重金属污染是我国目前面临的最严峻的环境问题之一,如何科学治理已成为科学研究的热点和难点.解磷微生物(phosphate-solubilizing microorganisms,PSMs)作为一类备受关注的农业有益菌,在长期重金属逆境环境中,不仅进化出一系列的耐性和抗性机制,而且作为可溶性磷酸盐的潜在供应体,产生的磷酸根离子在化学钝化修复或植物修复重金属污染土壤中都发挥着举足轻重的作用.除此之外,该类功能菌所产生的植物生长素、1-氨基环丙烷-1-羧酸脱氨酶、铁载体、低分子量有机酸、生物表面活性剂等,可进一步强化植物修复重金属污染能力.主要综述了近年来解磷微生物联合化学钝化修复和强化植物修复技术两方面研究,以期更好地服务于原位修复重金属污染土壤.
Heavy metal pollution is one of the most serious environmental problems in our country.How to treat it scientifically has become a challenge and hotspot.Phosphate-solubilizing microorganisms(PSMs),a group of beneficial microorganisms in agriculture,have developed a series of tolerance and resistance mechanisms in the long-term metal-contaminated soils.And as the potential donor of soluble phosphate,the phosphate ions produced by them play an important role in chemical immobilization and phytoremediation of metalliferous soils.In addition,the plant hormone,1-aminocyclopropane-1-carboxylate deaminase,siderophores,low-molecular-weight organic acids,etc. produced by metal-resistant PSMs,will further enhance the effectiveness of phytoremediation by increasing the plant growth and changing the metal toxicity.Here,in order to provide a better service for in situ treatment of heavy metal contaminated soils,this review highlights the importance of PSMs and demonstrates their potential role in chemical immobilization and phytoremediation of heavy metals.
引言环境中的重金属通常不被生物降解,又因其潜伏性、隐蔽性、滞后性等特点可长期保留在土壤中,影响环境微生物多样性和土壤肥力,导致大量农业土壤不再适宜耕作,而且通过地下水污染和食物链富集等影响人类健康[1-4].重金属污染已成为目前最严峻的环境问题之一,如何治理已受到极大关注,成为科学研究的热点和难点.原位修复和异位修复是当前土壤重金属污染治理的两大途径,其中原位修复技术旨在改变重金属在土壤中的存在形态或是通过其他方式联用,如微生物、植物的参与,降低污染土壤中毒性金属离子的生物有效性、迁移能力或是改变土壤中重金属的总浓度[5-6].与异位修复技术相比,原位修复方式(尤其是化学钝化修复和植物修复技术)因其操作简便、成本低、修复快速且对环境破坏性小等优势被广泛应用.农业生产对磷的需求在全球范围内呈现快速增加的趋势,磷酸盐物质是植物生长的主要肥料来源,也是化学固定土壤重金属污染方式的重要钝化剂.然而,土壤中固有或人为施入的大部分磷酸盐物质扩散速度慢、固定能力强等因素,使其生物有效性非常低,在不易被植物所吸收利用的同时也限制了原位重金属修复的效果[7-9].解磷微生物如Bacillus,Pseudomonas,Rhizobium,Aspergillus和Penicillium等,是一类典型的植物根际促生微生物,通过分泌H+、有机酸等可将多种难溶性磷酸盐如Ca3(PO4)2、AlPO4、FePO4、磷矿粉等进行溶解,从而释放出大量的可溶性磷酸根[10-11].解磷微生物作为可溶性磷酸盐的潜在供应体,产生的磷酸根离子不仅参与植物磷物质循环,而且在化学钝化或植物修复重金属应用时也发挥着重要的作用.