设施重金属污染土壤微生物修复技术研究进展

岳耀权 杨宁 陈宁 杨延杰 王克安 温丹 孙凯宁

摘要：设施土壤内部情况复杂多变，重金属污染物的类型、性质趋于多样化、复杂化，寻求安全、高效的重金属污染修复技术尤为重要。微生物修复技术具有安全性高、操作简单、高效等特点，是现阶段重金属污染修复的重要研究对象。本文综述了微生物修复设施重金属土壤的原理，指出设施重金属污染土壤修复技术的发展趋势，以期为设施重金属污染土壤的快捷、高效修复提供参考。

关键词：设施土壤;重金属污染;微生物;修复

中图分类号：X53文献标识号：A文章编号：1001-4942（2019）07-0167-06

设施农业又称可控农业，是新农业发展形式之一。随着现代化农业的发展，设施农业规模越来越大，也成为现代化农业的重要部分。设施生产属于半封闭性反季节生产，由于内部温湿度较高、蒸发量大、没有雨水冲刷、连茬作业，加上灌水施肥不合理，农药残留过重，改变了土壤的生物学性状和理化性质，重金属含量日益增加。微生物修复技术主要利用其对于重金属离子的吸附、固定能力，甲基化、氧化还原等作用或是利用微生物产生的生物多聚物来鳌合或沉淀重金属离子，形成络合物，从而降低重金属毒性，修复污染土壤。

1 微生物的直接作用

1.1 微生物吸附

1.1.1 微生物胞内吸附 胞内吸附是指进入细胞内的重金属被微生物吸收富集的过程。微生物可以通过区域化作用将设施土壤重金属离子分布于代谢活动相对不活跃的细胞器中，如液泡、线粒体，然后将其封闭，或将重金属离子和细胞内的金属硫蛋白、络合素、植物螯合肽等结合成热稳定蛋白，如谷胱甘肽、植物凝集素、不稳定硫化物等，从而将重金属转变为低毒或无毒的形式积累于细胞内部[1，2]。王丽荣等[3]采用Hiseq2500高通量测序平台完成了铜胁迫和对照条件下哈茨木霉Th-33的转录组测序，试验结果表明，在铜胁迫条件下，Cu2+被还原为Cu+，铜转运蛋白（copper transporter）的转运途径受到抑制，铜离子可一部分通过吞饮的作用进入哈茨木霉Th-33细胞，通过与谷胱甘肽（GST）结合，降低铜离子对细胞毒害。

1.1.2 微生物胞外吸附、沉淀 微生物除了能够胞内吸附设施土壤中重金属离子，还能通过自身生理反应产生的代谢物质，如蛋白质、多糖、脂类等，与重金属进行聚合形成胞外聚合物，达到吸附沉淀重金属的目的。林晓燕等[4]从重金属镉污染稻田土壤中筛选到两株对镉具有较强耐性的细菌菌株LCd1和LCd2，分别被鉴定为铜绿假单胞菌（Pseudomonas aeruginosa）和阴沟肠杆菌（Enterobacter cloacae）。通过研究两菌株对7种重金属离子的吸附情况，结果显示两菌株对铅和镉均有较高的吸附率。许飘[5]研究黄孢原毛平革菌胞外草酸在Cd胁迫中的作用过程，探讨黄孢原毛平革菌细胞外络合机制在重金属胁迫过程中的响应机制，结果表明：Cd胁迫条件会诱导黄孢原毛平革菌细胞外草酸的合成与分泌，外源草酸添加可以促进菌体对Cd的吸附，同时试验证实胞外草酸可与金属形成不溶性的草酸盐沉淀，降低重金属的活度和移动性，达到体外解毒的目的。

