土壤生物修复机制探讨

刘江江

（中煤科工集团北京华宇工程有限公司 环境工程所，北京100120）

1 土壤生物修复与根际环境

土壤生物修复是利用生物法对受污染土壤进行治理的技术，其中包含了较为复杂的生物转化过程［1］，包括有微生物作用、植物作用以及两者之间的相互作用等，而越来越多研究发现，这种相互作用在污染物去除中更为重要。根际环境是生物修复作用发生的主要场所，随着对生物修复技术的研究的深入，更多的学者开始关注根际环境［2］。

2 植物与微生物的土壤修复机制

2.1 植物修复

植物修复是污染土壤的生物治理的重要手段之一，植物修复土壤的机制大体上可分为转移和转化两大类。前者通过植物的吸收作用将污染物从土壤中去除进入植物组织内富集达到去除污染物的目的，其本质是将污染物转移，如Cunningham等（1996）利用胡萝卜吸收二氯二苯基－三氯乙烷，然后收获胡萝卜，晒干，完全燃烧以破坏污染物［3］，在这个过程中，亲脂性污染物离开土壤基质进入脂含量高的胡萝卜根中。植物吸收是最为直接的污染物去除的途径，其机理也最为直接，污染物通过根系进入植物内从而脱离受污染的土壤，从而使土壤得到净化，去除重金属、有机物污染物，是受污染土壤恢复的重要机制之一。在利用根系吸收污染的过程中，根系的巨大比表面积的特征具有积极的作用。后者是通过植物的分泌物的活性作用使污染物通过生物化学反应转化为低毒物质，植物在生长过程中根系往往会分泌各种高分子物质或酶，研究发现这些高分子分泌物活酶具有去除污染物的能力，如Schnoor等（1995）发现植物分泌的硝基还原酶，可用于硝基有机物的降解［4］。一般通过该过程，污染物被矿化为CO2和 H2O或转化为无毒或低毒的代谢物，从而起到去毒作用。

之前较多的报道均集中在受重金属污染的土壤中，对受有机污染土壤的研究和应用相对偏少，近些年来植物修复有机污染土壤的研究也逐渐增加。

2.2 微生物修复

相对于植物修复而言，微生物去除污染物的应用更为广泛，微生物具有强大的适应性，而土壤环境也为微生物的生命代谢提供了各种良好的条件。

对于无机污染物（如重金属离子、盐等），根际微生物能通过改变根际环境pH值和氧化还原电位以改变污染物的形态，近而通过根和土壤吸附，固定污染物，此类研究较多，如Kunita等对受高浓度铜污染土壤中铜转化细菌的活性特征进行了研究，显示了微生物在高浓度铜污染土壤中的污染物转化过程［5］，此外，Robinson等（2001）对4种根际荧光假单胞菌对Cd的富集与吸收的研究发现，根际细菌对Cd的富集达到环境中的100倍以上［6］，这类研究均说明了微生物具有转化和固定土壤中重金属的功能。

此外，随着人类工业活动的复杂化，不断有新型的有机物排入环境，形成了难降解污染物治理的新难题，新型农药、化工产品的生产、石油工业的发展和污水排放均为新型污染物进入土壤环境污染的源头。而在受难降解污染物污染的土壤中，微生物的难受性和适应性也为这类污染物的治理提供了途径，可以促进污染物的去除，如khtuya等研究发现了真菌对难降解污染物的去除作用［7］。对于易降解污染物，微生物通过自身现有的代谢基因能够产生相关的酶系，通过生长代谢活动使其降解，而对于有毒难降解类污染物，微生物通过一定的适应期，能够通过突变和进化形成产生降解该类物质的生物酶系的基因，从而具备耐性和降解能力，实现对一些难降解的有机化合物的降解［8］。除了微生物对污染物的直接降解或转化作用外，研究发现其中包含更为复杂的过程：如微生物分泌物能够改变有机物的溶解性、酯溶性及生物可利用性等；另外，根际微生物的分泌物可与金属离子发生鳌合作用。通过代谢过程，金属离子可被沉淀或被鳌合在可溶或不可溶生物多聚物上［2］。因此微生物分泌物对降解微生物或富集污染物也具有一定作用。