除此之外,该类功能菌基于自身重金属解毒机制之外,具有产生植物激素、1-氨基环丙烷-1-羧酸(ACC)脱氨酶、铁载体(siderophores)、低分子量有机酸(LMWOAs)等功能[3,12-13],所以,解磷微生物的应用可进一步强化植物修复重金属污染的能力.近年来,解磷微生物联合化学钝化修复或强化植物修复技术受到越来越多研究工作者关注,为原位修复重金属污染土壤提供了新思路,已成为全球生态修复工程的前沿领域和研究热点.1 微生物自身修复重金属能力土壤微生物群落是目前已知的生物多样性最丰富的库源,尤其是根际微区域的微生物,被认为是植物的第二基因组,对植物健康非常重要[14].然而,重金属污染严重影响土壤微生物群落,可能改变微生物的群落结构,降低特殊功能微生物种群数量,减少微生物生物量[4].反之,微生物群落对重金属污染反应亦非常灵敏,Sandaa等[15]利用DNA关联分析方法研究了不同重金属浓度水平对土壤微生物群落的影响,发现即便是较低的重金属浓度水平都会使土壤中细菌多样性显著下降,而且随着重金属浓度的升高所造成的伤害增大.在长期的重金属胁迫环境中,解磷微生物自发形成一系列的耐性和抗性机制,表现出耐受重金属毒性作用,并且通过自身代谢活动或非代谢活动对重金属的移动和固定起到重要的作用,如排斥金属离子远离靶位点、将金属离子排出体外、利用金属结合蛋白或其他细胞组分与金属离子形成络合物、将高危重金属转化为低毒性物质或进行甲基化/脱甲基化作用[13,16-17].微生物耐受重金属机制较为复杂,往往是多种机制协同作用的结果.微生物与重金属的生物地球化学过程密切相关,可以通过固定、络合或解毒作用改变重金属的迁移能力和生物有效性[18].2 解磷微生物联合化学钝化修复技术重金属以多种赋存形态存在于污染土壤中,通常认为具有生物有效性和迁移能力强的这部分重金属远比土壤环境中重金属总量重要,更容易对自然环境和人类健康带来直接影响,因此,降低重金属的生物有效性和迁移性在重金属污染土壤治理中至关重要[8,19].化学钝化修复技术就是在污染土壤中加入各种稳定剂,利用它们与重金属元素之间一系列吸附、络合、氧化还原、离子交换和沉淀等作用,形成毒性小、移动性差或溶解度低的物质,从而降低重金属的生物有效性,减少重金属向其他环境单元的迁移性[20-21].该方法具有修复周期短、成效快、费用低、适用范围广等优势,在治理大面积、中轻度的污染土壤中极具应用前景[21].该修复方法常用的稳定剂包括无机稳定剂(粉煤灰、无机肥、海泡石、含磷物质等)、有机稳定剂(农家肥、秸秆等)和无机-有机混合稳定剂[20,22].2.1 含磷物质钝化重金属污染修复技术大量研究表明含磷物质是有效、低成本的重金属污染土壤原位修复剂,磷酸盐通过表面吸附、离子置换、溶解-沉淀作用等机制改变重金属的物理化学性质,降低其生物有效性和迁移性,从而降低其环境风险[23].美国环境保护署认为磷酸盐是修复土壤重金属铅污染的最好方法,磷酸盐与土壤溶液中的铅元素形成溶度积常数很小的铅-磷酸盐复合物,如Pb5(PO4)3Cl、Pb5(PO4)3OH和Pb5(PO4)3F等[24].除此之外,磷酸根离子还可与30多种金属元素形成溶度积常数非常小的金属-磷酸盐沉淀[25].这些金属-磷酸盐复合物在相当广的pH范围内都是低溶解性的[26],所以磷酸盐是修复重金属污染土壤的有效途径,其修复效果在实验室和野外现场条件下都得到很好的验证.Cao等[27]利用含磷材料修复2种不同的Pb、Cu、Zn复合污染土壤后,与对照处理相比,所有含磷材料处理都显著降低了土壤中具有水溶性、植物可利用和生物有效性Pb的比例,并推测是由于难溶性的铅-磷酸盐复合物形成导致的,同时,也可能是因为土壤矿物质的吸附作用使得土壤中水溶性Cu和Zn含量也显著降低.此外,在野外铅污染土壤所进行的磷酸盐修复尝试也证实磷酸、磷酸二氢钙、磷矿粉都可对金属铅进行有效的固定[28-29].用于修复重金属污染土壤的含磷物质按溶解性大致可分为3类:水溶性磷酸盐、中度溶解性磷酸盐和难溶性磷酸盐[9,30](详见表1).已有研究结果表明,不同磷酸盐物质由于其溶解能力差异,可能会影响其在重金属和类重金属污染土壤中的修复效果.Ma等[31]研究认为,磷酸盐物质固定重金属的能力随着磷酸盐溶解度提高而增强.有研究者利用磷酸盐物质修复位于弗罗里达的一个重金属污染点,为期1年的试验结果表明,单独施用磷酸或是与其他含磷材料结合使用后都表现出了良好的修复效果[32].但磷酸属于酸性物质,通常会降低土壤pH,而且无法避免的是,所施加的大部分可溶性磷酸根离子可能与Ca2+、Fe3+、Al3+等离子形成难溶磷酸盐复合物,因为土壤溶液中离子之间相互竞争,所以需要额外大量的磷酸根离子才能使得铅离子得以固定[9,33].过量的溶解性磷酸盐人为施入自然环境后,可能引起土壤pH的显著变化,土壤中As、Se、Cr等金属元素浸出,或大量的可溶性磷酸根向地表或地下水体迁移,会造成富营养化等环境问题[9,19,24,34].
