我國耕地重金屬污染現(xiàn)狀及固氮菌在其修復(fù)中的作用

劉 晨， 賈鳳安， 呂 睿

(陜西省微生物研究所，陜西西安 710043)

隨著我國工業(yè)化的推進(jìn)及城鎮(zhèn)的加速建設(shè)，排放到環(huán)境中的工業(yè)廢料及有毒污染物也呈現(xiàn)急速上升的趨勢。由于重金屬在自然環(huán)境中代謝慢，還會(huì)轉(zhuǎn)移并累積到植物中，對(duì)動(dòng)物和人體產(chǎn)生毒害作用，因此會(huì)對(duì)生態(tài)系統(tǒng)造成長期的負(fù)面影響。許多重金屬即使在很低的濃度下，毒性仍然很大。砷(As)、鎘(Cd)、鉻(Cr)、銅(Cu)、鉛(Pb)、汞(Hg)、鎳(Ni)等重金屬不僅對(duì)細(xì)胞有毒害作用，還會(huì)致癌以及導(dǎo)致突變[1]?？梢灶A(yù)見在很長一段時(shí)期內(nèi)經(jīng)濟(jì)發(fā)展仍然是我國的發(fā)展重點(diǎn)，因此對(duì)環(huán)境的修復(fù)就成為經(jīng)濟(jì)持續(xù)發(fā)展的關(guān)鍵因素。研究表明，土壤微生物的數(shù)量以及酶活性與土壤養(yǎng)分含量之間存在相關(guān)關(guān)系，固氮菌可有效改善土壤環(huán)境，增加土壤有機(jī)質(zhì)含量，促進(jìn)植物根系對(duì)氮元素的吸收，提高土壤微生物的酶活性，活化土壤中的礦質(zhì)養(yǎng)分[2]。本研究以固氮菌為研究對(duì)象，在總結(jié)我國耕地重金屬污染現(xiàn)狀及近期對(duì)固氮菌在重金屬污染土壤作用的基礎(chǔ)上，探討固氮菌修復(fù)重金屬土壤的可行性。

1 重金屬污染

土壤重金屬污染是指比重大于5或4[主要包括銅、鋅(Zn)、鎘、鉛、汞(Hg)、鉻、砷、鎳、鈷(Co)]的金屬或其化合物在土壤環(huán)境中所造成的污染[3]。

1.1 我國耕地重金屬污染現(xiàn)狀

2011年11月聯(lián)合國糧食及農(nóng)業(yè)組織報(bào)告稱，全球25%的耕地嚴(yán)重退化，其中來自污染方面的退化原因不可忽視[4]。 2014年4月17日環(huán)保部和國土資源部聯(lián)合發(fā)布的《全國土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》顯示，我國耕地土壤環(huán)境質(zhì)量堪憂，點(diǎn)位超標(biāo)率為19.4%，其中輕微、輕度、中度、重度污染點(diǎn)位比例分別為13.7%、2.8%、1.8%、1.1%，其中重金屬污染問題比較突出[5]。耕地土壤重金屬污染給農(nóng)民帶來了經(jīng)濟(jì)利益和健康利益的雙重?fù)p害。目前，我國受Cd、As、Cr、Pb等重金屬污染的耕地面積近2 000萬hm2，約占總耕地面積的1/5。我國每年因重金屬污染導(dǎo)致的糧食減產(chǎn)超過1×107t，經(jīng)濟(jì)損失超過200億元[6]；與常見的大氣污染、水污染、工業(yè)固體廢棄物污染相比，土壤重金屬污染具有不可見性和隱蔽性。土壤重金屬污染日益嚴(yán)重導(dǎo)致土壤肥力退化、農(nóng)作物產(chǎn)量降低和品質(zhì)下降，嚴(yán)重影響環(huán)境質(zhì)量和經(jīng)濟(jì)的可持續(xù)發(fā)展，威脅到人們的食品安全[7]。據(jù)統(tǒng)計(jì)，從2009年起至今，我國發(fā)生的重大特大重金屬污染事件幾十余起，已經(jīng)給人們的生命安全造成極大的危害[8-9]。

