張冬雪，豐 來，羅志威，徐滔明，鄭雙鳳，譚武貴，譚石勇

(湖南泰谷生物科技股份有限公司/農(nóng)業(yè)部植物營養(yǎng)與生物肥料重點實驗室，湖南 長沙 410205)

土壤重金屬污染的微生物修復(fù)研究進(jìn)展

張冬雪，豐 來，羅志威，徐滔明，鄭雙鳳，譚武貴，譚石勇*

(湖南泰谷生物科技股份有限公司/農(nóng)業(yè)部植物營養(yǎng)與生物肥料重點實驗室，湖南 長沙 410205)

綜述了不同土壤重金屬污染修復(fù)技術(shù)的優(yōu)勢和劣勢，以及耐重金屬功能微生物種類，包括真菌、細(xì)菌。概述了功能微生物的耐毒、解毒機(jī)制，并對耐重金屬功能微生物的應(yīng)用前景及其研究重點進(jìn)行展望。

土壤；重金屬污染修復(fù)；微生物

隨著我國工業(yè)化和農(nóng)業(yè)發(fā)展步伐的加快，化肥農(nóng)藥的大量使用、污水灌溉、礦產(chǎn)資源的不合理開發(fā)和利用、電子廢棄物的傾倒與拆解等[1]，致使土壤污染情況日趨嚴(yán)重。目前，土壤污染類型大致分為無機(jī)型、有機(jī)型、復(fù)合型污染，調(diào)查數(shù)據(jù)顯示，其中無機(jī)污染物(重金屬)超標(biāo)點位數(shù)高達(dá)82.8%[2]。常見的土壤污染重金屬主要有Hg、Cd、Pb、As、Zn、Cu、Co等，這些重金屬不能像有機(jī)物一樣被微生物消化分解，只能在生態(tài)環(huán)境中遷移、轉(zhuǎn)化，并不斷積累，一旦重金屬濃度積累到一定限度值時，就會對土壤植物系統(tǒng)產(chǎn)生毒害效應(yīng)，進(jìn)而通過食物鏈循環(huán)危害動物、人類的生命健康。已有大量研究揭示了接觸重金屬與胃癌發(fā)生率和死亡率之間的關(guān)系[3]。谷陽光等[4]調(diào)查研究發(fā)現(xiàn)，我國省會城市土壤中的重金屬含量大小順序為Zn>Cr>Pb>Cu>Ni>As>Cd>Hg，而且Cd、Pb、Ni、Cu、Zn、Hg的含量顯著高于其背景值，說明我國省會城市很可能已經(jīng)受到上述6種重金屬的污染。Chen等[5]采用X-射線熒光光譜法，分析了我國陜西西安校園內(nèi)的灰塵樣品中的重金屬含量(As、Ba、Co、Cr、Cu、Mn、Ni、Pb、V、Zn)，結(jié)果顯示，各重金屬含量均高于其背景值，尤其是Pb、Zn、Co、Cu、Cr、Ba，其中，研究范圍內(nèi)的西部和西南區(qū)域的高新技術(shù)工業(yè)對校園灰塵中Co含量的影響較大。因此，為實現(xiàn)人與自然和諧發(fā)展、構(gòu)建經(jīng)濟(jì)-生態(tài)文明可持續(xù)發(fā)展的環(huán)境友好型社會目標(biāo)，土壤重金屬污染治理刻不容緩。

本文從現(xiàn)有重金屬污染修復(fù)技術(shù)的優(yōu)劣勢、耐重金屬功能微生物種類、功能性微生物的耐毒、解毒機(jī)制等方面進(jìn)行了總結(jié)，并展望了耐重金屬功能微生物的應(yīng)用前景及研究重點，旨在為生態(tài)環(huán)境中重金屬污染的修復(fù)治理提供參考。

1 重金屬污染修復(fù)技術(shù)

近年來，如何控制和減輕重金屬污染對生態(tài)環(huán)境的危害已經(jīng)成為了全球性的熱點突出問題。重金屬因其不能被微生物降解及其難移動性，使得重金屬污染土壤治理十分困難[6]。在全球化污染嚴(yán)重的背景下，研究學(xué)者們在現(xiàn)有治理技術(shù)的基礎(chǔ)上，不斷探索開發(fā)低成本、高效率的重金屬污染治理新途徑。目前，土壤重金屬污染修復(fù)技術(shù)主要有物理修復(fù)、化學(xué)修復(fù)、生物修復(fù)[7]。

以下綜述了各主要技術(shù)的優(yōu)劣勢分析。各處理技術(shù)在成本、修復(fù)效率方面各有利弊，因此，在實際土壤重金屬污染治理中，應(yīng)視實際情況采取聯(lián)合修復(fù)的方式，高效地處理重金屬污染。

1.1 物理修復(fù)技術(shù)

