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    鐵錳氧化腸桿菌和叢毛單胞菌對小白菜吸收鎘和砷的影響

    2024-01-01 00:00:00霍雪琪王杏葉林繁史凱祥

    摘要 為探究土壤中鎘(cadmium)和砷(arsenic)共去除的可行方法,選取具有鐵錳氧化能力的細(xì)菌腸桿菌A11 和叢毛單胞菌A23,研究混合菌株介導(dǎo)生成生物鐵錳氧化物對鎘和砷的吸附效果。掃描電鏡結(jié)果顯示鐵錳氧化物存在于細(xì)胞表面,并且鐵錳氧化物使細(xì)菌聚集成團(tuán);盆栽試驗(yàn)結(jié)果顯示A11 和A23 菌株能夠鈍化土壤中的鎘和砷,降低生物可利用態(tài)鎘和砷的比例,并增加其不可利用態(tài)比例,同時(shí)還抑制小白菜地上部分和根部對鎘和砷的吸收與積累。以上結(jié)果表明A11 和A23 混合菌株生成的生物鐵錳氧化物對鎘和砷有良好的吸附效果。

    關(guān)鍵詞 腸桿菌; 叢毛單胞菌; 生物鐵錳氧化物; 鎘; 砷

    中圖分類號(hào) Q939 文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼 A 文章編號(hào) 1000-2421(2024)04-0212-09

    鎘(cadmium,Cd)和砷(arsenic,As)是全球性分布的有毒重金屬污染物,危害農(nóng)田土壤健康和糧食安全。鎘在環(huán)境中主要以正二價(jià)(Cd(Ⅱ))的形式存在[1-2];砷在自然界主要以三價(jià)砷(亞砷酸鹽,As(Ⅲ))和五價(jià)砷(砷酸鹽,As(Ⅴ))的形式存在,As(Ⅲ)的毒性比As(Ⅴ)更高,且流動(dòng)性更強(qiáng)[3]。鎘和砷一旦進(jìn)入土壤等環(huán)境中容易轉(zhuǎn)移到植物體內(nèi)[4],抑制植物的光合作用、呼吸作用和礦物質(zhì)攝入,影響其生理活性和代謝水平[5]。此外,鎘和砷可通過食物鏈最終進(jìn)入人體,并在肝臟和腎臟中積累[4],影響細(xì)胞增殖分化等過程[3],進(jìn)而引發(fā)皮膚、胃、肝等器官的癌變。

    土壤中鎘和砷污染問題日益嚴(yán)重,已經(jīng)成為一個(gè)全球性的問題[6]。鎘在土壤中以二價(jià)陽離子形式存在,而砷通常以亞砷酸鹽或砷酸鹽等陰離子形式存在,因此兩者在土壤中的遷移固定等具有相反的特質(zhì)[7-8]。當(dāng)土壤的pH 升高時(shí),鎘的生物可利用度降低,但砷的遷移率和流動(dòng)性提高;當(dāng)土壤氧化還原電位(redox potential,Eh)升高時(shí),鎘的生物有效性提高,砷的生物有效性降低[8]。此外,鎘和砷具有不同化學(xué)性質(zhì),可能發(fā)生交叉反應(yīng),使常規(guī)的改良措施很難同時(shí)實(shí)現(xiàn)土壤中鎘和砷污染的原位修復(fù)。土壤中鎘和砷的協(xié)同修復(fù)需要考慮鈍化效果的穩(wěn)定性、持久性,即是否有二次活化、安全性、經(jīng)濟(jì)性和普適性等問題,由于土壤類型不同,同一種鈍化劑在不同鎘和砷污染土壤修復(fù)效果不同,鈍化劑的普適性成為最大難題。

