重金屬污染土壤的植物修復技術與其他技術聯用的進展與前景*

石 楊 李家豪 于 月 楊雨薇 李 斌 陳思奇 陳 稷 趙 珂 黃 進#

(1.成都理工大學生態環境學院，四川 成都 610059；2.四川農業大學農學院，四川 成都 611130；3.四川農業大學資源學院，四川 成都 611130)

隨著工業和經濟的發展，土壤重金屬污染已成為重要的環境問題之一[1]。土壤重金屬污染會通過食物鏈傳遞進入人體，從而影響人體健康。因此，進行重金屬污染土壤的修復至關重要。目前，重金屬污染土壤的修復技術有很多，如土壤置換修復技術、電化學修復技術等，但這些技術勞動強度大，對環境二次污染嚴重[2-3]。植物修復技術作為一種經濟、環保的修復技術，有著廣闊的應用前景，受到廣泛關注和認可[4]。利用雞冠花(CelosiaargenteaLinn.)對Cd污染的農田土壤進行3年的植物修復后，土壤中的Cd可以下降6.34%(質量分數)[5]。運用伴礦景天(Sedumplumbizincicola)對Cd污染土壤進行植物修復，土壤Cd去除率可高達84.5%[6]。盡管植物修復技術對環境二次污染小、運行成本低、修復效果也較好，但可用于土壤修復的植物資源稀少，修復植物的選擇僅限于某些超富集植物。目前，可利用基因工程技術對植物重金屬吸收、轉運相關的基因進行改造，增強植物對重金屬的吸收以及對重金屬脅迫的耐受性；通過接種微生物或利用材料化學技術可改善重金屬脅迫下的植物生長狀況，提高其存活率，也能擴展修復植物的選擇。因此，本研究重點綜述了基因工程、微生物、材料化學技術與植物修復技術聯用的進展與前景，以期為實際應用中的植物修復技術提供更多新的思路和參考。

1 基因工程技術與植物修復技術聯用進展

隨著基因工程技術的發展，從分子水平上對重金屬在植物中的吸收、轉運、積累機制進行研究，并利用控制這些過程的關鍵基因提高植物修復重金屬污染土壤的能力，已經成為國內外學者正在探索的一個新領域。

在全基因關聯分析、轉錄組學、蛋白組學等高通量測序技術的幫助下，許多與重金屬吸收、耐受性相關的基因及蛋白質已被鑒定出來[7-9]，主要表達產物包括轉運蛋白、配體、金屬還原酶、金屬硫蛋白等，在植物對重金屬的吸收、轉運、解毒等調控通路中發揮作用。目前，利用基因工程技術提高植物修復重金屬污染土壤能力的研究主要集中于金屬轉運蛋白，包括參與重金屬從根的吸收到莖的轉運的鐵鋅轉運蛋白家族(ZIP)，可幫助重金屬穿過細胞質膜的自然抗性相關巨噬細胞蛋白家族(NRAMP)，被證明在重金屬吸收、轉運、解毒過程中發揮功能的重金屬三磷酸腺苷(ATP)酶蛋白家族與陽離子擴散促進子蛋白家族(CDF)等[10]。在Cd污染的土壤中生長的龍葵(SolanumnigrumL.)體內NRAMP基因的表達量會升高，高表達量的NRAMP基因會增加龍葵對Cd的吸收和轉運，而且NRAMP基因在龍葵不同部位的表達量與Cd在該部位的積累量相關[11]。DITUSA等[12]還發現，砷酸鹽可誘導蜈蚣草(Pterisvittata)中編碼磷酸鹽轉運的PvPht蛋白的PvPht1、PvPht3基因的表達，并提高蜈蚣草對As的吸收能力。