物理修復(fù)技術(shù)主要有客土法、電動修復(fù)、電磁修復(fù)、玻璃化技術(shù)、工程物理技術(shù)等[7-8]?？屯练▽儆诋愇恍迯?fù)，能有效地將污染土壤從生態(tài)系統(tǒng)中移除，以降低其環(huán)境風(fēng)險，但工程量大、成本高，適用于小面積、重污染土壤，此外，該技術(shù)有產(chǎn)生二次污染的風(fēng)險。工程物理修復(fù)根據(jù)物理學(xué)原理，采用一定的工程技術(shù)有效去除所需費用較高，且技術(shù)要求嚴(yán)格。玻璃化技術(shù)修復(fù)效率高，可與水泥、磚等建材生產(chǎn)相結(jié)合，但成本偏高且對土壤性質(zhì)破壞嚴(yán)重。電動修復(fù)成本較低，修復(fù)效率高，便于后處理，但適用范圍只局限于沙質(zhì)土壤。

1.2 化學(xué)修復(fù)技術(shù)

化學(xué)修復(fù)技術(shù)主要有土壤淋洗技術(shù)、化學(xué)鈍化技術(shù)等，土壤淋洗技術(shù)適用于輕質(zhì)土壤，對中度重金屬污染修復(fù)效率高，但修復(fù)成本高，且易導(dǎo)致地下水受到污染，存在較大的環(huán)境風(fēng)險，同時可能需采取土壤離地，進(jìn)行異地或場外修復(fù)的方式，且操作復(fù)雜?；瘜W(xué)鈍化技術(shù)簡單易行，處理費用低，但土壤理化性質(zhì)改變后，重金屬將會有再度溶出風(fēng)險。

1.3 生物修復(fù)技術(shù)

生物修復(fù)技術(shù)包括植物修復(fù)、微生物修復(fù)。植物修復(fù)是一種成本低廉、環(huán)保的修復(fù)技術(shù)，但一般修復(fù)效率較低，所需時限較長，多數(shù)重金屬超富集植物只能積累1～2種重金屬，而實際情況大多為重金屬復(fù)合污染。微生物修復(fù)技術(shù)，它利用微生物的代謝吸附固定或轉(zhuǎn)移重金屬，成本低且環(huán)保，但微生物對生長環(huán)境要求較嚴(yán)格。

生物修復(fù)是一種綠色修復(fù)技術(shù)，不會產(chǎn)生二次污染，且符合現(xiàn)階段國家所提倡的環(huán)保趨勢。相比于傳統(tǒng)的物理、化學(xué)修復(fù)方式，費用較低。在修復(fù)過程中，選取合適的功能微生物則具有多種功能作用，如促進(jìn)植物對多種營養(yǎng)物質(zhì)(P、Fe、N等)的吸收、通過自身的代謝活動分泌植物激素以促進(jìn)植株生長，分泌ACC脫氨酶以緩解重金屬脅迫所產(chǎn)生的毒害作用，提高植物對重金屬抗性、生物防治功能等[9]。因此，生物修復(fù)是今后環(huán)境污染治理中的研究及應(yīng)用熱點。

2 重金屬污染修復(fù)功能微生物種類

現(xiàn)已發(fā)現(xiàn)許多真菌、細(xì)菌、藻類對重金屬具有吸附能力。不同類型微生物對重金屬污染的耐性不同，通常認(rèn)為真菌>細(xì)菌>放線菌[10]。以下對具有重金屬污染修復(fù)功能的微生物進(jìn)行了概括。

2.1 功能真菌

2.1.1 叢枝菌根真菌 叢枝菌根(Arbuscularmycorrhizae,AM)真菌是一類廣泛分布于土壤生態(tài)系統(tǒng)中的有益微生物，能與90%以上的陸生高等植物形成共生體[11]。在重金屬污染條件下，AM真菌能夠幫助宿主植物減少對重金屬的吸收以避免其毒害作用，或增強(qiáng)宿主植物對土壤中重金屬脅迫的耐受性[12-13]。黑麥草對重金屬Cd有很強(qiáng)的吸附能力，有研究表明，AM真菌可增加黑麥草地上部、地下部及其總生物量，進(jìn)而顯著增加了黑麥草中Cd、Cd的積累量[14]。Cozzolino等[15]研究表明，采用腐殖質(zhì)與接種AM真菌相結(jié)合的方式可以有效加強(qiáng)盆栽試驗中生菜的品質(zhì)質(zhì)量，并減少重金屬汞對生菜的毒害作用。Jiang等[16]研究了從枝真菌Glomusversiforme(GV)和Rhizophagusintraradices(Ri)對金銀花盆栽試驗的影響，結(jié)果表明：GV和Ri能顯著增加所有鎘處理的金銀花地上部和根系的生物量，GV處理可顯著減少植物芽、根部的鎘含量，Ri處理可降低植物芽鎘含量，但根部鎘含量增加，同時，相比于未接種GV和Ri的處理，金銀花中過氧化氫酶(CAT)、抗壞血酸氧化物酶(APX)、谷胱甘肽還原酶(GR)、抗壞血酸(ASA)、植物螯合肽(PC)的含量顯著增加，但丙二醛(MDA)和谷胱甘肽(GSH)含量降低，金銀花與GV、Ri的共生體系通過降低地上部的鎘含量以緩解鎘毒性，并提高了磷的吸收。Mishra等[17]的研究表明，AM真菌對以御谷和高粱的修復(fù)植物的鐵污染土壤修復(fù)中具有良好作用，在盆栽條件下，AM真菌能夠產(chǎn)生鐵載體以促進(jìn)植物對Fe3+的吸收。

