微生物強化植物修復(fù)鉛污染土壤的機制研究進(jìn)展

江潤海 姜冉冉 朱城強 侯秀麗

（昆明學(xué)院農(nóng)學(xué)與生命科學(xué)學(xué)院 高原湖泊生態(tài)與環(huán)境健康云南省高校協(xié)同創(chuàng)新中心，昆明 650214）

土壤與人類的生存和發(fā)展息息相關(guān)，當(dāng)前全球大量土壤受重金屬污染嚴(yán)重。由于重金屬的不可降解性、毒性、持久性和在食物鏈中的生物累積性，一旦通過食物鏈進(jìn)入機體的重金屬含量超出人體可接受的最大容納量時，會引發(fā)各種疾病，對肝、腎、神經(jīng)組織等造成損傷，潛在危害極大。據(jù)估計，歐盟有350萬個地點可能受到污染，其中50萬個地點受到高度污染［1]。在美國，約有60萬hm2的土地（尤其是棕地）受到了重金屬污染［2]。2014 年 4 月 17公布的《全國土壤污染狀況調(diào)查公報》［3]表明，全國土壤重金屬總體超標(biāo)率為16.1%，Cd、Hg、As、Cu、Pb、Cr、Zn和Li的超標(biāo)分別達(dá)7.0%、1.6%、2.7%、2.1%、1.5%、1.1%、0.9%和4.8%，其中Pb是五大重點監(jiān)控重金屬之一，其毒性極強［4-5]。土壤中過量的重金屬元素，對糧食生產(chǎn)和人類健康帶來了潛在威脅，土壤重金屬污染問題亟待解決［6-7]。

植物修復(fù)是一種綠色環(huán)保的重金屬修復(fù)技術(shù)，在利用植物修復(fù)土壤中重金屬污染的同時，對生態(tài)環(huán)境具有無害和安全的優(yōu)點。但是在使用植物修復(fù)的過程中，污染物容易在植物中儲存和積累，植物受到多種污染物的脅迫使修復(fù)效果不明顯［8-11]。因此，研究者提出改變植物根際微生態(tài)環(huán)境以提高植物修復(fù)效率，根際微生物分泌的有機酸可以降低土壤的pH，活化并促進(jìn)植物對重金屬吸收，微生物分泌物還能與微量元素Cu、Zn、Mn、Co等絡(luò)合，提高根際環(huán)境中這些元素的生物有效性，同時微生物特殊的細(xì)胞結(jié)構(gòu)可以通過吸附、沉淀、絡(luò)合等將重金屬固定，降低重金屬對植物的毒害作用。微生物協(xié)同植物修復(fù)重金屬污染可以作為一種有效的生物替代方法來修復(fù)土壤中的重金屬［12]。但微生物對重金屬的吸附機制和微生物與植物之間對重金屬的修復(fù)機理并不明確，本文以Pb為例綜述了微生物吸附重金屬的主要吸附機制和植物根系與微生物系統(tǒng)修復(fù)重金屬Pb的機理，旨在為我國修復(fù)土壤重金屬污染提供參考。

1 不同微生物對Pb的吸附作用

微生物特殊的細(xì)胞結(jié)構(gòu)對重金屬具有吸附作用，微生物吸附重金屬的過程最初發(fā)生在與細(xì)胞壁表面的結(jié)合位點，隨后金屬離子被膜運輸至細(xì)胞質(zhì)［13-15]。具有吸附重金屬能力的微生物主要包括細(xì)菌、真菌和藻類等，不同類型的微生物對各種重金屬都表現(xiàn)出良好的生物吸附能力［16-19]（表1）。例如枯草芽孢桿菌（Bacillus subtilis）能夠在低溫下去除Pb，而且在弱酸性或近中性污染的土壤中輔助植物修復(fù)Pb。Tunali等［22]利用從土壤中分離出的芽孢桿菌（Bacillus sp.），在pH值為3.0、吸附溫度為25.0℃時對Pb2+具有最大吸附量。Kang等［20]從金屬礦山土壤分離出陰溝腸桿菌（Enterobacter cloacae），并利用陰溝腸桿菌的尿素酶活性的生物礦化去除Pb，結(jié)果表明，在30℃下培養(yǎng)48.0 h后，Pb的去除率約68.1%。

表1 不同微生物吸附劑對金屬Pb的生物吸附Table 1 Biosorption of metal lead by different microbial adsorbents