1.2 污染來源

土壤中的重金屬來源較多，除內(nèi)源污染外其余都是與人類工業(yè)生產(chǎn)、農(nóng)業(yè)活動(dòng)等相關(guān)的外源污染(表1)。其中，以工業(yè)來源及農(nóng)業(yè)來源的污染對(duì)耕地的土質(zhì)影響最為嚴(yán)重[10]。工業(yè)廢棄物是土壤重金屬的主要成因，主要來源于采礦業(yè)、化工業(yè)、金屬加工等。將工業(yè)廢水用于農(nóng)田灌溉成為我國農(nóng)業(yè)的普遍現(xiàn)象，結(jié)果導(dǎo)致耕地中重金屬的富集，最終這些重金屬會(huì)從污染的耕地中轉(zhuǎn)移到農(nóng)作物中[11]。

1.2.1 工業(yè)來源 土壤中有70%重金屬來源于礦山開采和冶煉礦石開采[12]。尾礦是礦石開采的副產(chǎn)物，是礦石經(jīng)磨細(xì)，選取有用成分后形成的廢棄物，其中包含的部分元素是重要的二次礦產(chǎn)資源，但在現(xiàn)有經(jīng)濟(jì)技術(shù)條件下仍無法有效利用。由尾礦形成的固體礦物廢料，是固體工業(yè)廢料的主要成分。尾礦已成為全球范圍的難題，遍布墨西哥、美國、智利、秘魯、南非、印度、西班牙和澳大利亞等國家[13-14]。全世界每年排棄的尾礦和廢石約達(dá)300億t，裸露的尾礦堆通過風(fēng)和水的傳播將污染擴(kuò)散至周圍數(shù)萬公頃范圍，嚴(yán)重危害人類身體健康和全球生態(tài)環(huán)境[15-16]。我國現(xiàn)有2 700多座礦山尾礦庫，堆積尾礦約50億t[17]，其中每年排棄的尾礦約3億t，占用土地約20 km2[18]，嚴(yán)重破壞了周邊的環(huán)境和生態(tài)平衡，危及人體健康和礦產(chǎn)業(yè)的可持續(xù)發(fā)展。尾礦還是產(chǎn)生酸性礦山廢水(acid mine drainage，AMD)的重要源頭之一[19]，AMD的pH值一般在4以下，而且富含重金屬[Pb、Zn、Cu、Cd、Mn、Ni、As等]，這些生物毒性極高的酸性廢水是采礦業(yè)最嚴(yán)重的環(huán)境問題之一，直接排放可對(duì)下游的水生生態(tài)系統(tǒng)和陸地生態(tài)系統(tǒng)造成毀滅性的破壞。

表1 我國重金屬污染來源分類[5，9]

1.2.2 農(nóng)業(yè)來源

1.2.2.1 污水灌溉 污水灌溉作為一種農(nóng)業(yè)灌溉措施，具有悠久的歷史。有機(jī)污水灌溉除了提供水源和豐富的營養(yǎng)元素，同時(shí)其污水中的有害成分也會(huì)影響土壤質(zhì)量和農(nóng)作物品質(zhì)[20]。我國污水灌溉污染的農(nóng)田面積為 330萬hm2，平均污水灌溉農(nóng)田每年接納工業(yè)污水6 645 t/hm2。據(jù)我國農(nóng)業(yè)部對(duì)全國污水灌區(qū)進(jìn)行的調(diào)查，在約140萬hm2的污水灌區(qū)中，遭受重金屬污染的土地面積占污水灌區(qū)面積的64.8%，其中輕度污染的占 46.7%，中度污染的占9.7%，嚴(yán)重污染的占8.4%[21]。

1.2.2.2 化肥濫用 為了提高作物的產(chǎn)量和質(zhì)量，在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中往往投入過量的含有鉛、鎘、汞、砷等重金屬的化肥。如磷肥的主要生產(chǎn)原料是磷礦石，天然伴生Cd，Cd的含量在0.10～571.00 mg/kg之間，平均含量為0.98 mg/kg[5]。由于每年都施用磷肥，而磷肥被植物利用的比例只有10%～20%，造成大部分Cd在土壤中不斷累積。不同種類重金屬的主要來源見表2。

