李 敏,滕澤棟,朱 靜,宋明陽

北京林業(yè)大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,水體污染源控制技術(shù)北京市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京 100083

隨著社會經(jīng)濟(jì)快速發(fā)展,我國土壤污染問題日益凸顯,尤其是土壤重金屬污染問題亟待解決。土壤中的重金屬污染主要來自礦物母質(zhì)的風(fēng)化和人類生產(chǎn)活動(dòng)中廢水、廢氣、廢渣的直接排放,具有普遍性、隱蔽性、表聚性、不可逆性等特點(diǎn)。首次全國土壤污染狀況調(diào)查(2005年4月—2013年12月)結(jié)果顯示,Cd、Hg、As、Cu、Pb、Cr、Zn、Ni 8種重金屬污染點(diǎn)位超標(biāo)率分別為7.0%、1.6%、2.7%、2.1%、1.5%、1.1%、0.9%、4.8%,嚴(yán)重影響了我國土壤生態(tài)環(huán)境和糧食生產(chǎn)安全[1]。因此,重金屬污染已經(jīng)成為目前最為嚴(yán)峻的環(huán)境問題之一,如何治理已受到極大關(guān)注,成為科學(xué)研究的熱點(diǎn)和難點(diǎn)。

植物修復(fù)重金屬污染土壤是一種非常有前途、生態(tài)良性的方法,近年來得到了廣泛關(guān)注。但是,超累積植物通常都生物量低、生長緩慢,尤其是當(dāng)重金屬濃度過高時(shí),植物的生理活動(dòng)受到阻礙,重金屬抗性機(jī)制被削弱,植物易受病原體攻擊,大大降低了修復(fù)效率[2]。解磷微生物作為土壤微生物的重要組成部分,能夠依靠自身的代謝產(chǎn)物(有機(jī)酸、磷酸酶)或通過與其他生物的協(xié)同作用,將土壤中難溶態(tài)磷(如鐵磷、鈣磷、中穩(wěn)定性有機(jī)磷、高穩(wěn)定性有機(jī)磷等)轉(zhuǎn)化為可供植物吸收利用的磷,不僅可大幅提高土壤中磷的利用率,改善植物磷營養(yǎng)狀態(tài),促進(jìn)植物生長,而且可以改變重金屬的形態(tài),提高修復(fù)效率。

關(guān)于解磷微生物修復(fù)土壤重金屬污染的研究主要有：重金屬污染土壤中解磷微生物的分離、篩選、鑒定,解磷微生物對土壤重金屬污染的修復(fù)能力、修復(fù)機(jī)制以及強(qiáng)化技術(shù)措施等。但重金屬壓力下解磷微生物的解磷功能和重金屬抗性功能基因表達(dá)差異,解磷微生物對重金屬形態(tài)的影響規(guī)律及其對重金屬固定/活化機(jī)理等方面的研究鮮有報(bào)道,而這些正是制約重金屬污染土壤修復(fù)的重要因素。因此本文即從這幾個(gè)方面對目前的研究進(jìn)行了總結(jié)和展望,為提高土壤重金屬污染修復(fù)效率、改善我國土壤環(huán)境質(zhì)量、保障土壤生態(tài)安全提供理論意義和實(shí)際價(jià)值。

1 解磷微生物概況

解磷微生物的種類多而且復(fù)雜,根據(jù)微生物的種類可以分為解磷細(xì)菌、解磷真菌、解磷放線菌。土壤中的解磷微生物群落中,解磷細(xì)菌占1%—50%,而解磷真菌僅占0.1%—0.5%。其中常見的解磷微生物如表1所示：

表1 常見的解磷微生物

有學(xué)者根據(jù)解磷微生物分解底物的不同將它們劃分為能夠溶解有機(jī)磷的有機(jī)磷微生物和能夠溶解無機(jī)磷的無機(jī)磷微生物[3],但是由于某些菌株既可以分解無機(jī)磷也可以分解有機(jī)磷,所以實(shí)際操作過程中很難區(qū)分。

迄今為止,見諸報(bào)道的解磷微生物已有39個(gè)屬,89種以及數(shù)以萬計(jì)的解磷菌株[4- 5]。其中假單胞菌屬作為植物促生菌已經(jīng)被廣泛的研究[6],這是已知的能夠合成激素,作為生物防治劑和解磷菌劑的菌屬[7]。Azziz等[8]從免耕土壤中分離出12株解磷菌株,進(jìn)行TP-RAPD指紋識別后發(fā)現(xiàn),其中10株為假單胞菌屬,1株為洋蔥伯克霍爾德菌,剩余1株為不動(dòng)桿菌屬。由此可見,解磷微生物的種類繁多,這為土壤磷素轉(zhuǎn)化提供了足夠的菌源。

