镉污染土壤的微生物-植物协同修复研究进展*

石 浩,彭安安,余春沐

（佛山科学技术学院环境与化学工程学院，广东 佛山 528000）

我国土壤污染总体形势严峻,2014年发布的 《全国土壤污染状况调查公报》显示,全国耕地土壤点位超标率为19.4%,其中,镉(Cd）污染物点位超标率竟达到7.0%[1-2]。据不完全统计,我国农田Cd污染面积已达2万hm2,Cd含量超标的农产品年产量达14.6亿kg[3],其中稻米中Cd的超标比例高达10.0%,且有日益加重的趋势[4],给居民健康与生态环境带来极大危害。国内外研究者针对土壤Cd污染的修复进行诸多尝试,如客土法、玻璃化法、电动修复法等。这些方法都不同程度地存在着操作费用高、易导致土壤退化、产生二次污染、破坏土壤生物多样性等缺点,因而不适合大范围使用,尤其不适合农业用地使用[5-6]。植物修复-微生物协同修复作为一种相对简单、经济、有效且环境友好的土壤重金属污染生物修复方法,极具发展前景。本文就近年来国内外在植物-微生物协同修复Cd污染土壤方面的研究现状进行综述。

1 镉污染的微生物-植物协同修复机理

微生物-植物协同修复是利用植物及与其相关微生物的作用来去除、转移或者稳定重金属,从而降低土壤中的重金属的浓度或者毒性的过程。镉是一种非必需的剧毒重金属,具有较长的生物半衰期,对大多数生物都有危害。Cd积累在植物体内可以减少植物叶绿素含量、抑制植物光合作用,诱导增加活性氧(ROS）的形成,导致细胞膜和其他生物分子的氧化损伤,从而抑制植物的生长,影响植物的形态及生理生化代谢过程[7-8]。植物长时间暴露于Cd环境中会表现出生长迟缓,根的伸长和芽的生长的受到抑制,叶片萎黄凋落等。重金属超累积植物则能够通过排斥吸收、主动分泌、限制金属在敏感组织中的分布、限制金属与细胞壁的结合、增强有机分子的螯合作用和液泡的分隔作用等不同的机制来抵抗Cd胁迫,使其能在高度Cd污染的土壤中生长,并且其体内Cd积累浓度能10～500倍于普通植物[7-8]。基于超累积植物的植物修复法,可通过移除并集中处理超累积植物的可收割部分,实现达到降低土壤重金属浓度的目的,Pilon-Smits认为这是一种 “经济的、非侵入性”的方法[9]。

我国一些Cd超积累植物种类资源相继被发现和报道,如宝山堇菜(Viola baoshanensis）；龙葵(Solanum nigrumL.）；球果薄菜(Rorippa globosa）；伴矿景天(Sedum plumbizincicola）；东南景天(Sedum alfrediiH）等[10]。然而这些超积累植物通常生物量低、生长缓慢、修复周期长,从土壤中吸取Cd受到镉的生物可利用度,土壤pH值,植物的生长阶段等多种的因素限制[11]。

植物的生长及其根际与内生的微生物关系十分密切。镉胁迫可以影响土壤微生物微量金属元素的摄取、酶活性、蛋白质合成、DNA复制和细胞分裂等,进而影响土壤微生物的生存和群落结构。然而,作为地球生物化学循环的重要驱动者,许多微生物进化出忍受高Cd2+浓度的能力。这些微生物与Cd具有很强的亲合性,通过吸附、沉淀、氧化还原作用,可以降低土壤中Cd的毒性[12],与植物共生的微生物还有可能将积累的Cd转移到高等植物中。

研究表明,即使在高浓度的Cd环境下,抗Cd的植物促生菌(plant growth-promoting rhizobacteria,PGPR）也能生长和产生吲哚乙酸(indole-3-acetic acid,IAA）,IAA对植物细胞分裂分化十分重要,能促进植物生长,进而促进植物产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时,会分IAA,增加植物产量；P.indica的有效定殖能提高根际微生物活性,并使根部Cd含量增加17.92%～38.55%,地上部分Cd含量减少8.87%～33.16%[13]。Prapagdee B等[14]的研究则发现,向日葵幼苗在浓度分别为0,25,50和75 mg/L的Cd环境下,接种抗Cd的植物促生菌Micrococcus sp.MU1时幼苗根增加长度分别为26%,32%,37%和23%,而接种植物促生菌Klebsiella sp.BAM1的幼苗根增加长度分别为68%,43%,40%和21%。刘莉华[15]以龙葵为实验植株,分别接种两株具有较强Cd耐受能力的奇异变形杆菌Proteus mirabilisTL3和Proteus mirabilisDBS2后,龙葵根部Cd含量分别比对照组增加了17.2%和85.6%,且两菌株均能促进植株生长。

表1 微生物强化植物修复功能研究的实例Table 1 Recent examples of phytoremediation promoted by microbe