<img src="2016年05期/pic55.jpg" alt="表1 重金属污染土壤化学钝化修复的常用含磷物质Tab.1 Common phosphorus-containing materials used in chemical immobilization of metalliferous soils"/>表1 重金属污染土壤化学钝化修复的常用含磷物质Tab.1 Common phosphorus-containing materials used in chemical immobilization of metalliferous soils
注:Ksp表示溶度积常数,logKsp来源于文献[23,30].*:A=OH,F.越来越多研究指出,难溶性磷酸盐类才是长期重金属污染持续治理的最佳选择,磷矿粉和磷灰石是其中最常用的种类[23,35].Cao等[32]设计3组不同磷酸盐固定剂去修复多种重金属污染土壤,磷酸和磷矿粉结合使用与单纯磷酸处理相比,对土壤pH影响小,而且可溶性磷含量低.Mignardi等[36]利用合成羟磷灰石和天然磷矿粉固定Cd、Cu、Pb、Zn污染土壤,都能通过表面吸附或是溶解-沉淀机制来有效地降低水溶性重金属,与可溶性磷酸盐相比,难溶性磷酸盐极小影响到土壤酸度,同时降低富营养化的环境风险.2.2 解磷微生物联合含磷物质修复技术与易溶解磷酸盐材料相比,利用磷灰石和磷矿粉修复重金属污染具有对环境pH影响小和造成富营养化等环境风险小等优势[23],而且我国磷矿资源位居世界第二,具有储量大、成本低、运输安全便捷的优势,更有利于我国农业开展中大面积与中低程度重金属污染问题治理[21].溶解-沉淀机制是磷酸盐固定重金属的主要机制,金属和磷酸盐首先溶解到土壤溶液中是两者发生反应的基础[23].已有研究总结出含磷物质中磷酸根和污染土壤中铅的溶解性是重金属得以有效固定的关键动力学因素[30,34].然而,磷矿粉具有低溶解度,羟基磷灰石溶解性仅次于磷矿粉,化学固定效率常因这类难溶性磷酸盐的低溶解度而受到限制[19].若直接利用磷矿物材料将难以供应重金属-磷酸盐沉淀所需的有效磷含量.Gupta等[37]从印度重金属矿区中分离出62株真菌和253株细菌,其中12株真菌和19株细菌具有不同程度的磷酸钙溶解能力,尤其是解磷真菌Penicillium sp.21和Penicillium sp.2对磷酸钙和磷矿石的溶解能力最强.Guo等[38]也从Pb、Cd、Cu、Zn多种重金属污染水稻土中筛选出一株具有多种重金属抗性的解磷细菌.为了解解磷微生物对多种难溶性磷酸盐的溶解作用是否可以增强含磷材料固定重金属的效果,Park等[8]从多种土壤中分离出18株解磷细菌,在磷矿粉含量分别为200和800 mg/kg条件下,利用从中筛选出的2株解磷细菌Pantoea sp.和Enterobacter sp.对重金属铅污染土壤进行修复,研究结果表明具有溶磷、促进植物生长和固定铅的解磷细菌在重金属污染土壤修复方面有很好的应用潜力.通过进一步研究E. cloacae在溶解磷矿粉的同时对铅元素固定能力的影响,并借助X射线衍射分析方法,阐述了重金属铅的固定主要是磷氯铅矿的形成导致的,可溶性磷酸二氢钾虽具有较高的重金属固定效率,但其提高了土壤中铅和磷的淋溶量,使得污染土壤具有更高的铅移动性和富营养化风险,解磷细菌与磷矿粉的联合使用不仅可以很好地实现重金属铅的固定,而且可以取代可溶性磷酸盐的使用,避免金属铅元素大量淋溶和富营养化等问题的产生[9,34].此外,一株分离自高天然本底辐射场地的解磷菌——不动杆菌属YU-SS-SB-29,可以通过有机酸分泌活动释放出可溶性磷酸根离子来调节铀-磷酸盐复合物的生物沉淀作用,该修复方式不仅仅有利于降低修复成本,而且在低浓度铀污染地区也同样适用[39].目前,关于解磷微生物联合含磷材料在重金属污染土壤的固定修复研究报道甚少,仍需进一步研究.3 解磷微生物强化植物修复技术化学钝化与解磷微生物联合修复的治理方法仅仅改变了重金属污染物在土壤中的赋存形式,并不能减少重金属总量,而且稳定剂的使用对土壤理化性质、微生物群落带来一定的负面效应.与之相比,植物修复则是更被公众认可的环境友好型、生态可持续的修复方式[2],具有良好的应用前景.3.1 解磷微生物与植物联合修复应用众所周知,植物修复效率取决于植物生物量大小以及植物体内重金属浓度.一些重金属超累积植物具有富集重金属能力,可在较高重金属污染水平的土壤中正常生长和发育,但这些植物普遍存在着生长缓慢、植株小、根系扩张深度有限、修复周期长等不足,严重影响植物修复效率[13,40-42].已有研究利用化学螯合剂(如乙二胺四乙酸(EDTA)、羟基乙基乙二胺三乙酸(HEDTA)、二乙烯三胺五乙酸(DTPA)、乙二醇二乙醚二胺四乙酸(EGTA)、乙二胺二邻羟苯基乙酸(EDDHA)等)来提高重金属有效态含量,增强植物修复效果,但人工螯合剂的添加易带来二次污染,甚至影响植物的正常生长,反而降低重金属修复效果[43-44].