表2 不同種類重金屬的主要來源

1.3 污染源的控制

對(duì)于污水灌溉帶來的重金屬污染早已有研究，如我國甘肅省白銀地區(qū)使用含As廢水灌溉農(nóng)田導(dǎo)致全市16.3%的土壤As超過當(dāng)?shù)嘏R界值(25 mg/kg)，最高達(dá)149 mg/kg[22]，嚴(yán)重影響農(nóng)業(yè)生產(chǎn)。但污水灌溉由來已久，并且在一定程度上緩解了農(nóng)業(yè)用水的巨大缺口，立即禁止并不現(xiàn)實(shí)，還會(huì)衍生出一系列的問題?；适悄壳稗r(nóng)作物增產(chǎn)的重要手段，我國以7%的耕地養(yǎng)活全世界20%的人口，與化肥的施用密不可分，目前還沒有更加綠色高效的替代物來取代化肥。

我國未來經(jīng)濟(jì)發(fā)展仍將保持較高的增長速度，隨著工業(yè)化、城鎮(zhèn)化的加快推進(jìn)，可以預(yù)見一定時(shí)期內(nèi)重金屬等污染物排放仍將保持一定的增長勢頭，我國土壤重金屬污染形勢將越發(fā)嚴(yán)峻。因此，重金屬污染問題僅通過源頭“防”是不現(xiàn)實(shí)的，應(yīng)著重從修復(fù)方面入手，控制及減輕污染范圍和程度。

2 重金屬污染土壤的修復(fù)方法

各種重金屬存在形態(tài)非常復(fù)雜。水溶態(tài)、交換態(tài)對(duì)植物最有效，活性最大，毒性最強(qiáng)，稱為可給態(tài)，將這2種形態(tài)轉(zhuǎn)變?yōu)榉€(wěn)定性更強(qiáng)的形態(tài)是降低其毒性的有效途徑之一[23]。

傳統(tǒng)的重金屬污染土壤修復(fù)技術(shù)通常采用物理和化學(xué)方法，如排土填埋法、稀釋法、淋洗法、物理分離法和電化學(xué)法等。其原理主要是通過減少土壤表層污染物的濃度，或增強(qiáng)土壤中污染物的穩(wěn)定性使其水溶性、擴(kuò)散性和生物有效性降低，從而減輕其危害。這些傳統(tǒng)的修復(fù)方法雖然治理效果較好、歷時(shí)短，但也有許多缺陷如成本高、難于管理、易造成二次污染、對(duì)環(huán)境擾動(dòng)大[6]，同時(shí)這些技術(shù)還有一個(gè)重大缺陷，即當(dāng)重金屬濃度低于100 mg/L時(shí)，很難被有效去除[24]。此外，大多數(shù)的重金屬鹽都是水溶性的，所以當(dāng)這些重金屬以工業(yè)廢水的形式被排放時(shí)，很難用物理方法進(jìn)行分離[25]。生物修復(fù)在這方面就顯示出了優(yōu)勢，如利用微生物或植物進(jìn)行生物吸附或利用生物體內(nèi)累積等方法修復(fù)重金屬污染的土壤， 不僅能去除重金屬，還可以重建土壤的生態(tài)系統(tǒng)、恢復(fù)土壤活力(表3)。

3 固氮菌在重金屬污染土壤修復(fù)中的作用

氮素是植物生長必需的礦質(zhì)元素，也是需求量最大的礦質(zhì)元素[26]，重金屬污染區(qū)一般缺乏氮素，通過固氮菌可以方便、低成本地為污染地區(qū)土壤補(bǔ)充氮源，促進(jìn)該地區(qū)的植株生長，使土壤環(huán)境進(jìn)入良性循環(huán)，降低污染度，甚至使土壤趨于無污染。

3.1 作為污染/修復(fù)的重要指標(biāo)

鑒于固氮菌在天然生態(tài)系統(tǒng)氮素循環(huán)中的重要作用，研究污染物脅迫對(duì)自生固氮菌的影響顯得更為重要。此外，由于植物生長周期比較長， 研究重金屬脅迫下的共生或聯(lián)合固氮作用往往所需時(shí)間較長而固氮菌受到脅迫后固氮作用迅速受到影響，便于及時(shí)監(jiān)測。因此，土壤中固氮菌群數(shù)量、固氮酶活性的變化可作為土壤污染/修復(fù)的監(jiān)測指標(biāo)，建立有效的污染預(yù)警指標(biāo)體系，為環(huán)境質(zhì)量評(píng)價(jià)提供有益的參考[27]。

