植物-微生物联合修复技术在Cd 污染土壤中的研究进展

卢晋晶，郜春花，武雪萍，李建华，靳东升，郜雅静，籍晟煜

（1.山西省农业科学院农业环境与资源研究所，山西太原030031；2.中国农业科学院农业资源与农业区划研究所，北京100081；3.山西大学生物工程学院，山西太原030006）

随着世界工业的快速发展，许多国家和地区的土壤都受到一些重金属不同程度的污染。目前，重金属对土壤的污染已经引起了世界各国的极大关注。作为农业大国之一，我国土壤的重金属污染会对农业生产产生巨大的影响[1]。镉（Cd）是生物毒性最强的重金属之一，因其可降解率低、可移动性强、污染面积广而成为国内外研究者们最关注的污染因子之一[2]。

土壤Cd 污染态势在我国多个地区已经十分严峻，如在华南地区和东北地区已出现食品和生态安全问题，其他一些地区也相继出现类似的问题。例如“镉大米”事件、广西大新县重金属污染事件等，已成为全社会关注的焦点[3]。2014 年环境保护部、国土资源部对我国土壤污染状况调查的公报公布结果显示，重金属在土壤中的超标率达到16.1%，其中，Cd 的超标率占到7.0%，成为超标率最高的重金属元素[4-5]。据调查，我国遭受Cd 污染的农田土壤面积已超过20 万hm2，并且Cd 含量超标的各种农产品生产总量已超过14.6 亿kg/a[6]。

Cd 可以通过不同途径进入土壤环境，参与复杂的土壤物理和化学过程，且大部分以不同形态滞留在土壤中，同时还能被作物吸收和富集进入食物链。这不仅会给人类身体健康带来极大隐患，更有可能引起社会大面积恐慌，危害国家和社会的稳定。因此，加强对Cd 污染土壤的修复治理迫在眉睫。2016 年国务院颁布的《土十条》已经提出，重点监测以Cd 为首位的5 种重金属元素。由此可见，我国土壤Cd 污染修复已经不容忽视[7]。

近年来，随着对重金属污染土壤修复技术的深入研究，逐渐发现利用植物- 微生物联合修复Cd污染土壤是一种比较有效的生物修复途径。利用植物与微生物等生物联合修复方式，可大大提升植物对Cd 的吸收和迁移，从而提高修复效率。与传统物理、化学修复技术相比，该方法修复具有资源来源广、操作成本低、二次污染小等优势，成为国内外研究的热点[8]。

笔者对当前Cd 污染土壤中植物- 微生物联合修复技术的作用机制进行了阐述，对现有的具有修复功能的植物、微生物资源进行了统计，并对其未来研究方向进行了总结，以便为今后该联合修复技术在实践中的广泛应用提供理论借鉴。

1 植物-微生物联合修复机理

植物- 微生物联合修复技术就是将植物和微生物作为组合，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。在土壤环境中，植物的生长可为微生物提供良好的生长环境和生长所需的各种营养元素，但当重金属胁迫较大时，具有重金属修复功能的植物生长缓慢[9]、生物量小、富集总量有限[10]；而许多微生物不仅对植物具有促生效应，其本身和代谢物可通过不同机制对重金属污染土壤进行修复[11]。因此，利用二者之间的这种共生关系，充分发挥二者的优势，使重金属污染土壤得到高效修复和治理。

1.1 植物修复作用

在植物- 微生物修复土壤镉污染过程中，植物主要通过直接或者间接吸收大量具有生物活性的Cd，降低土壤中Cd 总量，或通过根系分泌物钝化土壤中的Cd，从而降低其毒性。植物对重金属的作用机制包括以下几个方面。