但AM真菌具有一定的植物宿主選擇性、難以分離純化和培養(yǎng)，且培育周期較長，目前主要依靠盆缽培養(yǎng)法獲得孢子、菌絲和被侵染根段的混合物，在很大程度上限制了其應(yīng)用價值[18]。

2.1.2 木霉屬真菌 木霉屬真菌種類繁多，廣泛分布于土壤、植物根際、腐木或其他基質(zhì)中，易篩選分離，環(huán)境適應(yīng)力強(qiáng)。田曄等[19]在實驗室前期研究結(jié)果的基礎(chǔ)上，從土壤中篩選出1株抗銅里氏木霉FS10-C，該菌具有促進(jìn)植物生長、銅抗性、增強(qiáng)植物抗銅脅迫、積累銅特性以及增強(qiáng)土壤銅有效性等多種與銅污染修復(fù)相關(guān)的功能。吳翰林等[20]從化工業(yè)冶煉廠廢棄物填埋場周圍采取土樣，并從中篩選出1株耐鎘真菌，經(jīng)鑒定為哈茨木霉菌，經(jīng)條件優(yōu)化后，在pH值4、溫度28 ℃時，該菌對Cd2+的降解率最大，達(dá)58%。徐在超等[21]篩選出了3株耐重金屬油菜內(nèi)生真菌Fusariumsp. CBRF14、Penicilliumsp. CBRF65、Alternaiasp. CBSF68，它們對Cd的最大富集量介于20.5～53.4 mg/g，對Pb的最大富集量介于188.9～356.6 mg/g，對Zn的最大富集量介于28.4～292.8 mg/g，說明這3株油菜內(nèi)生真菌對重金屬有良好的富集能力，同時表明重金屬耐性植物內(nèi)生真菌是獲得具有重金屬富集能力微生物的重要資源庫。此外，一些其他種類霉菌也應(yīng)用于重金屬吸附。沈壽國等[22]研究發(fā)現(xiàn)，米根霉孢子對Fe3+的吸附效果最好，并將兩者結(jié)合制備成復(fù)合材料處理CuSO4溶液，顏色變淺，說明復(fù)合離子對Cu2+有吸附效果。Cecchi等[23]比較了3株真菌，洋蔥曲霉菌株(Aspergillusalliaceus)、哈茨木霉菌株(Trichodermaharzianum)、粉紅粘帚霉菌株(Clonostachysrosea)對Ag的生物富集能力，結(jié)果表明，哈茨木霉菌是對Ag耐受和富集能力最強(qiáng)的菌株，在Ag濃度為330 mg/L的條件下可以富集153 mg/L。Zotti等[24]從廢棄的Fe-Cu硫礦附近Cu高度污染的貧瘠土壤中篩選分離的哈茨木霉菌株表現(xiàn)出對Cu2+較強(qiáng)的富集能力，為19628 mg/kg。

2.1.3 酵母 酵母是自然界中廣泛存在的真核微生物之一，亦可作為微生物環(huán)境修復(fù)治理的良好材料。李春生[25]以釀酒酵母為對照菌株，研究了P.kudriavzeviiA16的重金屬抗性、積累特性及脫除能力，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，P.kudriavzeviiA16具有顯著的Cd、Cu、Zn抗性及積累特性，且對濃度低于0.04 mmol/L的Cd和0.1 mmol/L的Zn的脫除率超過95%，在高鹽或低pH值下能顯著提高酵母菌株的鎘抗性，但對銅抗性下降，對鋅抗性無明顯變化，對酵母菌株的鎘抗性機(jī)理表明，在高鹽或低pH值下，能顯著提高P.kudriavzeviiA16鎘脅迫下SODC、SODM、PRXI、PRX2D、CATA等抗氧化物酶基因的表達(dá)，從而降低酵母細(xì)胞內(nèi)ROS含量、細(xì)胞死亡率、細(xì)胞內(nèi)脂質(zhì)過氧化水平、蛋白質(zhì)氧化損傷水平等。王小波[26]篩選鑒定了2株酵母菌株，分別為克思克魯維酵母(Kluyveromycesmarxianus)和膠紅酵母(Rhodotorulamucilaginosa)，它們對鎘均具有良好的耐受性和吸附性，在Cd濃度為50 mg/L時，生長OD600都大于5.0，24 h后對溶液中鎘的吸附率超過70%。Anh等[27]篩選出野生型突變釀酒酵母菌株IM3，在含有15 mmol/L Mn2+的YPD發(fā)酵液中生長未受到抑制，且對Mn2+的積累量是野生型菌株BY4741的4倍。