2.3 植物与微生物的相互作用

2.3.1 微生物与植物之间相互促进作用

一方面，植物根系的土壤环境为微生物生长提供了有利条件。土壤本身属于多孔介质，并富含微生物增殖的营养因子，土壤中植物根系的存在为微生物创造了多样性的生长环境，同时植物根系的巨大比表面积也有利于微生物的附着。另一方面，微生物能够分泌多种生理活性物质来刺激并调节植物生长。这包括活的微生物活动产生的植物激素、酸性物质以及纤维素等。已发现的植物激素类物质主要有生长素（主要是IAA）、赤霉素（主要是 GA3，GA1）、细胞分裂素（CTK）、脱落酸（ABA）、乙烯和酚类化合物及其衍生物、铁载体、抗生素、系统防卫酶和氰化物等抗病物质等［9］，有些微生物能够产生抗病和抗逆作用，间接促进植物生长。如黄艺等（2000）通过研究发现在土壤根际环境中，与非菌根相比，其必须元素Cu、Zn交换态含量增加，非必须元素Cd交换态含量减少；同时，Cu、Zn和Pb的有机结合态的含量在菌根际中都高于非根际［10］，这说明微生物与植物之间可能存在相互促进作用，这为利用植物、微生物修复受污染的土壤创造了有利条件。

2.3.2 微生物与植物之间作用与污染物代谢的关系

根际环境中，植物生长与微生物增殖之间是相互促进的，这在污染物的去除中有着重要的作用。Whiting等（2001）利用锌的超积累植物结合三种根际菌，使土壤中的重金属得到活化，提高了植物对锌的吸收［11］。Ma等（2001）成功地从镍污染土壤中分离到耐重金属污染并促进植物生长的根际细菌，其能够促进在高水平重金属污染地土壤中植物的生长，进而促进污染物的去除［12］。Chekol等（2004）发现植物修复中，在根际存在条件下，根际的脱氢酶的活性有很大提高，强化了土壤中PCB的生物降解，同时，根际土壤中生物量也比无植物条件下有很大提高［13］。根际分泌物中的有机物对土壤微生物具有一定的选择性［14］，其中一些可以作为微生物的能源和营养物质而被利用，使根际微生物的数量和代谢活力增加进而改变根际微生物群落结构，使其分解污染物的能力增加，说明根际分泌物中的有机成分是引起根际新的细菌群落发展的潜在机制［2］。此外，研究发现根际分泌物可以作为污染物的共代谢基质。Zheng等（2001）发现薄荷类植物的根际分泌物中含有芳香族化合物等多环芳烃（PAHs）、多聚体染料等的共代谢物质，促进了污染土壤中多聚体染料的代谢分解［15］。

2.3.3 优势种群对污染物去除的作用

微生物群落的改变对土壤污染物的去除有着重要影响。优势种群的出现，以及促植物生长微生物的存在都会加快污染物的稳定和去除。微生物群落结构的变化与微生物的代谢活性相关，而微生物的代谢活性是污染土壤中有机污染物分解的重要原因。因而，根际分泌物对微生物群落结构的变化过程，就可能是对土壤进行修复的基本过程［16］，这些对于土壤修复都有着重要的意义。土壤中微生物的活性及其生物量增长受到底物的限制，特别是碳源，而根际作用产生的碳源的输入能够增加微生物的活性。模拟实验的结果表明，在添加人工合成的根分泌物的土壤中发现，微生物群落结构及活性与碳源的存在有明显相关性［17］。微生物活性的增加使之对有机污染物的降解能力加强，从而加快了生物修复过程。

可以看出，植物与微生物之间往往是存在相互作用的。特别是在根际环境中，根际分泌物作为植物与微生物相互作用的纽带，植物根际分泌物促进了微生物的活性，而微生物又能促进植物的生长从而有利于污染物质从土壤中去除，这种作用机制最终有利于污染土壤的生物修复。