1.1.1 根分泌物的吸附作用 为了抵抗不利环境，植物会通过自身代谢活动分泌一些有机物（如蛋白质、糖类、有机酸和部分脂类等），来改变土壤的根际环境，如氧化还原电位或pH 等，从而络合部分形态的Cd 离子，降低其生物有效性。徐爱春等[12]研究发现，土壤酸度是影响镉迁移的主要因素，在偏酸性环境中土壤游离态Cd 含量增加，碱性环境下结合态的Cd 含量增加。

1.1.2 植物对重金属的解毒作用

1.1.2.1 金属配位体的螯合作用 螯合作用是富集植物修复土壤中重金属元素的重要作用之一。植物体内含有多种能鳌合降低重金属毒性的重要物质，包括有机酸（如草酸、苹果酸、柠檬酸）、谷胱甘肽（GSH）、植物螯合肽（PCs）、半胱氨酸（Cys）等小分子物质和金属硫蛋白（MTs）等[13]。它们可以通过与重金属离子发生配位作用或者络合作用，来改变在土壤中的化学形态，从而有效降低重金属元素在植物体内迁移和转化。杨红玉等[14]研究表明，绿藻体内的镉结合蛋白能够和渗入细胞内的镉元素发生螯合作用。

1.1.2.2 细胞壁沉淀作用、区隔化作用 在对大多数镉富集植物的研究中发现，细胞壁可以作为Cd进入植物体内的一道障碍。细胞壁含有丰富的多糖和蛋白质，并含有大量羟基、醛基、羧基或磷酸基等亲金属离子的配位基团，它们可以与Cd 离子配位结合，在细胞某些部位形成沉淀；或者可以将螯合态Cd、离子态Cd 转运到液泡内或其他特定部位，从而避免损伤植物重要组织和器官[15]。这种区隔化作用在轻微的重金属胁迫下表现的更加明显。

1.1.2.3 抗氧化系统的保护作用 Cd 胁迫会导致植物体内部产生许多活性氧自由基（ROS），为控制活性氧自由基的浓度，植物自身逐渐形成了多种抗氧化酶系统及非酶系统，成为体内重要的抗氧化防卫系统[16]。酶系统一般包括超氧化物歧化酶（SOD）、过氧化氢酶（CAT）、过氧化物酶（POD）、抗坏血酸过氧化物酶（APX），非酶保护系统主要有抗坏血酸（AsA）、谷胱甘肽（GSH）、胱氨酸及α- 生育酚等[17]。它们能够清除活性氧自由基，保护细胞免受氧化胁迫的损伤。有研究表明，在100 mg/kg 镉胁迫下，龙葵的SOD，POD，CAT 分别是对照的5 倍、2.5 倍、3倍[18]，旱柳中的POD，SOD，GST 等多种酶活性在高浓度Cd2+胁迫下得到提高[19]，说明他们通过自身抗氧化系统的保护能够抵抗重金属胁迫。

1.1.2.4 其他抗逆性因子 除了以上几种机制以外，植物还能通过其他途径抵抗重金属的毒害。如诱导热休克蛋白、甘氨酸蛋白、致病相关蛋白和几丁质酶等胁迫相关蛋白的表达，以及脯氨酸、水杨酸等其他小分子物质的表达[20]。

1.1.3 镉在植物体内的迁移 Cd 元素进入植物体内的主要运移过程为：根部细胞壁先把土壤中的Cd 吸附，使之形成化合态Cd 或者游离态Cd，并在根细胞作用下进行细胞质跨膜运输；随后可溶性Cd 离子越过根皮层，迁移至木质部导管，然后再被运输到植物的地上部分[21]。

1.2 微生物对重金属的作用

在重金属污染土壤上，具有修复功能的微生物对重金属的作用有多种方式，常见的有吸附沉淀、溶解作用、转化作用[22]，通过这些作用来影响重金属在土壤中的迁移、释放以及它的毒性。这方面的研究可为微生物强化植物修复重金属土壤提供理论基础。