表3 不同土壤修復(fù)方法優(yōu)劣勢比較

3.2 氮源補(bǔ)充

有研究表明[28]，三大微生物以及各生理類群對(duì)重金屬污染的敏感性大小分別表現(xiàn)為放線菌>細(xì)菌>真菌、自生固氮菌>氨化細(xì)菌>硝化細(xì)菌>反硝化細(xì)菌>纖維分解菌。可見在重金屬污染土壤生態(tài)環(huán)境條件下，參與氮素轉(zhuǎn)化的細(xì)菌生理類群往往受到的影響最為明顯。在重金屬脅迫下固氮菌數(shù)量的下降及固氮酶活性下降往往會(huì)導(dǎo)致該地區(qū)氮素缺乏，這也是土壤肥力下降的主要原因。所以，恢復(fù)土壤活力最直接有效的方法是對(duì)其進(jìn)行氮源補(bǔ)充。目前，針對(duì)氮素缺乏的普遍做法是加大尿素等氮類化肥的施加。這一做法無異于飲鴆止渴，使土壤狀況陷入惡性循環(huán)。通過添加固氮菌類生物肥實(shí)現(xiàn)修復(fù)土壤的目的，才能起到從本質(zhì)上改善土壤肥力，并實(shí)現(xiàn)整個(gè)環(huán)境的可持續(xù)性發(fā)展。

3.3 參與修復(fù)

微生物修復(fù)中的固氮菌修復(fù)重金屬土壤最近備受重視，該方法不僅能發(fā)揮微生物修復(fù)數(shù)量眾多、比表面積大、帶電、代謝活動(dòng)旺盛等優(yōu)勢，還具有通過多種方式影響土壤重金屬的活性等特點(diǎn)[29]，還能緩解因重金屬污染導(dǎo)致的土壤氮素減少、肥力下降問題。

3.4 固氮菌抵抗重金屬作用機(jī)制

(1)細(xì)胞表面吸附。由于微生物對(duì)重金屬具有很強(qiáng)的親和吸附性能，有毒金屬離子可以沉積在細(xì)胞的不同部位或結(jié)合到胞外基質(zhì)上，或被輕度鰲合在可溶性或不溶性生物多聚物上。(2)重金屬的轉(zhuǎn)化作用。微生物能通過氧化還原、甲基化和去甲基化作用轉(zhuǎn)化重金屬，將有毒物質(zhì)轉(zhuǎn)化成無毒或低毒物質(zhì)。(3)輸出系統(tǒng)對(duì)重金屬的作用。其中有3種系統(tǒng)(RND、CDF和P-ATPase)介導(dǎo)二價(jià)金屬陽離子排出細(xì)胞[30]，目前這種輸出機(jī)制主要用于抗鎘和抗銅系統(tǒng)。(4)通過形成金屬硫化物及金屬磷化物達(dá)到抗重金屬的目的。(5)微生物是土壤中腐殖質(zhì)形成的根源，而二價(jià)金屬離子可以與腐殖質(zhì)絡(luò)合(圖1)，形成低毒的絡(luò)合態(tài)。一些固氮藍(lán)細(xì)菌和某些藻類能產(chǎn)生胞外聚合物如多糖、糖蛋白、脂多搪等，這些物質(zhì)具有大量的陰離子基團(tuán)，與重金屬離子形成絡(luò)合物而解毒。如在藻類中發(fā)現(xiàn)一種被稱為“植物鰲合蛋白”的多肽能與Cd、Cu、Zn等重金屬結(jié)合。在藍(lán)細(xì)菌中發(fā)現(xiàn)一種可以與重金屬強(qiáng)力鰲合的金屬硫蛋白(MT)，可通過其殘基上的硫基與金屬離子結(jié)合形成無毒或低毒絡(luò)合物。Vasundhara等發(fā)現(xiàn)，隨著培養(yǎng)基中重金屬(Cu、Ni)離子濃度的升高，圓褐固氮菌(Azotobacterchroococcum)對(duì)重金屬的吸收量也增加，并產(chǎn)生一種誘導(dǎo)物質(zhì)——硫醇，該物質(zhì)是一種重金屬結(jié)合縮氨酸，與環(huán)境中的重金屬離子結(jié)合，從而降低其對(duì)細(xì)胞的毒性[31]。

