随着工业化和城市化的迅速发展以及自然生态系统的干扰, 大量重金属进入环境中, 造成了土壤质量恶化, 严重威胁着农业生产和人类健康[1].重金属主要来源于采矿、冶炼、化肥、农药、燃煤、医疗废物、含铅汽油的燃烧和电池[2].其中, 大部分重金属都是对人体危害严重的有毒物质, 如汞(hydrargyrum, Hg)、铅(lead, Pb)、镉(cadmium, Cd)、铜(copper, Cu)、铬(chromium, Cr)、锰(manganese, Mn)、锌(zinc, Zn)和铝(aluminum, Al)等, 它们不能被生物降解却具有生物累积性, 可通过作物吸收进入食物链, 危害人类健康[3].传统的物化修复方法虽然修复效率较高、速度较快, 但容易破坏土壤结构, 易造成二次污染[2].植物修复因其经济和环保等特点, 成为治理重金属污染土壤的重要技术.众所周知, 修复植物的生物量和土壤中重金属的生物利用度是影响植物修复效率的关键因素.然而, 全球气候变化导致的高温、干旱和盐渍化等非生物胁迫因素的严重程度和频率不断增加, 限制了植物生长和其生物量积累.此外, 气候胁迫因素会直接或间接地影响土壤中重金属生物利用度, 从而降低植物修复效率[4].有研究发现, 植物和有益微生物特别是植物促生菌(plant growth-promoting bacteria, PGPB)的相互作用不仅可以提高宿主植物对各种胁迫环境的抗逆性, 还会影响彼此对重金属的耐受性, 及其对土壤中重金属的活化/稳定、迁移和转化等过程[5].因此, 微生物和植物的协同作用被认为是在盐渍、干旱和极端温度等各种环境胁迫条件下促进重金属污染生物修复效率的一种有效手段.迄今为止, 人们仍对气候变化背景下植物-PGPB协同修复重金属污染土壤的关键过程和机制尚未完全清楚.因此, 探索干旱、盐度和高温诱导条件下重金属污染土壤中PGPB促进植物生长和缓解胁迫的关联机制是非常有必要的.

本文主要归纳了近几年在非生物胁迫下促生菌协同植物修复重金属污染土壤的应用研究, 分析促生菌-植物协同修复重金属污染土壤的作用机制和应用前景, 并且对今后的研究方向进行了展望, 以期为以后PGPB修复重金属污染土壤的研究和应用提供有力的科学依据.

植物促生菌是指能够直接或间接促进植物生长、提高作物产量和防治病虫害的有益微生物.它们包括可以自由生长的根际促生细菌(plant growth-promoting rhizobacteria, PGPR)、能够和植物形成特定共生关系的细菌(如根瘤菌属和弗兰克氏菌属)、可以定殖于植物组织的内生菌(plant growth-promoting endophytic bacteria, PGPE)和部分蓝细菌[6].常见的PGPB来自芽孢杆菌属(Bacillus)、假单胞菌属(Pseudomonas)、伯克霍尔德氏菌属(Burkholderia)、克雷伯氏菌(Klebsiella)、沙雷氏菌(Serratia)、欧文氏菌属(Erwinia)、黄杆菌属(Flavobacterium)、不动杆菌属(Acinetobacter)和肠杆菌属(Enterobacter)[2].起初, PGPB广泛地用于提高农作物产量和品质[7], 近年来PGPB的应用还扩展至环境治理领域.在植物-微生物协同修复系统中, PGPB能够通过促进植物生长, 降低重金属对植物的毒性, 改变土壤中重金属的生物利用度, 影响植物体内的重金属的吸收、积累和易位等作用机制来帮助寄主植物适应不利的土壤和气候条件, 进而提高植物修复效率[8].有研究发现, 一些PGPB, 如肠杆菌、克雷伯氏菌、沙雷氏菌和窄养单胞菌等, 能够通过成膜作用和分泌多糖、胞外多聚物、铁载体(siderophores)和酶等途径, 赋予植物对重金属和其他环境因素(如高盐、干旱和极端温度等)的双重胁迫抗性[9, 10].例如, PGPR蜡状芽孢杆菌(Bacillus cereus)具有耐铬和高温胁迫的潜力.在大气温度升高条件下, 它能通过产生植物有益代谢物(如吲哚-3-乙酸和铁载体)改善Cr污染土壤中的高粱(Sorghum bicolor)生长和其修复效率[11].较之根际促生菌, 内生菌因生存环境稳定且和宿主植物联系更加紧密, 以换取营养素的持续供应, 在实际应用中具有更大价值[12].Kumar等[13]研究了绿脓杆菌(Pseudomonas lurida)对Cu的吸收富集作用和对干旱的耐性机制.结果表明, 在不同的ρ(Cu)(0~100 mg ·L-1)和pH值(5.0~8.0)下, 接种绿脓杆菌菌株可显著提高向日葵(Helianthus annuus)的根长和茎长, 增加植物生物量的同时Cu吸收量也增加了2.6倍, 远高于以往报道的Cu积累植株.

在非生物胁迫条件下, 植物促生菌可以通过多种作用机制促进植物的生长(包括提高养分吸收、增强植物抗逆性和抵御植物病原体), 并影响重金属的抗性、活化/稳定、吸收、转运和积累.图 1描述了植物促生菌协同植物修复重金属污染土壤的作用机制.

PGPB在促进植物的生长、发育和提高其对环境的适应性方面发挥着重要的作用, 可通过直接或间接机制, 相应地提高修复植物的生物量.

直接促生机制是指PGPB通过合成某些能够影响植物生长发育的物质(如植物激素)或增加土壤中营养元素的生物利用度(如N、P和K)来改善植物营养和增强其对胁迫环境的抗逆能力.