1.2.1 微生物对重金属的吸附沉淀作用 微生物一方面可通过带电荷的细胞表面吸附Cd，或在摄取土壤中营养元素时主动吸收一部分Cd 离子，并将它们贮存积累于细胞表面或内部[23]；还可通过诱导或分泌的微生物产物使之与重金属发生螯合、配位、沉淀等作用被动吸附重金属[24]，如生成金属磷酸盐、金属硫化物沉淀，以及细菌胞外多聚体、铁载体、金属硫蛋白、植物螯合肽与重金属结合蛋白等[25]。

1.2.2 微生物对重金属的溶解作用 微生物一方面可以通过分解根系分泌物或者某些有机物，使得重金属及含重金属的矿物得到间接溶解；另一方面微生物代谢产生一些低分子量的有机酸、氨基酸或者酶类等物质，可以通过络合溶解、酸溶解和还原作用等直接或间接地活化固定态重金属[24-26]。

1.2.3 微生物对重金属形态的转化作用 微生物对重金属的转化方式有：（1）微生物自身对重金属的转化作用，常见的有甲基化、氧化还原或烷基取代作用等，使重金属形态发生改变，从而得以固定或降低毒性，如硒的微生物甲基化可降低沉积物中硒的毒性[27]；（2）微生物代谢产物的活化作用，如一些有机化合物、大分子酸性物质或其他微生物分泌物等可与土壤中的Cd 发生络合，从而使之转化为无毒或低毒形态[28]。

1.3 植物-微生物联合作用机制

在植物- 微生物联合修复污染土壤过程中，微生物和植物二者之间存在多种协同机制[29]：一是微生物可通过自身或者代谢物吸收重金属，降低重金属元素在土壤中的总量和毒害程度，从而对植物起到促生作用；二是改善植物营养、抑制病原菌侵害，从而对植物起到促生作用；三是微生物代谢过程中的分泌物如有机酸、铁载体、表面活性剂、螯合剂等可转变重金属的价态，促进其在植物体内的富集，强化植物修复效果。杨雪艳等[30]在研究“双耐”菌株与香根草联合修复Pb 和Cd 复合污染土壤时，发现该菌株在促进植物生长的同时还能提高Pb 和Cd的有效态含量，强化污染土壤的修复效果。

1.3.1 微生物提高植物抗性 微生物可通过多种作用机制来提高植物对重金属的抗性并促进其生长，以增强植物修复的效率。作用机制主要有：促生作用、增强植物重金属抗性、生防作用、解毒作用。

1.3.1.1 促生作用 微生物可以通过分泌特定植物促生物质（如吲哚乙酸、赤霉素、细胞分裂素等），刺激植物根系的生长，提高植物对营养元素的吸收[31]。微生物代谢产生的多种低分子有机酸在土壤环境中可参与成土作用，促进某些矿物溶解（如难溶性的磷酸盐），加强植株吸收养分[32]。同时分泌物铁载体可以为植物生长提供铁元素，直接促进其生长[33]。还有研究发现，某些微生物可以通过固氮和解钾作用来促进植物在胁迫环境中的生长，如WU 等[34]在研究具有固氮、溶磷和解钾功能的某些植物促生细菌对印度芥菜的影响时发现，它们能够显著增加植物地上部生物量，改变土壤中重金属生物有效性。

1.3.1.2 增强植物抗性 微生物帮助植物提高对重金属的抗性方式之一就是通过增强抗氧化酶活性。一些研究结果表明，接种某些微生物之后，植物对重金属的抗性增强，主要原因就是抗氧化酶活性提高，减缓了重金属对植物的氧化损伤[35]。GARG 等[36]研究也发现，与低浓度相比，高浓度的Cd 污染土壤条件下接种AMF 可显著增强谷胱甘肽还原酶（GR）、过氧化氢酶（CAT）、过氧化物酶（POX）、超氧化物歧化酶（SOD）等酶的活性，从而提高了树豆对Cd 的抗性。