4 存在問題

關(guān)于我國重金屬污染土壤的現(xiàn)狀及生物修復(fù)已有許多學(xué)者做了大量研究，總結(jié)下來我國耕地重金屬污染的現(xiàn)狀可以概括為：(1)以Cd、As、Pb、Cu、Cr、Hg等元素為主；(2)多種重金屬元素復(fù)合污染；(3)不同區(qū)域間因來源不同、污染程度不同又呈現(xiàn)一定的差異性。正是由于污染面積廣、污染源復(fù)雜、差異性明顯的現(xiàn)狀，使固氮菌對(duì)重金屬污染土壤的修復(fù)效果大打折扣。

4.1 重金屬污染程度及種類

固氮菌對(duì)重金屬的修復(fù)和耐受能力與其濃度有很大關(guān)系，一般在低濃度下固氮菌的生長及固氮作用還會(huì)被促進(jìn)，但在高濃度下有明顯的抑制作用，二者一般呈負(fù)相關(guān)關(guān)系，同時(shí)這種相關(guān)性還與重金屬的種類有關(guān)[32]。有研究結(jié)果表明，隨著土壤中Cd、As、Pb、Cu含量的增加，固氮菌的固氮活性降低，而且4種重金屬元素的毒性大小為Cd>As>Cu>Pb。 El-Enany 等研究了2種藍(lán)細(xì)菌在含低濃度、中等濃度重金屬(Zn、Cd)污水處理下，它們的固氮活性均增加，但在高濃度下其代謝則受到抑制[33]。然而，Brookes等研究發(fā)現(xiàn)，即使是很低濃度的重金屬[乙二胺四乙酸(EDTA)浸提，Zn 30 mg/kg、Cu 15 mg/kg、Ni 2 mg/kg、Cd 2 mg/kg]試驗(yàn)中的藍(lán)綠藻固氮強(qiáng)度降低了50%[34]。不同種類的固氮菌對(duì)不同重金屬甚至同一重金屬的敏感程度不一，不能同一定論。

4.2 土壤類型不同、pH值不同對(duì)固氮菌活性影響較大

重金屬離子對(duì)固氮菌的毒性與土壤的pH值密切相關(guān)。Obbard等利用溫室栽培白三葉草評(píng)價(jià)較低重金屬(Zn、Cd、Cu、Ni、Mn)含量的污泥對(duì)其根瘤菌數(shù)量及固氮效率的影響，發(fā)現(xiàn)土壤pH值為6.0左右時(shí)，污泥中一定濃度范圍內(nèi)的重金屬離子對(duì)根瘤菌影響較小，但當(dāng)pH值(5.0)較低時(shí)，根瘤菌對(duì)重金屬毒害的忍耐度降低，其數(shù)量及固氮活性均明顯下降[35-36]。一般來說，這幾種重金屬離子在酸性土壤中的有效性較大，在水溶液中其離子濃度隨pH值降低而增加。

4.3 復(fù)合污染

在土壤環(huán)境中，由單個(gè)污染物質(zhì)構(gòu)成的環(huán)境污染雖時(shí)有發(fā)生，但實(shí)際上絕對(duì)意義的單一污染是不存在的，污染多具伴生性和綜合性，即多種污染物形成復(fù)合污染[37]。有大量研究表明，在同樣濃度下，固氮菌對(duì)復(fù)合污染更為敏感[38-39]。

5 解決方法

5.1 增強(qiáng)固氮菌重金屬耐受性——菌種篩選

從各類重金屬污染環(huán)境篩選固氮菌的研究如胡佳頻等從鉀長石礦區(qū)中分離固氮菌，該研究從吉首鉀長石礦區(qū)共分離出自生固氮菌28株，所有固氮菌株均具有一定的解鉀活性[40]。其中活性最高的根瘤菌L13發(fā)酵液中有效鉀(K)含量達(dá)到 71.22 mg/L，有效氮(N)含量可達(dá)10.71 mg/L。李雯等從鐵尾礦植被恢復(fù)區(qū)篩選分離出48株具有固氮能力的菌株，其中固氮酶活力最高的Ec1固氮比活力可達(dá)到307.23 nmol/(mg·h)，再將Ec1接種到紫花苜蓿上，結(jié)果顯示磷酸酶、脲酶、土壤酶活性均有明顯增加，土壤養(yǎng)分含量均高于對(duì)照組[2]。

