重金属污染土壤的植物修复技术与其他技术联用的进展与前景*

2022-03-10李家豪杨雨薇陈思奇

环境污染与防治 2022年2期

石杨李家豪于月杨雨薇李斌陈思奇陈稷赵珂黄进#

(1.成都理工大学生态环境学院，四川成都 610059；2.四川农业大学农学院，四川成都 611130；3.四川农业大学资源学院，四川成都 611130)

随着工业和经济的发展，土壤重金属污染已成为重要的环境问题之一[1]。土壤重金属污染会通过食物链传递进入人体，从而影响人体健康。因此，进行重金属污染土壤的修复至关重要。目前，重金属污染土壤的修复技术有很多，如土壤置换修复技术、电化学修复技术等，但这些技术劳动强度大，对环境二次污染严重[2-3]。植物修复技术作为一种经济、环保的修复技术，有着广阔的应用前景，受到广泛关注和认可[4]。利用鸡冠花(CelosiaargenteaLinn.)对Cd污染的农田土壤进行3年的植物修复后，土壤中的Cd可以下降6.34%(质量分数)[5]。运用伴矿景天(Sedumplumbizincicola)对Cd污染土壤进行植物修复，土壤Cd去除率可高达84.5%[6]。尽管植物修复技术对环境二次污染小、运行成本低、修复效果也较好，但可用于土壤修复的植物资源稀少，修复植物的选择仅限于某些超富集植物。目前，可利用基因工程技术对植物重金属吸收、转运相关的基因进行改造，增强植物对重金属的吸收以及对重金属胁迫的耐受性；通过接种微生物或利用材料化学技术可改善重金属胁迫下的植物生长状况，提高其存活率，也能扩展修复植物的选择。因此，本研究重点综述了基因工程、微生物、材料化学技术与植物修复技术联用的进展与前景，以期为实际应用中的植物修复技术提供更多新的思路和参考。

1 基因工程技术与植物修复技术联用进展

随着基因工程技术的发展，从分子水平上对重金属在植物中的吸收、转运、积累机制进行研究，并利用控制这些过程的关键基因提高植物修复重金属污染土壤的能力，已经成为国内外学者正在探索的一个新领域。

在全基因关联分析、转录组学、蛋白组学等高通量测序技术的帮助下，许多与重金属吸收、耐受性相关的基因及蛋白质已被鉴定出来[7-9]，主要表达产物包括转运蛋白、配体、金属还原酶、金属硫蛋白等，在植物对重金属的吸收、转运、解毒等调控通路中发挥作用。目前，利用基因工程技术提高植物修复重金属污染土壤能力的研究主要集中于金属转运蛋白，包括参与重金属从根的吸收到茎的转运的铁锌转运蛋白家族(ZIP)，可帮助重金属穿过细胞质膜的自然抗性相关巨噬细胞蛋白家族(NRAMP)，被证明在重金属吸收、转运、解毒过程中发挥功能的重金属三磷酸腺苷(ATP)酶蛋白家族与阳离子扩散促进子蛋白家族(CDF)等[10]。在Cd污染的土壤中生长的龙葵(SolanumnigrumL.)体内NRAMP基因的表达量会升高，高表达量的NRAMP基因会增加龙葵对Cd的吸收和转运，而且NRAMP基因在龙葵不同部位的表达量与Cd在该部位的积累量相关[11]。DITUSA等[12]还发现，砷酸盐可诱导蜈蚣草(Pterisvittata)中编码磷酸盐转运的PvPht蛋白的PvPht1、PvPht3基因的表达，并提高蜈蚣草对As的吸收能力。

由于植物的基因型基本上决定了植物对重金属污染土壤修复的效率，加上植物基因组复杂且植物育种周期长，使得重金属超富集植物的筛选和培育一直进展缓慢。近年来发展起来的CRISPR/Cas9基因编辑技术可同时针对多个基因进行靶向编辑，即可对NRAMP、CDF、ZIP等多个蛋白家族的基因进行编辑，以改变它们的表达方式或表达量，从而提高植物对重金属的吸收或耐受性[13-14]。WANG等[15]利用CRISPR/Cas9基因编辑技术对水稻(Oryzasativa)金属转运蛋白的OsARM1基因敲除后，提高了水稻对As的耐受性。尽管CRISPR/Cas9基因编辑技术发展潜力巨大，但由于精细基因组信息的缺失及目前CRISPR/Cas9基因编辑技术适用性存在不确定性，因此该技术仍有待检验。

