重金屬污染土壤植物修復中的微生物功能研究進展

李韻詩, 馮沖凌, 吳曉芙, 石 潤

中南林業科技大學, 環境科學與工程研究中心, 長沙 410004

重金屬污染土壤植物修復中的微生物功能研究進展

李韻詩, 馮沖凌*, 吳曉芙, 石 潤

中南林業科技大學, 環境科學與工程研究中心, 長沙 410004

綜述了國內外在重金屬污染土壤植物-微生物聯合修復領域的研究報道，總結了近5年的研究實例。植物-微生物聯合修復體系具有生物固定與生物去除土壤重金屬的兩種功能，根際微生物可以菌根、內生菌等方式與根系形成聯合體，通過增強植物抗性和優化根際環境，促進根系發展，增強植物吸收和向上轉運重金屬的能力。建立植物-微生物聯合修復體系，可充分發揮植物與微生物作用功能的優勢，提高污染土壤的修復效率。增強植物修復體系中微生物功能的重點是深入研究根際微生物、根系和介質載體三者之間復合功能，結合污染土壤類型與植物群落配置的特點篩選擴繁高效菌種與菌群。

重金屬污染土壤; 植物修復; 微生物效應; 植物-微生物復合功能

重金屬污染在全球范圍內受到極大的關注，重金屬污染土壤生態修復技術研究已成為多個科技領域的熱點和難點[1-6]。目前，國內外研究與應用最廣泛的是植物修復技術，該技術屬于原位修復技術，其成本低、環保無污染，植被形成后具有保護表土、減少侵蝕和水土流失的功效，可大面積應用于礦山的復墾、重金屬污染場地的植被與景觀修復[7-11]。植物修復可分為狹義和廣義修復，狹義上的植物修復是指利用植物的功能去除土壤的重金屬，超富集植物的篩選一直是這一領域研究的熱點，盡管國內外大多數報道顯示抗重金屬污染的優勢植物具有抗性強、富集濃度高的特點，但受重金屬脅迫影響，這些植物也存在適生范圍窄、根系擴展深度有限、植株整體生長緩慢、富集總量小、污染土壤修復所需要的時間漫長等不足[12-15]。而廣義上則是指植物修復還具有重建植被、修復景觀、改良土壤性質、改善土壤微生態環境等功能，但關于這方面的研究國內外關注較少。

20世紀80年代初，有學者就提出了利用微生物功能治理重金屬污染土壤的方法，基本原理是利用微生物代謝功能固定重金屬離子或將有毒的重金屬離子轉化成無毒或低毒價態[16]。然而，由于利用微生物直接去除土壤重金屬的難度大，單一微生物修復技術的應用范圍也受到限制。在土壤微生態系統中，植物與根際微生物的作用功能是結合在一起的，因此建立植物-微生物聯合修復體系，可充分發揮兩者的優勢，提高重金屬污染土壤的修復效率[17-19]。國內外已有很多關于重金屬污染土壤植物-微生物聯合修復研究方面的報道，增強植物修復體系中微生物的功能，已成為發展生物修復技術的一條重要途徑。

當前國內外重金屬污染土壤的治理有兩種不同的途徑：一是固定或鈍化重金屬，將有效態轉化為無效態，使土壤重金屬的有效濃度降低到無害的水平，從而降低土壤重金屬元素的生物毒性，控制重金屬進入食物鏈和污染周邊環境[20-21]；二是活化重金屬，通過促進生物吸收提高土壤重金屬的去除效率，使土壤重金屬的總量降低到無害的水平[22-25]。植物-微生物聯合修復體系同時具備上述兩種功能，其中植物根系、根際微生物及其代謝產物在控制重金屬元素形態轉化中發揮重要的作用，而根際微生物的吸收、富集和向地上部分的轉移決定土壤重金屬的去除效率，其強化功能主要表現在以下3個方面：

(1)以菌根、內生菌等方式與植物根系形成聯合體，提高植物抗重金屬毒性的能力，通過增強植物抗性來提高植物存活率和生長速率；

(2)通過轉化重金屬形態優化植物根際環境，通過改善植物生存條件來促進植物生長，提高植物的生物量；

(3)在協同與共生作用下，促進根系發展，增大植物根部吸收量和增強植物向其地上部分轉運重金屬的能力。

目前，在植物-微生物聯合修復體系研究中，有關功能性菌種、微生物解毒機理、增強植物抗性、促進植物生長等方面有一系列報道[26-29]。但聯合修復的理論與機制研究尚有待深入，同時相關的功能菌株的篩選、鑒定與繁殖，菌劑的制備，接種方法與工程應用等技術方面還有大量工作要做。

1 植物-微生物聯合修復體系中微生物的作用機制

1.1 微生物自身的解毒機理

利用微生物作用降低土壤重金屬毒性是促進植物生長的重要環節之一，其要求微生物自身具有抵抗重金屬的毒性或解毒的功能，一些內生和根際微生物通過自身對重金屬的吸收富集減少植物對重金屬的積累。有學者指出，微生物的生物吸附機制是植物降低金屬吸收的一個重要原因[30-32]。

而微生物累積過程又可分為：(1) 胞外富集、沉淀；(2) 細胞表面吸附或絡合；(3) 胞內富集。其中細胞表面吸附或絡合可存在于死、活微生物中，而胞內和胞外重金屬元素的富集，則往往要求微生物具有活性。因此，微生物吸附、轉化和吸收重金屬通常受多種機制控制。