    礦物,尤其是鐵錳氧化物對重金屬有很強(qiáng)的親和力,可以通過氧化還原、吸附、沉淀等過程影響重金屬的形態(tài)分布和轉(zhuǎn)化遷移[8]。鐵氧化物具有表面電荷高、比表面積大、表面有雙配位基的特點(diǎn),因此具有較強(qiáng)的吸附能力[7,9]。錳氧化物(MnO2)是一種氧化能力強(qiáng)且具有較強(qiáng)反應(yīng)活性的礦物,對重金屬有良好的吸附、催化及氧化還原能力[9]。在自然環(huán)境中,鐵、錳氧化物往往共存形成鐵錳復(fù)合氧化物。在自然界中錳氧化過程較為緩慢,多種鐵錳氧化微生物能催化氧化Mn(Ⅱ)和Fe(Ⅱ)進(jìn)而誘導(dǎo)形成生物鐵錳氧化物(biogenic Fe-Mn oxides,BFMO)[10]。BFMO 具有更大的比表面積和表面電荷,有更強(qiáng)的吸附、氧化能力[11]。As(Ⅴ)與鐵錳氧化物形成單/多齒配體吸附于BFMO 表面,或與Fe(Ⅲ)形成共沉淀以去除[12]。BFMO 對Cd(Ⅱ)的去除主要為化學(xué)吸附,包括表面官能團(tuán)的絡(luò)合、離子交換和陽離子-π 鍵作用,此外Cd(Ⅱ)可以部分取代Fe(Ⅲ)和Mn(Ⅱ)而被吸附固定[13]。鐵錳氧化微生物會(huì)存在于BFMO表面,重新氧化Mn(Ⅱ)和Fe(Ⅱ),避免Mn(Ⅱ)和Fe(Ⅱ)改變鐵錳氧化物晶體結(jié)構(gòu),影響吸附效果[9]?;诖?,BFMO 可能是修復(fù)土壤中鎘和砷共污染的一種有效手段。

    前期研究發(fā)現(xiàn)腸桿菌A11(Enterobacter sp.A11)和叢毛單胞菌A23(Comamonas sp. A23)在單獨(dú)條件下具有微弱的鎘鈍化能力,將兩菌株混合后能夠完全鈍化培養(yǎng)液中的鎘[14]。此外,A11 和A23菌株共培養(yǎng)后其錳氧化能力增強(qiáng),能在15 d 內(nèi)得到生物鐵錳氧化物,對修復(fù)鎘砷共污染存在潛在應(yīng)用價(jià)值?;诖?,本研究分析了A11 和A23 菌株生成鐵錳氧化物的能力及對鎘和砷的吸附能力,并進(jìn)行小白菜盆栽試驗(yàn),探究A11 和A23 菌株對土壤可利用態(tài)鎘砷及小白菜吸收鎘砷的影響,分析A11 和A23菌株共培養(yǎng)修復(fù)土壤鎘砷共污染的可行性。

    1 材料與方法

    1.1 培養(yǎng)基及培養(yǎng)條件

    LB 培養(yǎng)基:5 g 酵母提取物,10 g 胰蛋白胨,10 gNaCl,加入蒸餾水定容至1 000 mL。

    K 培養(yǎng)基:2 g 胰蛋白胨,0.5 g 酵母提取物,0.001 g FeSO4·7H2O,0.2 g MnCl2,溶于ddH2O,調(diào)節(jié)pH 7.2 后定容至1 000 mL;121 ℃滅菌20 min 后,加入終濃度10 mmol/L Hepes 緩沖液。

    鐵細(xì)菌選擇性培養(yǎng)基:10 g C6H8FeNO7,0.5 gMgSO4·7H2O,0.5 g K2HPO4 ,0.2 g CaCl2 ,0.5 g Na‐NO3 ,0.5 g NH4NO3 ,定容至1 000 mL,pH 6.8~7.2,加入1.5% 瓊脂。腸桿菌A11 和叢毛單胞菌A23 在28 ℃、150 r/min 的條件下振蕩培養(yǎng)。

    1.2 A11 和A23 菌株鐵錳氧化能力檢測

    挑取A11 和A23 菌株的單菌落分別接種于LB培養(yǎng)基中于28 ℃、150 r/min 振蕩培養(yǎng)至OD600 nm=0.5。將菌液置于鐵細(xì)菌選擇性培養(yǎng)平板中劃線,觀察是否有黑色或褐色沉淀出現(xiàn)。