2.2 功能細(xì)菌

研究較多的耐重金屬功能細(xì)菌主要有假單孢菌屬、芽孢桿菌屬、根瘤菌屬、特殊的趨磁性細(xì)菌、工程菌等。楊卓等[28]通過盆栽試驗研究了巨大芽孢桿菌與膠質(zhì)芽孢桿菌的混合微生物制劑對超富集植物印度芥菜的對重金屬吸附的作用，結(jié)果表明：該混合微生物制劑不僅對促進(jìn)印度芥菜的生長，且增強(qiáng)了超富集植物對重金屬Cd、Pb、Zn的吸收，大大提高了植物修復(fù)效率。鄒水林[29]從電鍍廠、污水處理廠廢水、珠江水樣、泥樣中篩選分離出6株Cu2+強(qiáng)耐受力的細(xì)菌，經(jīng)吸附性能比較試驗，發(fā)現(xiàn)菌株E(檸檬酸桿菌)的吸附性能最佳，對Cu2+的最低抑菌濃度高達(dá)400 mg/L。郭彥蓉等[30]試圖尋找一種功能微生物，利用其自身代謝活動使重金屬的碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)轉(zhuǎn)化為植物能夠直接吸收利用的可溶態(tài)，然后利用淋洗技術(shù)或超富集植物提取，徹底分離重金屬，凈化土壤，篩選出了JK3，并研究了該菌對污染土壤中的鉛鋅溶出的較優(yōu)條件，發(fā)現(xiàn)在土壤含水率為35%，投菌比為0.15 mL/g土?xí)r，土壤中可溶態(tài)鉛含量由0.49 mg/ kg增加到5.04 mg/kg，可溶態(tài)鋅含量由原來的2.23 mg/kg增加到22.44 mg/kg，此法為后續(xù)徹底清除土壤中的重金屬提供了理論基礎(chǔ)。Li等[31]研究發(fā)現(xiàn)，在高濃度的鎘污染土壤條件下，耐重金屬巨大芽孢桿菌H3和新根瘤菌屬T1-17菌株可以降低79%～96%的水溶性鎘，并能增加水稻產(chǎn)量。Manikandan等[32]在鉻超富集植物大葉合歡根際分離篩選了4組內(nèi)生菌：假單胞菌屬、根瘤菌屬、芽孢桿菌屬和鹽水球菌屬，分別將其應(yīng)用于大葉合歡植物修復(fù)，結(jié)果顯示，芽孢桿菌屬的作用效果良好，不僅具有顯著的鉻積累能力，也具有較高的鉻還原酶活性，且鉻還原酶在溫度20～60 ℃、pH 4.0～9.0范圍內(nèi)活性穩(wěn)定，芽孢桿菌因其多功能性可應(yīng)用于鉻污染修復(fù)。Jebara等[33]從扁豆根瘤中分離出的根癌農(nóng)桿菌和水生拉恩菌對Pb的耐受能力達(dá)3.3565 mmol/L，而假單孢菌的Pb耐受力為3.2465 mmol/L，采用幾個菌種的聯(lián)合處理，扁豆根際3 d對鉛的吸附量為165 mmol/L，可用來作為鉛污染修復(fù)的富集植物。

重金屬耐性細(xì)菌還可以通過影響土壤微生物的群落結(jié)構(gòu)和土壤酶活性來改善重金屬污染情況[34]。周小梅等[35]的研究表明，在Cd脅迫條件下，芽孢桿菌T3對蔞蒿的生長和生理指標(biāo)、根際土壤微生物群落結(jié)構(gòu)有正面影響，增強(qiáng)蔞蒿對Cd脅迫環(huán)境的適應(yīng)力。

3 重金屬污染修復(fù)功能微生物作用機(jī)制

微生物不能降解重金屬，但可通過自身的生命代謝活動轉(zhuǎn)化或吸附固定重金屬的化學(xué)形態(tài)，從而降低其毒性、移動性及生物有效性。主要作用方式為生物吸附和生物轉(zhuǎn)化。

3.1 生物吸附

死細(xì)胞對重金屬的吸附作用難以實用化，研究重點是活細(xì)胞對重金屬的吸附作用，一般將微生物吸附分為胞內(nèi)吸附、胞外吸附及細(xì)胞表面吸附[36]。