另有研究表明，将一些负责调控植物螯合素、金属配体的基因转入植物后，植物修复重金属污染土壤的能力会明显提升[16]。金属硫蛋白基因MT2b的转入可提高短脚芥菜(Hirschfeldiaincana)对Pb的耐受性和积累能力[17]；油菜(BrassicanapusL.)中转入分别编码ATP磺酰化酶和硒代半胱氨酸甲基转移酶的APS和SMT基因，油菜中Se的积累量就会有明显提高[18]；将厚藤(Ipomoeapes-caprae)螯合素基因IpPCS1t转入拟南芥(Arabidopsisthaliana)后，可明显提高拟南芥的Cd耐受性[19]。然而，目前对于大多数转运蛋白在植物中的具体基因位置、体内效应、转运机制等了解尚不深入，因此需要对此类蛋白质的功能、作用机制等进行进一步的研究。尽管基因工程技术在重金属污染土壤植物修复中的应用潜力巨大，但面临的困难和风险不可忽视。由于植物对重金属的吸收、转运和积累机制复杂，涉及的基因多，因此科研和应用的难度很大。近年来，在植物代谢产物研究较为热门的系统生物学中的研究方法也许可以为系统性地提高植物的重金属吸收、耐受性提供一些参考。另外，在实际应用过程中，基于食品安全和生态安全方面的考虑，转基因植物获得商业化应用许可还存在一些技术和制度的壁垒，转基因植物在实际应用中对食品安全和生态安全问题必须进行充分论证。

2 微生物技术与植物修复技术联用进展

植物根际是植物-土壤-微生物相互作用的复杂区域，其中的微生物对植物在重金属污染土壤修复过程中有着非常重要的影响。微生物可以改变土壤的理化性质进而改变重金属形态，也可以分泌有机酸、表面活性剂等对重金属形态进行改变，使植物可以更容易吸收土壤重金属，从而提高植物修复效率[20-21]。

2.1 植物根际促生细菌(PGPR)的作用

PGPR因其对重金属等外部不利环境有一定抗性，并具备维持土壤肥力、促进植物生长的能力，因此可增强植物对重金属污染的修复能力[22-24]。

PGPR产生的生物表面活性剂是既含有亲水基团又含有疏水基团的两亲化合物，可在土壤界面与重金属形成复合物，然后通过降低土壤与水的界面张力将土壤中的重金属解吸，提高重金属的生物有效性，进而提高植物修复效率[25-26]。此外，PGPR分泌的胞外多糖(EPS)是一种由多糖、蛋白质、腐殖质和糖蛋白等组成的高分子量次生代谢复合物[27-28]，因具有羟基、磷酸根等功能基团可与Cd、Cu、Pb等重金属进行络合，从而降低重金属的毒性，也可提高植物修复重金属污染土壤的能力[29-31]。由此，将PGPR与修复植物结合的植物-微生物修复技术得以发展[32]。

另一方面，PGPR对植物的生长有促进作用，包括固氮作用、溶磷作用和分泌植物激素的促生作用等。PGPR分泌的生长素(IAA)可促进植物生长、提高植物应对不良环境的能力[33]。当植物处于重金属胁迫时，植物根系受到抑制，PGPR可通过ipdC基因参与IAA的生物合成调控，在植物的根系发育、细胞信号传导以及诱导植物抗病性等方面发挥积极作用[34-35]。另外，在植物处于重金属胁迫时，具有1-氨基环丙基-1-羧酸(ACC)脱氨酶活性的PGPR可将植物中乙烯前体ACC裂解成氨和α-酮丁酸酯，从而降低植物乙烯水平，使植物内部的乙烯水平不至于抑制植物的生长，进而提高植物在重金属胁迫下的存活能力[36-38]。同时，植物又为PGPR提供营养，促进具有ACC脱氨酶活性的PGPR生长，因此PGPR与植物组成了一个应对重金属胁迫的正向反馈系统[39-40]。已有研究发现，PGPR中存在多个基因参与调控植物激素、铁载体、固氮酶复合物等的分泌[41-42]，因此也可用CRISPR/Cas9基因编辑技术对PGPR进行基因编辑，以增强植物固氮、固铁能力，从而改善植物的生长和对重金属的富集。当然在实际操作过程中，对于基因编辑后的PGPR的风险仍要进行充分的评估，包括可控性、安全性等。综上所述，重金属胁迫下PGPR-植物系统的基本调控网络见图1。

图1 重金属胁迫下PGPR-植物系统基本调控网络

当植物处于重金属胁迫时，PGPR对植物生长发育的促进作用已被大量研究所证实。因此，如何使PGPR在植物根系周围更好地定植，在提高植物对重金属耐受性方面有着重要的意义。根系分泌物作为PGPR与植物之间进行信息交流的媒介，对PGPR更好地定植在植物根系周围有着重要的作用[43]。因此，积极探索PGPR-根系分泌物-植物三者之间的物质交换与信息交流机制，可能成为今后的一个研究重点，对于提高植物在重金属胁迫下的存活率及富集能力有重要意义。

2.2 菌根真菌的作用

菌根真菌是另一类重要的影响植物修复重金属污染土壤过程的微生物，在改善处于重金属胁迫下的植物的生长发育方面表现出巨大的潜力。在自然条件下，土壤中的菌根真菌会与植物根系形成一个共生体结构——菌根。菌根真菌除为它们的寄主植物提供无机营养以交换有机营养外，也在寄主植物对重金属的富集过程中发挥重要作用[44-46]。最近，如何利用菌根真菌与寄主植物之间的共生关系提高植物修复重金属污染土壤的效率逐渐成为研究热点。

