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

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-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-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 Remediation 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 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,microbial 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 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 microbe-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 independenteffects 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: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,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-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/(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 64 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.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 tuberosum3 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Tianjin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 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(bioconcentration 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 As 含量多处于标准值以下,但匈牙利土壤 As 含量超过标准值,为 10 2 000 mg kg-1,蘑菇 As 含量高达 11.9 mgkg-1是标准值(0.5 mgkg-1)的 23.8 倍。相反,西班牙、澳大利亚和墨西哥土壤 As 含量高达 789 14 800 mg kg-1,但水稻 As 含量较低(0.1 0.2 mgkg-1),这一现象与表 1 中巴基斯坦、荷兰、牙买加和埃及出现的土壤 Cd 含量与农作物 Cd 含量呈负相关现象相似,表明作物中 Cd、As 含量与土壤 Cd、As含量有一定联系,但不完全取决于土壤 Cd、As 含量,也可能因作物种类、取食部位等而异。总的来说,相较于重金属总量,重金属的生物有效性能更准确地反映可被作物/植物吸收的量15。表 2 我国部分地区及其他部分国家农田土壤及农作物 As 含量Table 2 As concentration in farmland soils and crops in some regions of China and other countries国家或地区Countries or regions农作物Crops土壤 As 含量/(mg kg-1)Soil As content/(mg kg-1)农作物 As 含量/(mg kg-1)Crop As content/(mg kg-1)As 富集系数As BCF参考文献Reference中国湖南Hunan,China白菜Brassica pekinensisLour.Rupr.6 63 3.9 90.3940.00636中国四川Sichuan,China豇豆Vigna unguiculataLinn.Walp.3.870 0.6 62 23 30.16137中国贵州Guizhou,China青菜Brassica chinensisLinn.5 51 1.2 20.0060.00038中国个旧Gejiu,China小苦菜Solanum nigrumLinn.3 30 02 21 1.2 26 60.00439中国东川Dongchuan,China白菜Brassica pekinensisLour.Rupr.7 74 4.0 08 8.8 86 60.1240英国英格兰England,UK胡萝卜Daucus carotaLinn.var.sativaHoffm.1 