5.2 與其他菌群或介質(zhì)、植物聯(lián)合使用

固氮菌只是微生物體系中一個(gè)很小的分支(圖2)，還有許多非固氮菌的微生物，雖然不能為重金屬污染土壤直接提供氮源，但對(duì)重金屬的吸附以及價(jià)態(tài)的改變作用是非常顯著的，如對(duì)重金屬抗性最強(qiáng)的真菌類[40]。

利用植物修復(fù)重金屬污染也是目前研究較多的生物修復(fù)手段之一，因?yàn)樗c微生物修復(fù)一樣具有環(huán)境友好及有利于經(jīng)濟(jì)可持續(xù)發(fā)展等特點(diǎn)。但單純依靠植物去除重金屬污染仍有一定的局限性，例如植物生長慢、生物量低、對(duì)金屬有選擇性、不適宜復(fù)合污染修復(fù)。研究表明，氮素是植物必需的生命元素和生長限制元素[42]。通過增施肥料可提高修復(fù)植物生長速度、生物量及重金屬積累量[43]，植物-固氮菌聯(lián)合修復(fù)是在植物修復(fù)的基礎(chǔ)上，與微生物形成互惠互利的聯(lián)合體來提高土壤重金屬污染修復(fù)效率[44]。許多植物都具有重金屬富集作用，如Sriprang等利用豆科植物與基因工程根瘤菌的共生關(guān)系，來修復(fù)土壤Cd的污染取得了成功[45]。李廷強(qiáng)等通過研究不同重金屬濃度下東南景天的根際微生物發(fā)現(xiàn)，Zn超積累的東南景天的根際微生物細(xì)菌數(shù)量、主要生理類群數(shù)量及微生物生物量碳含量顯著高于非超積累生態(tài)型，說明在重金屬超積累型植物聯(lián)合作用下，細(xì)菌對(duì)重金屬抗性更強(qiáng)，對(duì)污染土壤的修復(fù)能力也更強(qiáng)[46]。目前已發(fā)現(xiàn)的具有重金屬超積累能力的植物已有700余種，廣泛分布于50個(gè)科(表4)[47-53]。和固氮菌之間如何聯(lián)合，和哪種固氮菌進(jìn)行聯(lián)合已成為一個(gè)具有巨大發(fā)掘空間的研究方向。

5.3 “一區(qū)一策”的治理理念(根據(jù)重金屬種類、pH值、種植作物不同給出具體方案)

我國土壤重金屬污染區(qū)域特征明顯，土壤屬性差異大，相應(yīng)的重金屬污染物類型多樣，污染治理技術(shù)與模式在不同區(qū)域、 不同污染物類型及不同土地利用方式上實(shí)用效果差異顯著。重金屬污染治理必須考慮區(qū)域特點(diǎn)，在修復(fù)治理中充分體現(xiàn)“一區(qū)一策”的治理理念[54]。不同種類的固氮菌對(duì)不同重金屬敏感程度不一；不同重金屬復(fù)合，2種或幾種重金屬之間是互相拮抗還是強(qiáng)強(qiáng)聯(lián)合；固氮菌的抗性程度都須進(jìn)一步研究。要固氮菌發(fā)揮固氮甚至是對(duì)重金屬土壤的修復(fù)作用，前提是保證固氮菌的活性，因此應(yīng)以不同地區(qū)的不同污染類型、pH值、種植作物為出發(fā)點(diǎn)，有針對(duì)性地提供解決方案，通過前期從各種極端條件下篩選或遺傳學(xué)改造得到的固氮菌庫，給出適合當(dāng)?shù)厣车墓痰?，進(jìn)一步與其他菌群、植物甚至介質(zhì)相結(jié)合，最終實(shí)現(xiàn)重金屬污染的修復(fù)及土壤的活化作用。

表4 已報(bào)道的有重金屬修復(fù)能力的植物(中國)[48-53]