1.1.3 表面吸附 微生物表面吸附主要由细胞壁、荚膜、粘液层等细胞结构通过络合、配位、沉淀等将设施土壤中重金属离子吸附结合在细胞表面[6]。微生物细胞壁含有多糖、蛋白质、葡聚糖、几丁质、甘露聚糖等，富含羧基、磷酸根离子、硫酸根离子、氢氧根离子、氨基等官能团，这些官能团能与金属离子结合或配位。Pagnanelli等[7]研究发现硫酸盐还原菌对镉的生物吸附去除率达到77%。黄志等[8]研究了在最佳处理条件下（pH值为7，温度35℃，时间6 h），硫酸盐还原菌对镉的去除率达到98%。郭琼等[9]探索以圆币草发酵液作为碳源时硫酸盐还原菌处理重金属废水的效果，结果表明：硫酸盐还原菌能有效利用圆币草发酵液中有机物，对镉的去除率为95.2%。不同微生物对于同种重金属的吸附能力是不同的，同一种微生物在不同环境下对于同种重金属吸附能力也是不同的，利用微生物吸附，可以有效改善设施土壤中重金属污染情况。

1.2 微生物生物转化

微生物可通过一系列的活动，如氧化还原作用、甲基化作用等，使镉从一种状态转化为另一种状态[10，11]。张军等[12]从山西某煤矿的酸性矿井水中分离得到一株嗜酸氧化亚铁硫杆菌，并将其处理作用于城市污泥，结果表明：经过15 d的生物沥滤，污泥中Zn、Pb、Ni、Cu、Cd、Cr等离子去除率的最大值分别为93.56%、46.54%、85.48%、97.68%、90.64%、45.15%。吴翰林等[13]采用土壤平板稀释法筛选到1株具有强耐镉性的菌株T61，该菌株为哈茨木霉菌（Trichoderma harzianum），试验结果表明：在pH值4、温度28℃时，其对Cd2+的去除率最大，为58%。

微生物可通过酶促反应使烷基和重金属元素结合或分离，从而改变重金属在设施土壤中的存在形态，假单胞菌属细菌对镉的主要作用是甲基化[14]。

对于变价型重金属，微生物可以通过生物氧化还原反应，改变其金属价态，从而改变重金属的移动性、生物有效性以及毒性[1，15]。Dong等[16]研究表明，土壤中的Cr一般以Cr3+、Cr6+态形式存在，而Cr6+具有强水溶性、氧化性和迁移性，其对动植物的毒性比Cr3+大100倍，可通过微生物氧化还原Cr6+为Cr3+，降低其对植物毒性。Shaili等[17]研究表明As5+的毒性明显大于As3+，砷酸还原菌能促使土壤中的As5+还原为As3+，使植物根系中As5+含量减少9.97%～18.64%。Singh等[18]向含有Cr6+的廢水中添加黄曲菌，通过还原反应，降低Cr6+毒性。Chinnannan等[19]从皮革工业废水污染的土壤样品分离出一种新的Cr6+耐受性细菌菌株AR6，并鉴定为纤维假单胞菌菌丝体（Cellulosimicrobium funkei），试验结果表明：菌株AR6在pH值6～8和温度30～40℃条件下，可还原Cr6+为Cr3+，降低其对植物毒性。

2 微生物的间接作用

2.1 微生物促进植物生长

2.1.1 微生物合成有机酸 设施土壤中重金属常以硫化物或磷酸盐的形式存在，而磷和硫是植物和微生物生长所必需的营养元素，对于无机磷化物的溶解，微生物通过分泌有机酸等物质促进重金属硫化物或磷酸盐溶解来获得硫和磷[20]。而对有机磷的矿化通过多种不同的磷酸酶合成物催化磷酸酯的水解[21]。Ma等[22]通过研究嗜冷杆菌SRS8对能源作物蓖麻和向日葵在人工镍污染土壤上的生长和植物提取潜力的影响，结果证明：该菌株可促进有效态磷的释放，进而促进植物生长，增强植物抗性。杨卓等[23]通过盆栽试验研究了巨大芽孢杆菌和胶质芽孢杆菌的混合微生物制剂对植物修复Cd污染土壤的作用效果，结果表明：该混合微生物制剂不仅可以产生有机酸和促进有效态磷、钾的释放，促进富集植物的生长，使其印度芥菜的生物量提高24.73%，并且可促进土壤Cd活化，使土壤Cd有效态含量分别提高15.02%，增强富集植物对土壤中Cd富集吸收，使印度芥菜对土壤Cd的提取量提高52%，显著提高其植物修复效果。