14 44 4 8 89 92 20.21-41匈牙利Hungary蘑菇Agaricus augustusFr.1 10 0 2 2 0 00 00 01 11 1.9 9-42孟加拉国Bangladesh稻米Oryza sativaLinn.7 7.3 31 1 2 27 7.3 30.136-43意大利Italy稻米Oryza sativaLinn.5 5.3 3 2 2 0 03 35 50.07-44日本Japan稻米Oryza sativaLinn.3 38 8 2 2 4 47 70 00.19-44巴西Brazil稻米Oryza sativaLinn.2 20 00 0 8 86 60 00.22-45西班牙Spain稻米Oryza sativaLinn.1 1 0 00 00 00.200.000244澳大利亚Australia稻米Oryza sativaLinn.1 14 4 8 80 00 00.10-46墨西哥Mexico稻米Oryza sativaLinn.7 78 89 9 4 4 4 42 24 40.16-47注:粗体表示超标含量。Note:Bold numbers represent values exceeding the standard limiting values.148 生态毒理学报第 17 卷2 微生物-植物联合修复机制(Mechanism of mi-crobe-plant combined remediation)2.1 修复材料微生物-植物联合修复技术中微生物主要包括丛枝菌根真菌(arbuscular mycorrhizal fungi,AMF)、内生菌(endophytes)和根际促生菌(plant growth pro-moting rhizobacteria,PGPR)等。(1)根际真菌包括腐生和菌根真菌,重金属污染土壤修复中应用较多的为菌根真菌。AMF 是菌根真菌中分布最广、与农林生产关系最为密切的一类菌根真菌,它能与植物根系形成共生体,可有效改善植物生长状况,提升植物对重金属的抗逆性、吸收、转运和富集能力,强化重金属的植物提取、根系稳定化过程,进而提高植物修复效率48。(2)内生菌是指生活于健康植物各种组织和器官的细胞间隙或细胞内的细菌或真菌,一般指内生细菌和内生真菌49,接种内生真菌N.coenophialum不仅可以增强宿主植物(例如,苇状羊茅(Loliumarundinaceum)对重金属的耐受性,促进植物根部生长和吸收、转运 Cd,亦可显著增加其生物量,提高植物提取重金属能力及重金属提取修复效率50。(3)PGPR 指能够在根际或根表面稳定存活且在根际附近生产和分泌各种物质,直接或间接促生的有益微生物的总称51,大部分 PGPR 能够产生生长素、细胞分裂素、赤霉素和乙烯等影响植物生长发育的植物激素,促进侧根和根毛的生长和伸长,增加根系表面积,促进植物对营养和水分的吸收,从而产生促生效果52。用于修复的植物主要为超积累植物,判定标准为地上部分和根部之间的元素浓度比,其中比率1.0 表明污染物主要积聚在地上部分53。超积累植物一般具备以下特点:根系具有活化(植物提取)或固定化(植物稳定)重金属的作用;极强的重金属转运能力,可将吸收的重金属转运至地上部,表现为较高的地上部/根浓度比;体内重金属浓度大于一定的临界值,通常为普通植物在同一生长条件下的 100倍54;地上部对积累的重金属具有解毒作用,可在重金属污染土壤生长,且无重金属毒害现象55。今已发现的重金属超积累植物已超过 500 多种56,目前已发现的 Cd 超富集植物约 80 余种,如东南景天(Sedum alfredii)、龙葵(Solanum nigrum)等57,As 超富集植物约10 余种,如蜈蚣草(Pteris vittata)、大叶井口边草(Pteris cretica)等58。2.2 修复机制植物修复利用一种或几种植物来修复受污染的土壤,灵活且具有成本效益,并被归类为环境友好型方法,因降低污染物扩散的风险,并通过避免挖掘受污染的场地来保护原始生态型,可考虑在全球范围大力实施59-60。去除重金属的 3 种主要植物修复机制是植物稳定、植物提取和植物挥发。植物稳定限制了重金属进入食物链的流动性;植物提取是从土壤中吸附重金属并积聚在植物组织中;植物挥发是利用植物的吸收、积累和挥发而减少土壤中一些挥发性污染物,即植物将污染物吸收到体内后将其转化为气态物质,并以毒性较小或无害的形式释放到大气中。同时,这些机制可能会受到多种因素的影响,例如植物物种、介质的性质、金属的生物利用度以及螯合剂的添加等61-62。微生物自身的解毒机理分生物吸附和生物积累2 步进行,微生物累积过程又可分为胞外富集或沉淀,胞内富集、细胞表面吸附、络合。当重金属被吸收转运至细胞内,微生物通过区隔化作用将其转运到代谢不活跃区域(如液泡)封闭起来,或将金属离子和热稳定蛋白结合,使其转变为低毒形态。微生物-植物联合修复中,微生物能够在重金属胁迫下诱导植物抗氧化防御系统、金属电阻/封存系统启动,以抵御有氧胁迫对植物的危害,而抗氧化防御系统能力增强可提高植物对重金属的耐受性,加强植物重金属抗性来降低植物毒性效应。