植物激素(phytohormone)是植物细胞接收特定环境信号诱导产生的痕量活性有机物, 在较低的浓度下就能调控植物生长、代谢和环境应答功能.通常, 植物激素主要包括生长素、赤霉素、细胞分裂素、乙烯和脱落酸.作为植物最重要的生长素, 吲哚乙酸(indoleacetic acid, IAA)能够促进植物细胞的分裂、伸长和分化, 利于营养器官和生殖器官的伸长、成熟和衰老, 诱导组织培养中愈伤组织和根的形成[14].有研究表明, 不同的细菌、真菌和藻类均能够产生生理活性量的IAA[15], 随后通过植物主动调节内源激素的水平来缓解重金属胁迫.细菌合成的IAA能够通过使植物细胞壁松弛来增加根分泌物的数量, 以此增加更多的营养用来支持根际微生物的生存[16]. 80%的PGPR都具有通过不同的途径将色氨酸合成IAA的能力.此外, 产IAA的PGPR还可以增加植物对养分和水分的获取, 并通过改变植物根系构型(roots system architecture, RSA), 如增加根尖数量和根表面积来减轻植物对盐分和干旱的胁迫效应[17].范美玉等[18]在大田试验中研究了阿氏芽孢杆菌(Bacillus aryabhattai)缓解水稻Cd胁迫.结果表明阿氏芽孢杆菌能够定殖于水稻根系, 且通过产生IAA和铁载体等来促进根的生长, 并降低水稻茎叶中丙二醛含量和抗氧化酶(超氧化物歧化酶、过氧化物酶和过氧化氢酶)活性, 使水稻籽粒Cd含量下降了13.5%和11.2%.从枣椰树根际分离的荧光假单胞菌(Pseudomonas fluorescens)可通过产生IAA来促进根细胞分裂、扩大和根伸长的启动, 从而改善暴露于盐和Al胁迫下玉米的根生长并促进根形成[19].

细胞分裂素(cytokinins, CTK)是继生长素IAA后的主要植物激素, 在细胞生长和分化、芽萌发、提高对高温或低温的抗性和调节根系分生组织的活性等方面起着重要的作用[20].有研究发现, CTK能够增加向日葵的蒸腾作用, 并且促进重金属Zn和Pb的吸收和转移.此外, CTK还可以激发植物的解毒机制, 通过增加谷胱甘肽的水平来改变金属硫蛋白的表达, 最终提高植物对重金属的抗逆性[21].据报道, 许多PGPB, 如节杆菌(Arthrobacter)、固氮螺菌(Azospirillum)、慢生菌(Bradyrhizobium)、芽孢杆菌(Bacillus)、假单胞菌和类芽孢杆菌(Paenibacillus)等[22], 能够通过合成CTK来调节植物生长和重金属的吸收.

赤霉素(gibberellins acid, GA)是一类非常重要的植物激素, 通过参与种子发芽、幼苗出苗和茎叶生长等植物生理过程, 来促进茎和侧芽的生长, 并延缓衰老[23].已知许多PGPB包括木糖氧化无色杆菌(Achromobacter xylosoxidans)、血清草螺旋菌(Herbaspirillum seropedicae)和葡萄糖酸杆菌(Gluconobacter diazotrophicus)等均能产生GA[22].其中, 短小芽孢杆菌(Bacillus pumilus)和地衣芽孢杆菌(Bacillus licheniformis)会合成4种类型的GA, 当接种这些产GA的菌株时, 能有效逆转多效唑诱导的幼苗矮化[24].极少数能够产生GA的PGPB还可以用来增强重金属的生物利用度和积累, 从而提高植物对重金属污染土壤的修复效率[16].此外, GA还可以通过增加受胁迫植物的水分供应来减轻盐胁迫对作物的一些有害影响[25].

乙烯(ethylene)也是重要的内源性植物激素, 它不仅可以调节植物生长发育和生理过程(如根部萌芽、植物开花、果实成熟、叶片衰老、细胞伸长和根表皮细胞程序性死亡), 还可调节生物和非生物胁迫的反应[12].生物和非生物胁迫通常导致植物中应激乙烯产量的增加, 从而抑制根的伸长、侧根的发育和根毛的形成.在此过程中, 1-氨基环丙烷-1-羧酸(ACC)脱氨酶起着关键的作用, 它能将ACC转化为α-酮丁酸和NH3(用作植物的碳和氮源), 降低植物在逆境条件下产生胁迫乙烯的水平[16].Burges等[26]的研究从废弃锌铅矿中生长的植物中分离出具有ACC脱氨酶活性的假单胞菌, 可通过降低植物中乙烯的水平来促进羊茅(Festuca rubra)的生长, 并且提高其对Cd和Zn的耐受性.巨大芽孢杆菌(Bacillus megaterium)CAM12和成团泛菌(Pantoea agglomerans)CAH6即使在干旱和铝的双重胁迫下也能合成ACC脱氨酶, 从而减轻乙烯对豇豆(Vigna radiata)生长的抑制作用[27].

脱落酸(abscisic acid, ABA)是涉及种子发芽、休眠和气孔的关闭等影响植物生长发育过程的主要植物激素之一[28].在应对各种环境胁迫(如重金属、干旱、高温或低温、高盐和辐射)中同样起着至关重要的作用[29].新鞘氨醇杆菌(Novosphingobium sp.)、奇异变形杆菌(Proteus mirabilis)、葡萄球菌(Staphylococcus)、争论贪噬菌(Variovorax paradoxus)、木糖氧化无色杆菌、鞘氨醇单胞菌(Sphingomonas sp.)和红球菌(Rhodococcus sp.)等PGPB已被证明能在受控条件下产生ABA[25]. Deng等[30]的研究发现ABA可通过减少细胞死亡、根系过氧化氢和丙二醛的含量来减轻Cd对平邑甜茶(Malus hupehensis)根系的损害.此外, PGPB还能够在盐胁迫条件下产生ABA, 并通过调节胁迫植物的ABA水平来促进盐渍化植物的生长[31].