真菌對重金屬也具有較強的吸附作用。Akar等［23]研究發(fā)現(xiàn)Pb2+積累在灰霉病菌（Botrytis cinerea）表面，當(dāng)pH值為4.5、接觸時間為1.5 h、接觸溫度為25℃時，Pb2+的含量從350.0 mg/dm3降低到107.1 mg/dm3。Iqbal等［24]用黃孢原毛平革菌（Phanerochaete chrysosporium）測試了一種新的生物吸附系統(tǒng)，研究海綿固定化真菌（fungal biomass immobilized within a loofa sponge, FBILS）對重金屬的吸附性能，結(jié)果表明，當(dāng)pH為6.0、吸附時間為60.0 min時，F(xiàn)BILS對Pb的吸收達(dá)到最大為135.3 mg/g。Dursun等［25]分析比較了Cu2+、Pb2+和Cr2+的生物富集性，黑曲霉（Aspergillus niger）對3種金屬離子的積累量大小為：Pb2+＞Cu2+＞Cr6+，表明黑曲霉是一種有效的Pb2+生物吸附劑。

藻類微生物對重金屬的結(jié)合能力主要取決于細(xì)胞壁的性質(zhì)［28]，其細(xì)胞壁幾乎由磺化多糖的纖維素組成，存在大量的氨基、羧基、羥基和羰基等官能團，這些官能團作為金屬離子的結(jié)合部位，對金屬離子具有一定的吸附作用［15]。不同類型的海藻生物量對Pb2+的吸附量表現(xiàn)的吸附功能存在較大差別：褐藻（Phaeophyta）＞綠藻（Chlorophyta）＞紅藻（Rhodophyta）［29]，褐藻含有豐富的基質(zhì)、多糖和胞外聚合物（extracellular polymeric substances, EPS）因此對于Pb2+具有較強的吸附能力［28]。

2 微生物吸附重金屬Pb的機制

微生物對土壤中重金屬的修復(fù)和解毒具有重要作用，微生物修復(fù)重金屬Pb的機理和過程主要通過生物吸附進(jìn)行［30-32]。生物吸附過程指細(xì)胞壁與金屬離子相互作用的總和，包括靜電相互作用、離子交換反應(yīng)、絡(luò)合反應(yīng)、氧化還原反應(yīng)和沉淀作用［33-37]。

2.1 靜電相互作用

微生物的細(xì)胞壁結(jié)構(gòu)成分是生物吸附重金屬的第一道防線，對重金屬吸附起著重要作用。生物吸附是細(xì)胞外隔離重金屬以限制其進(jìn)入細(xì)胞而減少毒害的一種途徑。細(xì)胞壁表面存在帶負(fù)電荷的官能團，如羧基、羥基、氨基、巰基和磷酰基等［36,38-40]，這些帶電官能團吸引金屬陽離子，并通過其他驅(qū)動力進(jìn)一步鍵合重金屬。Maldonado等［41]從微生物群中分離出一株細(xì)菌菌株（DE2008），研究表明該細(xì)菌產(chǎn)生的EPS中含有帶負(fù)電荷的糖醛酸和硫酸基團，與重金屬離子發(fā)生靜電相互作用，從而有效地吸附Pb2+。官能團的結(jié)合還受到反應(yīng)介質(zhì)環(huán)境制約，環(huán)境pH值會對金屬物質(zhì)和微生物細(xì)胞壁官能團的電荷性質(zhì)產(chǎn)生影響。例如在生物吸附過程中，在較低pH值（1.0-3.0）下，由于-NH2等官能團在細(xì)胞表面被質(zhì)子化，陰離子通常比陽離子更易被吸附，如Pt和Pd在pH值為1.6-1.8更易被吸附，而陽離子則在較高的pH值（3.0-7.0）下易被吸附，如Pb和Cu的最適pH值為5.0，Cd、Zn和Ni在pH值為5.5時最佳［40]。

2.2 離子交換反應(yīng)