當重金屬被吸收運送至細胞內后，微生物可通過區域化作用將其放置于代謝不活躍的區域(如液泡、線粒體)封閉起來，再或將金屬離子與微生物體內合成的熱穩定蛋白(金屬硫蛋白MTs、谷胱甘肽GSH、植物凝集素PCs、不穩定硫化物等)結合，將其轉變成為低毒的形態[36]。生物積累過程與細胞代謝直接相關，因為生物的生命活動需要有金屬離子的參與，細胞在運輸這些金屬離子時，某些重金屬離子會競爭運輸吸附位點。因此很多影響細胞生物活性的因素(如pH、溫度、生物體對營養物質的需求量以及重金屬離子濃度水平等)均會對微生物的解毒功能產生顯著的影響。

1.2 降低重金屬對植物的毒害作用

在重金屬復合污染下，植物生長同時受到多種重金屬的抑制，而富集植物對重金屬的吸收具有元素專一性，與此不同的是，許多細菌可以同時具有多種重金屬耐性，研究證實內生細菌能同時耐受多種重金屬脅迫，利用其可降低復合重金屬污染對植物的毒害。Wei等[37]研究顯示，野生豆類根部的根瘤菌土壤桿菌同時對鉛、銅、鎘、鋅具有抗性,并且可促進植物生長。黃文[38]等篩選出一株能產生物表面活性劑的根際細菌LKS06，其在促進龍葵生長的同時顯著地提高了龍葵對鎘的富集能力，根和地上部鎘的總累積量最高的分別比對照增加了36.7%和 42.4%，并且證實該菌株對多種重金屬(Pb2+、Zn2+、Cu2+)也有很高的耐受性。然而目前，內生細菌以及根際細菌提高植物重金屬抗性及其解毒機理的相關研究報道不多。因此不同菌類如何協同植物防御重金屬毒害可作為今后的研究側重點。

并且微生物能在重金屬脅迫下誘導植物抗氧化防御系統、金屬電阻/封存系統的啟動，以抵御有氧脅迫對植物的傷害，抗氧化防御系統能力的增強能提高植物對重金屬的耐受性，以此降低重金屬對植物的毒害。重金屬脅迫會造成植物體內活性氧(ROS)的累積，打破活性氧在植物體內的平衡，從而引起膜脂的過氧化傷害，重金屬富集植物通過產生抗氧化酶(超氧化物歧化酶SOD、超氧化氫酶CAT、過氧化物酶POX、抗壞血酸過氧化物酶APX、谷胱甘肽還原酶GR等)形成高效的抗氧化防御系統進行自我保護。Zhang 等[39]研究發現內生細菌可提高植株抗氧化酶系統的防御能力，能夠有效抵御重金屬引起的氧化脅迫。此外，菌根共生體也可以通過影響宿主植物體內某些酶或激素(谷胱甘肽S-轉移酶GST)的活性，進而啟動抗氧化系統；或合成某種應激蛋白或植物絡合素(重金屬轉運蛋白、MTs、熱休克蛋白Hsp90等)，以此與重金屬螯合，進而抵御宿主植物體內的氧化反應[40-41]。還有研究發現，植物內生菌具有金屬電阻/封存系統，在重金屬脅迫下，該系統可降低植物地上部重金屬含量，抑制重金屬的移動性[19,42]。

此外，微生物作用下某些重金屬的直接減量或通過價態變化減毒是降低重金屬對植物毒害作用的關鍵途徑。微生物通過“排斥”限制對金屬的吸收或降低吸收量或增加排出量達到對重金屬的直接減量，例如Pb的毒性削減機理就包括：細胞壁和胞外多糖的限制、細胞排斥、不溶性磷酸鹽的封存以及細胞內和細胞外的沉淀(如特定蛋白質和鐵載體對Pb的結合)[43]，這歸于微生物自身及其代謝產物的貢獻。對變價金屬而言，微生物通過氧化/還原作用將有毒金屬離子轉化為穩定無毒態，實際上是降低了植物對重金屬的吸收，以此增強植物對重金屬的耐受性，如微生物中的汞還原酶催化還原離子汞為元素汞，通過價態變化減汞毒，使形成的Hg從環境中揮發出去或以沉淀方式存在，消除有機汞對植物的威脅[44]。再如土壤中無處不在的Cr(Ⅵ)還原微生物通過酶促反應或存在其它還原性化合物作為電子供體的條件下，調解異化還原可溶且有毒的Cr(Ⅵ)為不可溶無毒的Cr(Ⅲ)[45]。

微生物與植物共生時，降低了植物對重金屬的吸收，阻隔了其向地上部轉移，從而間接地提高了植物的抗性，植物抗性的提高是有效降低重金屬對植物毒害作用的途徑之一。在對菌根真菌的研究中發現，真菌菌絲外表面(松結合態粘液LAS對重金屬有固定能力、真菌分泌物如摩西球囊霉等螯合重金屬)、真菌細胞壁和原生質膜組分(殼多糖、黑色素、不透明顆粒、纖維素及其衍生物等成分均能與重金屬結合，其中殼多糖能鈍化固定 90%的外加重金屬)以及真菌體內物質(有機、無機酸根離子、金屬硫蛋白MTs、液泡等)是降低重金屬毒性的三道屏障，基于這三道屏障的存在，金屬可以大量積累在植物根部或根器官的真菌組織中，從而有利于排斥金屬進入地上部，降低重金屬對植物地上部的毒害[31,46-47]。有學者指出菌根真菌促進植物對營養元素的吸收使得植物組織生長超過重金屬積累增加所引起的“稀釋效應”是植物減弱重金屬毒害的原因之一[48-49]，但并不能完全解釋重金屬含量的下降，其機理有待進一步明確。