3.1.1 胞內(nèi)吸附 胞內(nèi)吸附是指進(jìn)入細(xì)胞內(nèi)的重金屬被微生物吸收富集的過程[37]。微生物可以通過區(qū)域化作用將重金屬離子分布于代謝活動相對不活躍的細(xì)胞器中，如液泡、線粒體，然后將其封閉，或?qū)⒅亟饘匐x子和細(xì)胞內(nèi)的金屬硫蛋白、絡(luò)合素、植物螯合肽等結(jié)合成熱穩(wěn)定蛋白，如谷胱甘肽、植物凝集素、不穩(wěn)定硫化物等，從而將重金屬轉(zhuǎn)變?yōu)榈投净驘o毒的形式積累于細(xì)胞內(nèi)部[38-39]。王麗榮等[40]通過對銅脅迫下的哈茨木霉菌的轉(zhuǎn)錄組分析得出其應(yīng)答途徑，結(jié)果表明，銅脅迫下，Cu2+還原為Cu+、銅轉(zhuǎn)運蛋白的轉(zhuǎn)運途徑受到抑制，有2種可能方式減輕對細(xì)胞的毒害作用，一是銅離子一部分通過吞飲作用進(jìn)入哈茨木霉菌細(xì)胞，與谷胱甘肽結(jié)合；二是通過P-type ATP酶的外排作用將銅離子運輸?shù)郊?xì)胞膜外。

3.1.2 胞外吸附、沉淀 胞外吸附、沉淀主要指重金屬離子與微生物代謝并分泌到胞外的高分子聚合物，如蛋白質(zhì)、多糖、脂類等，形成胞外聚合物，胞外聚合物具有沉淀、絡(luò)合重金屬的作用。

林曉燕等[41]篩選出2株對鎘耐性較強(qiáng)的菌株，經(jīng)鑒定為銅綠假單胞菌和陰溝腸桿菌，研究發(fā)現(xiàn)，這2株菌株對鉛、鎘有較高的吸附率，但對Cr、Cu、Ni、Zn的吸附情況則不同，并進(jìn)一步利用電鏡掃描與未處理菌株進(jìn)行形態(tài)對比，發(fā)現(xiàn)鎘處理菌體表面粗糙，有不規(guī)則突起和大量沉淀物聚集，說明胞外沉淀是微生物吸附重金屬的一個重要途徑和機(jī)制。許飄[42]研究了白腐真菌模式菌株黃孢原毛平革菌在Cd脅迫下的響應(yīng)機(jī)制，發(fā)現(xiàn)Cd脅迫會誘導(dǎo)黃孢原毛平革菌胞外草酸的合成與分泌，與重金屬離子形成草酸鹽沉淀，降低重金屬的活度和可移動性，達(dá)到解毒目的。Deepika等[43]對從綠豆根瘤中所篩選出的耐砷放射性根瘤菌進(jìn)行電鏡掃描分析，發(fā)現(xiàn)細(xì)胞形態(tài)有明顯變化，SDS-PAGE顯示了耐受砷酸鹽情況下，蛋白的表達(dá)改變，同時胞外多糖成分總碳水化合物、蛋白質(zhì)、糖醛酸含量顯著增加，進(jìn)而增強(qiáng)根瘤菌胞外多糖對砷酸鹽的吸附作用。

3.1.3 細(xì)胞表面吸附 細(xì)胞表面吸附主要利用微生物細(xì)胞壁、莢膜、粘液層等細(xì)胞結(jié)構(gòu)通過絡(luò)合、配位、沉淀等將重金屬離子吸附結(jié)合在細(xì)胞表面。微生物細(xì)胞壁含有多糖、蛋白質(zhì)、葡聚糖、幾丁質(zhì)、甘露聚糖等，富含羧基、磷酸根離子、硫酸根離子、氫氧根離子、氨基等官能團(tuán)，這些官能團(tuán)能與金屬離子結(jié)合或配位。

3.2 生物轉(zhuǎn)化

生物轉(zhuǎn)化作用包括氧化還原作用、甲基化和去甲基化作用以及絡(luò)合配位等。土壤中的重金屬存在多種價態(tài)和形態(tài)，導(dǎo)致重金屬元素的溶解性和毒性不同，通過生物轉(zhuǎn)化作用改變其毒性或移動性。楊卓等[28]將巨大芽孢桿菌和膠質(zhì)芽孢桿菌的發(fā)酵液經(jīng)反相功效液相色譜分析發(fā)現(xiàn)，其發(fā)酵液中含有草酸、檸檬酸等有機(jī)酸，有機(jī)酸對重金屬有一定的溶解作用，從而提高重金屬的生物有效性。