2.1.2 微生物合成植物激素 微生物在自身生命代谢过程中，会向周围环境中分泌大量的次生代谢物质，在这些次生代谢物中，有植物生长需要的激素，比如吲哚乙酸（IAA）、赤霉素（GA）、细胞分裂素（CK）等[24，25]。植物激素可直接通过促进细胞生长、细胞分裂、根的萌生或者选择性基因表达来促进设施内种植植物的生长，提高对重金属的吸收量。

2.2 微生物增强植物抗性

微生物可帮助植物获得生长必需的营养物质，而根际微生物群落则能通过改变根部矿质元素的形态和有效性，从而降低设施土壤中重金属对植物的生物毒性，促进植物营养吸收和生长，增强其抗逆性[26，27]。Grobelak等[28]通过在Pb、Cd复合污染土壤中，用根际细菌接种油菜和羊茅草，结果表明：在存在细菌接种的情况下，重金属污染土壤上生長的植物比未接种的植物存活率高。Singh等[29]通过向As胁迫下的水稻接种菌株Brevundimonas diminuta（NBRI012），结果表明：该菌株修复了水稻根系表皮，促进皮质细胞生长并减少根毛脱落，从而促进植株生长，增强植株在As胁迫环境的耐受性。Petriccione等[30]通过向紫茉莉种子接种荧光假单胞菌菌株，结果表明：在Pb、Cd、Cu复合污染的土壤中，不仅提高了种子的萌发率，增加其生物量，而且还增加了植株对于Cd的吸收量。

2.3 微生物影响重金属的生物有效性

根据改进的Tessier连续提取法[31]，将重金属形态分为水溶态、可交换态、铁锰氧化物结合态、有机物结合态及残渣态。一般认为，水溶态和可交换态是生物可利用态;有机态和铁锰氧化物结合态为生物潜在可利用态;残渣态重金属为生物不可利用态。水溶态重金属是植物吸收利用的主要形态，可较好地反映土壤重金属的生物有效性和移动性，而残渣态重金属与重金属的生物有效性和移动性无关; 其他三态的生物有效性与土壤和重金属性质以及植物的种类和代谢方式等因素有关。

设施土壤中重金属的可溶性极大地受环境介质中酸碱度的影响[32]，微生物可通过自身代谢合成产生低分子量的有机酸，降低土壤的pH值，促进土壤中重金属的溶解。Sheng等[33]分离得到的镉抗性细菌能够分泌吲哚乙酸，促进土壤中碳酸镉的溶解，可使土壤中水溶态镉增至24～117 mg/L。贾莹等[14]采用盆栽土壤模拟试验方法，研究了四种菌株对油菜吸收Cd的效果，结果表明：菌株 JA1（反硝化利斯特氏菌）、JA2（环状芽孢杆菌）、JA4（格氏利斯特氏菌）均能产生低分子量有机酸，有效促进土壤Cd的活化，分别使土壤Cd的有效态含量提高25.9%、59.2%和41.9%，而且增强了植株对土壤Cd的吸收，油菜提取量较对照增加48.9%、76.1%和119.0%。刘莉华等[34]从镉超富集植物龙葵植株内分离到3株很强的镉抗性内生菌株，N1为芽孢杆菌属细菌，N2为肠杆菌属细菌，N4为巨大芽孢杆菌，试验表明：芽孢杆菌能产生吲哚乙酸、抗生素等，巨大芽孢杆菌能产生小分子有机酸，N4菌株处理的龙葵叶、茎、根部镉含量比不接菌对照分别增加32.94%、14.50%、23.44%。郭彦蓉等[35]分离出4株既能耐重金属又可以代谢产酸的菌株，其中菌株JK3促进土壤中铅和锌的水溶态增加量最多，水溶态铅含量由原来的0.49 mg/kg增加到5.04 mg/kg，水溶态锌含量由原来的2.23 mg/kg增加到22.44 mg/kg。王京文等[36]从污染土壤中经筛选和分离得到具有强活化作用的耐镉菌株m6，该菌鉴定为Micrococcineae Arthrobacter，在生长代谢过程中可产生大量酸性物质，结果表明：该菌株使培养液中有效态镉增加了 43.47%。杨卓等[37]通过盆栽试验，发现编号为b-1-0（环状芽孢杆菌）、c-5-5（格氏利斯特氏菌）、c-4-0（反硝化利斯特氏菌）发酵液代谢产物中含有草酸、酒石酸、苹果酸等低分子量酸物质，c-4-0促使Cd活化率达到137.0%，使印度芥菜地上部Cd 含量提高2.37倍，b-1-0、c-5-5对印度芥菜吸收重金属也有较大幅度的提高。

