張文興 鄧 強(qiáng)# 岳曉嵐 陳文祥 張周位 黃苑齡 張安豐 何 海

(1.貴州省地質(zhì)礦產(chǎn)中心實驗室，貴州 貴陽 550018；2.貴州省貴金屬礦產(chǎn)資源綜合利用工程技術(shù)研究中心，貴州 貴陽 550018)

隨著農(nóng)藥化肥的使用、工業(yè)廢氣廢水的排放和金屬礦石的冶煉等，重金屬污染土壤問題日趨嚴(yán)重[1]。有研究表明，我國耕地土壤污染點位超標(biāo)率為19.4%，其中無機(jī)污染物鎘的污染點位超標(biāo)率最大，達(dá)到7.0%，且鎘依然是影響農(nóng)用地土壤環(huán)境質(zhì)量的首要污染物[2-3]。因此，研究適合鎘污染土壤的修復(fù)技術(shù)尤為重要。

植物-微生物聯(lián)合修復(fù)技術(shù)因原位修復(fù)、成本低、環(huán)境友好、修復(fù)效率高等優(yōu)點，已成為目前治理重金屬污染土壤主要的研究方向[4-5],[6]6,[7]?？剐晕⑸锾岣咧参镄迯?fù)效率的機(jī)理主要包括兩個方面[8-9]：一是抗性微生物通過合成一些金屬載體(如鐵載體)、固氮作用、溶磷作用、產(chǎn)吲哚乙酸等機(jī)制改善植物營養(yǎng)，以促進(jìn)植物生長和發(fā)育，提高植物地上部分的生物量和重金屬積累量；二是抗性微生物通過酸化土壤環(huán)境(產(chǎn)有機(jī)酸)，提高土壤重金屬的生物有效性，以促進(jìn)植物對重金屬的吸收和積累。例如，趙樹民[10]的研究表明，向黑麥草根際土壤接種巨大芽孢桿菌(Bacillusmegaterium)，可增加土壤有效磷、有效鐵和有效態(tài)鎘含量，同時提高了黑麥草的生物量和地上部分鎘吸收量。張璐[11]77的研究發(fā)現(xiàn)，向甜高粱根系接種產(chǎn)鐵載體細(xì)菌，可增加甜高粱地上部分和根部的鐵和磷含量，同時提高其地上部分和根部生物量，且土壤中可溶出的鎘濃度較高，使其地上部分鎘濃度提高。江春玉等[12]的研究也表明，向印度芥菜和油菜接種伯克霍爾德氏菌(Burkholderiasp.)WS34(具有較高的脫氨酶活性和產(chǎn)鐵載體能力，同時代謝分泌少量的生長素吲哚乙酸)，可提高其生物量和鎘積累量。由此可見，鎘抗性微生物在促進(jìn)植物生長、強(qiáng)化植物提取鎘方面具有較大的潛力。

龍葵是一年生茄科草本植物，具有抗逆能力強(qiáng)、分布范圍廣的特點，已被證實對鎘具有超富集作用，應(yīng)用于鎘污染土壤的修復(fù)研究中。例如，魏樹和等[13]的研究發(fā)現(xiàn)，龍葵是一種鎘超積累植物，在鎘投加質(zhì)量濃度為25 mg/kg時，龍葵莖和葉中鎘分別為103.8、124.6 mg/kg，其地上部分鎘富集系數(shù)為2.68。劉莉華[6]48-49向龍葵接種芽孢桿菌屬(Bacillus)細(xì)菌，可使龍葵根干質(zhì)量比對照高47.83%，地上部分鎘達(dá)到125.21 mg/kg?？梢?，將龍葵應(yīng)用于鎘污染土壤的修復(fù)治理，有望通過提高龍葵根系發(fā)育并提高其生物量來增大龍葵對鎘的吸收富集，從而提高土壤鎘修復(fù)效率。