5.4 基因工程菌

基因工程菌(GEM)是指其遺傳物質(zhì)經(jīng)由DNA重組技術(shù)改造，增強(qiáng)或擴(kuò)大某種菌對(duì)土壤水污泥等環(huán)境中化學(xué)物質(zhì)的降解作用，使其獲得修復(fù)污染土壤的能力[55]。將重金屬抗性基因通過遺傳學(xué)手段整合進(jìn)高效固氮菌或其他菌中，使其具有重金屬抗性，達(dá)到污染土壤生物學(xué)修復(fù)的目的。運(yùn)用遺傳學(xué)手段獲得具有耐/抗重金屬的工程菌與大規(guī)模的菌株篩選相比成本較高，但是可降低盲目性，減少工作量。

重組菌可以在較惡劣的環(huán)境下生存下來并在多種復(fù)雜的環(huán)境條件下用作生物修復(fù)劑。表5列出了近期報(bào)道的一些對(duì)重金屬有修復(fù)作用的基因工程菌。基因工程菌也推動(dòng)了“微生物傳感器”的發(fā)展，它可快速準(zhǔn)確地測量污染地的污染程度。多種微生物傳感器一般設(shè)計(jì)出來用于檢測重金屬的污染程度，如Hg、Cd、Ni、Cu、As[56-57]。目前，基因工程技術(shù)被認(rèn)為是土壤重金屬修復(fù)中最有希望的研究方向(表5)[58]。

表5 有重金屬修復(fù)能力的基因工程菌[59-70]

6 結(jié)論

工業(yè)化和城鎮(zhèn)化的快速發(fā)展，隨之而來的是嚴(yán)重的土壤重金屬污染和土壤活力退化[71-72]。固氮菌可有效改善土壤環(huán)境，增加土壤有機(jī)質(zhì)含量，促進(jìn)植物根系對(duì)氮元素的吸收，能增強(qiáng)宿主植物的抗病性和抗逆性。因此，以固氮菌為修復(fù)劑用于修復(fù)重金屬污染土壤成為生物修復(fù)中的一個(gè)新興方向。但這一方法也存在限制，即固氮菌本質(zhì)上是細(xì)菌，所以對(duì)重金屬的耐受力存在上限，同時(shí)重金屬污染土壤多為復(fù)合污染且污染情況千差萬別，僅僅依靠目前從自然生境中分離得到的固氮菌完成生物修復(fù)存在一定難度。

因此，固氮菌和超積累植物及其他高效降解微生物的篩選、合理搭配、修復(fù)機(jī)制的探索和基于植物與微生物聯(lián)合修復(fù)的根際圈效應(yīng)、以廣義生物修復(fù)為核心的聯(lián)合修復(fù)以及修復(fù)強(qiáng)化措施的研究將成為污染土壤生態(tài)修復(fù)研究的核心內(nèi)容[73]。此外通過對(duì)固氮菌進(jìn)行遺傳學(xué)改造，提高它對(duì)重金屬的耐受力甚至賦予它本身并不具備的對(duì)重金屬的吸附、轉(zhuǎn)運(yùn)、分解等能力來完成對(duì)重金屬污染土壤的生物修復(fù)，也將成為今后重金屬污染土壤生物學(xué)修復(fù)的研究重點(diǎn)。我國約有 0.1億hm2的重金屬污染土壤，地域上大部分分布于南方亞熱帶水熱資源豐富地區(qū)，修復(fù)治理后的土壤具有巨大的利用潛力。中度和輕度污染的土壤修復(fù)后，單位面積糧食(水稻)產(chǎn)量可以提高10%以上，種植業(yè)還可得到發(fā)展；重度污染的土壤修復(fù)治理后，土壤生態(tài)功能得到恢復(fù)，通過適當(dāng)利用，農(nóng)田每年有15 000元/hm2左右的產(chǎn)值[54]。污染土壤的治理修復(fù)，不僅可以為國家增加糧食產(chǎn)量，同時(shí)有助于改善和維護(hù)污染區(qū)域民眾健康。土壤污染是事關(guān)農(nóng)業(yè)、農(nóng)村、全民健康和國家根本利益的大事，其修復(fù)治理可形成巨大的經(jīng)濟(jì)、社會(huì)和生態(tài)效益。

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