此外,土壤重金属污染一般为多元素复合污染,而大部分重金属超累积植物如蜈蚣草、龙葵等通常只能忍耐一种或少数几种重金属[45],限制了植物修复方式的应用范围.所以,为了提高修复效率,植物除了产生更高的地上生物量之外,还应能够耐受多种金属离子,具有更强竞争能力和实用性.最近研究证实,在重金属污染环境中,植物生长状况和修复效率可因植物根际微生物的参与得到改善[5,46],利用植物和微生物的协同作用优化传统植物修复方式,具有更好的应用前景.所以,植物根际微生物被越来越多的研究者关注,尤其是关于解磷微生物-植物-污染土壤三者之间的相互关系.研究表明解磷微生物协助植物修复方式克服了单纯依靠植物修复的多种不足,促进植物生长的同时也改变了土壤环境中重金属元素的生物有效性,强化植物提取/植物固定过程.Braud等[47]从铜污染沉积物中筛选出有助于植物修复重金属污染的微生物,尤其是菌株Pseudomonas putida.Dharni等[48]从皮革污泥中筛选出具有溶磷、吲哚乙酸(indole acetic acid,IAA)和铁载体产生能力的菌株P. monteilii PsF84和P. plecoglossicida PsF610,两者都对天竺葵的干质量、精油产量、叶绿素有促进作用,结合扫描电子显微镜方法发现Cr的积累导致了维管束的破坏,使得Cr被隔离在植物根系中.Jeong等[49]利用解磷细菌Bacillus aryabhattai和B. megaterium混合菌种接种芥菜后,由于更多可溶性磷的供给,促进了芥菜生长,并且通过土壤中Cd生物有效性的提高,也显著促进了芥菜对重金属Cd的植物修复效率,证实了解磷细菌与植物联用技术有利于强化植物修复效果.3.2 解磷微生物强化植物修复的主要机制目前关于解磷微生物协同植物修复方式的研究不断增多.总的来说,解磷微生物主要通过以下2种方式参与根际修复进而强化植物治理效果:1)通过提高根际区域金属离子的运转能力(植物提取)或降低金属迁移能力(植物固定)来直接促进植物重金属修复效果; 2)通过微生物分泌植物生长素、解磷、固氮作用等促进大量或微量营养物质循环,提高病虫害防御能力,增加植物生物量,从而间接促进植物清除或截留更多污染物[3,42,50].以下将对解磷微生物如何强化植物修复重金属污染土壤的主要机制(图1)进行详细地阐述.3.2.1 促生作用重金属污染通常会干扰植物根系对P、N、K、Mg、Ca、Fe、Zn等营养元素的吸收,影响植物体正常代谢活动,抑制植物生长[3,51].然而,解磷微生物可通过直接或间接作用提高植物在重金属污染逆境中生长的能力:一方面,微生物产生抗生素、氰化氢(HCN)、铁载体等增强植物抗病虫害能力,间接促进植物在重金属污染环境中的生长[13,52]; 另一方面,解磷微生物通过溶解低溶解度磷源,提高供根系吸收的生物有效磷,从而促进磷元素循环[11].具有解磷能力的菌株Bacillus subtilis SJ-101作为菌剂施入土壤后,显著增加了Ni污染土壤中芥菜的生物量[53].Ghosh等[54]从生长在铀尾矿的重金属耐受植物狭叶香蒲根面中分离出3株铁氧化微生物,通过接种处理后发现,在所有的菌株促生特性中,溶磷能力是增加植物生物量最重要的因素.在Cd污染环境中,内生真菌Penicillium janthinellum LK5接种野生型和脱落酸缺陷突变体的两种番茄植物后,与无接种菌株处理相比,有菌株LK5参与的植物生长、叶绿素含量和气孔导度都显著增加,而且,具有溶磷能力的菌株使得植物根系中具有更高的P含量[55].除了影响植物对磷元素吸收之外,Badu等[56]通过解磷真菌与丛枝菌根真菌混合接种印度实竹后,与对照处理的植物相比,接种处理的植物茎中P、K、Ca、Mg元素明显增加.同时,解磷微生物分泌的植物激素如IAA,细胞分裂素(cytokinin,CK)和赤霉素(gibberellin acid,GA)等也在植物生长调节过程中发
<img src="2016年05期/pic56.jpg" alt="图1 解磷微生物强化植物修复重金属污染土壤的主要机制Fig.1 Main mechanisms of phosphate-solubilizing microorganisms enhance the effectiveness of phytoremediation in heavy metal contaminated soils"/>图1 解磷微生物强化植物修复重金属污染土壤的主要机制Fig.1 Main mechanisms of phosphate-solubilizing microorganisms enhance the effectiveness of phytoremediation in heavy metal contaminated soils