1.3 改變重金屬形態與價態，增加植物對重金屬吸收

植物修復效率在很大程度上依賴于重金屬的生物有效性，因此根際細菌、內生菌以及菌根真菌作用改變重金屬形態與價態，活化土壤重金屬的功能可增強植物對重金屬的吸收[50]。根際微生物的代謝可把一些大分子化合物轉化為小分子化合物，這些轉化產物如有機酸、鐵載體和生物表面活性劑等對植物根際的重金屬有顯著的活化作用，微生物分泌的螯合物還可與植物體內重金屬結合，改變重金屬在植物體內的存在形態[51]，促進重金屬向地上部分轉運。

(1)有機酸 作為重金屬元素的配基，有機酸與重金屬配位結合，參與重金屬元素的吸收、運輸、積累等過程，有機酸的釋放亦可酸化土壤微環境，使得難溶性礦物溶解，同時還能促進土壤中重金屬的溶解。Siegel等[52]報道，真菌可以通過分泌氨基酸、有機酸及其他代謝產物，溶解重金屬化合物和含重金屬的礦物，提高金屬元素的有效性，從而促進植物對重金屬的吸收。Li等[53]研究超富集植物東南景天的根際細菌時發現，接種耐Cd/Zn的細菌后，土壤中水溶態Zn和Cd濃度與未接種對照組相比顯著增加，分析得出，重金屬水溶態的增加與有機酸如甲酸、乙酸、酒石酸、琥珀酸和草酸的量相關，而有機酸的不同效應決定了有機酸產生菌可以應用于不同的植物修復技術中。另一方面，有機酸對植物重金屬吸收的影響報道很不一致，植物體內的重金屬含量或增加[54]，或降低[55]，或沒有影響[56-57]，相應機理也有一定探討，但不夠系統全面，有待進一步研究。

(2)鐵載體 在植物根際鐵離子缺乏時，大多數植物相關細菌和真菌能產生鐵載體。Machuca等[58]從輻射松子實體中分離出來的外生菌根真菌Sclerodermaverrucosum，Suillusluteus和Rhizopogonluteolus能產生膽酸鹽鐵載體和異羥肟酸鐵載體。鐵載體能夠與重金屬(Al、Cd、Cu、Ga、In、Pb、Zn等)發生絡合反應，其在重金屬植物修復中發揮重要的作用。Dimkpa等[59]人發現鏈霉菌tendaeF4產生的鐵載體能顯著提高向日葵對鎘的吸收。但一些研究也表明，鐵載體的產生并不總是促進植物重金屬吸收量的增加，例如，Tank等[60]人發現接種鎳抗性細菌能促進植物的生長，但是降低了植物對鎳的吸收量。目前，鐵載體輔助植物吸附重金屬過程的機制尚不清楚，因此，出現的不同研究結果可能是由于植物吸附重金屬的能力、植物種類、根系活性以及土壤養分狀況的差異所導致的。

(3)生物表面活性劑 在土壤界面，微生物產生的生物表面活性劑與重金屬形成配合物，從土壤基質中解析重金屬，增加土壤中植物可利用的重金屬形態。Miller[61]提出生物表面活性劑可能通過2種方式促進土壤中重金屬的解吸，一是與土壤液相中的游離金屬離子絡合；二是通過降低界面張力使土壤中重金屬離子與表面活性劑直接接觸。大量研究表明，微生物分泌的生物表面活性劑在促進土壤重金屬的釋放以及提高植物修復潛力方面有顯著的作用[62-64]。Sheng等[65]將能夠產生表面活性物質的菌株 J119 接種到重金屬污染土壤進行盆栽實驗，結果表明玉米、高粱、油菜和番茄地上部的重金屬濃度都有一定程度的增加，且不同植物增加的幅度有差異。目前存在的問題是，在實驗室條件下已報告有前景的結果，缺少野外條件下微生物產生的生物表面活性劑強化植物修復效率的證據支持。

(4)氧化-還原作用 根際土壤微生物的活動使根際土壤的氧化-還原電位明顯低于非根際土壤。氧化-還原電位的下降，土壤中變價金屬氧化或者還原，提高了它們的有效性，以此促進植物對金屬的吸收，這一點在植物萃取方面有重要意義。例如，Shi等[66]研究發現硫氧化細菌通過降低根際土壤pH來轉化還原硫，以此促進金屬銅的氧化，實現植物組織對銅的大量吸收。微生物通過氧化還原作用也可固定重金屬，將有毒金屬離子轉化為穩定無毒的金屬離子，從而減弱重金屬對植物的毒害，達到植物固定的效果[67]。

綜上所述，土壤中的重金屬得到活化，提高了生物可利用濃度，這一特性在植物修復中有一定的應用潛力。

1.4 微生物促進植物生長的機理

微生物促進植物生長的功能通常分為直接促進作用和間接促進作用，通過改善植物營養加速植物生長速率、增加植物生物量以及通過抑制病菌感染等改善植物對重金屬的同化能力與容量來提高植物修復效率。