氮、磷和钾等矿质元素是植物生长所必需的营养物质, 地球上三分之二的氮素都是以生物固氮的形式存在.土壤中虽含有大量磷和钾元素, 但大多以无效态形式存在, 因此不能被植物有效地吸收利用.而PGPB具有固氮、解磷和释钾等作用, 接种PGPB后可使土壤中无效营养有效化, 进一步促进植物对营养物质的有效吸收和利用.

一般来讲, 植物不能直接利用大气中的氮(nitrogen, N), 但是部分根际细菌可以借助复杂的固氮酶系统, 将大气中的氮转化为氨或硝酸盐[32].在PGPB中, 固氮菌属(Azotobacter sp.)被认为是一种固氮剂, 可以独立于植物有氧生长, 但也可以和植物共生. Sobariu等[33]的研究发现固氮菌属可以通过固定大气中的氮, 溶解土壤中难溶的磷酸盐, 并改善生长介质中铁的溶解和螯合, 从而为独行菜(Lepidium sativum)提供丰富的酶促环境, 而且即使在高浓度的重金属离子环境下也能提高对Cr(Ⅵ)和Cd(Ⅱ)的耐受性.在盐(1%氯化钠)和重金属(Zn、Al和Pb)的双重胁迫下, 将芽孢杆菌和盐芽孢杆菌(Halobacillus)接种花生(Arachis hypogaea)幼苗后显著促进了植物的生长, 这些分离菌株还能够从0.13~21.47 mmol ·mL-1的蛋白胨中产生大量氨, 且菌株均能在无N2的阿什比甘露醇琼脂中生长[34].

土壤中还含有大量的难溶性磷酸盐, 植物通常无法直接吸收利用.但是某些PGPB可以通过分泌酶和有机酸将磷转化为可溶的形式, 从而发挥磷增溶的作用[20].克雷伯氏菌、假单胞菌、泛菌(Pantoea)、甲基杆菌(Methylobacterium)、不动杆菌、微球菌(Microccocus)和伯克霍尔德氏菌等均被报道为磷酸盐增溶剂[35].有研究表明, 甘蔗根内的芽孢杆菌具有产生铁载体、磷酸盐增溶和抗真菌活性等特性, 能够促进甘蔗的生长和养分吸收[36].此外, 巨大芽孢杆菌CAM12和成团泛菌CAH6在0~8 mmol ·L-1 Al和0% ~15%聚乙二醇(polyethylene glycol, PEG)-6000存在下也具有溶解磷酸三钙的能力, 表明这两种菌株即使在非生物胁迫下也能够使用磷酸三钙作为唯一的磷酸盐来源[27].

钾(potassium, K)作为植物生长发育和抵抗疾病的三大主要营养元素之一, 参与了蛋白质、维生素、淀粉和纤维素的合成.具有K增溶作用的微生物可以将矿物K转化为生物可利用的K, 从而在土壤-植物系统中促进植物对养分的吸收并维持土壤的肥力[37].解钾细菌(potassium-solubilizing bacteria, KSB)通过产生荚膜多糖、羟基阴离子、铁载体和细胞外酶, 合成有机酸和无机酸等, 在根际矿物表面形成生物膜, 来溶解土壤中的含K矿物并有效释放K[17]. Saha等[38]的研究发现分离自水稻根际土壤的地衣芽孢杆菌和偶氮假单胞菌(Pseudomonas azotoformans)均具有较高的解K能力.近年来, 一些PGPB如假单胞菌、芽孢杆菌、克雷伯氏菌和泛菌被发现均可以通过分泌有机酸等多种机制从云母和伊利石等不溶性矿物质中释放K[39].

虽然铁(iron, Fe)在地壳中含量丰富, 但生物利用度却非常低.为了保证植物能在这种缺Fe环境中生存, PGPB能够分泌具有高度铁亲和性和专一性的铁载体, 使其和铁螯合形成铁-铁载体复合体后被植物吸收并参与细胞代谢活动[12].大部分PGPB和植物都具备产生铁载体或利用铁-铁载体复合体的功能.和植物相比, PGPB产生的铁载体具有更强的铁亲合性, 能够在Fe有效性极低时富集土壤中微量的游离态铁元素并供植物生长需要[40].巨大芽孢杆菌CAM12和成团泛菌CAH6也能产生铁载体, 该异羟肟酸盐型铁载体对重金属离子具有螯合吸附作用, 而且对有机物起到增溶作用.因此, 当这两种联合体菌株用作生物接种剂时, 可有效改善具有Al和干旱胁迫条件的土壤中豇豆的生长[27].

间接促生机制是指PGPB通过产生抗生素、分泌铁载体和诱导系统抗性等方式抑制或减轻病原微生物和虫害对植物生长的不良影响, 从而调节植物对生物胁迫环境的适应.

在过去的20年里, 人们对抗生素(antibiotics)作为PGPB生物防治机制有了更好的认识, 也鉴定出了两栖类固醇、2, 4-二乙酰基间苯三酚(2, 4-diacetylphloroglucinol, DAPG)、氰化氢(hydrogen cyanide)、卵霉素A(oomycin A)、吩嗪(phenazine)、绿脓菌素(pyoluteorin)、吡咯菌素(pyrrolnitrin)、张力素(tensin)、肌钙蛋白(tropolone)和假单胞菌产生的环脂肽(cyclic lipopeptides produced)等多种抗生素[41].以上抗生素可以通过溶解病原菌细胞壁, 造成原生质泄漏而使孢子和菌丝畸形, 从而形成抵抗各种病原体的防御机制[20].例如, 荧光假单胞菌通过合成绿脓菌素和2, 4-二乙酰氟葡萄糖醇(2, 4-diacetylfloroglucinol)来抑制由担子菌(Thielaviopsis basicola)引起的烟草根腐病[42].