植物-微生物聯(lián)合修復(fù)研究大多都是在未受重金屬污染的土壤中添加有效態(tài)鎘，利用溫室盆栽進(jìn)行試驗，這與人類工業(yè)活動帶來的土壤重金屬鎘污染源不符，與植物露天生長環(huán)境也存在差異，使得研究結(jié)果難以進(jìn)行實際應(yīng)用。此外，目前研究的鎘抗性微生物主要從重金屬污染區(qū)的土壤或植物里篩選，很少從未受重金屬污染的宿主植物本身或其根系土壤篩選，缺少不同來源的鎘抗性微生物對植物修復(fù)鎘污染土壤的研究。本研究將從鎘污染土壤、龍葵根際土壤和標(biāo)準(zhǔn)菌株篩選出的鎘抗性菌株接種到龍葵根際土壤，通過原土室外露天盆栽試驗，研究不同來源的鎘抗性菌株對龍葵修復(fù)重金屬鎘污染土壤的強(qiáng)化作用，旨在為治理土壤中鎘污染提供技術(shù)支持。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

鎘污染土壤：在貴州省六盤水市某耕地(采樣深度0～20 cm，該地區(qū)耕地受附近鉛鋅礦區(qū)人為活動影響)，采用蛇形法、不銹鋼小土鏟取樣10個點位，裝入聚氯乙烯塑料袋中，共10袋，共計300 kg，帶回室內(nèi)風(fēng)干、磨碎、混勻，過2 mm尼龍篩，制成綜合試驗樣。土壤有機(jī)質(zhì)為57.3 g/kg，全氮為2.84 g/kg，全磷為2.06 g/kg，全鐵占10.72%(質(zhì)量分?jǐn)?shù))，pH為5.83，土壤含水率為44.24%，鎘全量為13.87 mg/kg，有效態(tài)鎘為3.27 mg/kg，土壤鎘全量超過《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》(GB 15618—2018)中風(fēng)險管控值近7倍。

供試龍葵：種子采自貴陽市烏當(dāng)區(qū)地礦新莊山體公園內(nèi)，曬干，自封袋密封保存。

菌株分離樣品：采自鎘污染土壤綜合樣、龍葵根際土壤，新鮮土樣裝入牛皮紙袋于保溫箱中放入冰袋保存，帶回實驗室于4 ℃冷藏；熒光假單胞菌(Pseudomonasaeruginosa)質(zhì)控菌株[14]5246購自于廣東某微生物科技有限公司。

產(chǎn)鐵載體檢測培養(yǎng)基按照文獻(xiàn)[15]中CAS檢測培養(yǎng)基進(jìn)行配制。

1.2 主要試驗試劑與儀器

牛肉膏蛋白胨培養(yǎng)基(營養(yǎng)瓊脂)；CdCl2·2.5H2O ，分析純；GR60DA高壓滅菌器；7000電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀(ICP-OES)。

1.3 研究方法

1.3.1 鎘抗性菌株的分離篩選與鑒定

土壤稀釋液制備：分別稱取10.0 g取自鎘污染土壤和龍葵根際土壤的新鮮土樣，置于裝有90 mL無菌水且放有玻璃珠的250 mL錐形瓶中，150 r/min振蕩培養(yǎng)10 min，靜置30 min后用無菌吸管吸取1 mL上述土壤稀釋液，置于9 mL的無菌水試管中，制成10-2的土壤稀釋液，依次操作制備不同濃度梯度的土壤稀釋液。

細(xì)菌純化培養(yǎng)：用鉑金絲接種環(huán)取1環(huán)制備好的土壤稀釋液的上清液蛇形涂布于30 mL的牛肉膏蛋白胨培養(yǎng)基中，28 ℃培養(yǎng)72 h，挑選生長豐滿、不同形態(tài)的單菌落進(jìn)一步蛇形劃線純化培養(yǎng)得到單菌落。

鎘抗性菌株篩選：在含鎘(以CdCl2·2.5H2O配置)50、100 mg/L的牛肉膏蛋白胨培養(yǎng)基中(根據(jù)文獻(xiàn)[15]的研究結(jié)果選擇鎘濃度)，挑取上述經(jīng)純化培養(yǎng)的單菌落和熒光假單胞菌進(jìn)一步蛇形劃線培養(yǎng)，每種菌株每個鎘濃度設(shè)置3個重復(fù)，28 ℃恒溫培養(yǎng)48 h，挑選能夠長出菌落的細(xì)菌即為鎘抗性菌株。