2 解磷微生物對土壤重金屬污染的修復(fù)能力

2.1 解磷微生物的解磷能力

解磷微生物的解磷能力與其對重金屬的修復(fù)效果有直接的聯(lián)系,解磷能力越強(qiáng),其釋放磷酸鹽的能力就越強(qiáng)。研究表明,解磷微生物釋放的磷素,既可以降低土壤中重金屬活性,避免因外界使用的含磷物質(zhì)而造成污染；還可以促進(jìn)植物生長,有利于植物修復(fù)重金屬污染[9]。解磷圈直徑(D)與菌落生長直徑(d)的比值可以表征解磷菌的相對溶磷能力。陳倩等[10]從山西礦區(qū)土壤中分離的菌株Y14 經(jīng)過鑒定確認(rèn)為泛菌屬,其 D/d 值和解磷率均達(dá)到較高值,無機(jī)磷與有機(jī)磷平板的D/d值分別為3.28與1.59,降解磷酸鈣、磷礦粉、卵磷脂的解磷率分別為12.61%、1.21%、3.07%。但單純從透明圈直徑與菌落直徑的比值來判斷菌株解磷能力并不可靠,忽略菌體自身吸收的有效磷會低估某些解磷菌的解磷能力,單純從培養(yǎng)液中測定有效磷的含量也不能準(zhǔn)確反映菌體的解磷能力。研究表明,趙小蓉等[11]采用熏蒸、消煮方法測定砂培過程中微生物分解出來的磷,這種測定方法能準(zhǔn)確測定微生物解磷能力。田江等[12]從鉛鋅礦表層土壤中分離的嗜麥芽寡養(yǎng)單胞菌和唐菖蒲伯克霍爾德菌,解磷量最高分別達(dá)到402.9 mg/L和589.9 mg/L,解磷率分別達(dá)到19.7%和28.8%。Park等[13]研究表明,陰溝腸桿菌可以溶解加入的6.46 mmol/L磷礦石的17.5%,表現(xiàn)出溶磷能力和對鉛的抗性。不同解磷菌種解磷能力差異較大,所以篩選高效解磷菌株就顯得尤為重要。

2.2 解磷微生物的重金屬抗性

高濃度的重金屬是土壤重金屬污染修復(fù)過程中最重要的限制性因素,因此,篩選具有金屬抗性的微生物極為重要。通常解磷微生物對重金屬的耐受能力與菌株的分離環(huán)境有關(guān)。如田江等[12]從鉛鋅礦區(qū)表層土壤中篩選到的兩株解磷細(xì)菌,除了具有很強(qiáng)的解磷能力之外,對于重金屬Pb2+、Zn2+和Cr2+的抗性也非常強(qiáng),抗性濃度最高達(dá)到了2000 mg/L。Jiang等[14]從重金屬污染土壤中分離的具有解磷能力的伯克氏菌J62,對重金屬的最大耐受濃度為分別為Cd(2000 mg/L)、 Pb(1000 mg/L)、Cu(100mg/L)、Zn(400 mg/L)、Ni(50 mg/L)、Cr(20 mg/L),由此可見菌株J62具有很強(qiáng)的鉛、鎘耐性。因此,重金屬污染地區(qū)是重金屬抗性解磷微生物菌株的重要來源,從礦區(qū)分離的重金屬耐受解磷微生物在重金屬污染土壤修復(fù)方面具有很大應(yīng)用潛力。通常植物根系土壤微生物含量很高[15],故可以從一些植物根系土壤中獲得解磷菌。Misra等[16]從木犀屬植物根際分離的6株解無機(jī)磷菌株,具有良好的溶磷特性,同時(shí)對高濃度的硫酸鋅也表現(xiàn)出很強(qiáng)的耐性。

解磷微生物之所以具有金屬抗性,是因?yàn)槠浣饘倏剐曰蚱鹱饔?。汞抗性基因是目前研究較深入的一類基因,包括汞還原酶基因MerA、有機(jī)汞裂解酶基因MerB以及其他轉(zhuǎn)運(yùn)系統(tǒng)基因MerT、MerP、MerC[17]。有解磷功能的無色桿菌和假單胞桿菌能使亞砷酸鹽氧化成砷酸鹽而降低砷的毒性[18]。微生物體內(nèi)有控制砷毒性的功能基因ArsC,該基因可將As(Ⅴ)還原為毒性更強(qiáng)的As(Ⅲ),而ArsA和ArsB基因控制著As(Ⅲ)從細(xì)胞質(zhì)中釋放[19-20]。此外,丁香假單胞菌和大腸桿菌均含抗Cu基因CopA[21],芽孢桿菌含有抗Cd基因CadA,菌株可通過該基因編碼的酶將鎘轉(zhuǎn)移出菌體外,從而達(dá)到解毒的作用[22],綠膿桿菌含有抗Zn基因Czr[23],產(chǎn)堿菌含抗重金屬基因CzcD,其編碼的蛋白質(zhì)是離子泵出系統(tǒng)的一員,賦予宿主菌一定的Cd、Ni及Co抗性[24]。細(xì)菌的重金屬抗性基因存在很高的多樣性,不同的重金屬有不同的抗性基因,同一種金屬的抗性基因在不同的細(xì)菌中存在于不同的操縱子上[25]。文獻(xiàn)中只是單純的報(bào)道有關(guān)重金屬抗性基因,或者解磷功能基因研究,但很少有把解磷微生物的重金屬抗性基因和解磷功能基因聯(lián)合起來研究,這將影響對解磷微生物修復(fù)重金屬污染機(jī)理的深入理解。

2.3 環(huán)境因子對解磷微生物重金屬修復(fù)能力的影響

土壤溶液中數(shù)量眾多的根分泌物、營養(yǎng)物質(zhì)、有機(jī)降解產(chǎn)物及微生物等,尤其是土壤性質(zhì)如溫度、pH、Eh、營養(yǎng)條件(P、碳水化合物和氨基酸)、重金屬元素的濃度都會影響解磷微生物對土壤重金屬的修復(fù)能力[26]。重金屬污染區(qū),溶磷細(xì)菌數(shù)量與綜合污染指數(shù)呈正相關(guān),污染區(qū)中有效磷含量影響溶磷微生物種群豐度[27],有機(jī)質(zhì)可以激活土壤解磷微生物的代謝,同時(shí)也會影響重金屬的生物可利用性[28]。pH值是影響磷酸鉛沉淀形成的重要因素[13],同時(shí)也可以促進(jìn)土壤中原生礦物重金屬的風(fēng)化溶解。芽孢桿菌通過分泌有機(jī)酸而降低土壤pH,增加溶解性磷的含量,能夠固定大量的鉛和鋅[29]。土壤有效磷的含量增加,可以暫時(shí)促進(jìn)土壤重金屬的固定,降低高濃度重金屬對解磷微生物的毒害作用。Cu脅迫下,從枝菌根真菌(AMF菌)可以降低土壤有機(jī)酸的總含量,尤其是草酸和丙二酸的含量,導(dǎo)致海州香薷根際pH值升高[30]。