挥着重要作用.目前IAA是其中被研究最多也是与植物生理活性最相关的植物生长调节剂,其通过影响细胞代谢过程中的生理变化,刺激根系生长和扩大根表面积,改变植物根系形态建成,促进植物营养元素吸收能力和对高重金属浓度的适应能力,提高植物重金属修复效果[46,57-58].从冶金厂污染土壤中分离出的21株As耐受菌都具备IAA产生能力,其中的17株同时可以溶解难溶性磷酸盐,在As污染土壤中,将所筛选的菌株进行接种处理后都显著提高了玉米根系长度,因此,具有多种促生生物学特性的As耐受菌株可以在As污染土壤中加强植物的修复效果[59].Pereira等[60]基于菌株IAA产生能力大小,进而探讨Zn、Cd污染土壤中所挑选的10株内生菌接种玉米后对植物幼苗生长的影响,研究结果显示植物根系和生物量都有所增加.利用菌株Agrobacterium tumefaciens的突变体接种试验结果显示,在重金属污染环境中,菌株产生IAA的能力比其重金属抗性能力在植物生长中发挥着更重要的作用[61].3.2.2 产铁载体功能铁作为植物生命体必需元素之一,虽然在土壤中的含量丰富,但通常以难溶解形式存在,不易被植物或微生物所利用.有些微生物可以在低可利用铁含量的环境中分泌一类低分子量铁螯合物——铁载体[13,62-63].铁-铁载体复合物通常是单子叶或是双子叶植物铁元素的重要来源,可以避免生长在重金属污染环境的植物经常出现的铁缺乏症状,避免植物因叶绿体发育、叶绿素合成功能受损而抑制正常生长,有益于植物在重金属污染逆境中的正常生长发育[64-65].具有产铁载体能力的Streptomyces acidiscabies E13菌株可以通过加强铁元素的结合能力从而促进Ni污染土壤中豇豆的生长,减弱Ni对其的毒害作用[64].具有产铁载体功能的菌株因其对铁元素的高亲和力,故更多关注的是其对植物生长促进作用以及植物病虫害防御方面.但近来相关研究表明,微生物所产生的铁载体可与多种金属离子如Al3+、Mg2+、Zn2+、Cu2+、Cd2+、Ni2+、Pb2+等形成稳定的可溶态金属——铁载体螯合物,有助于提高重金属的生物活性,促进植物对重金属的吸收和累积[13,63,66].具有重金属耐受能力的解磷细菌Enterobacter sp.NBRIK28菌株及其铁载体过表达突变菌株NBRIK28 SD1分别接种重金属富集植物芥菜后,都能促进植物生物量的提高以及其对重金属Ni、Zn、Cr的植物提取能力,且铁载体过表达突变体对植物重金属提取能力的促进效果优于野生型菌株[67].Guo等[68]研究发现具有分泌铁载体能力的解磷细菌接种黑麦草后,可以促进Fe、Mg元素的吸收,并且可以增加土壤中生物有效性Cd的含量,提高黑麦草植物提取能力; 但同样菌株接种大豆后,只增加大豆对Fe的吸收能力,而植物体内Mg和Cd的含量却显著下降.目前具有产铁载体能力的微生物强化植物重金属修复的研究仍处于初步阶段,铁载体产生菌如何影响植物获取重金属的确切机制仍不清楚.3.2.3 产生ACC脱氨酶重金属污染土壤的植物修复效率很大程度上取决于植物根系系统,而重金属污染通常诱导作为植物防御信号分子之一的“逆境乙烯”含量显著上升,过量的乙烯抑制了茎和根系生长.解磷微生物可产生ACC脱氨酶(1-aminocyclopropane-1-carboxylate deaminase,ACCD)来应对这种生理危机,这类微生物所产生的ACCD可将作为植物乙烯合成前体的ACC水解为α-酮丁酸和氨,从而降低了植物组织内乙烯的合成量,减弱植物根系生长受损程度,促进金属污染土壤中植物根系的扩展以提高重金属富集能力,从而强化了植物修复效率[12,57,69-70].利用植物与具ACCD活性的微生物联用技术或是具ACCD表达活性的转基因植物进行污染土壤修复效果都得以证实.He等[71]利用从超累积植物伏毛蓼的根系中分离出具有ACCD活性、产铁载体和分泌IAA的解磷细菌Rahnella sp. JN6接种欧洲油菜后,显著增加其生物量,并且提高了植物地上部分和根系中Cd、Pb、Zn元素的浓度.Liu等[72]从超累积植物根系中分离出9株可将ACC作为氮源的重金属耐受解磷细菌,并利用盆栽试验证实菌株NSX2和LCR1可显著提高重金属超累积植物伴矿景天的生物量和Cd元素提取能力.3.2.4 分泌LMWOAsLMWOAs如柠檬酸、草酸、苹果酸、酒石酸、葡萄糖酸等的分泌是解磷微生物溶解难溶性磷酸盐的重要机制之一,通过有机酸的羟基和羧基基团螯合作用使得磷酸根离子释放出来[11,73].解磷微生物分泌有机酸不仅通过增加生物有效性磷的供应来促进植物营养物质吸收,而且还可将与土壤颗粒紧密结合的不溶或难溶重金属离子溶解出来,提高土壤中重金属离子的有效性和迁移性,增强重金属污染环境中植物修复效率[57,74].Jeong等[74]相关研究结果显示,与无接种处理相比,解磷细菌Bacillus megaterium的参与使得土壤中可溶性磷酸盐的含量提高了10倍以上,同时,解磷细菌分泌有机酸导致土壤pH降低后,生物有效性和迁移性Cd含量提高,如导致更多的可交换态Cd产生,最终显著增加了植物体内Cd的富集量.