由于植物的基因型基本上決定了植物對重金屬污染土壤修復的效率，加上植物基因組復雜且植物育種周期長，使得重金屬超富集植物的篩選和培育一直進展緩慢。近年來發展起來的CRISPR/Cas9基因編輯技術可同時針對多個基因進行靶向編輯，即可對NRAMP、CDF、ZIP等多個蛋白家族的基因進行編輯，以改變它們的表達方式或表達量，從而提高植物對重金屬的吸收或耐受性[13-14]。WANG等[15]利用CRISPR/Cas9基因編輯技術對水稻(Oryzasativa)金屬轉運蛋白的OsARM1基因敲除后，提高了水稻對As的耐受性。盡管CRISPR/Cas9基因編輯技術發展潛力巨大，但由于精細基因組信息的缺失及目前CRISPR/Cas9基因編輯技術適用性存在不確定性，因此該技術仍有待檢驗。

另有研究表明，將一些負責調控植物螯合素、金屬配體的基因轉入植物后，植物修復重金屬污染土壤的能力會明顯提升[16]。金屬硫蛋白基因MT2b的轉入可提高短腳芥菜(Hirschfeldiaincana)對Pb的耐受性和積累能力[17]；油菜(BrassicanapusL.)中轉入分別編碼ATP磺酰化酶和硒代半胱氨酸甲基轉移酶的APS和SMT基因，油菜中Se的積累量就會有明顯提高[18]；將厚藤(Ipomoeapes-caprae)螯合素基因IpPCS1t轉入擬南芥(Arabidopsisthaliana)后，可明顯提高擬南芥的Cd耐受性[19]。然而，目前對于大多數轉運蛋白在植物中的具體基因位置、體內效應、轉運機制等了解尚不深入，因此需要對此類蛋白質的功能、作用機制等進行進一步的研究。盡管基因工程技術在重金屬污染土壤植物修復中的應用潛力巨大，但面臨的困難和風險不可忽視。由于植物對重金屬的吸收、轉運和積累機制復雜，涉及的基因多，因此科研和應用的難度很大。近年來，在植物代謝產物研究較為熱門的系統生物學中的研究方法也許可以為系統性地提高植物的重金屬吸收、耐受性提供一些參考。另外，在實際應用過程中，基于食品安全和生態安全方面的考慮，轉基因植物獲得商業化應用許可還存在一些技術和制度的壁壘，轉基因植物在實際應用中對食品安全和生態安全問題必須進行充分論證。

2 微生物技術與植物修復技術聯用進展

植物根際是植物-土壤-微生物相互作用的復雜區域，其中的微生物對植物在重金屬污染土壤修復過程中有著非常重要的影響。微生物可以改變土壤的理化性質進而改變重金屬形態，也可以分泌有機酸、表面活性劑等對重金屬形態進行改變，使植物可以更容易吸收土壤重金屬，從而提高植物修復效率[20-21]。

2.1 植物根際促生細菌(PGPR)的作用

PGPR因其對重金屬等外部不利環境有一定抗性，并具備維持土壤肥力、促進植物生長的能力，因此可增強植物對重金屬污染的修復能力[22-24]。

PGPR產生的生物表面活性劑是既含有親水基團又含有疏水基團的兩親化合物，可在土壤界面與重金屬形成復合物，然后通過降低土壤與水的界面張力將土壤中的重金屬解吸，提高重金屬的生物有效性，進而提高植物修復效率[25-26]。此外，PGPR分泌的胞外多糖(EPS)是一種由多糖、蛋白質、腐殖質和糖蛋白等組成的高分子量次生代謝復合物[27-28]，因具有羥基、磷酸根等功能基團可與Cd、Cu、Pb等重金屬進行絡合，從而降低重金屬的毒性，也可提高植物修復重金屬污染土壤的能力[29-31]。由此，將PGPR與修復植物結合的植物-微生物修復技術得以發展[32]。