產(chǎn)鐵載體菌株篩選：將上述鎘抗性菌株單菌落用鉑金絲蛇形劃線接種于CAS檢測培養(yǎng)基中，28 ℃恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng)72 h，挑選出有橙色暈圈的菌株即為能分泌鐵載體的菌株[16]。如此篩選出的抗鎘且產(chǎn)鐵載體細(xì)菌將作為強(qiáng)化龍葵修復(fù)鎘污染土壤的特異微生物材料。

細(xì)菌鑒定：對菌株進(jìn)行菌落和菌體形態(tài)觀察、主要生理生化試驗、16S rRNA基因序列同源性比對分析，以確定其分類地位。菌株形態(tài)及生理生化特性測定參照東秀珠等[17]的方法?？规k產(chǎn)鐵載體菌株制成凍干磁珠交由生工生物工程(上海)股份有限公司擴(kuò)增、測序，將所得的擴(kuò)增序列與GenBank數(shù)據(jù)庫進(jìn)行比對。與數(shù)據(jù)庫中已有的16S rRNA基因序列進(jìn)行同源性比較分析，可快速而準(zhǔn)確地對細(xì)菌進(jìn)行鑒定[18]。

鎘抗性菌株分泌有機(jī)酸的測定參照《食品安全國家標(biāo)準(zhǔn) 食品中有機(jī)酸的測定》(GB 5009.157—2016)。

1.3.2 盆栽試驗

龍葵種子首先在溫室下育苗杯中萌芽育苗，待幼苗生長出7～8片葉時，挑選長勢一致的幼苗移栽至裝有1 000 g鎘污染土壤的塑料盆(高11 cm，直徑18 cm)中，每盆1株，置于樓頂(周圍無其他污染源)，露天盆栽，不施底肥，不加蓋擋雨棚，根據(jù)盆中土壤缺水情況不定期澆水(去離子水)，該試驗地屬于亞熱帶濕潤溫和型氣候，年平均降水量1 449.7 mm。移栽兩周，待植株生長良好后，在植物根部接入光密度(以600 nm波長處的光密度(OD600)計)為0.5左右的菌液10 mL，每周接種1次。設(shè)置以下7種處理：不接菌的空白對照(CK)；接種鎘污染土壤鎘抗性菌(BV)；接種龍葵根際土壤鎘抗性菌(PH)；接種熒光假單胞菌鎘抗性菌(PA)；接種鎘污染土壤鎘抗性菌和熒光假單胞菌鎘抗性菌(BV+PA)；接種龍葵根際土壤鎘抗性菌和熒光假單胞菌鎘抗性菌(PH+PA)；接種鎘污染土壤鎘抗性菌、龍葵根際土壤鎘抗性菌和熒光假單胞菌鎘抗性菌(BV+PH+PA)，每個處理設(shè)置3個平行樣。

為防止重金屬鎘淋溶滲漏損失，在盆下放置塑料托盤并將滲漏液倒回盆中，植株生長120 d后收獲，將植株輕輕拔起后，抖動根部，將龍葵根際土壤收集于布袋(或自封袋)中，帶回實驗室自然風(fēng)干，手工磨碎篩分至小于2 mm混勻，分析樣制成小于0.15 mm顆粒。將龍葵根部土壤清理干凈，小心清洗根系，得到一株完整的植物，測量植物株高，編號拍照，將洗凈的植株放入恒溫干燥箱中105 ℃殺青5 min，70 ℃干燥48 h，稱量植株地上部分和地下部分干質(zhì)量，分別手工磨碎篩分至小于0.85 mm混勻，分析樣制成小于0.43 mm顆粒。土壤樣鎘全量的測定參見《區(qū)域地球化學(xué)樣品分析方法 第5部分:鎘量測定 電感耦合等離子體質(zhì)譜法》(DZ/T 0279.5—2016)，有效態(tài)鎘含量的測定采用二乙基三胺五乙酸浸提法；植物樣鎘全量的測定參見《食品安全國家標(biāo)準(zhǔn) 食品中鎘的測定》(GB 5009.15—2014)。

1.4 數(shù)據(jù)處理與分析

計算富集系數(shù)，反映龍葵從土壤中吸收重金屬的能力[19]；計算轉(zhuǎn)運系數(shù)，表征龍葵將重金屬從地下部分向地上部分運輸?shù)哪芰20]；計算修復(fù)效率(鎘去除率)，表征土壤中重金屬被活化、吸收、轉(zhuǎn)化的能力[21-22]。