有机酸如乙酸、苹果酸等刺激小麦根系吸收Cd,促进大量Cd元素在小麦体内的富集[75].因此,低分子量有机酸的分泌不仅参与活化土壤中的重金属,还促进了植物根系对重金属的吸收.然而,一部分研究指出有机酸的产生对重金属迁移性没有影响或导致迁移性下降.Park等[8]研究发现2株解磷细菌Pantoea sp.和Enterobacter sp.可分泌有机酸降低土壤pH,显著增加磷酸根离子的溶解,从而促进土壤中Pb的固定量,该类解磷细菌在促进植物生长、强化植物固定修复重金属污染土壤方面有很大的应用前景.从明矾矿山中分离出一株解磷效果最佳并具有耐受Cd、Co、Cr等多种重金属胁迫能力的解磷真菌菌株Penicillium sp.PSM11-5,它在最适培养基中可快速溶解98%的磷酸钙,同时可通过葡萄糖酸或柠檬酸等的分泌来溶解约74.5%的磷矿石或磷酸铝这2种难溶性磷酸盐,该解磷真菌在农业和工业应用方面也具有很大的利用潜力[76].除了上述几种机制之外,已有研究发现解磷微生物还可产生生物表面活性剂(biosurfactants),其由一个非极性(疏水性)尾巴和一个极性(亲水性)头部组成,通常可在土壤界面与重金属形成复合物,将重金属从土壤介质中解吸出来,从而提高土壤溶液中的重金属溶解性和生物有效性[3].从野生银胶菊根际土壤中筛选出一株具有产生生物表面活性剂鼠李糖脂的解磷细菌Pseudomonas aeruginosa A11,对多种重金属元素表现出良好抗性,在重金属污染土壤中具有潜在用途[77].同时,与植物根系密切关联的微生物对重金属元素表现出的氧化还原反应,在植物修复重金属污染应用中也发挥着重要作用.Han等[78]将5株As还原菌或氧化菌接种于As超累积植物蜈蚣草,微生物的参与可能通过促进植物对As和P元素的吸收来增加植物生物量,缓解As对蜈蚣草的毒害作用.4 展 望我国土壤重金属污染是今后相当长时间内亟待解决的环境问题,本文综述了典型农业有益菌——解磷微生物,基于自发形成的重金属污染抗性和耐性能力,在联合化学钝化修复和强化植物修复技术这两方面的最新研究,今后应加强解磷微生物在原位修复重金属污染土壤中的应用.目前,关于解磷微生物参与化学钝化修复方面的研究不多,今后研究应加以考虑不同土壤pH、Eh、湿度条件如何影响复合修复效果.Topolska等[79]报道指出土壤解磷细菌Pseudomonas putida的添加反而促进了Pb5(PO4)3Cl的溶解,可能会减弱磷酸盐原位固定重金属的长时间尺度的修复效果,从而质疑解磷微生物在长期化学钝化修复重金属污染方面的应用潜力.因此,今后研究需进一步深入探讨解磷微生物在化学钝化修复技术方面的应用效果和修复机理.虽然已有较多研究报道解磷微生物在植物重金属污染修复中的作用,但大部分研究设计只考虑室内、实验室环境中的单一重金属元素,未来研究应重点关注多种重金属并存的复合污染治理,并加强开展野外现场修复研究工作.与此同时,进一步借助新技术、新方法深入探讨解磷微生物-植物之间如何相互交流,解磷微生物又是如何影响植物根际环境变化和重金属富集能力的.
<img src="2016年05期/pic55.jpg" alt="表1 重金属污染土壤化学钝化修复的常用含磷物质Tab.1 Common phosphorus-containing materials used in chemical immobilization of metalliferous soils"/>表1 重金属污染土壤化学钝化修复的常用含磷物质Tab.1 Common phosphorus-containing materials used in chemical immobilization of metalliferous soils <img src="2016年05期/pic56.jpg" alt="图1 解磷微生物强化植物修复重金属污染土壤的主要机制Fig.1 Main mechanisms of phosphate-solubilizing microorganisms enhance the effectiveness of phytoremediation in heavy metal contaminated soils"/>图1 解磷微生物强化植物修复重金属污染土壤的主要机制Fig.1 Main mechanisms of phosphate-solubilizing microorganisms enhance the effectiveness of phytoremediation in heavy metal contaminated soils
[1] AHEMAD M,KIBRET M.[J].Biochemistry & Molecular Biology,):19-26.
