万家秀，张永合，王 瑾，陈 臻

（兰州资源环境职业技术大学，甘肃兰州 730021）

1.1 土壤重金属污染危害

土壤重金属污染中，存在较明显生态毒性的物质主要是Hg、Cd、Cr、Pb等，及对生态危害性可与上述重金属相比的As，此外还有Zn、Cu、Co、Ni、Sn、V等污染物也具备毒性，这些污染物被称作重金属污染物。通过人类活动的影响将以上重金属污染物或其化合物，经过不同途径输入土壤的现象，就是土壤重金属污染，从而使重金属在土壤中浓度显著高于原土壤本底含量，随之而来的就是生态环境质量下降直至恶化。

土壤是人类赖以生存和发展的物质基础，随着人类工业的进步，土壤污染问题也日益严重。土壤的污染特点为停滞性、隐蔽性和破坏性，土壤污染是污染物逐渐累积的过程。我国的土壤污染修复问题已经迫在眉睫，在调查的6 300 000km2土壤面积中的超标率高达16.1%。其中以无机型环境污染居多，其超标点位数量占到了所有超标点位的82.8%，其次是有机型环境污染，而相对占比小的则为复合型污染物[1]。我国因土壤污染造成的经济损失每年可高达数亿元人民币，而且也会随着生物富集作用严重危害人们的生命安全。所以，对土壤重金属污染的综合治理已刻不容缓，已成为当务之急。

1.2 土壤重金属污染来源

重土壤重金属污染物通过以下三种方式进入土壤：第一，在降雨过程中，由于雨水冲淋作用，土壤中的重金属渗入，进入地下水，形成重金属污染；
第二，暴露于环境中已经被重金属污染的土壤，直接或间接地以土壤粒等形态被人或动物接触吸入，从而受到污染。第三，土壤受到了外部环境因素的改变，如二次污染物的酸雨或因pH的改变而增加了土壤对重金属的水溶性能。还有一些环境添加剂等，都会提高土壤生物对重金属的可利用度，进而导致土壤的重金属逐渐被植物同化并加到食物链上，对食物链中的所有生物存在毒害性[2]。

微生物修复重金属污染的土壤通常是利用微生物的代谢过程进行转化形成低毒的化合物或是利用微生物生物活性对土壤中重金属加以亲和吸附，以此减弱污染性。一般可通过细菌﹑藻类和酵母菌等，可以减弱或去除重金属的污染。实际上细菌并没有分解和破坏重金属，而是利用他们的新陈代谢方式使重金属的化学或物理功能实现了转化，进而影响重金属在周围环境中的移动与转化。而微生物对重金属修复机制可以总结为生物吸附、细胞代谢﹑空泡吞饮、氧化还原过程和对表面生物的吸收转移等。并且微生物的生化反应产物在水解和沉降，生物吸收、富集、氧化还原的过程中，对环境中的重金属的生态作用也起到了一定的作用。

2.1 微生物对多种重金属离子的生物吸附和富集

重金属离子往往被生活环境中的表面带电荷的微生物细菌所吸收，为了吸收必需的营养元素，在细菌表层或内部不断地吸附重金属离子，使之达到聚集状态，以此实现了重金属分子的自然富集。

2.2 微生物对重金属离子的氧化还原

土壤中的重金属元素有不同的价位形态，不同价态重金属的溶解程度存在一定的差别，通常高价态的溶解程度很低，迁移困难，而低价态的重金属溶解程度很高，迁移更容易。微生物通过对重金属的氧化作用降低了重金属元素的活性，加大了重金属的迁移难度，从而有助于重金属的富集。

2.3 菌根真菌与土壤重金属的生物有效性影响

菌根是由真菌和植物根系结合而形成的一种真菌菌丝共生体。在这个共生体系中，菌根真菌向植株供给生长因子和必需的矿物物质，并以此促进植株的生长发育。其从植株根部所吸收的有机酸，被菌根性真菌用来活化土壤中的重金属分子，它们也能够利用离子交换、激素、分泌的有机配体等来影响植株对土壤中重金属的吸收率，从而提高植物对重金属的富集效应。

2.4 植物的重金属抗性

李婷等[3]认为生物体长时间生长在高浓度重金属环境中后，有机体的生长代谢过程和防护体系都会作出反应，而有机体会经过相应的调节、平衡体内重金属浓度，在其中体现出了直接抵抗和间接抵抗。植物主要是利用转运蛋白对重金属的特异性来对植物重金属含量加以管理，或者通过根部的分泌物改变金属形态从而降低重金属的吸收量。植物还会在细胞壁或者液泡中储存大量的重金属来降低重金属对机体的损伤。同时植物还会自主地把重金属从生态系统内清除，而在生物体内的重金属则和其他的化学物质融合从而减少毒害。除此之外，有科学资料证实，植物体抗氧化基因的表达也间接地抵御了环境中对重金属的抗性。

但是微生物与植物分别处理重金属污染物的速度慢，效率很低。而通过微生物联合植物治理重金属污染物，就会同时具备微生物、植物修复两者共同的优点。微生物联合植物修复技术是利用微生物、植物二者通过直接或间接地转移并吸附在土壤中的重金属单质，进而使土壤中有害重金属含量和毒害效应减少的技术。已有研究表明[4]，通过根际微生物生长与根共同生长产生共同的根际微生物，提高了植物的根系中重金属的富集水平，降低了土地自然环境中的重金属。