在重金屬脅迫下，微生物通過代謝活動改變代謝產(chǎn)物，增強對重金屬Pb的離子交換作用。由微生物分泌代謝并由細(xì)胞裂解產(chǎn)生的高分子量聚合物EPS，具有很高的生物絮凝活性并對微生物細(xì)胞具有重要作用［42-43]。EPS由多糖、蛋白質(zhì)、核酸、腐殖質(zhì)、脂類和其他低分子成分組成，通常含有5%-25%的糖醛酸殘基，酸性的EPS極易與金屬離子結(jié)合［44-47]。在低pH條件下，由于排斥力的作用，細(xì)胞壁上的配體被質(zhì)子化，金屬陽離子不被EPS吸附，隨著pH值的升高，使得EPS中暴露出更多的配體，并攜帶負(fù)電荷，從而吸附更多的金屬離子［48-50]。微生物在吸附重金屬的同時伴隨著其他陽離子的釋放，發(fā)生離子間的相互交換作用［35-36,51-52]。陳志［53]分別對兩種芽孢桿菌（B. cereus12-2和B. thuringiensis016）細(xì)胞在有無Pb2+條件下釋放K+、Na+、Mg2+進(jìn)行實驗，在無Pb2+條件下，B.cereus12-2和B. thuringiensis016細(xì)胞只釋放少量的K+（≤0.3 mmol/L）和Na+（≤0.1 mmol/L）；在Pb2+存在條件下，隨著細(xì)胞對Pb2+的吸附，B. cereus12-2和B. thuringiensis016細(xì)胞釋放的K+逐漸增加，當(dāng)Pb2+濃度降為0 mg/L時，細(xì)胞釋放的K+濃度趨于平衡，Mg2+濃度少量增加，而Na+濃度有所下降，表明兩種芽孢桿菌吸附Pb2+的過程中，K+、Mg2+和Na+可能參與對Pb2+的離子交換或轉(zhuǎn)運。Qiao等［54]以一株耐鉛細(xì)菌枯草芽孢桿菌X3為菌種，制備了一種用于固定化和去除Pb的生物吸附材料，使用EDS圖像分析細(xì)胞表面的化學(xué)成分，與對照組相比，P、Ca和Pb的百分比增加，而Na的百分比從3.16%下降到1.66%，結(jié)果表明Pb、Ca和Na之間存在離子交換，不僅形成了鉛-羥基磷灰石，還形成了Ca3(PO4)2，細(xì)胞壁表面的Na+和Ca2+在溶液中與Pb2+交換，證實了離子交換過程發(fā)生在礦化之前。

2.3 絡(luò)合反應(yīng)

絡(luò)合反應(yīng)是微生物胞外分泌物和微生物細(xì)胞壁上的官能團與金屬間形成絡(luò)合物的過程，是生物質(zhì)表面金屬-配體相互作用吸附重金屬的重要現(xiàn)象。Pb2+通過與細(xì)胞表面的羥基、羰基、羧基、胺和磷酸基團等官能團之間的絡(luò)合反應(yīng)，通過配位鍵形成穩(wěn)定的絡(luò)合物［55]。在土壤微生物分泌的大量含羧基的化合物，例如酒石酸、草酸、檸檬酸、蘋果酸等，其在中性pH溶液中帶負(fù)電荷，通過靜電相互作用吸引帶正電荷的金屬陽離子形成有機金屬絡(luò)合物［51]。通過X射線衍射譜分析發(fā)現(xiàn)，蘇云金芽孢桿菌在吸附Pb2+的過程中，與細(xì)胞官能團通過絡(luò)合反應(yīng)形成不溶物Pb5(PO4)3、Pb10(PO4)6(OH)2和Pb5(PO4)2Cl［54]。Xing等［56]在研究兩株菌株H13和H16對重金屬的吸附實驗中發(fā)現(xiàn)，兩個菌株都能產(chǎn)生胞外多糖，并在金屬脅迫下顯著增加，將有毒的可移動重金屬離子轉(zhuǎn)化為不可移動的絡(luò)合物，可以降低其對細(xì)菌的毒性，實現(xiàn)重金屬的固定化，兩株菌株產(chǎn)生的無機不穩(wěn)定硫化物與二價陽離子重金屬具有極好的結(jié)合效率，可與Pb2+絡(luò)合形成PbS沉淀。

2.4 氧化還原反應(yīng)