1.3.1.3 生防作用 微生物可通过多种作用来抑制或减轻植物根际病原微生物生长及虫害的发生，间接促进植物的生长。其中，产生抗生素和铁载体是微生物抑制病害的最常见的机制。抗生素是微生物代谢产生的一类非酶类的化学物质，它在低浓度下对其他微生物的生长有抑制或灭菌作用，对枯萎病、瓜类花叶病、小麦赤霉病及果树病害和其他作物病害有显著控制效果。常见的抗生素有戊酮、辛酮、类菇、多肽和氨基酸衍生物等[37]。铁元素是致病菌生存和生长所必须的元素之一，而铁载体是致病菌从宿主的铁结合蛋白获取铁元素的重要载体。具有修复功能的微生物本身可分泌鳌合能力更强的铁载体，因而，这类微生物成为致病菌的竞争者，结果可使病原菌的生长因缺铁受到抑制[31]。有一些研究表明，荧光假单胞杆菌能持久有效地抑制康乃馨镰刀菌枯萎病的发生，主要源于其分泌的铁载体。

1.3.1.4 解毒作用 在重金属浓度较高的环境下，植物会受到一定程度的毒害，导致修复效率降低。微生物能够通过各种物理化学作用来吸附和转化重金属离子，例如，细胞表面电荷吸附作用可将重金属离子富集在细胞表面或内部，或者氧化- 还原、甲基化、脱烃作用可使重金属转化为低毒或无毒的物质，从而降低重金属对植物的毒害效应，保证植物在重金属污染条件下的最佳生长[38]。

1.3.2 微生物强化植物修复能力 微生物可以通过分泌金属螯合物、聚合物和蛋白等代谢物，络合土壤中有毒金属，降低其生物有效性和毒性[39]。有研究发现，当固氮菌属被接种到小麦根际后，它们能够结合15.2 mg/g 的Cd，降低小麦对土壤中Cd的吸收量，减少量高达50%[40]。另外，微生物可以分泌一些表面活性物质（如糖脂、多糖脂、脂肽和脂蛋白等）和低分子有机酸（如葡糖酸、草酸、柠檬酸等），它们通过络合溶解、酸溶解和还原活化作用活化重金属，促进植物对重金属的吸收和转移，强化植物修复能力[41]。杨卓等[42]研究表明，巨大芽孢杆菌和胶质芽孢杆菌不仅促进富集植物印度芥菜的生长，还能增强其对土壤中Cd 的吸收，很大程度上提高了植物的修复效率。目前还有不少研究发现，植物促生细菌和菌根在强化植物修复方面有较好的效果。

2 植物-微生物联合修复

2.1 Cd 修复植物

国内外对镉修复植物进行了大量的研究工作。目前根据富集能力的大小，可用于Cd 污染土壤修复的植物分为3 类[38]。

2.1.1 Cd 超富集植物 超富集植物是用于土壤修复最多的一类植被，它是指那些对某些重金属具有特别的富集能力且自身不受毒害的一类植物[43]。Cd超富集植物并不常见，一般集中于金属矿区和重金属厂区附近。目前为止，Cd 超富集植物大致有：东南景天、伴矿景天、宝山堇菜、龙葵、天蓝遏蓝菜、忍冬、三叶鬼针草、商陆[44]等。

2.1.2 Cd 转基因富集植物 转基因富集植物指的是从基因水平改变植物的耐重金属特性。通过将超富集植物的相关基因转移到一些生物量较大、生长周期短的植物中，来提高这些植被的富集能力和修复效率。目前，Cd 转基因富集植物有：拟南芥（基因来源为酵母）[45]、印度芥菜（基因来源为拟南芥）[46]、烟草（基因来源为水稻）[47]。但值得注意的是，转基因技术会打乱植物的自然进化规律，存在潜在的生态风险。