對變價金屬而言，微生物通過生物氧化作用將重金屬離子轉(zhuǎn)化為低毒態(tài)或無毒態(tài)，減少重金屬對植物的毒效應(yīng)。如微生物細(xì)胞存在的Hg還原酶能催化Hg+還原為元素Hg，使形成的Hg直接揮發(fā)或以沉淀形式存在，從而消除有機(jī)汞對植物的脅迫毒害作用[44]。土壤中的Cr一般以Cr(Ⅲ)、Cr(Ⅵ)價態(tài)形式存在，而Cr(Ⅵ)具有強(qiáng)水溶性、氧化性和遷移性，其對動植物的毒性比Cr(Ⅲ)大100倍[45]。土壤微生物可以通過細(xì)菌酶的酶促反應(yīng)，或其他還原性化合物，如H2S、Fe2+等，作為電子供體間接還原Cr(Ⅵ)為Cr(Ⅲ)，降低其對植物毒性[40,45]。Srivastava等[46]研究的沙雷氏菌可將Cr(Ⅵ)轉(zhuǎn)化為鈣鉻氧化物、鉻氟磷或有機(jī)Cr(Ⅲ)晶體以降低毒性。Ge等[47]分離篩選的寡養(yǎng)單胞菌TD3，對重金屬和鹽有一定的耐受性，在還原Cr(Ⅵ)的同時，還可吸附Zn2+。此外，對植物而言，As(Ⅴ)的毒性大于As(Ⅲ)，而砷酸還原菌能促使土壤中的As(Ⅴ)被還原為As(Ⅲ)，使根際As(Ⅴ)含量減少9.97%～18.64%[46]。因此，添加砷酸還原菌是提高植物As耐受力的途徑之一。Govarthanan等[48]從礦山尾礦樣品中分離出的芽孢桿菌KK1可將具有致癌毒性的Pb(NO3)2轉(zhuǎn)化為低毒性的PbS和常態(tài)下無毒的PbSiO3。

4 展望

在重金屬污染修復(fù)方法中，微生物修復(fù)具有安全、環(huán)保、低耗的優(yōu)勢，更加符合我國建立環(huán)境友好型社會的目標(biāo)宗旨，在未來實際應(yīng)用中具有廣闊的應(yīng)用前景。同時，微生物對生存環(huán)境條件要求較嚴(yán)格，對于環(huán)境變化的耐受力不強(qiáng)。因此，對于篩選出的耐重金屬微生物而言，首先，應(yīng)對其進(jìn)行馴化，如溫度、pH、重金屬濃度等，以加強(qiáng)微生物的耐毒性，使達(dá)到重金屬濃度條件下的菌群穩(wěn)態(tài)并獲得盡可能高的毒物負(fù)荷值。其次，分析研究微生物基因組，耐重金屬的功能與調(diào)控機(jī)制，在掌握功能微生物生理生化、遺傳學(xué)基礎(chǔ)上，為構(gòu)建重組關(guān)鍵酶和優(yōu)化基因的基因工程菌打下基礎(chǔ)。最后，篩選擴(kuò)繁的耐重金屬菌種具有抵抗不良生長條件及重金屬毒性的能力，在利用功能微生物治理重金屬污染以保護(hù)生態(tài)環(huán)境的同時，也要注重功能菌種的安全性和可控制性。

[1] 蔡美芳,李開明,謝丹平,等.我國耕地土壤重金屬污染現(xiàn)狀與防治對策研究[J].環(huán)境科學(xué)與技術(shù),2014,37(s2):223-230.

[2] 楊啟良,武振中,陳金陵,等.植物修復(fù)重金屬污染土壤的研究現(xiàn)狀及其水費調(diào)控技術(shù)展望[J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報,2015,24(6):1075-1084.

[3] Yuan W Z, Yang N, Li X K. Advances in understanding how heavy metal pollution triggers gastric cancer[J]. Biomedical Research International, 2016(1): 1-10.

[4] 谷陽光,高富代.我國省會城市土壤重金屬含量分布與健康風(fēng)險評價[J].環(huán)境化學(xué),2017,36(1):62-71.

[5] Chen H, Lu X, Gao T, et al. Identifying Hot-spots of metal contamination in campus dust of Xi’an, China[J]. International Journal of Environmental Research and Public Health, 2016, 13(6): E555.

[6] Mulligan C N, Yong R N, Gibbs B F. Remediation technologies for metal-contaminated soils and groundwater: An evaluation[J]. Engineering Geology, 2001, 60(1/4): 193-207.

[7] 吳耀楣.中國土壤重金屬污染修復(fù)技術(shù)的專利文獻(xiàn)計量分析[J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報,2013,22(5):901-904.

[8] 周建軍,周桔,馮仁國.我國土壤重金屬污染現(xiàn)在及治理戰(zhàn)略[J].中國科學(xué)院院刊,2014,29(3):315-320.

[9] 劉家女,王文靜.微生物促進(jìn)植物修復(fù)重金屬污染土壤機(jī)制研究進(jìn)展[J].安全與環(huán)境學(xué)報,2016,16(5):290-297.

[10] Hiroki M. Effects of heavy-metal contamination on soil-microbial population[J]. Soil Science-Plant Nutrition, 1992, 38: 141-147.

[11] 羅巧玉,王曉娟,林雙雙,等.AM真菌對重金屬污染土壤生物修復(fù)的應(yīng)用與機(jī)理[J].生態(tài)學(xué)報,2013,33(13):3898-3906.