3 解磷微生物修復(fù)土壤重金屬污染的主要作用機(jī)制

3.1 解磷微生物對土壤重金屬的轉(zhuǎn)化作用

3.1.1 解磷微生物對土壤重金屬的甲基化作用

某些解磷微生物能夠把鈷胺素轉(zhuǎn)化為甲基鈷胺素,在ATP及特定的還原劑存在的條件下,甲基鈷胺素作為甲基供體,使金屬離子與甲基結(jié)合而生成甲基汞、甲基砷、甲基鉛。但是有些金屬離子被甲基化后,其毒性反而增強(qiáng),這是在微生物修復(fù)過程中要避免的[30]。假單胞菌屬在金屬及類金屬離子的甲基化作用中具有重要貢獻(xiàn),他們能夠使許多金屬或類金屬離子發(fā)生甲基化反應(yīng)。合適的pH和Eh能使微生物對砷的甲基化速率最優(yōu)[31]。

3.1.2 解磷微生物對土壤重金屬的氧化還原作用

解磷微生物可以通過自身的代謝作用,改變重金屬的價(jià)態(tài),從而達(dá)到解毒的目的。研究表明,細(xì)菌可以在細(xì)胞外沉積鐵和錳的氧化物或氫氧化物并可以調(diào)節(jié)Zn2+、Pb2+和其他金屬的氧化還原反應(yīng)[32]。Hg、Pb、Sn、Se、As等金屬或類金屬離子都能在微生物作用下通過氧化還原作用而失去毒性。芽孢桿菌PSB10有溶解無機(jī)磷的能力,可以在增強(qiáng)植物分泌激素,促進(jìn)植物生長的同時(shí)降低重金屬Cr的毒性[29]。在重金屬污染的土壤中施用銅綠假單胞桿菌菌劑,鷹嘴豆的根、芽、種子對重金屬Cr的吸收分別減少了36%、38%、40%[33]。解磷畢赤酵母P.farinoseFL7在 Ni(NO3)2或 Ni3(PO4)2污染土壤中均表現(xiàn)出解磷活性,并且能夠?qū)?Ni(NO3)2污染土壤中存在的大部分Ni2+轉(zhuǎn)化為無效態(tài)Ni[34]。

3.2 解磷微生物對土壤重金屬的溶解與螯合作用

3.2.1 解磷微生物對土壤重金屬的溶解作用

解磷微生物對重金屬的溶解主要是通過各種代謝活動(dòng)直接或間接地進(jìn)行的,其代謝作用能產(chǎn)生多種低分子量的有機(jī)酸,如甲酸、乙酸、丙酸、丁酸、檸檬酸、蘋果酸、延胡索酸、琥珀酸和乳酸等[35]。這些有機(jī)酸在環(huán)境中解離成質(zhì)子和低分子有機(jī)酸根,質(zhì)子能引起土壤pH值以及氧化還原電位的變化,促進(jìn)土壤中重金屬原生礦物的風(fēng)化溶解過程。研究表明,解磷微生物可以溶解生物難以利用的難溶態(tài)Ni[36]、Cu[37]、Zn[38],提高重金屬生物有效性。將巨大芽孢桿菌(Bacillusmegaterium)用于Cd污染土壤,能夠增加Cd 的流動(dòng)性并提高其生物有效性,使植物提取率增加了2倍[39]。接種AM真菌可以降低盆栽土壤pH值,提高土壤中有效態(tài)銅的含量,促進(jìn)植物對Cu的吸收[40]。通過對溶磷細(xì)菌溶解不同磷礦粉以及連續(xù)發(fā)酵磷礦粉的溶磷效果的研究發(fā)現(xiàn),磷礦粉中的部分伴生性金屬元素會隨著磷的釋放而溶出,其溶出的難易程度隨伴生性金屬元素在磷礦粉中的位置而不同[27]。

3.2.2 解磷微生物對土壤重金屬的絡(luò)合與螯合作用

細(xì)菌表面的羧基和磷酸鹽基團(tuán)可以與重金屬離子配位生成內(nèi)圈絡(luò)合物[41],提高植物磷利用率的同時(shí)也提高了對Cu、Cd、Zn的吸收,其含量與土壤溶液中溶解性有機(jī)物呈正相關(guān),因?yàn)樾纬闪擞袡C(jī)物金屬絡(luò)合物[42]。低分子有機(jī)酸根對重金屬有很強(qiáng)的親和力,能絡(luò)合和螯合重金屬陽離子而形成重金屬有機(jī)結(jié)合體,在環(huán)境中,低分子有機(jī)酸根與固體顆粒之間形成對重金屬離子的競爭結(jié)合,可見低分子有機(jī)酸的存在有利于重金屬的遷移[43]。菌根真菌通過分泌檸檬酸和蘋果酸螯合作用,以提高不溶性ZnO和Zn3(PO4)2中Zn釋放[44]。鐵載體能與重金屬離子結(jié)合,形成金屬-鐵載體螯合物,提高植物根際環(huán)境中重金屬的活性,增加植物對重金屬的吸收和累積[45]。腸桿菌屬的鐵載體高產(chǎn)突變解磷微生物NBRI K28 SD1不僅可以增加植物的生物量,而且加強(qiáng)了芥菜對Ni、Cr的吸收[46]。