另一方面，PGPR對植物的生長有促進作用，包括固氮作用、溶磷作用和分泌植物激素的促生作用等。PGPR分泌的生長素(IAA)可促進植物生長、提高植物應對不良環境的能力[33]。當植物處于重金屬脅迫時，植物根系受到抑制，PGPR可通過ipdC基因參與IAA的生物合成調控，在植物的根系發育、細胞信號傳導以及誘導植物抗病性等方面發揮積極作用[34-35]。另外，在植物處于重金屬脅迫時，具有1-氨基環丙基-1-羧酸(ACC)脫氨酶活性的PGPR可將植物中乙烯前體ACC裂解成氨和α-酮丁酸酯，從而降低植物乙烯水平，使植物內部的乙烯水平不至于抑制植物的生長，進而提高植物在重金屬脅迫下的存活能力[36-38]。同時，植物又為PGPR提供營養，促進具有ACC脫氨酶活性的PGPR生長，因此PGPR與植物組成了一個應對重金屬脅迫的正向反饋系統[39-40]。已有研究發現，PGPR中存在多個基因參與調控植物激素、鐵載體、固氮酶復合物等的分泌[41-42]，因此也可用CRISPR/Cas9基因編輯技術對PGPR進行基因編輯，以增強植物固氮、固鐵能力，從而改善植物的生長和對重金屬的富集。當然在實際操作過程中，對于基因編輯后的PGPR的風險仍要進行充分的評估，包括可控性、安全性等。綜上所述，重金屬脅迫下PGPR-植物系統的基本調控網絡見圖1。

圖1 重金屬脅迫下PGPR-植物系統基本調控網絡

當植物處于重金屬脅迫時，PGPR對植物生長發育的促進作用已被大量研究所證實。因此，如何使PGPR在植物根系周圍更好地定植，在提高植物對重金屬耐受性方面有著重要的意義。根系分泌物作為PGPR與植物之間進行信息交流的媒介，對PGPR更好地定植在植物根系周圍有著重要的作用[43]。因此，積極探索PGPR-根系分泌物-植物三者之間的物質交換與信息交流機制，可能成為今后的一個研究重點，對于提高植物在重金屬脅迫下的存活率及富集能力有重要意義。

2.2 菌根真菌的作用

菌根真菌是另一類重要的影響植物修復重金屬污染土壤過程的微生物，在改善處于重金屬脅迫下的植物的生長發育方面表現出巨大的潛力。在自然條件下，土壤中的菌根真菌會與植物根系形成一個共生體結構——菌根。菌根真菌除為它們的寄主植物提供無機營養以交換有機營養外，也在寄主植物對重金屬的富集過程中發揮重要作用[44-46]。最近，如何利用菌根真菌與寄主植物之間的共生關系提高植物修復重金屬污染土壤的效率逐漸成為研究熱點。

菌根對植物修復重金屬污染土壤能力的改善是通過其對植物營養吸收、重金屬耐受能力、激素水平、重金屬的吸收和轉運能力的影響而實現的[47]。在研究菌根對植物營養吸收能力的影響過程中發現，菌根植物的營養狀況大多優于非菌根植物，這是因為植物通過菌根菌絲擴大了根系吸收的有效面積[48]。菌根對植物應對重金屬脅迫能力的影響主要表現為菌根可以刺激寄主植物合成多種具有抗逆作用的代謝產物，如谷胱甘肽、脯氨酸和酚類化合物等，并可以提高寄主植物體內超氧化物歧化酶、谷胱甘肽過氧化物酶等抗氧化酶活性，清除過量活性氧從而提高寄主植物對重金屬的耐受性[49-50]。至于菌根對植物激素水平的影響方面，有研究表明，菌根可顯著上調枳橘(Poncirustrifoliata)根系中吲哚-3-丙酮酸單加氧酶基因和生長素轉運蛋白3基因的表達或顯著降低IAA外流載體2和8的轉錄水平，從而間接影響重金屬的吸收和轉運能力[51]。另外，菌根真菌還參與植物中與重金屬轉運、積累相關的基因的轉錄調控[52]。有研究表明，菌根可通過上調根瘤菌SrPCS3基因的表達水平而提高植物對重金屬的耐受性[53]。銀灰楊(Populuscanescens)在與外生菌根真菌共生形成菌根后，與重金屬吸收、易位、解毒和分離有關的基因轉錄水平提高，植株中的Cd積累量明顯提高[54]。此外，菌根還可誘導銀灰楊中編碼H+-ATP酶的HA2.1和AHA10.1基因轉錄水平的提高，并進一步活化Ca2+通道，最終刺激銀灰楊對Cd2+的吸收[55]。蚯蚓(Eiseniafetida)可進一步提高菌根的植物修復重金屬污染土壤的效率[56]。在Cd污染土壤中，同時接種菌根真菌和蚯蚓后，龍葵(Solanumnigrum)植株地上部分的生物量增加，同時其Cd積累量也提高[57]。因此，在研究思路上可以進一步打破物種界限，將動物、植物、微生物之間的相互促進關系應用于植物修復重金屬污染土壤中。