變價金屬離子被具有還原能力的微生物吸附后，可能發(fā)生氧化還原反應(yīng)［57]。微生物通過氧化還原反應(yīng)改變或轉(zhuǎn)化土壤中重金屬的價態(tài)，使其毒性降低，或?qū)⒔饘匐x子還原或轉(zhuǎn)化成磷酸鹽、硫化物等形式［58-59]。據(jù)報道，微生物分泌代謝的EPS可以將重金屬從高價還原為低價，Pb2+到Pb0，U6+到U4+［60]，Cr6+到Cr3+［61]，并因其豐富的官能團而吸附在EPS上，重金屬被還原為低價后其毒性相對降低。硫酸鹽還原菌（sulfate reducing bacteria, SRB）可通過與游離金屬離子發(fā)生氧化反應(yīng)生成不溶性金屬硫化物沉淀如PbS［62]。Govarthanan等［63]研究發(fā)現(xiàn)，從尾礦分離的芽孢桿菌KK1，可通過氧化還原將可溶性Pb轉(zhuǎn)化為硫化物和碳酸鹽或者硅酸鹽形式，該過程使Pb可交換態(tài)降低34.0%，可以對高含量土壤中的Pb起到礦化作用。

2.5 沉淀作用

在微生物修復(fù)重金屬過程中，微生物可以將有毒的金屬離子轉(zhuǎn)化為不溶性的沉淀物，如磷酸鹽、碳酸鹽和硫酸鹽。研究發(fā)現(xiàn)，真菌類微生物細(xì)胞壁可以充當(dāng)結(jié)合金屬離子的配位體，并且通過主動吸收、胞外和胞內(nèi)沉淀將重金屬吸附到菌絲體和孢子中從而將重金屬固定在細(xì)胞內(nèi)［14]。海洋細(xì)菌哈氏弧菌（Vibrio harveyi）是一種有效的Pb沉淀轉(zhuǎn)運抑制劑，并且能夠和Pb結(jié)合生成Pb9(PO4)6化合物而沉淀Pb［64]。Park等［65]發(fā)現(xiàn)土壤微生物分泌物會促進(jìn)金屬Pb與硫化物、氫氧化物和碳酸鹽形成復(fù)合物而有效固定Pb，從而降低了Pb2+的生物有效性。耐金屬Pb的銅綠假單胞菌（Pseudomonas aeruginosa）對Pb2+具有較強的吸附作用，使Pb在菌株中形成生物沉淀固定Pb［66]。金屬雷氏菌（Ralstonia metallidurans）CH34對Pb2+具有吸收、外排和積累的功能，當(dāng)介質(zhì)pH值為9.0時，金屬雷爾氏菌CH34與氫氧化物或碳酸鹽反應(yīng)生成復(fù)合物沉淀固定Pb［67]。土壤解磷菌可將土壤中難溶的磷酸鹽轉(zhuǎn)化成可溶的磷酸根離子，而磷酸根離子又可與土壤中的可交換態(tài)Pb2+反應(yīng)形成穩(wěn)定的Pb3(PO4)2沉淀，有效降低土壤中可交換態(tài)Pb的質(zhì)量分?jǐn)?shù)，降低了其生物可利用性［68]。

3 植物修復(fù)Pb污染過程中微生物緩解Pb對植物毒害的作用

3.1 產(chǎn)生促生因子提高修復(fù)植物生物量

植物根系與微生物兩者之間相互協(xié)作，可以提高植物生物量和重金屬耐受性，以達(dá)到吸收、固定和降低重金屬在土壤中的濃度，減少其毒害作用［69-70]。微生物從植物根系分泌的初級代謝產(chǎn)物和次級代謝產(chǎn)物中獲取所需的營養(yǎng)物質(zhì)，微生物在感知植物根系釋放的信號后會釋放相關(guān)物質(zhì)并將其轉(zhuǎn)化成植物所需的營養(yǎng)物質(zhì)從而對植物的生長和抗性產(chǎn)生影響［71-72]。Akiyama等［73]研究發(fā)現(xiàn)，銀杏（Ginkgo biloba）根系分泌的倍半萜內(nèi)酯類化合物，可以促進(jìn)叢枝菌根真菌（arbuscular mycorrhizal fungus, AMF）孢子萌發(fā)以及菌絲分枝的形成，同時使菌根定殖和促進(jìn)植物根系對營養(yǎng)物質(zhì)的吸收，提高植物的生長速率。