3.3 解磷微生物對土壤重金屬的吸附與沉淀作用

3.3.1 解磷微生物對土壤重金屬的吸附與累積作用

重金屬污染土壤中的微生物通過各種機(jī)制來抵抗重金屬的危害,微生物對重金屬吸附可分為三類：胞外吸附,表面吸附和胞內(nèi)吸收[47]。細(xì)胞壁是細(xì)菌個(gè)體與重金屬接觸最早的部分,富含羧基陰離子和磷酸陰離子,使得細(xì)菌表面具有陰離子的性質(zhì),很容易與金屬發(fā)生反應(yīng),因而金屬很容易結(jié)合到細(xì)菌的表面[48]。芽孢桿菌和銅綠假單胞桿菌在修復(fù)土壤Pb污染的過程中,可以通過生物的吸附作用,與細(xì)胞表面的官能團(tuán)或細(xì)胞壁上的酸性物質(zhì)相互作用形成鉛化合物,降低Pb的移動(dòng)性[49]。生物積累主要依賴微生物的新陳代謝[50],研究表明,在重金屬培養(yǎng)基中培養(yǎng)的蠟狀芽孢桿菌和枯草芽孢桿菌細(xì)胞內(nèi)的重金屬濃度遠(yuǎn)高于培養(yǎng)基中的濃度[51]。芽孢桿菌(Bacillus)對Cd的富集可以達(dá)到其生物量(干重)的21.4%,對Pb的富集可高達(dá)61%[52]。

3.3.2 解磷微生物對土壤重金屬的沉淀作用

解磷微生物將土壤礦物磷或有機(jī)磷中的磷酸根釋放,與重金屬結(jié)合形成磷酸鹽沉淀,降低重金屬在土壤環(huán)境中的移動(dòng)性和生物可利用性,起到固定或鈍化的作用[53]。具有解磷活性的陰溝腸桿菌(Enterobactercloacae)能夠溶解土壤中的磷酸鹽并形成磷酸鉛復(fù)合物從而降低土壤中Pb的流動(dòng)性[13]。解磷菌對Pb污染土壤修復(fù)不僅使土壤中游離態(tài)的Pb得到了固定,從而有效抑制了植物對重金屬Pb的吸收[54]。接種G.mosseae菌,抑制了Cd、Zn從地下部分向地上部分的轉(zhuǎn)移,可以降低鋅對植物的毒害作用,同時(shí)加強(qiáng)Zn在土壤中的固定作用[40]。

革蘭氏陰性細(xì)菌Citrobacter通過磷酸酶分泌大量磷酸氫根離子在細(xì)菌表面與重金屬形成礦物[55]。檸檬酸桿菌等能分泌酸性磷酸酶,催化2-磷酸甘油水解,釋放無機(jī)磷酸鹽,無機(jī)磷酸鹽在細(xì)胞表面大量積累,與細(xì)胞表面的金屬發(fā)生沉淀反應(yīng),形成金屬磷酸鹽沉淀。解磷微生物對重金屬的沉淀主要是釋放的磷酸鹽起作用,伴隨著微生物自身的富集作用,使土壤中的重金屬固定在土壤中,而不被農(nóng)作物吸收。

3.4 解磷微生物對重金屬超累積植物的促生作用

解磷微生物在土壤和植物根際大量存在,具有多重植物促生作用,如圖1所示。重金屬污染條件下,由于應(yīng)對環(huán)境脅迫的需要,解磷微生物更多提供植物吸收生存所需的礦質(zhì)元素,改善宿主植物N、P等礦質(zhì)營養(yǎng)狀況,提高營養(yǎng)元素(P、N、S等)與重金屬元素(As、Cd、Pb等)含量之比,被認(rèn)為有助于增強(qiáng)重金屬超累積植物耐受重金屬的能力,提高植物對重金屬的累積量。通過接種AMF菌增加植物組織中的磷含量,使得植物依賴ATP提取Mn或形成低溶解性的P-Mn化合物,從而降低Mn對植物組織的毒害作用[56]。盆栽試驗(yàn)研究發(fā)現(xiàn),接種AMF顯著提高萬壽菊對Cd的吸收,增加Cd向地上部的轉(zhuǎn)運(yùn)；在各種Cd處理水平下,萬壽菊地上部分的吸收量都遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于根系的吸收量,表現(xiàn)出促進(jìn)植物提取的應(yīng)用潛力[57]。

鐵載體能為重金屬脅迫下的植物提供營養(yǎng)物質(zhì)(尤其是鐵元素),緩解脅迫產(chǎn)生的毒害,促進(jìn)植物生長[58-59]。研究表明,解磷微生物能夠增加植物對K、Ca、Mg、Fe、Zn等營養(yǎng)元素的吸收。Cu、Zn污染的土壤中接種AMF可以顯著的促進(jìn)咖啡苗的生長,可能是由于根外菌絲的作用增加了根系表面土壤中可溶性磷的含量[60]。許多植物根部土壤中的解磷微生物能夠分泌生長素(IAA),增加植物生長素含量,從而促進(jìn)植物生長[61]。目前具有產(chǎn)鐵載體能力的微生物強(qiáng)化植物重金屬修復(fù)的研究仍處于初步階段,鐵載體產(chǎn)生菌如何影響植物獲取重金屬的確切機(jī)制仍不清楚。

除了上述植物促生作用,解磷微生物產(chǎn)生的細(xì)胞壁溶解酶、抗生素等能夠抵抗植物病毒,減緩病毒對植物的侵害[62-63]。解磷微生物還可以產(chǎn)生抗病原菌代謝產(chǎn)物、1-氨基環(huán)丙烷- 1-羧酸(ACC)脫氨酶等物質(zhì),增加植物抗病能力,可以降低乙烯含量[46]提高植物對重金屬污染的修復(fù)效率。從Cd污染土壤中分離的抗鎘性菌株銅綠假單胞菌MKRh3,不但具有溶磷特性,而且還可以產(chǎn)生鐵載體,提高1-氨基環(huán)丙烷羧酸脫氨酶的活性,促進(jìn)植物的生長[64]。具有汞抗性的熒光假單胞菌表現(xiàn)出了較高的溶磷能力,并且可以產(chǎn)生吲哚乙酸(IAA)和鐵載體。從鎳超富集植物庭薺屬植物(Alyssumserpyllifolium)根莖葉組織內(nèi)部分離的內(nèi)生細(xì)菌對重金屬鎳的耐受性高達(dá)750—1000 mg/kg,并具有分泌ACC脫氨酶、鐵載體、植物激素以及溶磷等特性,從而顯著地促進(jìn)植物對鎳的提取和吸收[65]。