    LBB(leukoberbelin blue)試劑能夠與高價(jià)錳離子反應(yīng)產(chǎn)生藍(lán)色物質(zhì),且不會(huì)殺死細(xì)菌。挑取細(xì)菌A11 和A23 單菌落于K 培養(yǎng)基中,按照1% 的接種量(混合菌的接種量為0.5%A11+0.5%A23)分別轉(zhuǎn)接到K 培養(yǎng)基中培養(yǎng)5 d,12 000 r/min、30 s 收集l mL菌體,加入50 μL Hepes(10 mmol/L),混勻,按體積比1∶5 加入0.04%LBB 溶液,避光反應(yīng)約10 min,觀察溶液變化,具體方法參照文獻(xiàn)[15]。

    1.3 A11 和A23 菌株鎘砷去除能力的檢測

    挑取A11 和A23 菌株的單菌落分別接種于LB培養(yǎng)基中于28 ℃、150 r/min 振蕩培養(yǎng)至OD600 nm=0.5。在含有1 mmol/L Fe(Ⅱ)、4 mmol/L Mn(Ⅱ)、20 μmol/L Cd(Ⅱ)和100 μmol/L As(Ⅴ)的K 培養(yǎng)基中,按照0.5% A11+0.5% A23 接種量接種,以不接種細(xì)菌的處理組作為對照。28 ℃、150 r/min 下振蕩培養(yǎng),每隔12 h 取1 次樣,測定上清中重金屬的含量。使用原子熒光形態(tài)分析儀(AFS-8220,北京吉天儀器)測定砷的含量,使用原子吸收分光光度計(jì)(TAS-990,普析通用儀器)測定鎘的含量。

    1.4 掃描電鏡(SEM)-能譜掃描(EDX)分析

    挑取A11 和A23 菌株的單菌落分別接種于K 培養(yǎng)基中于28 ℃、150 r/min 振蕩培養(yǎng)。培養(yǎng)14 d 時(shí),取36 mL 菌液7 000 r/min 離心10 min,收集菌體。用無菌水洗滌菌體3 次后,加入1.5 mL 2.5% 的戊二醛,4 ℃固定過夜。12 000 r/min 離心5 min,棄上清,將沉淀用無菌水漂洗3 次。依次向離心管加入1.5mL 的30%、50%、70%、85%、90%、100% 的乙醇,逐級(jí)脫水。每次加入乙醇后靜置10 min,12 000 r/min離心5 min,保證脫水徹底。脫水后的菌體冷凍干燥24 h,使用干凈的牙簽挑取適量的細(xì)菌凍干粉于載玻膠帶上,用離子濺射儀鍍膜,隨后使用掃描電鏡(SU8010,天美(中國)科學(xué)儀器有限公司)觀察。在觀察過程中使用能譜掃描點(diǎn)掃檢測細(xì)菌表面的元素組成。

    1.5 小白菜盆栽試驗(yàn)

    土壤盆栽試驗(yàn)在溫室內(nèi)進(jìn)行,每盆種植4 株上海青小白菜(Brassica rapa L.)。土壤中添加了50mg/kg As(Ⅴ)、1 mg/kg 或2 mg/kg Cd(Ⅱ),同時(shí)設(shè)立未添加任何重金屬鹽溶液的盆栽作為對照組。As(Ⅴ)和Cd(Ⅱ)加入后,在自然條件下平衡2 周時(shí)間。按1% 的接種量分別將A11 和A23 菌株接種于LB 培養(yǎng)基中培養(yǎng),7 000 r/min、4 ℃離心10 min 收集菌體,菌株等細(xì)胞數(shù)混合后重懸。小白菜移植到盆栽7 d后,在上述處理組加入A11 和A23 菌株的混合菌株,并使細(xì)菌數(shù)量維持在107 cfu/g 土壤,同時(shí)設(shè)置不加入菌株的對照,每個(gè)處理設(shè)置5 個(gè)重復(fù)(表1)。在溫室內(nèi)種植30 d 后收獲小白菜(種植過程中使用平板計(jì)數(shù)檢測活菌數(shù)量),測量鮮質(zhì)量后,將植物烘干并添加硝酸消解,分別測定地上部分和地下部分重金屬的含量。砷為類金屬,與磷同屬于化學(xué)元素周期表VA 族,且在土壤中都以含氧陰離子形式存在,因此,對砷分級(jí)提取法可以參考土壤中磷的連續(xù)提取法[16]。使用改良后的SEP 法測定土壤中砷的化學(xué)形態(tài),依次使用1 mol/L NH4Cl 提取可交換態(tài)砷,使用0.5 mol/L NH4F 溶解砷鋁態(tài),使用0.1 mol/LNaOH 提取鐵結(jié)合態(tài)砷,使用0.25 mol/L H2SO4 提取鈣結(jié)合態(tài)砷。