(1)直接促進作用 內生菌與根際細菌在促進植物生長，抵抗重金屬壓力等方面具有相似的機理，包括植物生長調節劑如細胞分裂素、赤霉素、生長素IAA(可刺激細胞分裂、伸長，促進植物根系的生長、分枝，影響植物頂端優勢、不定根和側根的發展)和抑制乙烯的1-氨基環丙烷-1-羧酸脫氨酶(ACCD)的產生[68]，固氮以及增強植物對不可用營養物質如磷等礦物元素(對礦質元素的吸收可以提高植物的光合效率)的吸收[69-70]，通過促進植物生長，增大植物生物量，進而使植物從土壤中吸收更多的重金屬。同樣，菌根真菌也可以通過菌絲的大表面積獲取磷等微量元素和水提高宿主植物營養和生長狀況，其對其他營養物質(N，Ca，Mg，Mn，Cu，Zn)的獲取能力也已被證實。此外，微生物產生的鐵載體和有機酸在增溶磷和不溶性鐵方面的研究也有報道[71-72]。

(2)間接促進作用 根際細菌、內生菌以及菌根真菌具有防病促生的潛能[73-74]，通過營養與空間競爭抑制植物病原菌的生長和活性，刺激植物分泌特異性酶如水解酶、激素、抗生素，改變植物根系形態[75]，調節根系水力導度、影響根系水分吸收[76]等間接地促進植物在惡劣環境下的生長，提高植物吸附重金屬的量。

2 根際微生物強化植物修復功能的研究與實踐

3 展望與建議

發展植物-微生物聯合修復技術，通過強化聯合體系中的微生物功能來提高重金屬污染土壤植物修復的效率，不僅具有重要的理論與實踐意義，還具有廣闊的市場推廣應用前景。植物-微生物聯合修復領域的研究有兩個重要的方面，一是深入理論機制的研究，為發展技術提供理論依據與指導；二是加強技術產品的開發，為工程實踐提供高效、經濟、適用的方法。基于植物-微生物聯合修復體系復合功能的特點，有以下幾點建議：

表1 微生物強化植物修復功能研究的實例

(1)理論機制研究方面：微生物菌種篩選、鑒定、繁殖、菌劑生產等方面的技術已經很成熟，因此，在理論機制研究方面，除了繼續深入了解菌種的生物和生態學特性功能機制外，還要進一步加強菌種、植物根系、介質載體三者之間復合功能的研究，包括考察不同植物種類及群落根際微生物特點，根系生長對接種微生物生長繁殖和生物學特性及功能的影響，根際微生物、內生菌、菌根等與宿主的關系以及微生物增強植物抗性與促進植物吸收的過程原理等。

(2)適用技術開發方面：重金屬污染土壤類型(包括土壤質地、理化性質、重金屬種類與污染程度等)很多，其所處的地理環境條件(包括氣候變化導致水、溫度等條件的變化)差異也很大，另外，大多數采礦和冶煉污染場地是多種重金屬元素共存的復合污染，用以場地修復的植物也通常不是單一的樹種，因此技術產品的研發要有針對性，要結合污染土壤類型特點以及根據目的性和同植物的匹配性篩選擴繁高效菌種或高效微生物群，并建立用于植物-微生物聯合修復的微生物資源庫，同時結合植物群落配置開發出適用的植物-微生物聯合修復技術，以使其向技術化發展。

(3)技術產品安全性問題：篩選擴繁的抗性菌種具有很強的抵抗重金屬毒性的能力，因此在應用中應當注重菌種的安全性與可控性，重金屬污染土壤治理的目標之一是保護周邊生態環境尤其是水域，生態工程技術的開發應用必須綜合考慮環境的生態安全問題。

[1] 韋朝陽, 陳同斌. 重金屬超富集植物及植物修復技術研究進展. 生態學報, 2001, 21(7):1196-1203.

[2] Brooks R R. Plants that Hyperaccumulate Heavy Metals. Wallingford:CAB International, 1998:1-2.

[3] Baker A J M, Proctor J. The influence of cadmium, copper, lead, and zinc on the distribution and evolution of metallophytes in the British Isles. Plant Systematics and Evolution, 1990, 173(1/2):91-108.

[4] Ingrouille M J, Smirnoff N.ThlaspicaerulescensJ. &C.presl. (T.alpestreL.) in Britain. New Phytologist, 1986, 102(1):219-233.

[5] Kumar P B A N, Dushenkov V, Motto H, Raskin I. Phytoextraction:the use of plants to remove heavy metals from soils. Environmental Science and Technology, 1995, 29(5):1232-1238.

[6] Dushenkov V, Kumar P B A N, Motto H, Raskin I. Rhizofiltration:The use of plants to remove heavy metals from aqueous streams. Environmental Science and Technology, 1995, 29(5):1239-1245.

[7] Watanabe M E. Phytoremediation on the brink of commericialization. Environmental Science and Technology, 1997, 31(4):182A-186A.

[8] Salt D E, Blaylock M, Kumar N P B A, Dushenkov V, Ensley B D, Chet I, Raskin I. Phytoremediation:a novel strategy for the removal of toxic metals from the environment using plants. Biotechnology, 1995, 13(5):468-474.