[2] ALI H,KHAN E,SAJAD M A.[J].Chemosphere,):869-881.
[3] RAJKUMAR M,SANDHYA S,PRASAD M N V,et al.[J].Biotechnology Advances,):.
[4] ZHUANG X L,CHEN J,SHIM H,et al.[J].Environment International,):406-413.
[5] DARY M,CHAMBER-PÉREZ M A,PALOMARES A J,et al.[J].Journal of Hazardous Materials,/2/3):323-330.
[6] PENG J F,SONG Y H,YUAN P,et al.[J].Journal of Hazardous Materials,/3):633-640.
[7] GUPTA D K,CHATTERJEE S,DATTA S,et al.[J].Chemosphere,-144.
[8] PARK J H,BOLAN N,MEGHARAJ M,et al.[J].Journal of Hazardous Materials,/3):829-836.
[9] PARK J H,BOLAN N,MEGHARAJ M,et al.[J].Science of the Total Environment,):853-860.
[10] KHAN M S,ZAIDI A,WANI P A.[J].Agronomy for Sustainable Development,):29-43.
[11] RODRÍGUEZ H,FRAGA R.[J].Biotechnology Advances,/5):319-339.
[12] GONTIA-MISHRA I,SASIDHARAN S,TIWARI S.[J].Biotechnology Letters,):889-898.
[13] RAJKUMAR M,AE N,PRASAD M,et al.[J].Trends in Biotechnology,):142-149.
[14] BERENDSEN R L,PIETERSE C M J,BAKKER P A H M.[J].Trends in Plant Science,):478-486.
[15] SANDAA R A,TORSVIK V,ENGER ?,et al.[J].FEMS Micro-biology Ecology,):237-251.
[16] KHAN M S,ZAIDI A,WANI P A,et al.[J].Environmental Chemistry Letters,):1-19.
[17] NIES D H.[J].Applied Microbiology and Biotechnology,):730-750.
[18] GADD G M.[J].Geoderma,/3/4):109-119.
[19] MIRETZKY P,FERNANDEZ-CIRELLI A.[J].Environmental Chemistry Letters,):121-133.
[20] GUO G,ZHOU Q,MA L Q.[J].Environmental Monitoring & Assessment,/2/3):513-528.
[21] 龙梅,胡锋,李辉信,等.[J].环境污染治理技术与设备,):1-10.
[22] 曹心德,魏晓欣,代革联,等.[J].环境工程学报,):.
[23] HAFSTEINSDÓTTIR E G,CAMENZULI D,ROCAVERT A L,et al.[J].Applied Geochemistry,-62.
[24] HENRY H,NAUJOKAS M F,ATTANAYAKE C,et al.[J].Environmental Science & Technology,):.
[25] 丁淑芳,谢正苗,吴卫红,等.[J].安徽农业科学,):.
[26] BOLAN N,KUNHIKRISHNAN A,THANGARAJAN R,et al.[J].Journal of Ha-zardous Materials,):141-166.
[27] CAO X D,WAHBI A,MA L,et al.[J].Journal of Hazardous Materials,/3):555-564.
[28] CHEN M,MA L Q,SINGH S P,et al.[J].Advances in Environmental Research,):93-102.
[29] MELAMED R,CAO X,CHEN M,et al.[J].Science of the Total Environment,/2/3):117-127.
[30] CHRYSOCHOOU M,DERMATAS D,GRUBB D G.[J].Journal of Hazardous Materials,/2):1-14.
[31] MA Q Y,LOGAN T J,TRAINA S J.[J].Environmental Science & Technology,):.
[32] CAO R X,MA L Q,CHEN M,et al.[J].Environmental Pollution,):19-28.
[33] PORTER S K,SCHECKEL K G,IMPELLITTERI C A,et al.[J].Critical Reviews in Environmental Science and Technology,):495-604.
[34] PARK J H,BOLAN N,MEGHARAJ M,et al.[J].Journal of Environmental Management,):.
[35] KNOX A S,KAPLAN D I,PALLER M H.[J].Science of the Total Environment,/2/3):271-279.
[36] MIGNARDI S,CORAMI A,FERRINI V.[J].Chemosphere,):354-360.
[37] GUPTA N,SABAT J,PARIDA R,et al.[J].Acta Botanica Croatica,):197-204.
[38] GUO J K,YONG Z D,REN W F,et al.[J].Antonie Van Leeuwenhoek,):.
[39] SOWMYA S,REKHA P D,ARUN A B.[J].International Biodeterioration & Biodegradation,-140.
[40] CHANEY R L,ANGLE J S,BROADHURST C L,et al.[J].Journal of Environmental Quality,):.