铁是所有生物必不可缺的生长元素, 土壤栖息地和植物表面生物可利用铁的稀缺引发了激烈的竞争.在铁胁迫的条件下, PGPB合成的铁载体以竞争性地获取三价铁离子, 以此给植物提供铁营养素, 从而抑制病菌在根际的产生和繁殖[17].Agarwal等[43]的研究发现从买麻藤(Gnetum gnemon)中分离的沃氏葡萄球菌(Staphylococcus warneri)和贝莱斯芽孢杆菌(Bacillus velezensis)均能够分泌各种对Fe3+具有较高亲和力的铁载体, 有效阻止了青枯病病原体(Ralstonia solanacearum)在番茄根际的繁殖.此外, PGPB还能够分泌一些挥发性化合物, 如氰化氢(hydrogen cyanide, HCN)、一氧化氮和硫化氢.其中, 作为主要挥发性化合物的HCN能够通过抑制线粒体中的细胞色素氧化酶来干扰细胞呼吸.这反过来又会阻止腺嘌呤核苷三磷酸(adenosine triphosphate, ATP)的产生, ATP是在细胞中传递能量的分子.细胞因被剥夺了能量, 其生长从而受到抑制[44].如产HCN的荧光假单胞菌CHAO具有抑制烟草黑根腐病的能力, 而野生型CHAO菌株的HCN突变体则失去了抑制能力, 这种菌株在抑制番茄根结线虫(Meloidogyne javanica)中也有很大的作用.同样地, Rijavec等[45]的研究发现, 假单胞菌产生的HCN通过降低ATP介导的细胞色素氧化酶的合成来抑制珠镰刀菌(Fusarium moniliforme)和禾谷镰孢菌(Fusarium graminearum)的菌丝体生长.同时, 通过释放和胁迫相关的挥发性化合物, 能够在干旱胁迫下增加植物生物量、产量和存活率[25].

其次, 根表面和周围的根际是重要的碳汇, 该区域的光合作用分配可高达40%.因此, 沿着根表面有各种合适的营养丰富的生态位, 吸引着各种各样的微生物, 包括植物病原体[41].对这些养分和生态位的竞争是PGPB保护植物免受植物病原体侵害的重要机制[46].假单胞菌属作为种群数量较多和最具有应用前景的PGPB菌株, 由于具有生长快、侵入性强(掠夺营养)和定殖效率高等特点, 非常适合于土壤接种, 它们能在根际迅速繁殖并通过强有力的竞争优势发挥生防作用[1].

此外, 内生或根际细菌还可以通过诱导系统抗性(induced systematic resistance, ISR)来减轻植物的各种非生物胁迫.PGPB诱发的ISR机制主要通过增强植物根系细胞壁强度和在应对病原菌时调整生理生化反应, 合成一些防御病原菌的化合物来完成[47].有报道证实, 当遇到病原菌侵害时, PGPB可以诱导植物细胞壁结构发生改变.例如, 用内生荧光假单胞菌WCS417r接种番茄后, 第一层皮质细胞壁径向侧的外切线和最外部分增厚, 表明在病原真菌菌丝侵染的地方(如细胞壁)可以快速形成防御障碍, 有助于延缓受害过程, 为宿主植物建立防御体系赢得充足时间[41].此外, 由PGPB诱发的ISR常常伴随植物病程相关蛋白(patho-genesis-related proteins, PRs)、植保素和其他次生代谢产物积累[47].比如在水稻植株中, 接种解淀粉芽孢杆菌(Bacillus amyloliquefaciens)SN13可通过调节各种生理、代谢和分子功能增强对立枯病菌(Rhizoctonia solani)的免疫反应[22].PGPB通过ISR进行免疫的一个优势是在没有病原体的情况下防御相关基因的表达会降低, 因此不需要投入大量资源, 而仅在病原体侵袭时就能被激活.一般来讲, 激活ISR的PGPB大多是通过涉及茉莉酸(jasmonic acid, JA)或乙烯信号的独立途径而实现的.抗生素、铁载体、鞭毛、水杨酸(salicylic acid, SA)、茉莉酸、N-酰基高丝氨酸内酯、挥发性化合物和脂多糖(lipopolysaccharides, LPS)均是PGPB诱发ISR的细菌成分[35].

除促进植物生长外, PGPB还可以通过分泌螯合剂、酸化和氧化还原反应等来影响重金属的生物利用度[48], 并通过调节各种重金属转运蛋白(如ZRT-IRT样蛋白、重金属转运ATPase和天然抗性巨噬细胞相关蛋白)和重金属螯合剂(如有机酸、铁载体和生物表面活性剂等)的表达来巩固重金属的耐受性及其吸收和富集.

重金属在土壤环境中通常以可生物利用和不可生物利用的形式存在.有研究表明, 不同的PGPB通过产有机酸(organic acid, 如草酸、乙酸、葡萄酸、琥珀酸和柠檬酸)来活化土壤中的重金属和溶解难溶的营养元素, 从而促进植物对重金属的吸收.一些低分子量的有机酸, 可以和毒性较低的游离重金属(如Zn、Pb和Cu)形成复合物并导致其失活, 从而降低重金属对植物的毒性[24]. S, S-乙二胺二琥珀酸(S, S-ethylenediamine disuccinic acid, EDDS)由于其可生物降解的特性和对微生物群落的微弱影响被认为是一种很有前途的螯合剂.假单胞菌DGS6和EDDS的联合体使得玉米枝中Cu和Zn的浓度和总吸收量达到最高.此外, EDDS还能够溶解土壤中的Cu以提高植物组织中的重金属浓度, 增加土壤可溶性有机碳(dissolved organic carbon, DOC)的同时也能促进土壤多氯联苯的溶解[49].此外, 接种布丘氏菌属(Buttiauxella sp.)SaSR13增强了东南景天(Sedum alfredii)根系分泌物(尤其是苹果酸和草酸)的含量, 从而显著提高了Cd的生物利用度和植物对其的吸收能力[50].