[9] 劉慶, 吳曉芙, 陳永華, 郭丹丹. 鉛鋅礦區的植物修復研究進展. 環境科學與管理, 2012, 37(5):110-114.

[10] 駱永明. 金屬污染土壤的植物修復. 土壤, 1999, 31(5):261-265, 280-280.

[11] 歐陽林男, 吳曉芙, 郭丹丹, 陳永華. 錳污染土壤修復的植物篩選與改良效應. 中南林業科技大學學報, 2012, 32(12):7-11.

[12] 鄧華, 李明順, 陳英旭. 超富集植物短毛蓼對錳的富集特征. 生態學報, 2009, 29(10):5450-5454.

[13] Ma Y, Prasad M N V, Rajkumar M, Freitas H. Plant growth promoting rhizobacteria and endophytes accelerate phytoremediation of metalliferous soils. Biotechnology Advances, 2011, 29(2):248-258.

[14] Pilon-Smits E. Phytoremediation. Annual Review of Plant Biology, 2005, 56:15-39.

[15] Takenaka C, Kobayashi M, Kanaya S. Accumulation of cadmium and zinc inEvodiopanaxinnovans. Environmental Geochemistry and Health, 2009, 31(6):609-615.

[16] Chanmugathas P, Bollag J. Microbial role in immobilization and subsequent mobilization of cadmium in soil suspensions. Soil Science Society of America Journal, 1987, 51:1184-1191.

[17] Rajkumar M, Ae N, Prasad M N V, Freitas H. Potential of siderophore-producing bacteria for improving heavy metal phytoextraction. Trends in Biotechnology, 2010, 28(3):142-149.

[18] Glick B R. Using soil bacteria to facilitate phytoremediation. Biotechnology Advances, 2010, 28(3):367-374.

[19] Weyens N, van der Lelie D, Taghavi S, Vangronsveld J. Phytoremediation:plant-endophyte partnerships take the challenge. Current Opinion in Biotechnology, 2009, 20(2):248-254.

[20] 凌薇薇, 吳曉芙, 陳永華, 劉慶, 郭丹丹. 除錳微生物的篩選及其除錳特性研究. 中南林業科技大學學報, 2011, 31(6):152-156.

[21] 田衛東. 重金屬污染土壤的生態修復原理. 科協論壇, 2008, (4):100-101.

[22] Siegel S M, Keller P, Siegel B Z, Galun E. Metals Speciation, Separation and Recovery. Chicago:Kluwer Academic Publishers, 1986:77-94.

[23] Zeng M, Liao B H, Lei M, Zhang Y, Zeng Q R, Ouyang B. Arsenic removal from contaminated soil using phosphoric acid and phosphate. Journal of Environmental Science, 2008, 20(1):75-80.

[24] 曾敏, 廖柏寒, 張永, 雷鳴, 曾清如, 周航. 幾種酸和鹽對As污染土壤的化學萃取修復. 水土保持學報, 2009, 23(3):69-73.

[25] 吳雙桃. 鎘污染土壤治理的研究進展. 廣東化工, 2005, 32(4):40-41, 50-50.

[26] Compant S, Clément C, Sessitsch A. Plant growth-promoting bacteria in the rhizo-and endosphere of plants:Their role, colonization, mechanisms involved and prospects for utilization. Soil Biology Biochemistry, 2010, 42(5):669-678.

[27] Leung H M, Ye Z H, Wong M H. Interactions of mycorrhizal fungi withPterisvittata(As hyperaccumulator) in As-contaminated soils. Environmental Pollution, 2006, 139(1):1-8.

[28] Abou-Shanab R A, Ghanem K, Ghanem N, Al-Kolaibe A. The role of bacteria on heavy-metal extraction and uptake by plants growing on multi-metal-contaminated soils. World Journal of Microbiology Biotechnology, 2008, 24(2):253-262.

[29] Chen X, Wu C H, Tang J J, Hu S J. Arbuscular mycorrhizae enhance metal lead uptake and growth of host plants under a sand culture experiment. Chemosphere, 2005, 60(5):665-671.

[30] Madhaiyan M, Poonguzhali S, Sa T. Metal tolerating methylotrophic bacteria reduces nickel and cadmium toxicity and promotes plant growth of tomato (LycopersiconesculentumL.). Chemosphere, 2007, 69(2):220-228.

[31] Kuffner M, De M S, Puschenreiter M, Fallmann K, Wieshammer G, Gorfer M, Strauss J, Rivelli A R, Sessitsch A. Culturable bacteria from Zn-and Cd-accumulating Salix caprea with differential effects on plant growth and heavy metal availability. Journal of Applied Microbiology, 2010, 108(4):1471-1484.

[32] Babu A G, Reddy M S. Dual inoculation of arbuscular mycorrhizal and phosphate solubilizing fungi contributes in sustainable maintenance of plant health in fly ash ponds. Water, Air and Soil Pollution, 2011, 219(1/4):3-10.

[33] 陳亞剛, 陳雪梅, 張玉剛, 龍新憲. 微生物抗重金屬的生理機制. 生物技術通報, 2009, (10):60-65.

[34] 熊芬, 胡勇有, 銀玉容. 煙曲霉胞外聚合物對Pb2+的吸附特性. 環境科學學報, 2009, 29(11):2289-2294.

[35] 潘響亮, 王建龍, 張道勇, 王凡. 硫酸鹽還原菌混合菌群胞外聚合物對Zn2+的吸附和機理. 環境科學研究, 2005, 18(6):53-55.

