán)境中重金屬Cd的生物有效性,從而提高植物修復(fù)的效率[35],這種協(xié)同修復(fù)較于單一超富集植物修復(fù),效果更顯著,是未來的重要發(fā)展方向。但目前的研究更多停留在對(duì)修復(fù)效果的關(guān)注上,而對(duì)于植物-微生物之間的相互影響和相互作用的分子機(jī)制還有待進(jìn)一步研究。同時(shí),如何構(gòu)建微生物和植物的重金屬污染高效修復(fù)模式,最大程度縮減進(jìn)程,提高修復(fù)效率,降低修復(fù)成本,以及如何處置重金屬富集后的植物等問題還有待我們進(jìn)一步探討。