PGPB还能够通过合成生物表面活性剂(biological surfactant)来降低液体表面和界面张力, 用于解毒或去除有毒重金属.当表面活性剂浓度达到或超过临界胶束浓度时, 就会在溶液内形成胶束, 而重金属会与土壤液相中的胶束结合[16].此外, PGPB分泌的生物表面活性剂能在根际土壤颗粒的界面上与不同的不溶性重金属相互作用并形成复合物, 然后诱导重金属从土壤基质中解吸, 通过增加重金属在土壤环境中的溶解度来改变重金属迁移率和生物利用度[51].有研究发现, 铜绿假单胞菌(Pseudomonas aeruginosa)、伯克霍尔德氏菌、弗氏柠檬酸杆菌(Citrobacter freundii)和热带念珠菌(Candida tropicalis)等PGPB均能够合成生物表面活性剂, 并显示出巨大的重金属去除能力[52].芽孢杆菌属MS154产生的一种热稳定生物表面活性剂(脂肽), 具有很高的去除重金属的潜力.由于其阴离子性质, 这种生物表面活性剂表现出高乳化活性和降低表面张力的特性, 并且当其浓度增加到临界胶束浓度(critical micelle concentration, CMC)×2.0时, 在1 000 ng ·L-1的相应重金属溶液中去除了75.5%的Hg、89.5%的Mn、97.73%的Pb和99.93%的Cd[53]. Chen等[54]的研究发现, 产生生物表面活性剂的内生假单胞菌株可提高Cd的生物可利用性, 并显著增加14%的龙葵干重和46.6%的植物体内Cd含量.

有PGPB产生的铁载体具有特异性结合基团(如儿茶酚酸酯、酚酸酯或异羟肟酸酯).由于以上特定基团的存在, 铁载体络合物的形成性能增加, 与有毒金属形成各种络合物, 从而提高了生物利用度[55].Ahsan等[56]的研究发现当肠杆菌HU38、微小杆菌(Microbacterium arborescens)HU33和斯氏泛菌(Pantoea stewartii)ASI11组合或单独接种紫茎泽兰(Leptochloa fusca)后显示出产生铁载体的潜力, 增加了叶绿素的生物合成, 并且通过络合反应增强了和Cr的结合能力, 从而提高了根际中Cr的生物利用度.

PGPB用来提高重金属生物利用度的另一个机制是生物甲基化(methylation).其中许多细菌会参与Hg和Pb等重金属的甲基化过程, 并通过挥发作用释放重金属, 这些生成的甲基化化合物表现出不同程度的溶解度、挥发性和毒性[2].甲基汞可以被不同的细菌甲基化而形成挥发性的二甲基汞, 苯基汞和甲基汞可以被还原成挥发性Hg(0), 这种还原是由某些细菌酶驱动而成的[57].而鳗假单胞菌(Pseudomonas anguilliseptica)中的细菌硫代嘌呤甲基转移酶(bacterial thiopurine methyltransferase, bTPMT)可以在天然淡水硒甲基化过程中发挥作用, 成功用于含硒天然水的原位生物修复, 从而将硒浓度降低到可接受的水平[58].

一般而言, 重金属和细胞外物质(如阴离子官能团和细胞外聚合物)的结合可以降低土壤中重金属的生物利用度, 从而减少植物对土壤中重金属的吸收或向植物地上部分的迁移.例如, 许多重金属和细胞表面的阴离子官能团(如巯基、羧基、羟基、磺酸根、胺基和酰胺基等)结合, 可以有效固定土壤中的重金属[59].以上物质仅通过形成复合物或形成围绕细胞的有效屏障就能降低重金属的毒性[60].有微生物还可通过沉淀、碱化和络合过程降低土壤中重金属的生物利用度.还有一些PGPB可通过氧化还原过程促进放射性核素(如U和Tc)和有毒金属(如Cr和Se)的酶催化沉淀的能力; PGPB分泌的无机酸(如硫化氢、碳酸氢盐和磷酸盐)也可以和某些溶解的重金属(如Cu、Fe、Zn和Pb)快速反应, 形成不溶性沉淀物[1].

细胞外聚合物(extracellular polymeric substance, EPS)是在一定环境条件下由微生物分泌于体外的有机高分子聚合物[17].EPS主要由多糖、蛋白质和脂质组成, 它们以胶囊或黏液的形式附着在细菌的细胞表面, 表现出强大的结合重金属的能力.PGPB产生的EPS被证明可以和潜在的有毒微量元素牢固结合, 并截留沉淀的重金属硫化物和氧化物形成有机重金属络合物, 从而增加了对有毒微量元素的抗性[20]. Xia等[61]的研究发现变栖克雷伯氏菌(Klebsiella variicola)能够产生EPS-K和EPS-B, 其中, EPS-B中有芳香族和色氨酸样蛋白, 而EPS-K中有色氨酸类蛋白和腐殖质, 这些均在Hg的络合中起重要作用.同样, Silambarasan等[62]的研究发现, 红酵母菌(Rhodotorula sp.)CAH2能够耐受高达6 mmol ·L-1的Al, 即使在Al、盐和干旱的多重胁迫条件下也能产生由葡萄糖、甘露糖和半乳糖组成的EPS, 且产量随着这3个应力水平的增加而增加.因此, EPS的合成有效地降低了土壤中重金属的迁移率和对植物的生物可利用性.