2 結(jié)果與討論

2.1 鎘抗性菌株篩選與鑒定

按照鎘抗性菌株的分離篩選與鑒定方法，從鎘污染土壤和龍葵根際土壤的系列稀釋液中分別得到7、15株細(xì)菌。在50 mg/L鎘污染的牛肉膏蛋白胨培養(yǎng)基中進(jìn)行耐受性試驗后，篩選出7株生長較好的菌株(鎘污染土壤2株，龍葵根際土壤5株)；在100 mg/L鎘污染的牛肉膏蛋白胨培養(yǎng)基中篩選出5株生長較好的菌株(鎘污染土壤2株，龍葵根際土壤3株)。在CAS檢測培養(yǎng)基中進(jìn)行細(xì)菌產(chǎn)鐵載體檢測，篩選出7株產(chǎn)鐵載體菌株，分別是：100 mg/L 鎘污染土壤1株(2020Z-4)，50 mg/L鎘污染龍葵根際土壤3株(2020Z-5、2020Z-7、2020Z-11)，100 mg/L鎘污染龍葵根際土壤3株(2020Z-6、2020Z-8、2020Z-12)。光密度在0.5左右的菌液對應(yīng)的兩株菌株分別是2020Z-4(OD600=0.443)和2020Z-8(OD600=0.449)。熒光假單胞菌經(jīng)不同鎘濃度耐受性試驗、細(xì)菌產(chǎn)鐵載體檢測、菌懸液光密度測定，各篩選出1株抗鎘產(chǎn)鐵載體菌株，記為2020Z-PA1(耐受50 mg/L鎘污染，OD600=0.510)、2020Z-PA2(耐受100 mg/L鎘污染，OD600=0.619)。選擇2020Z-4、2020Z-8和2020Z-PA1進(jìn)行主要生理生化研究和細(xì)菌鑒定。

菌株主要生理生化特性見表1。對菌體總脫氧核糖核酸(DNA)進(jìn)行提取，利用細(xì)菌16S rRNA基因通用引物(27F:AGAGTTTGATCMTGGCTCAG，1492R:GGTTACCTTGTTACGACTT)對供試菌株進(jìn)行擴(kuò)增、測序，結(jié)合生理生化特性，菌株鑒定結(jié)果見表2。

表1 鎘抗性菌株的主要生理生化特性1)Table 1 Major physiological and biochemical properties of the cadmium-resistant strains

表2 鎘抗性菌株鑒定結(jié)果Table 2 Identification results of cadmium-resistant strains

2.2 鎘抗性菌株對龍葵修復(fù)鎘污染土壤的效應(yīng)

采用原土室外露天盆栽試驗?zāi)芨诱鎸嵉啬M龍葵野外生長狀況，分別向龍葵根際土壤添加不同組合的鎘抗性菌株，以研究鎘抗性菌株對龍葵吸收鎘的強(qiáng)化作用。

2.2.1 鎘抗性菌株對龍葵生長的影響

從圖1中可以看出，BV、PH、PH+PA和BV+PH+PA可促進(jìn)龍葵地下部分干物質(zhì)增加，說明接菌處理可促進(jìn)龍葵根系的發(fā)育。其中，PH+PA的龍葵地上部分和地下部分干物質(zhì)較CK均顯著增加，分別提高了31.07%和75.59%，表明接菌處理可促進(jìn)鎘污染土壤中龍葵的生長。PA處理則阻礙龍葵生長。

注：同一指標(biāo)不同字母表示處理間差異顯著(P<0.05)，圖2至圖8同。圖1 不同鎘抗性菌株接種下的龍葵地上部分和地下部分干質(zhì)量Fig.1 Shoot and root dry weight of the Solanum nigrumwith different cadmium-resistant strains