圖1 解磷微生物對重金屬超累積植物的促生作用Fig.1 Growth promoting effect of phosphate solubilizing microorganisms on heavy metal accumulation in plants

3.5 解磷微生物對土壤重金屬的固定/活化雙向作用及修復(fù)措施

近年來,具有重金屬解毒能力和促進(jìn)植物生長功能的解磷微生物在土壤重金屬污染修復(fù)中被應(yīng)用和探索[32],如表2所示。

表2 重金屬污染土壤中常見的解磷微生物及其修復(fù)重金屬種類

綜上,不同種類的解磷微生物對不同重金屬作用機(jī)制不同,但綜合起來可以分為兩個(gè)方面,首先,解磷微生物可將土壤難溶礦物磷或有機(jī)磷中的磷酸根釋放,與重金屬結(jié)合形成磷酸鹽沉淀,同時(shí)通過生物吸附、積累等作用,降低重金屬在土壤中的移動(dòng)性和生物可利用性,對重金屬起到固定或鈍化的作用。其次,解磷微生物也可以通過分泌有機(jī)酸、鐵載體、吲哚乙酸、金屬還原酶、HCN等作用,與重金屬形成絡(luò)合物或改變重金屬的形態(tài)和價(jià)態(tài),提高重金屬生物有效性和植物抗病性,從而增加植物對重金屬吸收。其作用機(jī)理如圖2所示。

圖2 解磷微生物修復(fù)土壤重金屬污染作用機(jī)理Fig.2 Mechanisms of phosphate solubilizing microorganisms in remediation of heavy metal contaminated soils

因此,解磷微生物對土壤中的重金屬起到雙向調(diào)節(jié)的作用,相對應(yīng)的就有兩種修復(fù)機(jī)制：①生物固定,包括微生物本身對重金屬的生物沉淀、吸附、細(xì)胞內(nèi)累積以及促進(jìn)重金屬的植物固定；②生物活化,通過提高重金屬的生物有效性,促進(jìn)重金屬的轉(zhuǎn)移并積累在植物組織中。但是生物固定僅改變了重金屬污染物在土壤中的賦存形式,并不能減少重金屬總量,而且穩(wěn)定劑聯(lián)合使用會對土壤理化性質(zhì)、微生物群落帶來一定的負(fù)面效應(yīng)。因此,解磷微生物與植物的聯(lián)合修復(fù)是一種被公眾認(rèn)可的環(huán)境友好型、生態(tài)可持續(xù)的修復(fù)方式,具有良好的應(yīng)用前景。

4 存在的問題及展望

綜上所述,土壤重金屬污染修復(fù)依然是一個(gè)世界性問題,解磷微生物在土壤重金屬污染修復(fù)中發(fā)揮著重大作用,但目前研究還存在很多不足。

(1)解磷微生物增加和降低重金屬活性的研究結(jié)論都有,很少從微觀層面研究解磷微生物及其胞外代謝產(chǎn)物與重金屬的作用方式。重金屬濃度、土壤環(huán)境因子、解磷微生物代謝產(chǎn)物、相關(guān)功能基因等對解磷微生物固定或活化重金屬的影響及其雙向作用機(jī)制尚不明確,嚴(yán)重阻礙了重金屬修復(fù)效率的提高。

(2)目前,關(guān)于解磷微生物參與化學(xué)鈍化修復(fù)方面的研究不多。解磷微生物有可能會減弱磷酸鹽原位固定重金屬長時(shí)間尺度的修復(fù)效果,從而質(zhì)疑解磷微生物在長期化學(xué)鈍化修復(fù)重金屬污染方面的應(yīng)用潛力,因此,應(yīng)加強(qiáng)研究不同土壤環(huán)境條件下,解磷微生物對重金屬鈍化的應(yīng)用效果和修復(fù)機(jī)理。

(3)缺乏對解磷微生物代謝產(chǎn)物、解磷功能及重金屬抗性等功能基因的深入研究,沒有從宏基因組的層面研究重金屬壓力下,解磷功能基因的多樣性及對解磷能力的影響,關(guān)于解磷功能基因在修復(fù)重金屬中的調(diào)控策略則尚未涉及。

因此,針對不同區(qū)域的重金屬污染狀況,研究施加解磷菌株后土壤微生物群落的變化情況,解磷微生物與植物的協(xié)同作用對土著微生物菌群的多樣性和結(jié)構(gòu)的影響,分析植物根際不同形態(tài)重金屬含量,結(jié)合重金屬抗性基因的變化,從代謝產(chǎn)物和功能基因角度闡明解磷微生物對土壤重金屬固定或活化的雙向作用機(jī)制,可為改善我國土壤環(huán)境質(zhì)量、保障土壤生態(tài)安全提供有力支撐。

參考文獻(xiàn)(References):

[1] 王厚杰. 馬關(guān)縣礦區(qū)土壤重金屬污染及植物修復(fù)特性的研究——以小白河流域?yàn)槔齕D]. 成都: 成都理工大學(xué), 2012.

[2] Ahemad M. Phosphate-solubilizing bacteria-assisted phytoremediation of metalliferous soils: a review. 3 Biotech, 2015, 5(2): 111- 121.

