微生物-植物联合修复镉砷污染农田土壤技术与应用_赵宇.pdf
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1、生态毒理学报Asian Journal of Ecotoxicology第 17 卷 第 6 期 2022 年 12 月Vol.17,No.6 Dec.2022 基金项目:大学生创新创业训练计划项目(20190752017,20190752015);云南省农业联合专项(202101BD070001-043);国家自然科学基金资助项目(41867066,41907129);云南省教育厅科学研究基金资助项目(2022Y595,2022Y600)第一作者:赵宇(1997),女,硕士研究生,研究方向为土壤污染与修复,E-mail:zhao_ *通信作者(Corresponding author),E-
2、mail:DOI:10.7524/AJE.1673-5897.20220104002赵宇,艾雯妍,文思颖,等.微生物-植物联合修复镉砷污染农田土壤技术与应用J.生态毒理学报,2022,17(6):144-162Zhao Y,Ai W Y,Wen S Y,et al.Microbe-plant combined remediation of cadmium and arsenic contaminated agricultural soils:A review J.Asian Jour-nal of Ecotoxicology,2022,17(6):144-162(in Chinese)微生物-
3、植物联合修复镉砷污染农田土壤技术与应用赵宇1,2,艾雯妍2,文思颖2,杨晓莉1,2,刘雪1,2,*1.西南林业大学环境修复与健康研究院,昆明 6502242.西南林业大学生态与环境学院,昆明 650224收稿日期:2022-01-04 录用日期:2022-04-08摘要:农田土壤重金属污染严重,难以降解且通过食物链传递,影响农作物食品安全且具有潜在人体健康风险,其中以镉(Cd)、砷(As)污染尤为突出。重金属污染土壤修复技术主要包括固化稳定化、化学淋洗、电动修复、微生物修复和植物修复等,其中,基于超富集植物的重金属抗性、活化和超吸收机制以及根际微生物对植物修复效率的强化作用,微生物-植物联合生
4、物修复已成为重金属污染土壤修复的研究热点,亦具有良好的应用前景。本文重点关注农田土壤及农作物中 Cd、As 污染与土壤修复技术,在阐述土壤 Cd、As 污染现状基础上,综述微生物(丛枝菌根真菌、植物内生菌和根际促生菌等)-植物(东南景天、龙葵、美洲黑杨、蜈蚣草和樟子松等)联合修复 Cd、As 污染农田土壤的研究进展,阐述联合修复的过程作用机制(重金属抗性、解毒、活化、转运及微生物-植物共生),重点讨论不同微生物-植物联合技术的修复效率、作用机制、应用条件、限制因素及应用前景。合理利用微生物-植物联合技术修复体系,可充分发挥微生物与植物效力优势,提高污染土壤修复效率,以期为提高Cd、As 污染农
5、田土壤生物修复效率和保障土壤种植安全及食品安全提供理论依据和技术参考。关键词:重金属;农田土壤;联合修复;镉;砷;种植安全文章编号:1673-5897(2022)6-144-19 中图分类号:X171.5 文献标识码:AMicrobe-plant Combined Remediation of Cadmium and Arsenic Contami-nated Agricultural Soils:A ReviewZhao Yu1,2,Ai Wenyan2,Wen Siying2,Yang Xiaoli1,2,Liu Xue1,2,*1.Institute of Environment Rem
6、ediation and Health,Southwest Forestry University,Kunming 650224,China2.Institute of Ecology and Environment,Southwest Forestry University,Kunming 650224,ChinaReceived 4 January 2022 accepted 8 April 2022Abstract:Agricultural soils are seriously polluted by heavy metals especially by cadmium(Cd)and
7、arsenic(As),which are difficult to be degraded thus being transferred and accumulated via the food chain,posing great risk tofood safety and human health.Strategies for heavy metals contaminated soils remediation include solidification andstabilization,chemical leaching,electro-based remediation,mic
8、robial remediation,and phytoremediation.Specifical-ly,based on high resistance,mobilization and efficient uptake of hyperaccumulating plants and the roles of rhizo-sphere microbes in enhancing phytoremediation,microbe-plant combined remediation attracts increasing attention第 6 期赵宇等:微生物-植物联合修复镉砷污染农田土