張璐[11]76-77的研究認(rèn)為，假單胞菌屬(Pseudomonas)具有分泌鐵載體的能力，可促進(jìn)甜高粱對鐵和磷等營養(yǎng)元素的吸收，從而促進(jìn)甜高粱的生長。鄧平香等[14]5252研究表明，熒光假單胞菌可分泌植物生長素吲哚乙酸和產(chǎn)鐵載體，促進(jìn)東南景天的生長；同時分泌大量有機(jī)酸，促進(jìn)CdO溶解。PA+PH菌株的光密度均比BV大，推測在龍葵根際土壤中蒼黃假棍狀桿菌和熒光假單胞菌的豐度高于其他處理，其產(chǎn)鐵載體的能力更強(qiáng)，從而促進(jìn)龍葵生長。PA菌株為熒光假單胞菌，除了分泌鐵載體能力強(qiáng)外，分泌有機(jī)酸的能力也強(qiáng)，從而溶解土壤中更多的重金屬，導(dǎo)致龍葵吸收大量的重金屬，阻礙自身生長。

2.2.2 鎘抗性菌株分泌有機(jī)酸對土壤pH和有效態(tài)鎘含量的影響

從圖2中可以看出，BV菌株分泌乳酸較顯著，PH菌株分泌蘋果酸較顯著，PA菌株分泌酒石酸和檸檬酸較顯著；PA菌株分泌的有機(jī)酸總量高于BV和PH菌株，且顯著高于BV菌株。與CK相比，所有接菌處理的土壤pH均顯著降低，其中BV和PA土壤pH分別下降了0.14和0.13(見圖3)。接菌處理后土壤有效態(tài)鎘含量較CK有不同程度增加，其中PA土壤有效態(tài)鎘含量顯著增加，增加了26.65%(見圖4)。菌株產(chǎn)酸能力的強(qiáng)弱可反映其活化重金屬的能力。

圖2 3種單一菌株分泌的有機(jī)酸質(zhì)量濃度Fig.2 The content of organic acids secreted by three single strains

鄧月強(qiáng)等[23]研究認(rèn)為，巨大芽孢桿菌在植物生長過程中代謝產(chǎn)生有機(jī)酸，對土壤鎘有一定的活化作用，從而增加土壤有效態(tài)鎘含量，該菌使伴礦景天對鎘的積累量為95.40 μg/棵，土壤活化鎘總量為186.21 μg/盆。江春玉[24]65研究表明，假單胞菌屬使土壤中有效態(tài)鎘含量較對照組提高16.63倍，土壤活化鎘率為48.65%；這是由于菌株在代謝過程中產(chǎn)生了大量酸性物質(zhì)，使原本處于沉淀態(tài)的重金屬被活化成為可溶態(tài)的金屬離子。本研究發(fā)現(xiàn)，PA菌株在培養(yǎng)液中分泌有機(jī)酸的總量高于BV和PH菌株，其土壤pH相比于CK顯著降低，土壤有效態(tài)鎘含量顯著高于其他處理，且土壤活化鎘總量為(1 480.00±400.37) μg/盆，高于文獻(xiàn)[23]的研究，表明PA菌株在分泌有機(jī)酸和活化鎘方面具有明顯的優(yōu)勢。

圖3 不同鎘抗性菌株接種下的土壤pHFig.3 Soil pH under inoculation with different cadmium-resistant strains

圖4 不同鎘抗性菌株接種下的土壤有效態(tài)鎘質(zhì)量濃度Fig.4 Effective-cadmium content under inoculation with different cadmium-resistant strains

2.2.3 鎘抗性菌株對龍葵鎘積累量的影響

龍葵鎘積累量為生物量與鎘含量的乘積。與CK相比，PH、PH+PA和BV+PH+PA龍葵鎘總積累量顯著增加，分別提高了7.60%、30.28%和25.40%(見圖5)，其中菌株P(guān)H+PA龍葵的鎘總積累量最高，達(dá)到184.11 μg/棵，低于文獻(xiàn)[11]的研究結(jié)果(甜高粱的鎘總積累為3.53 mg/棵)。究其原因，文獻(xiàn)[11]是向潔凈的土壤中添加有效態(tài)鎘，且進(jìn)行溫室盆栽，不受淋溶的影響，植物對原有的有效態(tài)鎘有更好的吸收能力；而本研究PH+PA的龍葵受到淋溶作用，使原本活化的鎘部分隨淋溶流失，龍葵吸收的有效態(tài)鎘減少，導(dǎo)致最后龍葵鎘總積累量較低。PA菌株雖然分泌有機(jī)酸能力強(qiáng)，但土壤有效態(tài)鎘含量的增加阻礙了龍葵的生長，使龍葵生物量減小，因此龍葵鎘總積累量最低。