微生物修复主要利用其对于Cd的吸附、固定能力[38]，甲基化、氧化还原等作用[39]或是利用微生物产生的生物多聚物来鳌合或沉淀Cd2+，形成络合物[40]，从而降低重金属毒性，修复设施污染土壤。微生物也可产生大量低分子有机酸，通过酸解效应增强重金属的生物有效性，部分微生物也会降低其生物有效性，降低重金属毒害，达到修复目的。Peng等[41]在使用微生物修复重金属污染的土壤研究中，将球形红细菌用于修复Cd和Zn污染的土壤，结果表明：该处理降低了Cd和Zn的总生物可利用部分（例如可交换和碳酸盐结合相）。生物修复后更稳定的组分（例如Fe-Mn氧化物，有机结合和残余相（仅用于Zn））增加。小麦幼苗试验表明，使用类球红细菌生物修复后，Cd的植物有效性降低;土壤中Cd和Zn的交换相分别减少30.7%和100.0%;小麦叶片和根部的Cd含量分别降低62.3%和47.2%。

3 微生物修复发展趋势

设施农业生产属于小环境发展模式，人为因素对于其内部影响相对较大，易打破其内部生态平衡，微生物修复与植物修复，两种修复技术具有良好的应用前景，应加强研究。土壤是一个复杂多变的动态开放体系，随着各行业发展，污染来源越来越广泛，污染物也有加重趋势，设施内部易造成复合污染，增加修复难度。对于修复设施镉污染土壤可从下面几方面着手：

（1） 加强联合修复研究。现阶段镉污染修复不可仅仅使用单一的修复方法，应寻求多种修复技术的综合运用[42，43]，研究发展不同修复方式的组合修复，例如：降解菌-超积累植物的组合修复，真菌-修复植物组合修复[44-46]，土壤动物-植物-微生物组合修复[47，48]，络合增溶强化植物修复，化学氧化-生物降解修复，电动修复-生物修复，活性剂-微生物-植物组合修复等[49-51]。

（2） 加强设施土壤重金属的转移机制研究。研发设施土壤专用微生物改良试剂，并研究其作用机理和影响因素，运用物理、化学及生物方法改变设施土壤中镉的存在形态，增加镉生物有效性，使其改变成为植物可吸收状态，提高镉污染土壤修复效率。

（3） 应用转基因与分子生物学技术。通过转基因技术加强微生物对镉的吸附能力或氧化还原能力，加强设施内植物生物量或其对镉的富集能力，通过分子生物学研究植物体内镉离子的运输机理，加强植物对镉元素吸收、转运与分解的能力，增加其修复效率。转基因植物及微生物不可破坏设施内部原有生态系统，需保证其修复安全性。

参 考 文 献：

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