2 丛枝菌根真菌-植物协同修复

菌根是土壤中真菌与高等植物营养根系形成的一种联合体,具有降解污染的能力。其中丛枝菌根真菌(arbuscular mycorrhizal fungi,AMF）不仅能提供土壤和植物根系之间的直接联系,并能够影响植物对矿物质的吸收,受到了大批研究者的青睐。

不同的菌种作用于不同的植物,作用原理不一样,作用效果也会不一样。部分AMF与高等植物根系的相互繁殖,使得AMF菌丝和植物根系的细胞壁滞留下Cd,增强植物对Cd毒性的耐受能力；AMF还具有很强的酸溶和酶解能力,可利用有机酸降低pH值及与Cd结合,达到富集Cd的效果。Hu J在黑麦草(Lolium perenneL.）上接种两种 AMF菌株Glomus caladium90036(Gc）和Glomus mosseaeM47v(Gm）,发现Gc和 Gm均降低了土壤有效Cd含量21%～38%(P＜0.05）,而接种Gc的东南景天(Sedum alfrediiHance）的Cd的植物提取效率也得到显著提升[21]。贺章咪等[22]以纳米氢氧化镁(n Mg）为化学钝化剂、套种Cd富集植物黑麦草、(Lolium multiflorumL.）并接种AMF微生物联合修复菜园土壤Cd污染,AMF菌种分别为摩西斗管囊霉(Funneliformis mosseae）和幼套近明球囊霉(Claroideoglomus etunicatum）。实验结果表明:与对照相比,n Mg、n Mg+AMF、n Mg+黑麦草和n Mg+AMF+黑麦草4个处理都能降低萝卜根和地上部Cd含量,分别降低了32.5%～41.4%和13.7%～17.4%；土壤全Cd含量明显降低,降幅为7.3%～17.1%。

而有些真菌则能降低植株对重金属的吸收。罗方舟通过盆栽实验,研究在土壤不同 Cd添加水平(0、2、10 mg/kg）下,接种丛枝菌根真菌摩西球囊霉(Glomus mosseae,GM）,研究其对旱稻(Oryza SativaL.）生长、Cd吸收累积和根际土壤酶(脲酶和蔗糖酶）活性的影响。研究发现,接种GM菌能同时降低旱稻对Cd的富集和转运能力,从而显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]通过使水稻(Oryza sativaL.）与两种 AMFRhizophagus intraradices(RI）和Funneliformis mosseae(FM）共生,发现AMF与水稻共生可以使植株地上部和根系的Cd浓度显著降低,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无机态和水溶性态Cd的浓度和比例,这表明AMF可以将Cd转化为毒性较小的不活跃形式来增强水稻抗镉的能力。

不同的AMF接种到不同的植株,对植株的Cd植物提取效率影响不同。这样会产生两种AMF-植物协同修复方法:一种是AMF促进植株吸收Cd,使得土壤有效Cd含量降低,从而使污染土壤能够重新进行耕作和生产；另一种是在Cd污染土壤上种植对Cd低吸收的农作物,接种AMF增强农作物对吸收Cd的抑制作用,减少Cd在此类农作物中的积累。无论是增强还是减弱,AMF-植物协同修复方法都是我们修复重金属Cd污染土壤的重要方法之一。

3 根瘤菌-植物协同修复

根瘤菌主要指与豆类作物根部共生形成根瘤并能固氮的杆状细菌,其和豆科植物之间互惠共生固氮,是一类重要的微生物。研究发现根瘤菌也有活化土壤中Cd的作用；根瘤菌荚膜外脂多糖能促进金属元素的离子化,金属元素离子化后其生物可利用性会被提升,易被植物富集吸收。娄晨用紫花苜蓿—根瘤菌共生体系来修复镉污染土壤,发现中华根瘤菌CCNWSX002与紫花苜蓿共生结瘤后,根瘤内可以大量积累Cd,使得接菌后紫花苜蓿地下部分富集Cd的能力显著提高[25]。陈雯莉等[26]在红壤和褐土中接种根瘤菌后,发现专性吸附态和氧化锰结合态的Cd含量降低了1～1.5 mg/kg,交换态和有机结合态的Cd含量增加了0.4～0.5 mg/kg。在Cd污染土壤中,接种根瘤菌Rhizobium radiobacterHZ6、Mesorhizobium lotiHZ76及根瘤内生细菌Herbaspirillum chlorophenolicumHZ10的刺槐(Robinia pseudoacacia Lin）幼苗,其抗氧化酶系统中的过氧化物酶Peroxidase(POD）和过氧化氢酶catalase(CAT）活性增强,而丙二醛Malondialdehyde(MDA）含量的降低,能减弱Cd对植物膜系统的损伤,起到保护植物、提高植物抗性作用；且HZ76、HZ10+HZ76、HZ6+HZ10+HZ76处理的结瘤数量显著增加,为不接菌处理的3.86、4.85、4.14倍；刺槐的株高、根长,地上与地下干重、氨态氮、硝态氮及叶绿素含量整体呈现增加趋势[27]。Sriprang等[28]通过重组将编码植物鳌合肽的基因转入华库根瘤菌株Mesorhizobium huakuii subsp rengeiB3中,重组华库根瘤菌株在离体单独培养时与对照相比Cd2+的吸收增加了9～19倍,当将其接种到拟南芥(Arabidopsis sinicus）上形成共生体后,根瘤中Cd的含量增加1.5倍。