微生物分泌植物生長激素（吲哚乙酸、赤霉素、細(xì)胞分裂素等）促進(jìn)植物生長，提高植物的生物量和抗性，增強植物對重金屬的富集作用。同時，微生物分泌的鐵載體可與土壤中的Fe3+等金屬離子螯合，促進(jìn)植物對營養(yǎng)元素的吸收。乙烯可以加速植物的衰老與死亡，微生物分泌的ACC脫氨酶能夠分解乙烯合成前體ACC為α-丁酮酸和氨，從而有效緩解植物體內(nèi)乙烯的積累，減輕逆境下乙烯對植物的傷害，促進(jìn)植物的生長和產(chǎn)量的提高，并在促進(jìn)植物抗鹽堿、干旱及重金屬脅迫等方面都有顯著作用［74-76]。Liu等［77]發(fā)現(xiàn)接種葉狀桿菌（Phyllobacterium myrsinacearum strai）RC6b能夠顯著提高紫花苜蓿（Medicago sativa L.）和東南景天（Sedum alfredii）的生物量，接種RC6b后紫花苜蓿生物量中Pb含量增加了13.8%-24.7%，東南景天生物量中Pb含量增加了18.6%-31.2%，表明接種RC6b顯著提高Pb的吸收和積累。在相同重金屬脅迫條件下，接種耐Pb根際細(xì)菌菌株不僅能夠顯著促進(jìn)向日葵（Helianthus annuus L.）葉片光合作用，還能提高Pb脅迫植株的生物量和對重金屬的抗性，減弱Pb對植株的毒害作用［78]。Shabaan等［79]在土壤Pb濃度分別為250、500和750 mg/kg時，豌豆（Pisum sativum L.）根際接種熒光假單胞菌（Pseudomonas fluorescence）后，與未接種菌株的對照處理相比，豌豆地上部鮮重增加了51%、45%和35%，根鮮重增加了56%、100%和139%，籽粒鮮重增加了96%、104%和142%，籽粒干重增加了91%、59% 和73%，每盆粒數(shù)也分別增加163%、200% 和329%。同時，在相同條件下，土壤中可提取態(tài)Pb含量比未接種對照組降低57%、56% 和50%，接種處理后豌豆籽粒中Pb的含量分別比未接種對照組降低57%、55%和 49%。結(jié)果表明，豌豆在不同濃度的土壤Pb中表現(xiàn)出了更好的生長和產(chǎn)量。同時，菌株還能夠有效地減少土壤中可提取態(tài)的Pb含量，并降低植物體內(nèi)和籽粒的Pb含量。

3.2 改變土壤中Pb的化學(xué)形態(tài)降低植物毒害

微生物特殊的細(xì)胞結(jié)構(gòu)及其胞外聚合物等，可以將重金屬吸附在細(xì)胞表面或積累在細(xì)胞中，降低重金屬對植物的毒害作用。一些解磷微生物還能釋放出磷酸酶，將土壤中的難溶性磷酸鹽溶解，溶解后的磷酸鹽與土壤中的Pb發(fā)生反應(yīng)，形成磷酸鉛化合物沉淀，從而有效降低土壤中Pb的有效性［80]。Szuba等［81]在銀灰楊（Populus canescens）上接種適當(dāng)?shù)哪蚉b真菌將Pb2+固定在真菌細(xì)胞中，并對寄主植物的生長和Pb的穩(wěn)定性以及緩解Pb2+植物毒性都具有顯著的影響。李益斌［82]在研究解磷菌對Pb的鈍化效果中，解磷菌存在條件下可以生成Pb(PO3)4Cl沉淀，且該沉淀結(jié)構(gòu)穩(wěn)定，不再溶解，固定重金屬的同時不僅活化了土壤中的磷酸鹽，促進(jìn)植物對磷素的吸收。植物根系和微生物分泌的有機酸可以酸化根際土壤環(huán)境，與重金屬形成絡(luò)合物，改變土壤中重金屬的存在形態(tài)，增加其有效性，從而促進(jìn)植物對重金屬的吸收［83]。施積炎等［84]研究了海州香薷（Elsholtzia splendens）和鴨跖草（Commelina communis）根分泌物，以及假單胞菌（P. aeruginosa ZD4-3）對污染土壤重金屬活性的影響發(fā)現(xiàn)，海州香薷和鴨跖草根分泌物對污染土壤中重金屬有一定的活化能力，假單胞菌對污染土壤中的Pb有很強的活化作用，促進(jìn)了植物對重金屬的吸收量。姚潔等［85]將寡養(yǎng)單胞菌屬（Stenotrophomonas pavanii）分別與袖珍椰子（Chamaedorea elegans Mart）和鳳尾蕨（Pteris cretica L.var. nervosa）構(gòu)建聯(lián)合修復(fù)體系發(fā)現(xiàn)，接種耐Pb微生物后與對照組相比，袖珍椰子地上部分在Pb2+濃度為2000 mg/L時Pb含量增加了112.61%，鳳尾蕨地下部分在Pb2+濃度為200 mg/L時體內(nèi)Pb含量增加了113.01%，植物-耐Pb微生物聯(lián)合修復(fù)Pb污染土壤效果顯著。