[12] Slomka A, Kuta E, Szarek-Lukaszewska G, et al. Violets of the section Melanium, their colonization byArbuscularmycorrhizalfungi and their occurrence on heavy metal heaps[J]. Journal of Plant Physiology, 2011, 168(11): 1191-1199.

[13] Zhang H H, Tang M, Chen H, et al. Effect of inoculation with AM fungi on lead uptake, translocation and stress alleviation ofZeamaysL. seedlings planting in soil with increasing lead concentrations[J]. European Journal of Soil Biology, 2010, 46(5): 306-311.

[14] 江玲.黑麥草、叢枝菌根真菌對不同番茄品種Cd吸收、富集的影響[D].重慶:西南大學(xué),2015:1-74.

[15] Cozzolino V, De Martino A, Nebbioso A, et al. Plant tolerance to mercury in a contaminated soil is enhanced by the combined effects of humic matter addition and inoculation withArbuscularmycorrhizalfungi[J]. Environmental Science and Pollution Research International, 2016, 23(11): 11312-11322.

[16] Jiang Q Y, Zhuo F, Long S H, et al. CanArbuscularmycorrhizalfungi reduce Cd uptake and alleviate Cd toxicity ofLonicerajaponicagrown in Cd-added soils[R]. Scientific Reports, 2016: 1-9.

[17] Mishra V, Gupta A, Kaur P, et al. Synergistic effects ofArbuscularmycorrhizalfungi and plant growth promoting rhizobacteria in bioremediation of iron contaminated soils[J]. International Journal of Phytoremediation, 2016, 18(7): 697-703.

[18] 田曄,滕應(yīng).木霉屬真菌在重金屬污染土壤生物修復(fù)中的應(yīng)用潛力分析[J].科學(xué)技術(shù)與工程,2013,13(36):10877-10882.

[19] 田曄,滕應(yīng),趙靜,等.木霉制劑對海州香薷生長和銅吸收的影響[J].中國環(huán)境科學(xué),2012,32(6):1098-1103.

[20] 吳翰林,劉茂炎,劉峰.1株耐鎘木霉菌株的篩選鑒定[J].貴州農(nóng)業(yè)科學(xué),2016,44(6):94-98.

[21] 徐在超,史亞楠,張仁鐸,等.三株具重金屬抗性油菜內(nèi)生真菌對鎘鉛鋅富集特性研究[J].中山大學(xué)學(xué)報,2016,55(6):153-160.

[22] 沈壽國,聞高志,鄭陽陽.米根霉-Fe3O4復(fù)合材料制備及其對Cu2+吸附實驗[J].安徽農(nóng)學(xué)通報,2016,22(22):15-16.

[23] Cecchi G, Marescotti P, Di Piazza S, et al. Native fungi as metal remediators: silver myco-accumulation from metal contaminated waste-rock dumps (Libiola Mine, Italy)[J]. Journal of Environmental Science and Health: part B, 2017, 52(3): 191-195.

[24] Zotti M, Di Piazza S, Roccotiello E, et al. Microfungi in highly copper-contaminated soils from an abandoned Fe-Cu sulphide mine: growth responses, tolerance and bioaccumulation[J]. Chemosphere, 2014, 117(1): 471-476.

[25] 李春生.庫德畢赤酵母重金屬積累特性及高鹽/低pH下鎘抗性提高機(jī)理研究[D].青島:中國海洋大學(xué),2015:1-183.

[26] 王小波.耐鎘酵母的篩選鑒定及其富鎘機(jī)制的初步研究[D].成都:西安交通大學(xué),2012:1-65.

[27] Anh D O T, Sakai T, Kishida M, et al. Isolation and characterization of a variant manganese resistant strain ofSaccharomycescerevisiae[J]. Biocontrol Science, 2016, 21(4): 253-260.

[28] 楊卓,王占利,李博文,等.微生物對植物修復(fù)重金屬污染土壤的促進(jìn)效果[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報,2009,20(8):2025-2031.

[29] 鄒水林.重金屬銅耐受菌的篩選及吸附銅的研究[D].廣州:華南理工大學(xué),2014:1-61.

[30] 郭彥蓉,劉陽生.功能微生物對污染農(nóng)田土壤中鉛鋅的溶出實驗[J].環(huán)境工程學(xué)報,2014,8(3):1191-1196.

[31] Li Y, Pang H D, He L Y, et al. Cd immobilization and reduced tissue Cd accumulation of rice (Oryzasativawuyun-23) in the presence of heavy metal-resistant bacteria[J]. Ecotoxicology and Environment Safety, 2017, 138: 56-63.

[32] Manikandan M, Gopal J, Kumaran R S, et al. Purification and characterization of a highly active chromate reductase from endophyticBacillussp. DGV19 ofAlbizzialebbeck(L.) Benth. Actively involved in phytoremediation of tannery effluent-contaminated sites[J]. Preparative Biochemistry Biotechnology, 2016, 46(2): 192-199.