2.1.3 Cd 耐性植物 耐性植物指虽达不到超富集植物的富集标准，但对重金属还是有一定的耐受能力的植物。因其生物量大、生长迅速，表现出很强的植物修复潜力。常见的Cd 耐性植物有黑麦草、籽粒苋、马齿苋、向日葵、印度芥菜[48]等。其中一些植物吸收的Cd 并不会进入食物链，因此，在净化环境的同时还可取得一定的经济效益[49]。

2.1.4 其他植物 已发现蒲公英、小白酒花和狼把草等部分杂草对Cd 及其他复合污染均显现出较强的耐性和富集能力[50]，可以进一步研究其应用价值。

2.2 Cd 修复微生物

2.2.1 细菌 细菌是土壤环境中最大的一类微生物群体，因此，关于细菌的修复研究相对较多。据报道，具有Cd 修复能力的细菌较多，如球菌、芽孢杆菌、链霉菌、铜绿假单胞菌等[51]。其中，研究较多的是具有修复功能的促生细菌，如芽孢杆菌属、沙雷氏菌属、肠杆菌属、假单胞杆菌属、固氮螺菌属、无色菌属等[52]。

2.2.2 真菌 近些年，越来越多的真菌被用于土壤重金属修复中[53]。由于拥有庞大的比表面积和吸附能力，真菌往往表现出对重金属很强的耐性，如酿酒酵母、假丝酵母、黄曲霉、白腐真菌、食用菌、腐木真菌等[54]。

目前，在植物- 微生物联合修复中，将菌根用于土壤重金属污染修复的研究相对较多。由于土壤中真菌菌丝与植物根系具有互利共生的作用，因此，二者形成联合体成为菌根。在自然界中菌根分布极其广泛，常见的菌根真菌有格氏霉菌、根内球囊霉、苏格兰球囊霉、摩西管柄囊霉、幼套近明球囊霉、地球管孢囊霉、巨孢囊霉属、盾巨孢囊霉属、刺盘孢属、链格孢属、镰孢霉属等[55-58]。

2.2.3 放线菌 放线菌是目前已知的抗生素的主要来源之一。放线菌制剂活性强、便于保存，有利于实际大面积生产和应用。不少研究者已发现，放线菌对重金属Cd 也有较强的吸附效果，大多属于链霉菌属[59-62]，已知的有密旋链霉菌[38]和高加索链霉菌[63]等。

2.2.4 藻类及其他微生物 藻类微生物一般用于污水处理，在土壤重金属修复方面的研究目前相对较少。藻类微生物对重金属离子的选择吸附性强、容量大，是一种应用前景广阔的新型生物吸附剂，但目前大多停留在实验室阶段。已知的具有修复重金属功能的藻类有：小球藻、马尾藻、墨角藻、岩衣藻、蓝藻、红藻和褐藻等[64]。

此外，还发现了一些其他菌株对重金属具有吸附功能。如将趋磁细菌[65-66]应用于重金属污染的土壤，通过设置磁场并结合淋洗措施后发现，土壤中重金属的含量可逐渐达到土壤环境安全标准。

3 展望

在所有联合修复技术中，植物- 微生物联合修复技术相对破坏性小、修复高效且对环境无二次污染等优势，因此，其成为国内外土壤修复领域的研究热点。目前这方面的研究重点更加关注污染土壤的实际修复效果，对于植物- 微生物二者之间相互作用机制的研究不够深入。另外，构建微生物和植物的高效修复模式是实际研究中的重点和难点，可进行大面积推广的联合模式目前还比较少。因此，植物- 微生物联合修复技术的研究重点和发展趋势应放在以下几个方面：（1）探索微生物、植物以及土壤三者之间的相互作用机制[67]。（2）利用微生物或者植物在不同地区的定殖技术，构建最佳植物-微生物修复体系，提高修复效率。（3）建立多种复合修复模式。植物- 微生物修复体系过程周期长，为了达到最优的Cd 修复效果，应该考虑结合其他物理或化学修复，形成多种联合修复模式[68]。（4）寻找修复效果强的土著微生物菌株和植物类型，避免对当地自然生态环境造成威胁。