3.1 菌植物-微生物联合修复机制

目前，微生物与植株的联合抗性研究对象多为根际细菌和植株以及内生菌之间的协同作用，而促生根际微生物PGPR（Plan Growth Promoting Rhizobacteria）则相对较多。大量研究表明，PGPR在促使植株正常生长，发育并改变植株对重金属的利用率方面，是通过固氢、溶磷、分泌植物生长激素增加根、茎生物量，还可以通过植株根部产生的有机质活化土壤中的重金属分子，提高植株对重金属吸附。在草本植物和玉米等作物种子中添加PGPR，可以明确地观测到PGPR的促进生长效果以及植株对环境中重金属敏感性的增加。而与PGPR有相似性的内生菌，在对提高植株生长发育速度和降低重金属对植株产生的有害效果上都有着巨大的作用，这便是最近出现的植物-土壤内生菌修复技术。曾有科学研究表明从Cd超积累植物龙葵中分离出了沙雷氏细菌LRE07，这种细菌对Cd具有强烈的抵抗力，并且可以很高效地吸附Cd和Zn从而解毒。而且，内生细菌可以通过形成植株生长素、铁载体和溶解无机磷酸盐来促进植株的繁殖。但是由于对该种技术的研究尚且并不清晰，对其抗性机制和多菌群的相互作用机制方面也是知之甚少。

目前已在物质层次上发现的微生物-植物修复机理的有以下四类：①增强了植物吸附重金属的功能。微生物通过促进生长植株，提高了植株自身释放生长激素的基因表达来促使植株生长发育，特别是在植株根部；
②微生物通过促使植株生长增强抗氧化的功能，比如细菌通过促使植株生长提高了谷胱甘肽代谢的关键基因表达；
③微生物通过促使植株生长的营养物质转运至和能量相关的基因，并以此来促进植株把周围环境的重金属转运至非敏感区域；
④生物提高了植株的与解毒能力相关的基因上调。

3.2 植物-微生物修复技术与应用

由于植物细胞与单一抗性菌株融合后的修复方式在机制研究方面也比较完善，故现阶段使用得较多。其中PGPR为常见的抗性菌株，在增强植株对重金属的抵抗力方面具有明显促进作用。另外，内生菌群的辅助功能方面也显示出了其优越性，但对于内生菌的共同作用机理尚不清晰，控制过程较难，实践经验较少，且环境对其效果影响较大，因此使用得较少，但是具备开发的潜力。

3.2.1 内生菌-植物联合修复

植株内生菌就是寄生在植株组织细胞中的细胞间隙的菌或细胞，出现于植株发育的某个时期或整个过程[5]。内生菌具有分泌脱氢酶、脱羧酶和植物素的特点，能提高新陈代谢水平，对植物离子有很大的吸收功能，能明显减轻重金属对植株的危害，对重金属的植株胁迫有很好地减轻效果。例如丛枝菌根真菌与植株根系结合产生的一个内生菌根。这种内生菌根，可以通过提高营养成分促使植物繁殖，同时对植物吸收和积累在环境中的重金属物质都有潜在的风险。有研究发现[7]，丛枝菌根的根外菌丝可以吸收周围环境中的多种有机重金属离子，极大减少其浓度，且对真菌和植物体内重金属离子的分配都有很重要的影响。

3.2.2 根瘤菌-植物联合修复

固氮菌和豆类植物利用共生系统可以固定空气中的N2，而根瘤菌也可以利用固氮、溶解白磷、生成植物素、释放铁载体等加强豆科植物生长发育的限度增强了豆类植物对有毒重金属的抵抗力，土的重金属中毒也得到了减轻。共生系统此外，通过直接沉淀、转化、吸附重金属，以减少重金属含量。已有研究[8]发现天蓝苜蓿根瘤菌的胞外聚合物（Extracellular Polymeric Substances，EPS）可高效地吸附并去除Cu2+。有研究表明，如果将根状菌索在接种后于褐土中，固相中融合态的锌数量可以减少10%。在专性吸附状态中、氧化锰融合态中和金属有机融合态中，锌的数量可以降低高达9%~26%[9]。微生物联用的研究不但从一定意义上增强了重金属的吸收作用，而且弥补了两者修复技术的不足，兼具了两者修复的优点。

面对日趋严重的重金属污染，微生物联合植物修复法是一种成本低廉绿色环保的有效方法。它治理效果好，没有形成二次污染，在消除土地污染物土壤重金属的同时，也没有损害土地的生态安全。

但是这种技术也有很多局限性：首先这项技术还没有得到发展，大部分都处在基础实验中，还无法确定其是否会有生物风险；
这种技术的前期研究和后期评估的成本较大，存在相当的风险，且存在很大的技术难度。因此可以认为，未来的研究方向可以关注以下几个方面：在严重污染环境中可以发现更多的原位生物抗性资源和组合模式，污染范围内有丰富的细菌和植株的共生系统，因此有助于挖掘更广泛的生态复原研究技术；
继续研究植物-微生物之间的作用机理，可以利用现在的分子组学的技术，从中发掘微生物潜在抗性基因，从分子领域开展研究；
通过大量的实验获得有说服力的普遍规律，并将其发展成能够定量分析的参数，以在实际应用上发挥更大的作用并防止发生事故。

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