[41] LASAT M M.[J].Journal of Environmental Quality,):109-120.
[42] LEBEAU T,BRAUD A,JÉZÉQUEL K.[J].Environmental Pollution,):497-522.
[43] CHEN H,CUTRIGHT T.[J].Chemosphere,-28.
[44] HUANG J W,CHEN J,AND W R B,et al.[J].Environmental Science & Technology,):800-805.
[45] 鲍桐,廉梅花,孙丽娜,等.[J].生态环境,):858-865.
[46] GLICK B R.[J].Biotechnology Advances,):367-374.
[47] BRAUD A M,HUBERT M,GAUDIN P,et al.[J].Journal of Applied Microbiology,):435-445.
[48] DHARNI S,SRIVASTAVA A K,SAMAD A,et al.[J].Chemosphere,-439.
[49] JEONG S,MOON H S,SHIN D,et al.[J].Journal of Hazardous Materials,-449.
[50] MA Y,PRASAD M N V,RAJKUMAR M,et al.[J].Biotechnology Advances,):248-258.
[51] OUZOUNIDOU G,MOUSTAKAS M,SYMEONIDIS L,et al.[J].Archives of Environmental Contamination and Toxicology,):346-352.
[52] VASSILEV N,VASSILEVA M,NIKOLAEVA I.[J].Applied Microbiology and Biotechnology,):137-144.
[53] ZAIDI S,USMANI S,SINGH B R,et al.[J].Chemosphere,):991-997.
[54] GHOSH U D,SAHA C,MAITI M,et al.[J].Plant & Soil,/2):279-295.
[55] KHAN A L,WAQAS M,HUSSAIN J,et al.[J].Biology and Fertility of Soils,):1-11.
[56] BABU A G,REDDY M S.[J].Water Air and Soil Pollution,):3-10.
[57] AHEMAD M.[J].3 Biotech,):111-121.
[58] 马莹,骆永明,滕应,等.[J].土壤学报,):.
[59] SHAGOL C C,KRISHNAMOORTHY R,KIM K,et al.[J].Environmental Science & Pollution Research,):.
[60] PEREIRA S I A,CASTRO P M L.[J].Environmental Science & Pollution Research,):.
[61] HAO X,XIE P,JOHNSTONE L,et al.[J].Applied and Environmental Microbiology,):.
[62] MIETHKE M,MARAHIEL M.[J].Microbiology and Molecular Biology Reviews Mmbr,):413-451.
[63] SCHALK I J,HANNAUER M,BRAUD A.[J].Environmental Microbiology,):.
[64] DIMKPA C,SVATOS A,MERTEN D,et al.[J].Canadian Journal of Microbiology,):163-172.
[65] IMSANDE J.[J].Physiologia Plantarum,):139-144.
[66] NEUBAUER U,FURRER G,KAYSER A,et al.[J].International Journal of Phytoremediation,):353-368.
[67] KUMAR K V,SINGH N,BEHL H M,et al.[J].Chemosphere,):678-683.
[68] GUO J,CHI J.[J].Plant and Soil,/2):205-214.
[69] SAFRONOVA V I,STEPANOK V V,ENGQVIST G L,et al.[J].Biology and Fertility of Soils,):267-272.
[70] SINGH R P,SHELKE G M,KUMAR A,et al.[J].Front Microbiol,-14.
[71] HE H,YE Z,YANG D,et al.[J].Chemosphere,):.
[72] LIU W X,WANG Q L,WANG B B,et al.[J].Journal of Soils & Sediments,):.
[73] LI Z,BAI T,DAI L,et al.[J].Scientific Reports,-8.
[74] JEONG S,MOON H S,NAM K,et al.[J].Chemosphere,):204-210.
[75] HAN F,SHAN X,ZHANG S,et al.[J].Plant & Soil,/2):355-368.
[76] CHAI B,WU Y,LIU P,et al.[J].Journal of Basic Microbiology,):5-14.
[77] SINGH A K,CAMEOTRA S S.[J].Applied Biochemistry and Biotechnology,):.
[78] HAN Y H,FU J W,CHEN Y,et al.[J].Chemosphere,7-1942.
[79] TOPOLSKA J,LATOWSKI D,KASCHABEK S,et al.[J].Environmental Science & Pollution Research,):.
NoteExpress
《厦门大学学报（自然科学版）》于1931年创刊，是由教育部主管，厦门大学主办，国内外公开发行的综合性学术期刊（双月刊），是我国自然科学核心期刊。本刊以印刷版、网络版的方式同时出版。
主要刊载自然科学各学科的最新研究成果，包括自然科学基础理论研究、应用基础研究、高新技术方面的学术论文。所刊载的论文分三大类型：（1）“快讯”：报道某前沿领域具有突破性的最新研究成果。（2）“研究论文”：刊载理工科基础理论研究与实验研究学术论文。（3）“研究简报”：刊载内容新颖、实用（或阶段性）的成果。