微生物产生的磷酸盐也可以使重金属沉淀, 这是因为细菌中重金属或放射性核素的积累是由磷酸酶介导的, 该磷酸酶可从供应的有机磷酸盐供体分子(如2-磷酸甘油酯)中释放无机磷酸盐, 而后重金属或放射性核素阳离子以磷酸盐的形式沉淀在生物质上[63].硫酸盐还原菌(sulfate-reducing bacteria, SRB) 能够在有机底物或H2作为电子供体存在的厌氧条件下产生硫化氢(H2S), 同时通过矿物质的分解和酸的不稳定吸附形式的释放从被污染的土壤中浸出重金属[64].此外, 微生物诱导的碳酸盐沉淀(microbiologically induced carbonates precipitation, MICP)也已被提议为一种固定重金属污染物的潜在生物修复方法.在MICP中, 碳酸盐可以和细胞表面上的重金属(如Pb2+)结合, 之后这些元素从可溶性重金属变为不溶性形式, 从而降低其毒性[65].由巴氏杆菌(Bacillus pasteurii)ATCC 11859引起的MICP在维持微生物生长的同时通过降低土壤中有效态Pb的含量, 使得重金属可交换态含量降低, 而碳酸盐结合态含量增加, 从而导致Pb的提取量和土壤中有效态Pb的含量分别降低了76.34%和41.65%.此外, MICP的修复不仅能增强土壤团聚体的水稳定性, 还能增加土壤的总孔隙度, 使得孔隙结构更加复杂[66].

重金属元素的价态决定其毒性, 微生物对重金属元素的氧化还原过程导致重金属污染物产生多种化学转化, 从而改变了形态和在土壤中的迁移率, 这被认为是重要的解毒机制之一[1].PGPB能够通过细胞代谢来调节重金属离子的氧化还原反应, 将重金属污染物转化为根际中的非生物利用态来降低重金属对植物的毒害作用[67].例如, 解淀粉芽孢杆菌可在有氧条件下利用葡萄糖还原Cr(Ⅵ), 从而降低Cr的毒性[68].微生物通过酶介导将有毒重金属物质还原为破坏性较小的形式, 也是减轻重金属毒性的最常见策略之一, 这在很大程度上有助于增强微生物对重金属离子的抗性[69].这些酶裂解键, 消耗生化反应产生的能量, 可以帮助电子从还原的有机化合物中转移到另一种化合物中.通过这些反应, 将有害的污染物被氧化为无害的化合物.此外, 这些酶也有助于土壤环境中木质素分解产生的各种酚类化合物的腐殖化, 它们也能通过化学反应解毒各种异生物质, 如苯胺或酚类化合物[59]. Mathew等[70]的研究从芦苇中分离得到了耐盐光杆菌(Photobacterium halotolerans)MELD1, 并确定了merA基因的存在和汞还原酶活性, 以及对Cd和Pb等有毒化合物的抗性.Giovanella等[71]从培养基中分离的假单胞菌B50A同样具有merA基因和汞还原酶活性, 使其即使在汞的污染下也能存活, 并且有效地将Hg(Ⅱ)还原Hg(0).

细菌也可以通过自身对重金属的吸收来减少植物对重金属的吸收.因为它们无处不在, 体积大, 并且对广泛的环境条件具有一定的适应能力, 因此被广泛用作生物吸附剂[72].通常, 细菌吸收重金属的过程分为吸附和富集两个阶段.而这两个机制和其他促生功能均能缓解重金属对植物的毒害, 在促进植物生长和生物量的同时, 提高了植物对重金属的修复效率.生物吸附是通过和活的或死的生物物质(biological matter)相互作用而被动隔离重金属的过程, 离子交换、吸附、微沉淀、静电和疏水相互作用均可以促进生物吸附, 而细胞对重金属的吸附可以在所有微生物和重金属的相互作用中起关键作用(如生物转化和生物矿化)[73].根据重金属吸收或累积的位置, 生物吸收可分为细胞外沉淀、细胞表面吸收和细胞内累积[74].微生物的细胞结构可以捕获重金属离子, 然后将其吸收到细胞壁的结合位点上, 该过程和代谢周期无关[72].而生物富集指活细胞通过依赖于较慢活性代谢的重金属向细菌细胞的转运来吸收重金属(转运到细胞中, 通过细胞代谢循环跨细胞膜在细胞内积累)的过程.在富集过程中, 细菌可以将重金属和热稳定蛋白结合, 将其转化为低毒或无毒的络合物并在细胞中积累[5]. Xu等[75]的研究发现, 从重金属污染的土壤中分离出来的假单胞菌375对Cd2+有显著的吸收能力.因为生物吸附过程受酸碱度、初始重金属浓度和接触时间的强烈影响.所以当pH值增加到7时, 菌株375的生物吸附能力急剧增加至最大值52.90 mg ·L-1, 而当pH值为8时, 吸附值又迅速降低, 这可能是受碱性条件下重金属氢氧化物的沉淀所影响, 导致了Cd2+的生物吸附降低.SEM-EDX分析还表明, Cd2+能够和细胞壁结合, 而FTIR光谱分析表明—CH2、—OH、—SO3、C=O、N—H和C—N, 磷酸盐或硫酸盐官能团均是Cd2+离子结合的主要功能部位.

有研究表明, PGPB能够促进胁迫环境下植物的生长, 减轻重金属对植物的毒性, 改变重金属的形态和生物利用度, 从而提高重金属污染土壤的植物修复效率.