[3] 趙小蓉, 林啟美, 孫焱鑫, 張有山, 張美慶. 玉米根際與非根際解磷細(xì)菌的分布特點(diǎn). 生態(tài)學(xué)雜志, 2001, 20(6): 62- 64.

[4] Mander C, Wakelin S, Young S, Condron L, O′Callaghan M. Incidence and diversity of phosphate-solubilising bacteria are linked to phosphorus status in grassland soils. Soil Biology and Biochemistry, 2012, 44(1): 93- 101.

[5] Behera B C, Singdevsachan S K, Mishra R R, Dutta S K, Thatoi H N. Diversity, mechanism and biotechnology of phosphate solubilising microorganism in mangrove——a review. Biocatalysis and Agricultural Biotechnology, 2014, 3(2): 97- 110.

[6] Rivas R, Trujillo M E, Sánchez M, Mateos P F, Martínez-Molina E, Velázquez E.Microbacteriumulmisp. nov., a xylanolytic, phosphate-solubilizing bacterium isolated from sawdust ofUlmusnigra. International Journal of Systematic and Evolutionary Microbiology, 2004, 54(Pt 2): 513- 517.

[7] Mustapha M U, Halimoon N. Microorganisms and biosorption of heavy metals in the environment-a review paper. Microbial & Biochemical Technology, 2015, 7(5): 253- 256.

[8] Azziz G, Bajsa N, Haghjou T, Taulé C, Valverde, Igual J M, Arias A. Abundance, diversity and prospecting of culturable phosphate solubilizing bacteria on soils under crop-pasture rotations in a no-tillage regime in Uruguay. Applied Soil Ecology, 2012, 61: 320- 326.

[9] He L Y, Zhang Y F, Ma H Y, Su L N, Chen Z J, Wang Q Y, Qian M, Sheng X F. Characterization of copper-resistant bacteria and assessment of bacterial communities in rhizosphere soils of copper-tolerant plants. Applied Soil Ecology, 2010, 44(1): 49- 55.

[10] 陳倩, 劉善江, 白楊, 李亞星, 郜春花, 張強(qiáng), 李建華. 山西礦區(qū)復(fù)墾土壤中解磷細(xì)菌的篩選及鑒定. 植物營養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào), 2014, 20(6): 1505- 1516.

[11] 趙小蓉, 林啟美, 孫焱鑫, 張有山, 王幼姍. 小麥根際與非根際解磷細(xì)菌的分布. 華北農(nóng)學(xué)報(bào), 2001, 16(1): 111- 115.

[12] 田江, 彭霞薇, 李霞, 孫雅君, 馮紅梅, 江澤平. 重金屬抗性解磷細(xì)菌的磷溶解特性研究. 環(huán)境科學(xué), 2014, 35(6): 2334- 2340.

[13] Park J H, Bolan N, Megharaj M, Naidu R. Concomitant rock phosphate dissolution and lead immobilization by phosphate solubilizing bacteria(Enterobactersp.). Journal of Environmental Management, 2011, 92(4): 1115- 1120.

[14] Jiang C Y, Sheng X F, Qian M, Wang Q Y. Isolation and characterization of a heavy metal-resistantBurkholderiasp. from heavy metal-contaminated paddy field soil and its potential in promoting plant growth and heavy metal accumulation in metal-polluted soil. Chemosphere, 2008, 72(2): 157- 164.

[15] Bokhorst S, Kardol P, Bellingham P J, Kooyman R M, Richardson S J, Schmidt S, Wardle D A. Responses of communities of soil organisms and plants to soil aging at two contrasting long-term chronosequences. Soil Biology and Biochemistry, 2017, 106: 69- 79.

[16] Misra N, Gupta G, Jha P N. Assessment of mineral phosphate-solubilizing properties and molecular characterization of zinc-tolerant bacteria. Journal of Basic Microbiology, 2012, 52(5): 549- 558.

[17] 周向軍. 重金屬超富集植物環(huán)境修復(fù)技術(shù)研究進(jìn)展. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué), 2010, 38(3): 1408- 1410.

[18] 楊伯杰, 林創(chuàng)發(fā). 土壤重金屬污染現(xiàn)狀及其修復(fù)技術(shù)方法概述. 能源與環(huán)境, 2015,(1): 60- 61.

[19] Vaxevanidou K, Christou C, Kremmydas G F, Georgakopoulos D G, Papassiopi N. Role of indigenous arsenate and iron(III) respiring microorganisms in controlling the mobilization of arsenic in a contaminated soil sample. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 2015, 94(3): 282- 288.

[20] Huang J H. Impact of microorganisms on arsenic biogeochemistry: a review. Water, Air, & Soil Pollution, 2014, 225(2): 1848- 1848.

[21] 張真真. 重金屬對嗜酸氧化亞鐵硫桿菌菌株活性及金屬抗性相關(guān)基因轉(zhuǎn)錄表達(dá)的影響[D]. 長沙: 中南大學(xué), 2014.

[22] 曾艷, 孫建光, 王敏, 陳強(qiáng), 高俊蓮. 一株高抗鎘細(xì)菌KCd1的分離鑒定及其抗性基因初步研究. 四川農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào), 2010, 28(1): 46- 51.

[23] 郝秀麗. 刺槐內(nèi)共生細(xì)菌的重金屬抗性機(jī)制及其與植物的聯(lián)合修復(fù)作用[D]. 咸陽: 西北農(nóng)林科技大學(xué), 2013.

[24] 毛娟. 產(chǎn)堿桿菌CzcD基因的克隆、表達(dá)以及功能的初步研究[D]. 蘭州: 蘭州大學(xué), 2008.