9、壤技术与应用145 and shows application potentials.This review focuses on Cd and As pollution in agricultural soils and crops and theassociated remediation technologies,describes the pollution status of Cd and As in soils,illustrates the research pro-gress of microbe(arbuscular mycorrhizal fungi,endophytes
10、and rhizosphere growth promoting bacteria)-plant(Se-dum alfredii,Solanum nigrum,Populus deltoids,Pteris vittata,Pinus sylvestris)combined remediation of Cd/As-contaminated farmland soils,discusses the remediation mechanisms(heavy metals resistance,detoxification,mobili-zation,translocation and micro
11、be-plant symbiosis).In particular,the remediation efficiency,mechanism,applicationcondition,affecting factors and application prospects of different microbe-plant combined remediation technologiesare discussed.Reasonable use of microbe-plant combined remediation technologies can amplify the independ
12、enteffects of the plant and the microorganism,thereby increasing the efficiency of phytoremediation.The informationprovides theoretical basis and technical supports for improving remediation efficiency of Cd/As contaminated agri-cultural soils to ensure soil planting safety and food safety.Keywords:
13、heavy metal;agricultural soil;combined remediation;cadmium;arsenic;land safety 随着人类工农业现代化的发展,采矿、冶金、电镀、电工、染料和纺织等人为因素造成的土壤重金属污染是当下世界不容忽视的环境问题1。全国土壤污染状况调查公报(2014 年)显示,我国耕地土壤点位超标率为 19.4%,土壤重金属总超标率为16.1%,受重金属污染的耕地面积约占耕地总面积的 1/5,其 中 Cd 超 标 率 为 7%2,As 超 标 率 为2.7%3,分别是耕地土壤位列第一和第三的主要污染物。Cd、As 属“五毒元素”,是危险致癌物质
14、,世界范围内土壤 Cd 背景值为 0.01 2.0 mgkg-1,均值约 0.35 mg kg-12,全球土壤 As 含量均值为 6 mg kg-1,我国土壤 As 含量均值为 11.2 mgkg-1,是全球土壤 As 浓度的近 2 倍4。Cd、As 的人为来源广泛,包括矿山开采、有色金属冶炼等行业,农药和化肥固体废弃物、农用塑料薄膜,杀虫剂、除草剂和磷酸盐肥料的施放、燃煤、木材保存剂等5,此外,污水亦是一个主要人为来源,我国耕地污灌污染面积约占总面积的 45%6。植物作为初级生产者,是生态系统物质流动的“入口”,而微生物数量众多且分布广泛,参与生物地球化学循环并发挥重要作用。由于重金属污染广
15、泛,为稳定重金属含量并降低其毒性,生物在适应重金属胁迫过程中产生了一系列抗重金属系统,进化出多种抗性特征(趋避、直接排出、减弱生物毒性和降低自身敏感度等)7。联合微生物和植物的不同生态结构功能可为重金属污染土壤修复提供可行途径。通过植物在土壤中构成特异性根际系统,直接或间接活化吸收或固化土壤中重金属8。植物根际是植物根系与土壤形成的微小生境(根表 1 2mm),在根际微区,与植物发生相互作用的大量微生物被称为根际微生物9。利用土壤-微生物-植物的共存关系,充分发挥植物与微生物的作用优势,通过移除或固定化提高重金属污染土壤的修复效率,最终达到削减土壤重金属含量或生物有效性的目的10。因此,本文围
16、绕近年来国内外 Cd、As 污染土壤的微生物-植物联合修复,基于农田土壤及作物Cd、As 污染现状分析,重点概述修复机制与效率的研究进展,以期为重金属污染土壤的联合修复提供理论依据和技术参考。1 农田土壤及作物 Cd、As 污染现状(Current pol-lution status of cadmium and arsenic in farmlandsoils and crops)据不完全统计,我国农田 Cd 污染面积达 2 万hm2,Cd 含量超标的农产品年产量达 14.6 亿 kg11。我国原农业部 2003 年的一项调查显示,中国部分地区糙米中 Cd 含量为0.4 1.0 mg kg-
17、1,Cd 污染糙米量在 10%以上12。根据土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(试行)(GB 156182018),我国农用地土壤 Cd 浓度标准限值为 0.3 0.8 mg kg-1,土壤 As 浓度标准限值为 20 40 mgkg-1。依据食品安全国家标准 食品中污染物限量(GB27622012),适用新鲜蔬菜的土壤 Cd 质量标准为0.05 mg kg-1,适用于大米的土壤 Cd 质量标准为0.2 mg kg-1;适用于谷物、新鲜蔬菜的土壤 As 质量标准为0.5 mg kg-1。我国部分地区及其他国家污染农田土壤及农作物 Cd 含量如表 1 所示13。调查分析我国湖南、云南、贵州和