植物吸收污染物进入根部并将其转运到地上部分的能力被称为植物提取[76].PGPB能够通过降低土壤pH值, 合成螯合剂来改变重金属的生物利用度, 从而提高植物对重金属的提取效率[16].笔者前期试验筛选了耐旱的PGPB, 并评估其对尖叶芸苔(Brassica oxyrrhina)生长和重金属吸收的影响.研究发现, 利班假单胞菌(Pseudomonas libanensis)TR1和反应假单胞菌(Pseudomonas reactans)Ph3R3都具有优良的植物促生特性, 可以产生IAA、铁载体和ACC脱氨酶, 其接种显著增加了芸苔的生物量、叶片相对含水量和色素含量.此外, 这两种菌株对各种重金属(Cd、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn)、抗生素(氨苄西林、氯霉素、青霉素、链霉素)、盐度(8%和5%)和极端温度(38和30℃)均表现出高度抗性.且无论土壤水分条件如何, TR1和Ph3R3都大大提高了Cu和Zn的金属浓度、易位和生物富集因子.这是由于产生的IAA通过增加根表面积和长度为植物提供了更多获取土壤养分和重金属的途径.此外, TR1和Ph3R3还在赋予植物重金属和干旱的双重胁迫耐受性方面发挥着关键作用[77].Bruno等[78]的研究评估了蜡状芽孢杆菌TCU11的作用和在大气温度升高(increased atmospheric temperature, IAT)的胁迫条件下对多重金属(multiple heavy metals, MM)污染土壤中玉米(Zea mays)生长、胁迫耐受性和植物修复的潜力.盆栽试验表明, 在复合胁迫条件下, 用TCU11接种玉米后可通过产生铁载体和IAA来促进植物生长, 并通过调节脯氨酸、超氧化物歧化酶(superoxide dismutas, SOD)和过氧化氢酶(catalase, CAT)等抗氧化酶, 来降低由MM和IAT引起的玉米脂质过氧化.此外, 在IAT胁迫下接种TCU11增加了植物组织中Pb、Zn、Ni、Cu和Cd的积累, 并增加了除Ni以外的重金属从根向地上部的易位.土壤重金属活化的结果也进一步表明, IAT增加了TCU11的重金属活化性能, 从而增加了土壤中生物可利用重金属的浓度.因此, TCU11可用作接种物以提高IAT条件下MM污染土壤的植物提取效率.在温室条件下, Silambarasan等[79]研究了从甜菜根际土壤(pH=5.56)中分离出的耐铝和耐旱的草木草杆菌(Curtobarterium herbarum)CAH5对Al的生物累积的影响, 其发现, 配制的菌剂CAH5通过减少植物部位的氧化应激、脂质过氧化和Al积累, 显著改善了Al和干旱胁迫下苜蓿(Lactuca sativa)的生长.此外, 在以2~6 mmol ·L-1为初始Al浓度的试验中, 在干旱条件下培养72 h后, 菌株CAH5对Al的去除率可达78% ~91%.以上特征表明, 即使在干旱条件下, 在具有高植物毒性Al含量的土壤中, 对于Al的生物修复和可持续的农艺生产中, 菌株CAH5仍然是一种实用的选择.

和植物提取相比, 有PGPB可以通过生物吸附、生物蓄积、生物转化、沉淀、络合和碱化等特定的机制来减少重金属在土壤中的迁移和积累.细菌细胞表面阴离子官能团、EPS和细胞外胶囊也在重金属的固定过程中起着重要的作用[60].笔者前期研究了偶氮假单胞菌ASS1对干旱胁迫下生长在多重金属(Cu、Zn和Ni)污染土壤上的三叶草(Trifolium arvense)的植物修复作用[80].盆栽试验表明, 将菌株ASS1接种于三叶草后极大地抵消了非生物胁迫对植物生物量、叶片相对含水量和叶绿素含量的消极影响.且无论有没有水分胁迫, ASS1都能显著提高Cu、Zn和Ni等重金属的积累、总去除率和生物富集系数, 并降低了Cu的易位因子.这表明内生菌ASS1可用于三叶草对重金属(Cu、Zn和Ni)污染土壤的稳定修复.但当植物遭受干旱胁迫时, 会显著降低植物中Cu和Ni的积累.这可能是由于非生物胁迫抑制了根系生长, 改变了根系构型从而限制了植物对重金属的吸收.同样地, 为了研究选定的高效菌株在盐渍条件下对植物生长促进和重金属吸收的影响, Silambarasan等[81]将香茅假单胞菌(Pseudomonas citronellolis)SLP6用于生物修复盐胁迫下Cu污染的土壤.试验表明, SLP6菌株在根际中表现出强大的定殖潜力, 而不受各种非生物胁迫(Cu、盐和Cu+盐胁迫)的影响.在Cu和NaCl胁迫条件下, 菌株SLP6表现出ACC脱氨酶活性, 能够合成IAA、铁载体和溶解磷酸盐.用SLP6菌株接种向日葵可显著促进Cu和高盐胁迫下植物生长, 提高叶绿素含量、抗氧化酶产量和Cu累积潜力, 并减少脂质过氧化.此外, 接种SLP6菌株使植物中的易位因子Cu(TF < 1)在Cu和Cu+盐的双重胁迫下也分别降低了12%和5%, 这将有利于提高Cu污染土壤的植物稳定效率.