[25] 曾遠(yuǎn), 羅立強(qiáng). 土壤中特異性微生物與重金屬相互作用機(jī)制與應(yīng)用研究進(jìn)展. 巖礦測試, 2017, 36(3): 209- 221.

[26] Mani D, Kumar C. Biotechnological advances in bioremediation of heavy metals contaminated ecosystems: an overview with special reference to phytoremediation. International Journal of Environmental Science and Technology, 2014, 11(3): 843- 872.

[27] 易艷梅. 細(xì)菌溶磷作用及其對磷礦粉重金屬釋放和小麥鹽脅迫的緩解[D]. 南京: 南京農(nóng)業(yè)大學(xué), 2007.

[28] Vassileva M, Serrano M, Bravo V, Jurado E, Nikolaeva I, Martos V, Vassilev N. Multifunctional properties of phosphate-solubilizing microorganisms grown on agro-industrial wastes in fermentation and soil conditions. Applied Microbiology and Biotechnology, 2010, 85(5): 1287- 1299.

[29] Wani P A, Khan M S.Bacillusspecies enhance growth parameters of chickpea(CicerarietinumL.) in chromium stressed soils. Food and Chemical Toxicology, 2010, 48(11): 3262- 3267.

[30] 曾加會, 李元媛, 阮迪申, 晁元卿, 仇榮亮, 楊燕花, 王詩忠. 植物根際促生菌及叢枝菌根真菌協(xié)助植物修復(fù)重金屬污染土壤的機(jī)制. 微生物學(xué)通報(bào), 2017, 44(5): 1214- 1221.

[31] Bentley R, Chasteen T G. Microbial methylation of metalloids: arsenic, antimony, and bismuth. Microbiology and Molecular Biology Reviews, 2002, 66(2): 250- 271.

[32] Wu S C, Luo Y M, Cheung K C, Wong M H. Influence of bacteria on Pb and Zn speciation, mobility and bioavailability in soil: A laboratory study. Environmental Pollution, 2006, 144(3): 765- 773.

[33] Oves M, Khan M S, Zaidi A. Chromium reducing and plant growth promoting novel strainPseudomonasaeruginosaOSG41 enhance chickpea growth in chromium amended soils. European Journal of Soil Biology, 2013, 56: 72- 83.

[34] 胡宗福, 朱宏吉. 解磷酵母PichiafarinoseFL7用于鎳污染土壤植物提取的研究. 中國生物工程雜志, 2015, 35(11): 36- 45.

[35] Gupta P, Kumar V. Value added phytoremediation of metal stressed soils using phosphate solubilizing microbial consortium. World Journal of Microbiology and Biotechnology, 2017, 33(1): 9- 9.

[36] Becerra-Castro C, Prieto-Fernández A,lvarez-Lopez V, Monterroso C, Cabello-Conejo M I, Acea M J, Kidd P S. Nickel solubilizing capacity and characterization of rhizobacteria isolated from hyperaccumulating and non-hyperaccumulating subspecies ofAlyssumserpyllifolium. International Journal of Phytoremediation, 2011, 13(S1): 229- 244.

[37] Li K F, Ramakrishna W. Effect of multiple metal resistant bacteria from contaminated lake sediments on metal accumulation and plant growth. Journal of Hazardous Materials, 2011, 189(1/2): 531- 539.

[38] He H D, Ye Z H, Yang D J, Yan J L, Xiao L, Zhong T, Yuan M, Cai X D, Fang Z Q, Jing Y X. Characterization of endophyticRahnellasp. JN6 fromPolygonumpubescensand its potential in promoting growth and Cd, Pb, Zn uptake byBrassicanapus. Chemosphere, 2013, 90(6): 1960- 1965.

[39] Jeong S, Moon H S, Nam K, Kim J Y, Kim T S. Application of phosphate-solubilizing bacteria for enhancing bioavailability and phytoextraction of cadmium(Cd) from polluted soil. Chemosphere, 2012, 88(2): 204- 210.

[40] 陳秀華. 叢枝菌根真菌對重金屬、稀土元素污染土壤生物修復(fù)研究[D]. 武漢: 華中農(nóng)業(yè)大學(xué), 2007

[41] Chiapello M, Martino E, Perotto S. Common and metal-specific proteomic responses to cadmium and zinc in the metal tolerant ericoid mycorrhizal fungusOidiodendronmaiusZn. Metallomics, 2015, 7(5): 805- 815.

[42] Zhang M K, Zhang H M. Co-transport of dissolved organic matter and heavy metals in soils induced by excessive phosphorus applications. Journal of Environmental Sciences, 2010, 22(4): 598- 606.

[43] 劉坤.有機(jī)酸對土壤重金屬Pb、Cd的活化及蚯蚓誘導(dǎo)植物修復(fù)作用的研究[D]. 泰安: 山東農(nóng)業(yè)大學(xué), 2008.

[44] Daghino S, Martino E, Perotto S. Model systems to unravel the molecular mechanisms of heavy metal tolerance in the ericoid mycorrhizal symbiosis. Mycorrhiza, 2016, 26(4): 263- 274.

[46] Kumar K V, Srivastava S, Singh N, Behl H M. Role of metal resistant plant growth promoting bacteria in ameliorating fly ash to the growth ofBrassicajuncea. Journal of Hazardous Materials, 2009, 170(1): 51- 57.

[47] Babu A G, Shea P J, Sudhakar D, Jung I B, Oh B T. Potential use ofPseudomonaskoreensisAGB- 1 in association withMiscanthussinensisto remediate heavy metal(loid)-contaminated mining site soil. Journal of Environmental Manarement, 2015, 151: 160- 166.

[48] Rodríguez-Sánchez V, Guzmán-Moreno J, Rodríguez-González V, Flores-de la Torre J A, Ramírez-Santoyo R M, Vidales-Rodríguez L E. Biosorption of lead phosphates by lead-tolerant bacteria as a mechanism for lead immobilization. World Journal Microbiology and Biotechnology, 2017, 33(8): 150.