3 材料化學技術與植物修復技術聯用進展

在受重金屬污染嚴重的土壤中，修復植物常常面臨無法正常生長的問題，生存率很低，土壤改良劑、螯合劑能很好地緩解此難題。

3.1 土壤改良劑的應用

土壤改良劑可顯著提高植物的重金屬污染土壤修復能力[58]。農作物殘渣、家禽糞便等燃燒產生的生物炭是一種很好的土壤改良劑，不僅能夠吸附土壤重金屬，而且可以提高土壤肥力[59]。GU等[60]發現，重金屬污染土壤中加入玉米秸稈生物炭后，甜菜(Betavulgarisvar.ciclaL.)對Cd的積累量提高到206%。同樣，ZHANG等[61]在種植紫花苜蓿(MedicagosativaL.)的Cd污染土壤中添加生物炭后發現，土壤中的Cd含量顯著降低。

海泡石因其表面具有豐富的官能團、礦物質等可顯著降低重金屬對植物的危害，也可作為土壤改良劑。BASHIR等[62]研究海泡石對土壤中Cd溶解度的影響，發現海泡石投加質量分數為5%時，可溶性Cd減少了42.8%，而殘渣態Cd增加了30.8%，在一定程度上緩解了重金屬對修復植物的危害。ZHAN等[63]利用海泡石和生物炭對Cd、Pb污染的玉米田土壤進行處理，增加了農田土壤的有效養分含量和玉米產量。

大量研究成果已經表明，土壤改良劑不僅可以吸附重金屬，同時可以為植物提供營養成分或促進植物生長，在改善修復植物初期生存率低問題上有明顯效果。

3.2 螯合劑的應用

螯合劑在提高植物修復重金屬污染土壤能力方面一直有著較好的表現，主要通過與重金屬形成水溶性螯合物而使重金屬具有較高的流動性，易于被植物吸收，從而提高植物的富集效率[64-65]。LI等[66]研究發現，5 mmol/kg乙二胺四乙酸(EDTA)降低了土壤9.7%的陽離子交換能力，增加了8.6%的土壤有機質，同時使黑麥草(LoliumperenneL.)對重金屬的吸收能力增強。

雖然螯合劑可一定程度上促進受重金屬脅迫的植物生長，并提高植物修復重金屬污染土壤的效率，但高劑量的螯合劑對植物生長也會有抑制作用，并在施用過程中容易出現重金屬的解吸速率大于植物吸收速率而造成污染擴大的情況，同時螯合劑的毒性、難降解性也不容忽視[67]，因此螯合劑在實際應用中有一定的局限性。目前，可利用響應面法、人工智能法等對螯合劑用量進行科學、合理的定制。最近，HU等[68]通過科學設計，量化確定了10.0 mmol/kg檸檬酸和5.0 mmol/kg S,S-乙二胺二琥珀酸可以不抑制博落回(Macleayacordata)生長，并可最大限度地提高對U污染土壤的植物修復效果。研發可降解螯合劑并固定到載體材料中同時進行科學的用量控制已成為當下的研究趨勢。

4 前景展望

(1) 進一步完善植物對重金屬吸收及轉運機制的研究，并通過基因工程技術對植物進行定向改良，設計生長快、根系發達、吸收重金屬能力強、耐重金屬能力強的理想植物品種應用于植物修復技術。但對植物進行基因改造后，必須對其安全性進行充分的論證。

(2) 深入研究動物、植物、微生物和根系分泌物之間的相互作用機制，重點尋找可有效提高植物修復能力的微生物用于促進植物營養吸收，改變土壤理化性質和重金屬生物有效性等，使得植物更好地適應重金屬污染土壤。

(3) 研發新的能夠降低重金屬毒性、有利于植物富集重金屬且對環境二次污染小的化學材料，精準設計其用量。