植物挥发是指从土壤或水体中去除污染物并释放到大气中.在此过程中, 微生物发挥着重要的作用.微生物可以转化汞化合物, 并在全球汞循环中发挥重要作用, PGPB对Hg的抗性机制是通过mer操纵子(由一组相连的基因组成, 这些基因编码的蛋白质具有参与汞化合物的调节、运输、分解和还原相关的功能)将Hg(Ⅱ)酶促还原为其金属形式Hg(0), Hg(0)的高蒸气压和极低的水溶性导致其从细菌细胞质挥发到外部大气环境中[67, 82]. Matsui等[82]的研究发现耐Hg的芽孢杆菌能够产生由MerB基因编码的有机Hg裂解酶, 从而将有机汞裂解为Hg离子.可见, 这些PGPB大大降低了Hg的毒性, 并提高了植物的挥发效率.此外, 有研究将以上微生物基因转移到植物系统中, 并进一步分析了其对植物挥发效率的影响作用.同样地, Amin等[83]的研究筛选出携带和已知merA相似序列基因的耐Hg芽孢杆菌AZ-1, 由于merA基因可编码汞还原酶, 因此可以将Hg的水溶性离子形式还原为毒性较小的挥发性形式, 从而去除工业废水中的Hg.

此外, 有PGPB还可以协同植物将土壤中的有害物质吸收, 再通过植物的根部和其他器官, 将有害物质通过代谢的方式, 转化为毒性较小的形态.Lin等[84]的研究讨论了人工湿地中蜡状芽孢杆菌GG对Cr(Ⅵ)的净化贡献, 其发现该菌在中性和碱性条件下有较高的生物活性和细胞代谢, 且在48 h后, 对Cr(Ⅵ)的最大去除率接近100%.同时在较低pH值下, 会形成更多的水合离子, 从而使细菌细胞上的负位质子化, 最终减少了细菌对Cr(Ⅵ)的吸附量.当接种时间少于36 h, Cr(Ⅵ)的去除率会随接种量的增加而增加, 这归结于蜡状芽孢杆菌细胞密度的增加.

将PGPB接种到重金属污染土壤中, 其活性可能受到土著微生物、有毒重金属和其他环境因素的影响, 而通过生物强化技术将微生物菌剂引入土壤, 尽可能地降低了细菌被土壤微环境缓冲的风险, 并促进了植物根系和PGPB之间多种多样的益生关系[85].微生物菌剂由于自身含有大量的微生物, 能够在土壤中通过微生物的生物活动, 改善作物的生存环境、促进植物的生长、提高作物产量/品质和土壤生态环境[86].载体材料(活性炭、生物炭、沸石、泥炭、甲壳素、黏土和尼龙等)为PGPB提供了保护性生态位和临时营养, 以维持细菌活性并延长PGPB在接种后的存活时间, 从而提高作物产量[85, 87].Tu等[88]的研究以玉米秸秆型生物炭和绿脓肝菌(Pseudomonas sp.)为材料, 阐明了生物炭负载微生物菌剂对Cd和Cu污染土壤的稳定化修复效果与作用机制.此外, 将不同的菌株结合起来, 使得每一种菌株的修复和增产效益达到最高[89].Wang等[90]的研究表明肠杆菌和科马蒙纳斯(Comamonas sp.)的组合是高效固定Cd的重要效应器.由于接种剂的应用大大减少了化学肥料和杀虫剂的使用, 现在越来越多的接种剂被商业化后用于各种作物[91].

(1) 进一步筛选具有高度竞争力的PGPB菌种, 并通过遗传构建或基因重组等分子手段进一步提高PGPB的重金属抗性, 为高效修复菌剂的开发和应用提供理论基础与技术支持.同时也可倾向于对一些非食用的且有一定重金属富集能力的经济或能源作物进行与功能微生物联合修复方面的研究.

(2) 开发低成本的高效微生物接种剂, 优化储存条件以支持细菌长期存活.接种剂的开发侧重于生产出具有在运输、保存和使用过程中长期稳定性的微生物产品.它们在室温下的保质期要求从2~3个月到1~2年不等.最大化接种物中活细胞的初始数量是弥补快速恶化率的策略, 且需考虑施用后每个种子的活细胞数量.

(3) 通过生物修复来回收增值产品, 例如在富含重金属废水的生物处理过程中回收重金属, 使基于细胞的固定化处理过程具有可持续性, 同时其他回收的植物材料也可用做生物质.

(4) 应借助分子生物手段深入研究PGPB代谢产物的种类、结构变化及其和其他功能微生物间的互作关系, 系统探究全球气候变化背景下PGPB联合植物修复土壤重金属污染的机制.同时进一步筛选出植物和PGPB的最优组合, 为PGPB在污染环境修复治理中的应用提供理论指导和技术支持.

(1) 土壤环境的复杂多变性：气候变化、作物轮作、自然选择和肥料施用致使土壤生物、物理和化学特性复杂多变, 这必然会使PGPB的生存和功能受到影响, 导致田间修复效果不理想.

(2) 微生物群落多样性：目前的研究结果主要来自接种单一或2~3种可培养微生物菌株而获得的.而在自然条件下, 微生物群落是一个动态变化的复杂群体.在这个群体中, 各类菌群之间甚至各个菌株之间都会相互影响和相互作用, 从而抑制其益生功效的发挥.

(3) 植物材料后续处理不规范：一些富集植物修复土壤以后会产生一定的有害生物质, 如果不能将这些干物质进行有效地处理, 就会失去生物修复原本的意义.

(4) 微生物菌剂的门槛相对较高：它必须经过农业部指定单位检验和正规田间试验, 在证实无毒、有效和环境友好后, 方能生产应用.同时活微生物菌才有效, 但微生物菌剂中很多有效活菌不耐高温、强光和强酸碱, 致使其实际使用效果大大降低.

(5) 推广应用受限：对于PGPB的作用机制研究还不够全面, 在大多文献中缺少非生物胁迫条件下与PGPB的行为动力学和代谢组学等相关的分子生物学方面的研究, 使其推广应用受限.