3 存在问题与展望

目前对于土壤生物修复的各种单一作用机制都已经有了清楚的了解，但对于各个机理之间的关系仍不够明确。此外生物修复土壤最大弊端在于处理周期较长，同时富集生物的处置存在二次污染的可能，某些情况下，代谢产物可能具有更大毒性。

近些年来，土壤重金属污染、化学物质泄漏风险事故频发，采用化学法等工程恢复措施成本巨大，而土壤生物修复工程法尽管周期相对较长，但在未来边生产边恢复治理的环境管理要求下将其作为一项常规措施具有更多的优越性。随着对各种生物修复技术研究的深入，生物修复技术必将会在土壤修复中起到更加重要的作用。

［1］陈玉成.土壤污染的生物修复［J］.环境科学动态，1999（2）：7～11.

［2］张太平，潘伟斌.根际环境与土壤污染的植物修复研究进展［J］.生态环境，2003，12（1）：76～80.

［3］Cunningham S D.Ow Dw.Promises and prospects of phytoremediation［J］.Plant Physiol，1996，110：715～719.

［4］Schnoor J L.Licht L A，Mc Cutcheon S C et al.Phytoremediation of contaminated soils and sediments［J］.Environ Sci Technol，1995，29：318～323.

［5］Kunita T，Saeki K，Nagaoka K，Oyaizu H，Matsumoto S.Characterization of copper－resistant bacterial community in rhizosphere of highly copper－contaminated soil［J］.Eur J soil Biol，2001，37：95～102.

［6］Robinson B，Russell C，Hedley M，Clothier B.Cadmium adsorption by rhizobacteria：implications for New Zealand pastureland［J］.Agriculture Ecosystem and Environment，2001，87：315～321.

［7］Enkhtuya B，RydlováJ，Vosátka M.Effectiveness of indigenous and non－indigenous isolates of arbuscular mycorrhizal fungi in soils from degraded ecosystems and man－made habitats［J］.Applied soil Ecology，2000，14：201～211.

［8］邢维芹，骆永明，李立平，等.持久性有机污染物的根际修复及其研究方法［J］.土壤，2004，36（3）：258～263.

［9］马放等.环境生物制剂的开发与应用［M］.北京：化学工业出版社，2004.

［10］黄 艺，陈有健，陶 澍.菌根植物根际环境对Cu、Zn、Pb、Cd形态影响［J］.应用生态学报，2000，11（3）：431～434.

［11］White J P.Phytoremediation assisted by microorganisms［J］.Trends in Plant Science，2001，6（11）：502.

［12］Ma W，Zalec K，Glick B R.Biological activity and colonization pattern of the bioluminescence－labeled plant growth－promoting bacterium Kluyvera ascorbata SUD165／26 ［J］. FEMS Microbiology Ecology，2001，35：137～144.

［13］Chekol T，Vough L R，Chaney R L.Phytoremedi－ation of polychlorinated biphenyl－contaminated soils：the rhizosphere effect［J］.Environment international，2004，30（6）：799～804.

［14］Campbell C D，Grayston S J，Hirst D J.Use of rh－izosphere carbon sources in sole carbon source tests to discriminate soil microbial communities［J］.Jou－rnal of microbiological methods，1997，30：33～41.

［15］Zheng Z，Sheth U，Nadiga M，Pinkham J L，Shetty K.A model for the role of the proline－linked pentose phosphate pathway in polymeric dye toler－ance in oregano［J］.Process Biochemistry，2001，36：941～946.

［16］Kozdrój J，van Elsas J D.Response of the bacterial community to root exudates in soil polluted with heavy metals assessed by molecular and cultural approaches［J］.Soil Biology and Biochemistry，2000，32：1405～1417.

［17］Griffiths B S，Ritz K.，Ebblewhite N，Dobson G.Soil microbial community structure：Effects of substrate loading rates［J］.Soil Biology and Biochemistry，1999，31：145～153.