[36] Rai U N, Dubey S, Shukla O P, Dwivedi S, Tripathi R D. Screening and identification of early warning algal species for metal contamination in fresh water bodies polluted from point and non-point sources. Environmental Monitoring Assessment, 2008, 144(1/3):469-481.

[37] Wei G H, Fan L M, Zhu W F, Fu Y Y, Yu J F, Tang M. Isolation and characterization of the heavy metal resistant bacteria CCNWRS33-2 isolated from root nodule ofLespedezacuneatain gold mine tailings in China. Journal of Hazardous Materials, 2009, 162(1):50-56.

[38] 黃文. 產表面活性劑根際菌協同龍葵修復鎘污染土壤. 環境科學與技術, 2011, 34(10):48-52.

[39] Zhang X X, Li C J, Nan Z B. Effects of cadmium stress on growth and anti-oxidative systems inAchnatheruminebrianssymbiotic withNeotyphodiumgansuense. Hazardous Materials, 2010, 175(1/3):703-709.

[40] Hildebrandt U, Regvar M, Bothe H. Arbuscular mycorrhiza and heavy metal tolerance. Phytochemistry, 2007, 68(1):139-146.

[41] Ouziad F, Hildebrandt U, Schmelzer E, Bothe H. Differential gene expressions in arbuscular mycorrhizal-colonized tomato grown under heavy metal stress. Journal of Plant Physiology, 2005, 162(6):634-649.

[42] Lodewyckx C, Taghavi S, Mergeay M, Vangronsveld J, Clijsters H, van der Lelie D. The effect of recombinant heavy metal-resistant endophytic bacteria on heavy metal uptake by their host plant. International Journal of Phytoremediation, 2001, 3(2):173-178.

[43] Jaroslawiecka A, Piotrowska-Seget Z. Lead resistance in micro-organisms. Microbiology, 2014, 160(Pt1):12-25.

[44] Aiking H, Govers H, van′t Riet J. Detoxification of mercury, cadmium, and lead inKlebsiellaaerogenesNCTC 418 growing in continuous culture. Applied and Environmental Microbiology, 1985, 50(5):1262-1267.

[45] Kamaludeen S P B, Megharaj M, Juhasz A L, Sethunathan N, Naidu R. Chromium-microorganism interactions in soils:remediation implications. Reviews of Environmental Contamination and Toxicology, 2003, 178:93-164.

[46] 廖繼佩, 林先貴, 曹志洪. 內外生菌根真菌對重金屬的耐受性及機理. 土壤, 2003, 35(5):370-377.

[47] 羅巧玉, 王曉娟, 林雙雙, 李媛媛, 孫莉, 金樑. AM 真菌對重金屬污染土壤生物修復的應用與機理. 生態學報, 2013, 33(13):3898-3906.

[48] Orlowska E, Przybylowicz W, Orlowski D, Turnau K, Mesjasz-Przybylowicz J. The effect of mycorrhiza on the growth and elemental composition of Mi-hyperaccumulating plantBerkheyacoddiiRoessler. Environmental Pollution, 2011, 159(12):3730-3738.

[49] Chen B D, Zhu Y G, Duan J, Xiao X Y, Smith S E. Effects of the arbuscular mycorrhizal fungusGlomusmosseaeon growth and metal uptake by four plant species in copper mine tailings. Environmental Pollution, 2007, 147(2):374-380.

[50] Sun R B, Sheng X F, Li Y, He L Y. Phyto-accumullation of heavy metals and characteristics of rhizospere microbes in heavy metal contaminated soils Qixia, Nanjing. Acta Pedologica Sinica, 2011, 48(5):1013-1020.

[51] Sheng X F, Xia J J, Jiang C Y, He L Y, Qian M. Characterization of heavy metal-resistant endophytic bacteria from rape (Brassicanapus) roots and their potential in promoting the growth and lead accumulation of rape. Environmental Pollution, 2008, 156(3):1164-1170.

[52] Patterson J W, Passino R. Metals Speciation, Separation, and Recovery. Chelsea, Mich:Lewis Publishers, 1986:437-465.

[53] Li W C, Ye Z H, Wong M H. Metal mobilization and production of short-chain organic acids by rhizosphere bacteria associated with a Cd/Zn hyperaccumulating plant,Sedumalfredii. Plant and Soil, 2010, 326(1/2):453-467.

[54] Arwidsson Z, Allard B. Remediation of metal contaminated soil by organic metabolites from fungi II-Metal Redistribution. Water, Air, and Soil Pollution, 2010, 207(1/4):5-18.

[55] de la Fuente J M, Ramirez-Rodriguez V, Cabrera-Ponce J L, Herrera-Estrella L. Aluminum tolerance in transgenic plants by alteration of citrate synthesis. Science, 1997, 276(5318):1566-1568

[56] Braud A, Jézéquel K, Vieille E, Tritter A, Lebeau T. Changes in extractability of Cr and Pb in a polycontaminated soil after bioaugmentation with microbial producers of biosurfactants, organic acids and siderophores. Water, Air, and Soil Pollution, 2006, 6(3/4):261-279.

[57] Evangelou M W H, Ebel M, Schaeffer A. Evaluation of the effect of small organic acids on phytoextraction of Cu and Pb from soil with tobaccoNicotianatabacum. Chemosphere, 2006, 63(6):996-1004.