圖5 不同鎘抗性菌株接種下的龍葵地上和地下部分鎘積累量Fig.5 Shoot and root cadmium accumulation of the Solanum nigrum with different cadmium-resistant strains

PH+PA和BV+PH+PA均可以顯著增加龍葵地上部分鎘積累量，較CK分別增加了31.53%和25.22%；地下部分鎘積累量有一定的增加，但相比CK無顯著差異。可見，龍葵將吸收的鎘大部分積累在地上部分，PH+PA對龍葵地上部分積累鎘具有更明顯的優(yōu)勢。

2.2.4 鎘抗性菌株對龍葵鎘含量的影響

與CK比較，PA龍葵地上部分和地下部分鎘含量均顯著增加，分別增加了129.29%和73.19%(見圖6)。與CK比較，PA龍葵地上部分和地下部分富集系數(shù)增加顯著，分別增加了128.40%和72.90%(見圖7)。張璐[15]研究證實，假單胞菌屬對土壤中鎘具有活化作用，并能顯著增加植物地上部分和根部的鎘含量。江春玉[24]75-76的研究也認(rèn)為，假單胞菌屬對土壤中沉淀態(tài)鎘具有明顯的活化作用，可增加土壤中水溶態(tài)鎘含量。本研究中，PA菌株為熒光假單胞菌，分泌有機(jī)酸總量大，對土壤鎘具有較強(qiáng)的活化作用，并能增加龍葵對鎘的吸收，從而提高龍葵鎘含量和富集系數(shù)。

圖6 不同鎘抗性菌株接種下的龍葵地上部分和地下部分鎘質(zhì)量濃度Fig.6 Shoot and root cadmium concentration of the Solanum nigrum with different cadmium-resistant strains

圖7 不同鎘抗性菌株接種下的龍葵富集系數(shù)與轉(zhuǎn)運系數(shù)Fig.7 Enrichment factor and transport coefficient of the Solanum nigrum with different cadmium-resistant strains

除BV+PA外，其他接菌處理的龍葵轉(zhuǎn)運系數(shù)較CK均顯著提高，BV、PH、PA、PH+PA和BV+PH+PA分別提高了52.63%、26.32%、31.58%、39.47%和31.58%，表明在鎘污染土壤中接種鎘抗性菌能提高龍葵地下部分鎘向地上部分運輸。究其原因，BV菌株是鎘污染土壤土著菌；PA菌株為熒光假單胞菌，對土壤鎘有較強(qiáng)的活化作用；BV+PA可將土壤鎘大量活化，龍葵根系吸收大量的活化鎘反作用于本身，阻礙龍葵生長，減少了龍葵地上部分對鎘的吸收，導(dǎo)致轉(zhuǎn)運系數(shù)不高。

2.2.5 鎘抗性菌株對土壤鎘含量和修復(fù)效率的影響

所有處理的土壤中鎘均低于修復(fù)前(13.87 mg/kg)，其中PH+PA土壤鎘較CK下降了4.13%，修復(fù)效率較CK顯著提高了67.83%(見圖8)?？梢?，PH+PA對龍葵修復(fù)鎘污染土壤具有強(qiáng)化作用，龍葵生物量和鎘總積累量最大，對鎘污染土壤的修復(fù)效率最好。這與MA等[25]的研究結(jié)論一致，即內(nèi)源細(xì)菌能夠幫助宿主植物提高其本身的重金屬耐受性和生物量，以及提高植物對重金屬的吸收，增加植物體內(nèi)的重金屬濃度來提高植物修復(fù)效率。PH菌株為龍葵根系土壤內(nèi)源細(xì)菌，PA菌株雖然是外源細(xì)菌，但其產(chǎn)鐵載體和有機(jī)酸能力強(qiáng)，使得PH+PA提高了龍葵對鎘污染土壤的修復(fù)效率。

圖8 不同鎘抗性菌株接種下的土壤鎘質(zhì)量濃度和修復(fù)效率Fig.8 Soil cadmium content and remediation efficiency with different cadmium-resistant strains