植物修复效率在很大程度上依赖于重金属的生物有效性,因此可利用根际细菌、内生菌及菌根真菌作用改变重金属形态与价态,活化土壤重金属增强植物的吸收积累63,不仅如此,其分泌的螯合物还可与植物体内重金属结合,改变重金属在植物体内的存在形态,促进重金属向地上部的转运64-65,由此提高植物的修复效率(图 1)。2.2.1 微生物及植物重金属抗性机制微生物-植物联合修复中,关于功能性微生物菌种、微生物解毒机理和植物抗性的过程机理等已有较多报道66-67。菌根真菌菌丝外表面的松结合态黏液、真菌分泌物(摩西球囊霉等)、真菌细胞壁和原生质膜组分(壳聚糖、黑色素、纤维素及其衍生物等)均能吸附或螯合重金属,其中壳聚糖对外源重金属的吸附/螯合率高达 90%,重金属大量固定吸收积累在植物根及真菌中,由此降低重金属对植物的毒害作用,提高植物金属抗性68-70。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149 图 1 植物-微生物联合修复作用机制注:AMF 为丛枝菌根真菌;ACC 为 1-氨基环丙烷-1-羧酸合酶;CTK 为细胞分裂素;GAs 为赤霉素;IAA 为吲哚乙酸。Fig.1 The mechanism of microbe-plant combined remediationNote:AMF means arbuscular mycorrhizal fungi;ACC means 1-aminocyclopropane-1-carboxylate synthase;CTK means cytokinin;GAs means gibberellins;IAA means indoleacetic acid.超富集植物具有极强的重金属富集能力归因于其特有的重金属耐受、吸收、转运和解毒机制,Cd 可通过与三叶鬼针草(Bidens pilosa)体内小分子有机酸和植物螯合肽等物质结合及细胞壁吸附和液泡隔离等方式降低细胞质中游离金属离子浓度,降低金属离子毒性,通过高效解毒提高植物的重金属抗性71,同时激活抗氧化酶抵抗重金属毒性,包括过氧化氢酶(catalase,CAT)、过氧化物酶(peroxidase,POD)、超氧化物歧化酶(superoxide dismutase,SOD)、抗坏血酸过氧化物酶(aseorbate peroxidase,APX)和谷胱甘肽还原酶(glutathione reductase,GR)等72。抗氧化酶可清除重金属毒性所产生的活性氧(reactive oxygenspecies,ROS),增强植物对重金属诱导的氧化应激的耐受性,抗氧化酶大多是电子供体,可与自由基反应,ROS 在与其特定位点结合后将转化为无毒和无活性产物(H2O 等)73。另外,Cd 处理诱导龙葵(So-lanum nigrum)大量产生 ROS 和积累硫代巴比妥酸反 应 物 质(thiobarbituric acid-reacting substances,TBARS),同时根系抗氧化酶 CAT 和 SOD 活性分别增加 57%和 38%,植物非蛋白巯基(NPT)总量提高2.4 倍,半胱氨酸(Cys)和谷胱甘肽(GSH)分别被消耗34.8 mol g-1和 13.32 mol g-174。豨莶(SiegesbeckiaorientalisL.)在 Cd 胁迫下通过上调热激蛋白 70 基因、重金属耐受蛋白基因和捕光叶绿素蛋白前体基因等,提高 Cd 的耐受性,有效抵御氧化损失,此外,通过天然抗性巨噬细胞蛋白家族(NRAMP)调控 Cd跨膜运输,ABC 转运蛋白家族、P 型-ATPase 调控 Cd在液泡中的区隔化,提高对 Cd 的解毒能力75。芥菜(Brassica junceaL.)在 160 mmol L-1Cd 水培处理下,GR 活性提高 3 倍,非蛋白巯基化合物(non-pro-tein thiols,NP-SH)、GSH 含量的增加和 GR 的高活性使Brassica junceaL.对 Cd 的抗性增强76。As 通过产生各种 ROS 在植物中诱导氧化应激,引起运输、代谢过程变化和抑制生长等一系列反应77,因此激发抗氧化系统被认为是植物响应 As等重(类)金属胁迫的重要机制78-79,而 SOD 在 As超富集植物蜈蚣草(P.vittata)和井栏边草(P.multifi-da)中 As 积累和解毒中发挥重要作用80。P.vittata等 As 超富集植物可高效消除 As 暴露产生的氧化胁迫,As 对细胞产生氧化胁迫,形成 ROS 而毒害细胞。用 As 处理P.vittata时,其体内非酶类抗氧化物和抗氧化酶等均随 As 浓度的升高而增加81,表明As 暴露可对P.vittata产生氧化胁迫。对比超富集植物P.vittata与非超富集植物剑叶凤尾蕨(P.ensi-formis)对 As 的胁迫响应,发现非超富集植物P.en-siformis体内抗氧化酶活性显著低于超富集植物P.vittata,且膜脂过氧化产物丙二醛(malondialde-hyde,MDA)和 TBARS 浓度显著高于P.vittata,表明超富集植物具有较强的抗氧化胁迫能力82。