[58] Machuca A, Pereira G, Aguiar A, Milagres A M F. Metal-chelating compounds produced by ectomycorrhizal fungi collected from pine plantations. Letter in Applied Microbiology, 2007, 44(1):7-12.

[59] Dimkpa C O, Merten D, Svato? A, Büchel G, Kothe E. Metal-induced oxidative stress impacting plant growth in contaminated soil is alleviated by microbial siderophores. Soil Biology and Biochemistry, 2009, 41(1):154-162.

[60] Tank N, Saraf M. Enhancement of plant growth and decontamination of nickel-spiked soil using PGPR. Journal of Basic Microbiology, 2009, 49(2):195-204.

[61] Miller R M. Biosurfactant-facilitated remediation of metal-contaminated soils. Environmental Health Perspectives, 1995, 103(S1):59-62.

[62] Juwarkar A A, Nair A, Dubey K V, Singh S K, Devotta S. Biosurfactant technology for remediation of cadmium and lead contaminated soils. Chemosphere, 2007, 68(10):1996-2002.

[63] Torrens J L, Herman D C, Miller-Maier R M. Biosurfactant (rhamnolipid) sorption and the impact on rhamnolipid-facilitated Removal of cadmium from various soils under saturated flow conditions. Environmental Science and Technology, 1998, 32(6):776-781.

[64] Venkatesh N M, Vedaraman N. Remediation of soil contaminated with copper using rhamnolipids produced fromPseudomonasaeruginosaMTCC 2297 using waste frying rice bran oil. Annals of Microbiology, 2012, 62(1):85-91.

[65] Sheng X F, He L Y, Wang Q Y, Ye H S, Jiang C Y. Effects of inoculation of biosurfactant-producingBacillussp. J119 on plant growth and cadmium uptake in a cadmium-amended soil. Journal of Hazardous Materials, 2008, 155(1/2):17-22.

[66] Shi J Y, Lin H R, Yuan X F, Chen X C, Shen C F, Chen Y X. Enhancement of copper availability and microbial community changes in rice rhizospheres affected by sulfur. Molecules, 2011, 16(2):1409-1417.

[67] Di Gregorio S, Lampis S, Vallini G. Selenite precipitation by a rhizospheric strain ofStenotrophomonassp. isolated from the root system ofAstragalusbisulcatus:a biotechnological perspective. Environment International, 2005, 31(2):233-241.

[68] Cavalca L, Zanchi R, Corsini A, Colombo M, Romagnoli C, Canzi E, Andreoni V. Arsenic-resistant bacteria associated with roots of the wildCirsiumarvense(L.) plant from an arsenic polluted soil, and screening of potential plant growth-promoting characteristics. Systematic and Applied Microbiology, 2010, 33(3):154-164.

[69] de Andrade S A L, da Silveira A P D, Jorge R A, de Abreu M F. Cadmium accumulation in sunflower plants influenced by arbuscular mycorrhiza. International Journal of Phytoremediation, 2008, 10(1):1-13.

[70] Sadeque Ahmed F R, Killham K, Alexander I. Influences of arbuscular mycorrhizal fungus Glomus mosseae on growth and nutrition of lentil irrigated with arsenic contaminated water. Plant and Soil, 2006, 283(1/2):33-41.

[71] Ma Y, Rajkumar M, Vicente J A, Freitas H. Inoculation of Ni-resistant plant growth promoting bacterium Psychrobacter sp. strain SRS8 for the improvement of nickel phytoextraction by energy crops. International Journal of Phytoremediation, 2010, 13(2):126-139.

[72] Andrade S A L, Silveira A P D, Mazzafera P. Arbuscular mycorrhiza alters metal uptake and the physiological response of coffea arabica seedlings to increasing Zn and Cu concentrations in soil. Science of the Total Environment, 2010, 408(22):5381-5391.

[73] 石晶盈, 陳維信, 劉愛媛. 植物內生菌及其防治植物病害的研究進展. 生態學報, 2006, 26(7):2395-2401.

[74] 李敏, 劉潤進. 蔬菜作物菌根研究新進展. 中國農學通報, 2000, 16(6):1-4.

[75] Solís-Domínguez F A, Valentín-Vargas A, Chorover J, Maier R M. Effect of arbuscular mycorrhizal fungi on plant biomass and the rhizosphere microbial community structure of mesquite grown in acidic lead / zinc mine tailings. Science of the Total Environment, 2011, 409(6):1009-1016.

[76] Wu Q S, Zou Y N. Mycorrhiza has a direct effect on reactive oxygen metabolism of drought-stressed citrus. Plant, Soil and Environment, 2009, 55(10):436-442.

[77] Khan M S, Zaidi A, Wani P A, Oves M. Role of plant growth promoting rhizobacteria in the remediation of metal contaminated soils:A review // Organic Farming, Pest Control and Remediation of Soil Pollutants. Netherlands:Springer, 2010, 1:319-350.

[78] Wenzel W W. Rhizosphere processes and management in plant-assisted bioremediation (phytoremediation) of soils. Plant and Soil, 2009, 321(1/2):385-408.

[79] Li H Y, Wei D Q, Shen M, Zhou Z P. Endophytes and their role in phytoremediation. Fungal Diversity, 2012, 54(1):11-18.

[80] Gherghel F, Krause K. Role of mycorrhiza in re-forestation at heavy metal-contaminated sites. Bio-Geo Interactions in Metal-contaminated Soils:Soil Biology, 2012, 31:183-199.