淋溶鎘量為修復(fù)前土壤鎘總量減去修復(fù)后龍葵鎘總積累量和修復(fù)后土壤鎘總量所得的差值。試驗中，盡管在盆下放置了塑料托盤，但遇到降雨量大的季節(jié)則會導(dǎo)致鎘淋溶滲漏損失。結(jié)合SPSS統(tǒng)計分析得出，土壤修復(fù)效率和淋溶鎘量的Pearson相關(guān)系數(shù)為0.98，表明土壤修復(fù)效率和淋溶鎘量呈顯著正相關(guān)。PH+PA土壤鎘去除量的13.84%由龍葵吸收積累，而土壤鎘去除量的86.16%隨淋溶流失，反映出土壤修復(fù)受淋溶影響很大。如果在旱地或田間進(jìn)行應(yīng)用，由于鎘淋溶量占比高，對深層土壤和地下水存在潛在風(fēng)險；因此，后續(xù)應(yīng)加強(qiáng)鎘淋溶風(fēng)險處置研究，例如，探索一種輔助材料，既能將土壤鎘活化，又可穩(wěn)定存在于土壤，同時還能被植物吸收。

2.2.6 土壤鎘有效性與土壤修復(fù)效率的關(guān)系

土壤重金屬有效性很大程度上決定了植物對重金屬的吸收量，從而影響植物修復(fù)效率[26]。與CK相比，PA菌株分泌有機(jī)酸總量較大，處理后土壤pH降低程度較大，土壤有效態(tài)鎘含量、龍葵鎘含量和富集系數(shù)均較高，而土壤修復(fù)效率較低。究其原因，PA淋溶鎘量與CK無明顯差異，但有機(jī)酸的大量分泌促進(jìn)土壤鎘活化，土壤鎘有效性增加到一定程度會阻礙龍葵的生長，龍葵生物量減小使得鎘總積累量降低，導(dǎo)致土壤修復(fù)效率低于CK。

與CK相比，PH+PA土壤pH較低，土壤有效態(tài)鎘含量和龍葵地上部分鎘含量增加不明顯，地下部分鎘含量較低，但土壤修復(fù)效率顯著增加。究其原因，一方面，PH菌株作為內(nèi)源細(xì)菌能夠提高宿主植物的重金屬耐受性和生物量，PA菌株分泌有機(jī)酸能力強(qiáng)，可增加土壤鎘有效性，PH+PA的龍葵生物量達(dá)到最大，鎘總積累量最高，使得土壤鎘含量降低；另一方面，淋溶鎘量的增加也會使土壤鎘含量降低，從而使土壤修復(fù)效率顯著提高。

綜合分析發(fā)現(xiàn)，土壤修復(fù)效率可由龍葵對鎘的積累量和淋溶鎘量共同決定。土壤鎘有效性即為微生物分泌有機(jī)酸活化鎘的能力，包含了龍葵鎘積累量和淋溶鎘量以及土壤中多余的活化鎘量。因此，在盡量降低淋溶鎘量的條件下，土壤鎘有效性的增加和龍葵生物量的提高可增加龍葵鎘積累量，以提高龍葵對鎘污染土壤的修復(fù)效率。

3 結(jié) 語

從鎘污染土壤中篩選出一株鎘抗性微生物，鑒定為貝萊斯芽孢桿菌；從龍葵根際土壤中篩選出一株鎘抗性微生物，鑒定為蒼黃假棍狀桿菌；熒光假單胞菌經(jīng)篩選后得到具有同樣的抗鎘產(chǎn)鐵載體功能的菌株。

原土室外盆栽龍葵試驗表明，與CK相比，PH+PA可顯著提高龍葵地上部分干質(zhì)量、地下部分干質(zhì)量、龍葵鎘總積累量、地上部分鎘積累量、轉(zhuǎn)運系數(shù)和土壤修復(fù)效率，分別提高31.07%、75.59%、30.28%、31.53%、39.47%和67.83%。PH+PA對龍葵生長、富鎘能力以及土壤修復(fù)效率具有一定的強(qiáng)化作用。PH+PA土壤鎘去除量的13.84%由龍葵吸收積累，而86.16%隨淋溶流失。