4 内生菌-植物协同修复

植物内生细菌是指从表面消毒的植物组织中分离得到或从植物内部获得的、能够定殖在健康植物的各种组织和器官内,并未使植物的表型特征和功能发生改变的细菌。植物内生菌包括内生真菌、内生细菌和内生放线菌等,而内生菌系统分布在植物体根、茎、叶、花、果实和种子等器官、组织的细胞或细胞间隙等多处。从龙葵中分离出来的内生菌具有提高植物重金属修复能力的巨大潜力:在龙葵的根、茎、叶中曹喆等[29]发现了7株耐Cd毒性,可吸收Cd的芽孢杆菌(Bacillussp.）,分别命名为 SDE01-07,其中SDE06在初始Cd2+浓度为20 mg/L、pH 6.0、温度37℃下,培养36 h,对Cd2+的去除率达80.2%；Luo[30]采用栽培相关技术,从龙葵根、茎和叶中分离出四类耐Cd细菌内生菌Actinobacteria,Proteobacteria,Bacteroidetes和Firmicutes,分离物在Cd胁迫下,根系干重从55%增加到143%,地上干重从64%增加到100%,能抑制Cd的植物毒性,而且接种植株后,龙葵根部的Cd累积量从66%增加到135%,地上部分积累量也从22%增加到64%；Guo H等[31]从龙葵中分离出的内生枯草杆菌(Bacillussp.）菌株L14,在重金属毒性的刺激下,其ATP酶(adenosine triphosphatase）异常活性增强,能够通过输出阳离子提供能量,帮助EB L14降低Cd的毒性,使其对Cd2+的吸收率达到75.78%。接种内生菌后的植物能通过增强吸收植物示踪元素锌和铁来降低Cd的毒性,增强植株在高浓度Cd环境下的存活能力,提高植物Cd修复能力。Mastretta等[32]从烟草种子中分离出的具有Cd抗性内生菌Burkholderiasp.strain Ps JN.,研究发现与未接种的植物相比,接种内生菌对植物的生长有积极影响,可提高植株在Cd胁迫条件下的生物产量；Chen L等[33]把功能内生假单胞菌Pseudomonassp.LK9接种到超积累植物龙葵上,研究发现LK9能改善土壤铁磷矿质营养供应,提高土壤重金属有效性,影响宿主介导的低分子量有机酸的分泌,与未接种对照相比,龙葵茎干生物量增加14%,龙葵中Cd总量提高46.6%,Cd的植物提取率达到17.4%。内生菌在促进植物生长的同时也改善植物对矿物质的利用率,从而达到与植物联合修复Cd污染问题的目的。接种内生菌后,内生菌能富集并积累一定量的重金属,减轻重金属对植物的毒性。Keren W发现一种新的内生细菌Buttiauxellasp.SaSR13,能成功地在植物长根期和成熟期内定殖。在Cd处理过的超积累植物东南景天植株上接种SaSR13后,其地上部和根部生物量分别提高39%和42%,Cd含量分别减少32%和22%,植株叶绿素含量增加38%；接种后东南景天中吲哚-3-乙酸浓度的增加,超氧阴离子(O2-）浓度的下降；此外接种SaSR13可促进东南景天根的发育长度,促进根系分泌物特别是苹果酸和草酸的释放,促进植株对Cd的吸收[34]。

5 研究展望

近年来,重金属污染物、微生物和植物之间的相互作用已经引起人们关注。植物-微生物协同修复就是将植物和与其相关的微生物综合考虑,充分发挥各自的优势,直接或间接地吸收、转化土壤中的重金属元素。植物的生长对周围环境会产生一定的影响,其根系为微生物提供了更好的营养条件,保证微生物群数量和活性,维持良好的生存环境和微生物群落多样性；反过来旺盛生长的根际微生物会通过分泌更多的有机酸、铁载体、生物表面活性剂等方式来提高根际环境中重金属Cd的生物有效性,从而提高植物修复的效率[35],这种协同修复较于单一超富集植物修复,效果更显著,是未来的重要发展方向。但目前的研究更多停留在对修复效果的关注上,而对于植物-微生物之间的相互影响和相互作用的分子机制还有待进一步研究。同时,如何构建微生物和植物的重金属污染高效修复模式,最大程度缩减进程,提高修复效率,降低修复成本,以及如何处置重金属富集后的植物等问题还有待我们进一步探讨。