[81] Sepehri M, Khodaverdiloo H, Zarei M. Fungi and their role in phytoremediation of heavy metal-contaminated soils. Soil Biology, 2013, 32:313-345.

[82] Chien C C, Huang C H, Lin Y W. Characterization of a heavy metal translocating P-Type ATPase gene from an environmental heavy metal resistanceEnterobactersp. isolate. Applied Biochemistry Biotechnology, 2013, 169(6):1837-1846.

[83] Gao Y, Miao C Y, Mao L, Zhou P, Jin Z G, Shi W J. Improvement of phytoextraction and antioxidative defense inSolanumnigrumL. under cadmium stress by application of cadmium-resistant strain and citric acid. Hazardous Materials, 2010, 181(1/3):771-777.

[84] Wang Q, Xiong D, Zhao P, Yu X, Tu B, Wang G. Effect of applying an arsenic-resistant and plant growth-promoting rhizobacterium to enhance soil arsenic phytoremediation byPopulusdeltoidesLH05-17. Journal of Applied Microbiology, 2011, 111(5):1065-1074.

[85] Wani P A, Khan M S, Zaidi A. Chromium reduction, plant growth-promoting potentials, and metal solubilizatrion byBacillussp. isolated from alluvial soil. Current Microbiology, 2007, 54(3):237-243.

[86] Polti M A, Atjián M C, Amoroso M J, Abate C M. Soil chromium bioremediation:Synergic activity of actinobacteria and plants. International Biodeterioration and Biodegradation, 2011, 65(8):1175-1181.

[87] Azcón R, Perálvarez M D C, Roldán A, Barea J M. Arbuscular mycorrhizal fungi, Bacillus cereus, and Candida parapsilosis from a multicontaminated soil alleviate metal toxicity in plants. Microbial Ecology, 2010, 59(4):668-677.

[88] Krupa P, Kozdrój J. Ectomycorrhizal fungi and associated bacteria provide protection against heavy metals in inoculated pine (PinussylvestrisL.) seedlings. Water, Air and Soil Pollution, 2007, 182(1/4):83-90.

[89] de Souza L A, de Andrade S A L, De Souza S C R, Schiavinato M A. Arbuscular mycorrhiza confers Pb tolerance inCalopogoniummucunoides. Acta Physiologiae Plantarum, 2012, 34(2):523-531.

[90] Chatterjee S, Sau G B, Mukherjee S K. Plant growth promotion by a hexavalent chromium reducing bacterial strain,CellulosimicrobiumcellulansKUCr3. World Journal of Microbiology Biotechnology, 2009, 25(10):1829-1836.

[91] Luo S L, Chen L, Chen J I, Xiao X, Xu T Y, Wan Y, Rao C, Liu C B, Liu Y T, Lai C, Zeng G M. Analysis and characterization of cultivable heavy metal-resistant bacterial endophytes isolated from Cd-hyperaccumulatorSolanumnigrumL. and their potential use for phytoremediation. Chemosphere, 2011, 85(7):1130-1138.

[92] Aafi N E, Brhada F, Dary M, Maltouf A F, Pajuelo E. Rhizostabilization of metals in soils usingLupinusluteusinoculated with the metal resistant rhizobacteriumSerratiasp. MSMC541. International Journal of Phytoremediation, 2012, 14(3):261-274.

A review on the functions of microorganisms in the phytoremediation of heavy metal-contaminated soils

LI Yunshi, FENG Chongling*, WU Xiaofu, SHI Run

InstituteofEnvironmentalScienceandEngineering,CentralSouthUniversityofForestryandTechnology,Changsha410004,China

We have reviewed the current literature on plant-microorganism remediation systems for the treatment of heavy metal contaminated soils, including examples of applications developed or advanced in the past five years. In the bioremediation process, the plant-microorganism system performs two functions:metal immobilization and metal removal. Arbuscular mycorrhiza, symbiotic complexes between endophytes and plant root systems, can optimize the micro-environmental conditions for root development and enhance the ability of plants to tolerate metal toxicity, thus promoting both plant growth and metal uptake and transport. Establishment of a plant-microorganism coupling system can amplify the independent effects of the plant and the microorganism, thereby increasing the efficiency of phytoremediation. Investigation of the synergistic effects among plants, microorganisms, and their growth media will be an important topic of future study. The development of new technology requires that particular attention be given to the screening and replication of microorganisms suited to remediation of different types of heavy metal pollution.

heavy metal contaminated soil; phytoremediation; microbial effect; integrated plant-microorganism functions

國家“十二五”科技支撐計劃項目(2012BAC09B03); 國家“十二五”科技惠民計劃項目(2012GS430203); 湖南省環境科學與工程重點學科建設項目; 中南林業科技大學研究生科技創新基金

2014-05-01;

2014-12-05

10.5846/stxb201405010868

*通訊作者Corresponding author.E-mail: ddukepet@163.com

李韻詩, 馮沖凌, 吳曉芙, 石潤.重金屬污染土壤植物修復中的微生物功能研究進展.生態學報,2015,35(20):6881-6890.

Li Y S, Feng C L, Wu X F, Shi R.A review on the functions of microorganisms in the phytoremediation of heavy metal-contaminated soils.Acta Ecologica Sinica,2015,35(20):6881-6890.