3.3 誘導(dǎo)植物抗性系統(tǒng)（ISR）及調(diào)控基因表達(dá)降低毒害

植物根際促生菌能夠通過誘導(dǎo)植物抗性，上調(diào)脅迫響應(yīng)相關(guān)基因表達(dá)，調(diào)節(jié)植物體內(nèi)過氧化氫酶（CAT）、過氧化物酶（POD）、超氧化物歧化酶（SOD）、多酚氧化酶（PPO）、谷胱甘肽過氧化物酶（GSH）和抗壞血酸過氧化物酶（PPO）的活性，使重金屬誘導(dǎo)的氧化壓力下脂質(zhì)過氧化丙二醛（MDA）的產(chǎn)生減少，降低重金屬脅迫下對植物的毒害作用［86-87]。接種耐Pb微生物后，袖珍椰子的過氧化氫酶（CAT）活性在Pb2+濃度為200 mg/L時達(dá)到最大值，為對照組的1.33倍；鳳尾蕨過氧化物酶（POD）活性在Pb2+濃度為400 mg/L時是對照組的2.64倍；袖珍椰子在Pb2+濃度為400 mg/L時超氧化物歧化酶（SOD）活性是對照組的1.53倍，植物-耐Pb微生物聯(lián)合修復(fù)增強了植物的光合作用及對Pb2+的富集作用，提高了植物抗氧化酶系統(tǒng)的活性，增強了植物對Pb的耐受力。

同時已有研究表明接種植物促生菌能夠調(diào)控植物部分基因的表達(dá)。研究表明AMF在植物根際定植可以緩解重金屬誘導(dǎo)的壓力，并且對部分植物基因的表達(dá)有重大影響，這些基因編碼的蛋白質(zhì)可能參與重金屬耐受和解毒，目前關(guān)于AMF耐重金屬機制分子基礎(chǔ)方面的信息十分有限［88-90]。Ouziad等［91]研究了重金屬脅迫下AMF侵染番茄（Lycopersicon esculentum Mill.）的差異基因表達(dá)，無論是在重金屬含量特別高的自然土壤上還是添加Cd污染土壤上生長時，接種AMF的植株比未接種AMF的對照，能夠更好地適應(yīng)環(huán)境并生長良好。該實驗被用來分析推測與重金屬耐受性有關(guān)的基因的轉(zhuǎn)錄本形成，通過Northern雜交分析表明，番茄基因Lemt2（編碼不同的金屬硫蛋白）和LeNramp1（編碼廣泛的重金屬轉(zhuǎn)運蛋白），在沒有AMF侵染植物的所有根組織中都有強烈的表達(dá)，而這些基因在AMF侵染的植株根中的薄壁細(xì)胞中只有少數(shù)被表達(dá)，侵染部位明顯降低了該基因的轉(zhuǎn)錄水平。AMF在根部定植可能將植物細(xì)胞中的重金屬濃度降低到不足以誘導(dǎo)這些基因的表達(dá)水平。在含有被認(rèn)為與緩解重金屬脅迫有關(guān)的基因中，一些基因在接觸重金屬時強烈表達(dá)，并且通過與真菌共生而下調(diào)。例如在銅誘導(dǎo)下，共生菌絲體中金屬硫蛋白基因（BeG34）的表達(dá)上調(diào)，在短時間和長時間的鋅脅迫下，海藻菌絲體中可能存在陽離子擴散促進(jìn)因子家族（CDF）的鋅轉(zhuǎn)運蛋白基因（GintZnT1）的轉(zhuǎn)錄水平增加，這表明該酶可能在保護(hù)鋅脅迫中發(fā)揮作用［92]。