18、浙江等地区 Cd 污染较为严重(1.9 30.7mg kg-1),青椒、土豆等农作物 Cd 含量达到国家标准的 0.85 倍 6.5 倍(0.17 3.29 mg kg-1vs.0.2146 生态毒理学报第 17 卷表 1 我国部分地区及其他部分国家农田土壤及农作物 Cd 含量Table 1 Cd concentrations in farmland soils and crops in some regions of China and other countries中国部分地区Regions of China农作物Crops土壤 Cd 含量/(mg kg-1)Soil Cd content
19、/(mg kg-1)农作物 Cd 含量/(mg kg-1)Crop Cd content/(mg kg-1)Cd 富集系数Cd BCF参考文献Reference部分国家Some countries农作物Crops土壤 Cd 含量/(mg kg-1)Soil Cd content/(mg kg-1)农作物 Cd 含量/(mg kg-1)Crop Cd content/(mg kg-1)Cd 富集系数Cd BCF参考文献Reference辽宁Liaoning玉米Zea mays0.1040 0.0 08 87 70.83716甘肃Gansu甘蓝Brassica oleracea0 0.3 36 6
20、4 40.0100.02718印度India菠菜Spinacia oleracea2 2.3 35 5.5 52.3917黄秋葵Abelmoschus moschatusL.Medic.0.074 4.9 97 70 017上海Shanghai青椒Capsicum annuum0.230 0.2 29 91.2419四川Sichuan川芎Ligusticum chuanxiong0.280 0.7 76 62.7121孟加拉Bangladesh茄子Solanum melongena1 11 1.4 42 2.9 91 10.2520番茄Lycopersicon esculentumMiller
21、.1 11 1.4 42 2.3 39 90.2120湖南Hunan黄麻Corchorus capsularisLinn.1 1.9 90 03 3.2 29 91.7322浙江Zhejiang黄豆Glycine maxLinn.Merr.2 2.1 18 80 0.3 35 50.16124巴基斯坦Pakistan胡萝卜Daucus carotaLinn.var.sativaHoffm.0.296 6.5 58 82 22 2.7 723番茄Lycopersicon esculentumMiller.0.293 3.8 88 81 13 3.4 423云南Yunnan土豆Solanum tu
22、berosum3 30 0.7 70 0.2 26 60.00825广西Guangxi玉米Zea mays0 0.7 79 90 0.0 07 78 80.09927罗马尼亚Romania胡萝卜Daucus carotaLinn.var.sativaHoffm.9 9.9 90 0.2 23 30.0226土豆Solanum tuberosum9 9.9 90.090.0126重庆Chongqing玉米Zea mays5 5.6 65 50.030.00528荷兰the Netherlands黄瓜Cucumis sativusLinn.0 0.5 50.0030.00629-30天津Tianj
23、in小麦Triticum aestivum0 0.4 40 00.0620.15530牙买加Jamaica马铃薯Solanum tuberosum1 13 3.7 70.090.00731福建Fujian白菜Brassica pekinensisLour.Rupr.2 2.1 11 10 0.1 17 70.08132埃及Egypt玉米Zea mays0 0.4 49 90.010.0233贵州贵阳Guiyang,Guizhou茄子Solanum melongena2 2.6 61 11 1.6 68 80.64434意大利Italy菠菜Spinacia oleraceaLinn.0.150
24、0.4 42.6735注:粗体表示超标含量;BCF 表示富集系数。Note:Bold numbers represent values exceeding the standard limiting values;BCF stands for bioconcentration factors.第 6 期赵宇等:微生物-植物联合修复镉砷污染农田土壤技术与应用147 mg kg-1)。印度、孟加拉和牙买加等国家 Cd 污染亦较为严重(0.5 13.7 mgkg-1),黄秋葵、胡萝卜和马铃薯等块茎类、茄果类农作物 Cd 含量较高(0.4 6.58mg kg-1),富集系数(bioconcentrat
25、ion factors,BCF)高达13.4 70(表1),但巴基斯坦、荷兰、牙买加和埃及出现土壤 Cd 含量与农作物 Cd 含量呈负相关现象。我国部分地区及其他国家农田土壤及农作物As 污染情况如表 2 所示14。湖南省、云南省个旧、东川 As 污染严重,土壤中浓度高达 63.9 302 mgkg-1,是我国农用地土壤 As 标准限值的 1.6 倍 7.6倍,该地区叶菜类农作物(小苦菜、白菜等)亦表现出较高 As 含量(1.26 8.86 mg kg-1),为标准限值(0.5mg kg-1)的 2.5 倍 17.7 倍。其他国家 As 污染差异较大(38 14 800 mgkg-1),农作物
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