水培体系中,P.multifida体内 As()占比高达33%,可能是150 生态毒理学报第 17 卷将 As()通过水/甘油转运蛋白运输、储存和隔离在液泡中以降低其对植物的毒性83。土培实验中,随土壤 As 含量增加,P.vittata和P.multifida根/叶片砷酸盐还原酶(arsenate reductase,AR)活性增加,P.vit-tata根/叶片 SOD 活性显著增加,表明 AR 和 SOD在 As 积累和解毒方面具有重要作用80。另外,欧洲凤尾蕨(Pteris cretica)中 PcACR2 和 PcACR3 基因编码的功能蛋白可在 As 胁迫下执行 As()还原和As()跨膜转运,且转录水平与非超富集植物相比分别 增 加 了 6.5 倍 和 45 倍,表 明 PcACR2 和PcACR3 的转录明显具有 As 响应性84。2.2.2 微生物-植物共生机制植物在重金属污染土壤生长过程中伴生数量庞大、种类繁多的可耐受高浓度重金属的微生物,其进化过程中产生了重金属耐性,并与植物产生协同效应64,这一现象可归因于菌根共生体形成的物理性防御体系和产生的生化拮抗物质,以及通过改善宿主植物的营养状况、改变植物根系形态和改变根际环境的理化情况等途径调控植物的生理代谢过程85。在协同与共生作用下,菌根、内生菌与根系形成共生体,通过改变土壤 pH、释放螯合剂及诱导氧化还原反应改变重金属的形态和生物有效性,强化植物修复过程85,促进根系发育生长,提高抗毒能力、存活率和生长率,加强植物根系对重金属的吸收和向植物地上部的转运。从 Cd 超积累植物东南景天(S.alfredii)体内分离的鞘氨醇单胞菌(Sphingomonassp.)SaMR12 能够分泌大量吲哚乙酸(IAA)86,增加植物根长及根表面积,分泌有机酸络合 Cd,提高对 Cd 的耐受能力,上调天然抵抗相关巨噬细胞蛋白(Nramp)、重金属 ATP酶(HMA)等家族基因的表达和对 Cd 的吸收87。同时,As 超富集植物蜈蚣草(P.vittata)内生菌芽孢杆菌(Bacillussp.)、类芽孢杆菌(Paenibacillussp.)等亦能分泌 IAA 来提高植物对 As 耐性88,其地上部寄生的抗 As 细菌(AsRB1)可将 As()还原成 As()89。丛枝菌根真菌(Glomus mosseae)对P.vittata根系的侵染率约为50%,显著提高P.vittata地上部生物量90。目前,关于微生物对植物重金属抗性与解毒机理的研究主要集中在运用植物激素、有机酸等提高重金属抗性的作用,在分子水平上对其抗性机制的研究已有报道,研究表明一些细菌质粒中含有Hg2+、Cd2+、Cu2+、Ag+、Co2+和 Pb2+等抗性基因,如在汞抗性系统中含有汞还原酶基因,可将有毒的汞离子转换为毒性较小的挥发性金属汞91。2.2.3 土壤重金属活化机制一般植物在吸收非必需金属元素时均会表现出一定的中毒症状,但超富集植物可以吸收数倍甚至数百倍于普通植物所能吸收的量,解释这种现象的可能机制是超积累植物能够活化根际土壤中重金属92。微生物可分泌氨基酸、有机酸等代谢产物,溶解重金属化合物和矿物,提高金属元素的生物有效性,促进植物根系对重金属的吸收65。生物表面活性剂可通过与土壤液相中的游离金属离子络合、降低界面张力使土壤中重金属离子与表面活性剂直接接触 2 种方式促进对土壤中重金属的吸收93。根系分泌物中低分子量有机酸(如羧酸、酚酸等),可通过酸化作用降低根际土壤 pH、改变土壤氧化还原电位及重金属络合作用,促进土壤重金属溶解、活化,进而促进植物吸收94。根系分泌物的分泌机制主要包括:根内分泌物合成与代谢、细胞质膜阴离子通道启动和促进胞内有机阴离子物质外排,该过程受环境胁迫影响,研究表明,重金属胁迫可诱导植物有机酸分泌增强,进而促进土壤重金属活化95。研究发现,东南景天(S.alfredii)可能通过诱导根系分泌癸酸、苯甲酸、月桂酸、壬酸、果糖、赤藓糖醇、羟基乙酸、甘露醇、海藻糖、核糖醇和磷酸等活化Cd 促进植物吸收,亦可通过降低有机酸分泌减少Cd 活化以提高植物耐受力,表明S.alfredii通过改变根系分泌物的组成或含量来耐受或吸收 Cd96。蜈蚣草(P.vittata)具有独特稳定的植酸酶,使其能够在低磷土壤环境中获取磷,除了对缺磷土壤的自然适应性外,包括植酸酶在内的磷酸酶可有效地从植酸盐和其他有机磷中水解无机磷,与 As 进行竞争吸收,提高对 As 的抗性97。As 胁迫下,As 超富集植物P.vittata、Pteris multifida等蕨类植物主要根系分泌物植酸和草酸的占比达 93%以上,而在其他植物根系分泌物未检测出植酸,表明植酸是蕨类植物特异性根系分泌物。As 胁迫使蕨类植物植酸分泌量增加,P.vittata植酸分泌量比非超富集植物剑叶凤尾蕨(P.ensiformis)高 262%,植酸含有 6 个磷酸根基团和 12 个可解离质子,与 Fe 有较强的配位能力,从而促进根际 FeAsO4溶解,有效增强P.vitta-ta吸收 Fe 和 As98。2.2.4 叶