3.4 根際微生物-植物根系共生系統(tǒng)在修復(fù)Pb污染土壤中的作用

微生物-植物根系共生系統(tǒng)是一種修復(fù)重金屬的有效手段。一些根際微生物如植物根際促生菌、固氮菌、根瘤菌等具有改善植物營養(yǎng)，促進(jìn)植物生長、提高植株生物量和降低重金屬對植物的毒害的作用［93]。在重金屬污染的土壤中，微生物可以通過不同的方式促進(jìn)植物的生長和土壤修復(fù)。豆科植物根瘤中的固氮菌可以增加Pb元素在植物體內(nèi)的穩(wěn)定性，從而減少其向地上部分轉(zhuǎn)移，同時也有助于提高植物發(fā)育［94]。AMF與植物形成共生關(guān)系后，能夠幫助寄主吸收更多養(yǎng)分，并限制有害金屬向地上部分轉(zhuǎn)移［95-96]。此外，在保護(hù)適當(dāng)?shù)耐寥蕾|(zhì)地、防止淋溶以及將重金屬轉(zhuǎn)化為無毒性等方面也起到了積極作用［97]。豆類植物進(jìn)行土壤修復(fù)時還可與根瘤菌形成共生關(guān)系來促進(jìn)氮素經(jīng)濟和提高土壤肥力以及作物產(chǎn)量［98]。中華根瘤菌（Sinorhizobium meliloti）顯著提高了紫花苜蓿的結(jié)瘤效率，并增加了其對重金屬的生物積累能力，從而促進(jìn)了土地恢復(fù)和潛在農(nóng)業(yè)產(chǎn)出［99]。Zhang等［100]在不同濃度Pb污染土壤中種植玉米（Zea mays L.）接種AMF后，通過透射電子顯微鏡觀察菌根后發(fā)現(xiàn)Pb主要積累在AMF的菌絲壁、菌絲內(nèi)室、菌絲內(nèi)室膜和液泡內(nèi)室膜中。叢枝菌根固定Pb的能力可以減少Pb從土壤向根系的遷移，從而減輕Pb對玉米的毒性。

由上述可以看出，微生物-植物聯(lián)合修復(fù)技術(shù)對土壤重金屬污染的修復(fù)發(fā)揮著重要作用，其主要機制作用如圖1所示。

圖1 微生物-植物聯(lián)合修復(fù)土壤重金屬污染的機制Fig. 1 Mechanism of microbial-plant combined remediation of soil heavy metal pollution

4 展望

重金屬Pb污染土壤是一種嚴(yán)重的環(huán)境問題，對人類健康和生態(tài)系統(tǒng)造成嚴(yán)重危害。傳統(tǒng)的修復(fù)方法包括物理、化學(xué)和生物等多種手段，但這些方法存在著高昂的成本、副作用大以及效果不穩(wěn)定等缺點。因此，微生物聯(lián)合植物修復(fù)Pb污染土壤已成為備受關(guān)注的研究領(lǐng)域。而未來微生物聯(lián)合植物修復(fù)重金屬污染土壤應(yīng)當(dāng)著重從以下4個方面開展：一是，深入研究微生物-植物互作機制。目前對于微生物-植物互作機制仍然存在很多未知之處，在深入探索這方面內(nèi)容時需要綜合運用分子遺傳學(xué)、基因組學(xué)和代謝組學(xué)等現(xiàn)代技術(shù)手段。二是，優(yōu)化菌株篩選。當(dāng)前已經(jīng)發(fā)現(xiàn)了許多具有降解或吸收能力的菌株，但這些菌株適應(yīng)性差、活性低下等問題也比較突出。今后需要加強對于優(yōu)質(zhì)菌株篩選工作，并針對不同類型污染場地進(jìn)行相應(yīng)調(diào)整。三是，探索新型修復(fù)材料。除了常規(guī)使用天然植物外，還可以嘗試引入一些非天然材料如納米材料進(jìn)行修復(fù)工作。同時結(jié)合其他治理技術(shù)如電動力法和超聲波處理法也值得進(jìn)一步探討。四是，加強實踐應(yīng)用。雖然該技術(shù)已經(jīng)在一定程度上取得成功, 但要真正推廣起來仍需更多實踐驗證, 并建立完善評估體系。總之，微生物聯(lián)合植被治理重金屬污染具有可持續(xù)性、高效率、低成本、易操作、安全環(huán)保等諸多優(yōu)勢，在未來必將得到更廣泛的推廣與應(yīng)用。