[33] Jebara S H, Abdelkerim S, Fatnassi I C, et al. Identification of effective Pb resistant bacteria isolated fromLensculinarisgrowing in lead contaminated soils[J]. Journal of Basic Microbiology, 2015, 55(3): 346-353.

[34] 周小梅,趙運林,董萌,等.鎘耐性促生細(xì)菌對洞庭湖鎘污染土壤微生物和酶活性的影響[J].土壤通報,2014,45(6):1390-1395.

[35] 周小梅,趙運林,董萌,等.芽孢桿菌T3菌株對鎘脅迫下蔞蒿生理特性和根際微生物的影響[J].西北植物學(xué)報,2016,36(10):2030-2037.

[36] 薛高尚,胡麗娟,田云,等.微生物修復(fù)技術(shù)在重金屬污染治理中的研究進(jìn)展[J].中國農(nóng)學(xué)通報,2012,28(11):266-271.

[37] 黃春曉.重金屬污染土壤原位微生物修復(fù)技術(shù)及其研究進(jìn)展[J].中原工學(xué)院學(xué)報,2011,22(3):41-44.

[38] 劉家女,王文靜.微生物促進(jìn)植物修復(fù)重金屬污染土壤機(jī)制研究進(jìn)展[J].安全與環(huán)境學(xué)報,2016,16(5):290-297.

[39] 李韻詩,馮沖凌,吳曉芙,等.重金屬污染土壤植物修復(fù)中的微生物功能研究進(jìn)展[J].生態(tài)學(xué)報,2015,35(20):6881-6890.

[40] 王麗榮,蔣細(xì)良,Estifanos Tsegaye,等.銅脅迫下的哈茨木霉Th-33轉(zhuǎn)錄組分析[J].中國生物防治學(xué)報,2017,33(1):103-113.

[41] 林曉燕,牟仁祥,曹趙云,等.耐鎘細(xì)菌菌株的分離及其吸附鎘機(jī)理研究[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報,2015,34(9):1700-1706.

[42] 許飄.白腐真菌對重金屬的吸附富集特性及其重金屬耐受性和抗性機(jī)制研究[D].長沙:湖南大學(xué),2016:1-163.

[43] Deepika K V, Raqhuram M, Kariali E, et al. Biological response of symbioticRhizobiumradiobacterstrain VBCK1062 to the arsenic contaminated rhizosphere soils of mung bean[J]. Ecotoxicology and Environment Safety, 2016, 134(1): 1-10.

[44] 駱傳婷.不同土壤質(zhì)地對鉻遷移轉(zhuǎn)化及修復(fù)的研究[D].青島:中國海洋大學(xué),2014:1-82.

[45] Done G W, Wang Y P, Gong L B, et al. Formation of soluble Cr(Ⅲ) end-products and nanoparticles during Cr(Ⅵ) reductionbyBacilluscereusstrain XMCr-6[J]. Biochemical Engineering Journal, 2013, 70(2): 166-172.

[46] Srivastava S, Thakur I S. Biosorption and biotransformation of chromium bySerratiasp. isolated from tannery effluent [J]. Environmental Technology, 2012, 33 (1/2/3): 113-122.

[47] Ge S, Ge S C. Simultaneous Cr(Ⅵ) reduction and Zn(Ⅱ) biosorption byStenotrophomonassp. and constitutive expression of related genes[J]. Biotechnology Letters, 2016, 38(5): 877-884.

[48] Govarthanan M, Lee K J, Cho M, et al. Significance of autochthonousBacillussp. KK1 on biomineralization of lead in mine tailings[J]. Chemosphere, 2013, 90(8): 2267-2272.

(責(zé)任編輯：曾小軍)

Research Progress in Microbial Remediation of Heavy Metal Pollution in Soil

ZHANG Dong-xue, FENG Lai, LUO Zhi-wei, XU Tao-ming, ZHENG Shuang-feng, TAN Wu-gui, TAN Shi-yong*

(Hunan Taigu Biotechnology Limited Company / Key Laboratory of Plant Nutrition and Biological Fertilizer, Ministry of Agriculture, Changsha 410205, China)

The author reviewed the advantages and disadvantages of various remediation technologies for soil heavy metal pollution, the species of functional microorganisms (including fungi and bacteria) resisting to heavy metals, and the toxicity-tolerant and detoxification mechanisms of these functional microorganisms, and discussed the application prospects and research emphasis of functional microorganisms resisting to heavy metals.

Soil; Heavy metal pollution remediation; Microorganism

2017-04-13

湖南省重點研發(fā)計劃項目“新型土壤調(diào)理劑修復(fù)農(nóng)田重金屬污染技術(shù)示范”(2016NK2016)。

張冬雪(1990─)，女，吉林白城人，碩士，從事微生物篩選與微生物發(fā)酵工藝研究工作。*通訊作者：譚石勇。

S154.3

A

1001-8581(2017)08-0062-06