[49] ?abuk A, Akar T, Tunali S, Tabak ?. Biosorption characteristics ofBacillussp. ATS- 2 immobilized in silica gel for removal of Pb(II). Journal of Hazardous Materials, 2006, 136(2): 317- 323.

[50] Rai U N, Dubey S, Shukla O P, Dwivedi S, Tripathi R D. Screening and identification of early warning algal species for metal contamination in fresh water bodies polluted from point and non-point sources. Environmental Monitoring and Assessment, 2008, 144(1/3): 469- 481.

[51] Martins da Costa E, de Lima W, Oliveira-Longatti S M, de Souza F M. Phosphate-solubilising bacteria enhanceOryzasativagrowth and nutrient accumulation in an oxisol fertilized with rock phosphate. Ecological Engineering, 2015, 83: 380- 385.

[52] 孫嘉龍, 李梅, 曾德華. 微生物對重金屬的吸附、轉(zhuǎn)化作用. 貴州農(nóng)業(yè)科學(xué), 2007, 35(5): 147- 150.

[53] Ahemad M, Kibret M. Recent trends in microbial biosorption of heavy metals: a review. Biochemistry & Molecular Biology, 2013, 1(1): 19- 26.

[54] 董立萍. 解磷菌修復(fù)土壤鉛污染效應(yīng)優(yōu)化及機(jī)理探索[D]. 西安: 西北大學(xué), 2014.

[55] 任永霞. 陜北礦區(qū)重金屬污染土壤的微生物——植物聯(lián)合修復(fù)技術(shù)研究[D]. 西安: 西北大學(xué), 2011.

[56] Brito I, Cárvalho M, Alho L, Goss M J. Managing arbuscular mycorrhizal fungi for bioprotection: Mn toxicity. Soil Biology and Biochemistry, 2014, 68: 78- 84.

[57] 劉靈芝, 張玉龍, 李培軍, 鞏宗強(qiáng). 鉛鋅礦區(qū)分離叢枝菌根真菌對萬壽菊生長與吸鎘的影響. 土壤學(xué)報(bào), 2012, 49(1): 43- 49.

[58] Praburaman L, Park S H, Cho M, Lee K J, Ko J A, Han S S, Lee S H, Kamala-Kannan S, Oh B T. Significance of diazotrophic plant growth-promotingHerbaspirillumsp. GW103 on phytoextraction of Pb and Zn byZeamaysL. Environmental Science and Pollution Research, 2017, 24(3): 3172- 3180.

[59] Kumar K V, Patra D D. Effect of metal tolerant plant growth promoting bacteria on growth and metal accumulation in Zea mays plants grown in fly ash amended soil. International Journal of Phytoremediation, 2013, 15(8): 743- 755.

[60] De Oliveira M V, Intorne A C, Vespoli Lde S, Madureira H C, Leandro M R, Pereira T N S, Olivares F L, Berbert-Molina M A, De Souza Filho G A. Differential effects of salinity and osmotic stress on the plant growth-promoting bacteriumGluconacetobacterdiazotrophicusPAL5. Archives of Microbiology, 2016, 198(3): 287- 294.

[61] Hassan W, Bashir S, Ali F, Ijaz M, Hussain M, David J. Role of ACC-deaminase and/or nitrogen fixing rhizobacteria in growth promotion of wheat(TriticumaestivumL.) under cadmium pollution. Environmental Earth Sciences, 2016: 75(3): 267.

[62] de Souza E M, Granada C E, Sperotto R A. Plant pathogens affecting the establishment of plant-symbiont interaction. Frontiers in Plant Science, 2016, 7: 15.

[63] Wood J L, Tang C X, Franks A E. Microbial associated plant growth and heavy metal accumulation to improve phytoextraction of contaminated soils. Soil Biology and Biochemistry, 2016, 103: 131- 137.

[64] Ma Y, Oliveira R S, Wu L, Luo Y, Rajkumar M, Rocha I, Freitas H. Inoculation with metal-mobilizing plant-growth-promoting rhizobacteriumBacillussp. SC2b and its role in rhizoremediation. Journal of toxicology and environmental health, Part A: Current Issues, 2015, 78(13/14): 931- 944.

[65] Ma Y, Prasad M N V, Rajkumar M, Freitas H. Plant growth promoting rhizobacteria and endophytes accelerate phytoremediation of metalliferous soils. Biotechnology Advances, 2011, 29(2): 248- 258.

[66] Chatterjee S, Sau G B, Mukherjee S K. Plant growth promotion by a hexavalent chromium reducing bacterial strain,CellulosimicrobiumcellulansKUCr3. World Journal of Microbiology and Biotechnology, 2009, 25(10): 1829- 1836.

[67] Nogueira M A, Nehls U, Hampp R, Poralla K, Cardoso E J B N. Mycorrhiza and soil bacteria influence extractable iron and manganese in soil and uptake by soybean. Plant and Soil, 2007, 298(1/2): 273- 284.

[68] 李志超. 微生物對甲基汞的降解作用.環(huán)境科學(xué), 1984, 5(3): 61- 64.

[69] Saravanan V S, Madhaiyan M, Thangaraju M. Solubilization of zinc compounds by the diazotrophic, plant growth promoting bacteriumGluconacetobacterdiazotrophicus. Chemosphere, 2007, 66(9): 1794- 1798.

[70] Zaidi S, Usmani S, Singh B R, Musarrat J. Significance ofBacillussubtilisstrainSJ- 101 as a bioinoculant for concurrent plant growth promotion and nickel accumulation inBrassicajuncea. Chemosphere, 2006, 64(6): 991- 997.