菌根对植物修复重金属污染土壤能力的改善是通过其对植物营养吸收、重金属耐受能力、激素水平、重金属的吸收和转运能力的影响而实现的[47]。在研究菌根对植物营养吸收能力的影响过程中发现，菌根植物的营养状况大多优于非菌根植物，这是因为植物通过菌根菌丝扩大了根系吸收的有效面积[48]。菌根对植物应对重金属胁迫能力的影响主要表现为菌根可以刺激寄主植物合成多种具有抗逆作用的代谢产物，如谷胱甘肽、脯氨酸和酚类化合物等，并可以提高寄主植物体内超氧化物歧化酶、谷胱甘肽过氧化物酶等抗氧化酶活性，清除过量活性氧从而提高寄主植物对重金属的耐受性[49-50]。至于菌根对植物激素水平的影响方面，有研究表明，菌根可显著上调枳橘(Poncirustrifoliata)根系中吲哚-3-丙酮酸单加氧酶基因和生长素转运蛋白3基因的表达或显著降低IAA外流载体2和8的转录水平，从而间接影响重金属的吸收和转运能力[51]。另外，菌根真菌还参与植物中与重金属转运、积累相关的基因的转录调控[52]。有研究表明，菌根可通过上调根瘤菌SrPCS3基因的表达水平而提高植物对重金属的耐受性[53]。银灰杨(Populuscanescens)在与外生菌根真菌共生形成菌根后，与重金属吸收、易位、解毒和分离有关的基因转录水平提高，植株中的Cd积累量明显提高[54]。此外，菌根还可诱导银灰杨中编码H+-ATP酶的HA2.1和AHA10.1基因转录水平的提高，并进一步活化Ca2+通道，最终刺激银灰杨对Cd2+的吸收[55]。蚯蚓(Eiseniafetida)可进一步提高菌根的植物修复重金属污染土壤的效率[56]。在Cd污染土壤中，同时接种菌根真菌和蚯蚓后，龙葵(Solanumnigrum)植株地上部分的生物量增加，同时其Cd积累量也提高[57]。因此，在研究思路上可以进一步打破物种界限，将动物、植物、微生物之间的相互促进关系应用于植物修复重金属污染土壤中。

3 材料化学技术与植物修复技术联用进展

在受重金属污染严重的土壤中，修复植物常常面临无法正常生长的问题，生存率很低，土壤改良剂、螯合剂能很好地缓解此难题。

3.1 土壤改良剂的应用

土壤改良剂可显著提高植物的重金属污染土壤修复能力[58]。农作物残渣、家禽粪便等燃烧产生的生物炭是一种很好的土壤改良剂，不仅能够吸附土壤重金属，而且可以提高土壤肥力[59]。GU等[60]发现，重金属污染土壤中加入玉米秸秆生物炭后，甜菜(Betavulgarisvar.ciclaL.)对Cd的积累量提高到206%。同样，ZHANG等[61]在种植紫花苜蓿(MedicagosativaL.)的Cd污染土壤中添加生物炭后发现，土壤中的Cd含量显著降低。

海泡石因其表面具有丰富的官能团、矿物质等可显著降低重金属对植物的危害，也可作为土壤改良剂。BASHIR等[62]研究海泡石对土壤中Cd溶解度的影响，发现海泡石投加质量分数为5%时，可溶性Cd减少了42.8%，而残渣态Cd增加了30.8%，在一定程度上缓解了重金属对修复植物的危害。ZHAN等[63]利用海泡石和生物炭对Cd、Pb污染的玉米田土壤进行处理，增加了农田土壤的有效养分含量和玉米产量。

大量研究成果已经表明，土壤改良剂不仅可以吸附重金属，同时可以为植物提供营养成分或促进植物生长，在改善修复植物初期生存率低问题上有明显效果。

3.2 螯合剂的应用

螯合剂在提高植物修复重金属污染土壤能力方面一直有着较好的表现，主要通过与重金属形成水溶性螯合物而使重金属具有较高的流动性，易于被植物吸收，从而提高植物的富集效率[64-65]。LI等[66]研究发现，5 mmol/kg乙二胺四乙酸(EDTA)降低了土壤9.7%的阳离子交换能力，增加了8.6%的土壤有机质，同时使黑麦草(LoliumperenneL.)对重金属的吸收能力增强。

虽然螯合剂可一定程度上促进受重金属胁迫的植物生长，并提高植物修复重金属污染土壤的效率，但高剂量的螯合剂对植物生长也会有抑制作用，并在施用过程中容易出现重金属的解吸速率大于植物吸收速率而造成污染扩大的情况，同时螯合剂的毒性、难降解性也不容忽视[67]，因此螯合剂在实际应用中有一定的局限性。目前，可利用响应面法、人工智能法等对螯合剂用量进行科学、合理的定制。最近，HU等[68]通过科学设计，量化确定了10.0 mmol/kg柠檬酸和5.0 mmol/kg S,S-乙二胺二琥珀酸可以不抑制博落回(Macleayacordata)生长，并可最大限度地提高对U污染土壤的植物修复效果。研发可降解螯合剂并固定到载体材料中同时进行科学的用量控制已成为当下的研究趋势。