    2 結(jié)果與分析

    2.1 A11 和A23 菌株鐵錳氧化能力和鎘砷去除能力的檢測

    將腸桿菌A11 和A23 菌株單獨(dú)或共同在鐵選擇性培養(yǎng)基培養(yǎng),共同培養(yǎng)可產(chǎn)生明顯的黑褐色沉淀(圖1A)。使用LBB 試劑檢測,與不加入菌液的空白對照相比,菌株A23 可以使試劑變藍(lán),A11 和A23 菌株共培養(yǎng)的菌液產(chǎn)生的藍(lán)色物質(zhì)更多(圖1B)。結(jié)果表明菌株A23 在單獨(dú)培養(yǎng)時(shí)具有錳氧化能力,而菌株A11 的添加提高了菌株A23 錳氧化能力。

    本研究測定了不同濃度的鐵(0.75、1、1.5 mmol/L)和錳(1、4 mmol/L)條件下細(xì)菌對鎘和砷的吸附能力,當(dāng)Fe(Ⅱ)濃度為1 mmol/L、Mn(Ⅱ)濃度為4 mmol/L 時(shí),A11 和A23 菌株共培養(yǎng)對重金屬的吸附效果最佳,Cd(Ⅱ)去除率為60%(圖1C),同時(shí)能夠完全去除As(Ⅴ)(圖1D)。此外,由于液體離子和pH 值的顯著影響,Cd(Ⅱ)在培養(yǎng)基中的溶解度會(huì)呈現(xiàn)一定程度的降低;在測定砷和鎘的含量時(shí)需要對高濃度重金屬溶液進(jìn)行梯度稀釋,這可能是導(dǎo)致重金屬含量曲線出現(xiàn)波動(dòng)的原因。

    2.2 A11 和A23 菌株共培養(yǎng)鐵錳氧化物的生成

    A11 和A23 菌株共培養(yǎng)鐵錳氧化物掃描電鏡(SEM)結(jié)果顯示,未加入Cd(Ⅱ)和As(Ⅴ)培養(yǎng)時(shí),A11 和A23 菌株的菌體形態(tài)主要呈現(xiàn)桿狀,表面較為光滑,未見到明顯生物鐵錳氧化物生成(圖2A);加入一定量的Cd(Ⅱ)和As(Ⅴ)培養(yǎng),菌體表面粗糙,有明顯胞外物質(zhì)附著(圖2C);Mn(Ⅱ)濃度提高到4 mmol/L 時(shí),細(xì)胞周圍生成明顯的沉淀物質(zhì),且細(xì)菌聚集成團(tuán)(圖2E)。能譜掃描分析結(jié)果顯示,未添加Cd(Ⅱ)和As(Ⅴ)培養(yǎng)的細(xì)菌細(xì)胞表面主要含有C、O 和N 3 種元素(圖2B);添加Cd(Ⅱ)和As(Ⅴ)后檢測到Mn 的存在,隨著Mn(Ⅱ)初始濃度的增加,O 和Mn 比例也增加(圖2D、F)。以上結(jié)果表明,Cd(Ⅱ)和As(Ⅴ)的加入可以促進(jìn)生物鐵錳氧化物的生成。

    2.3 A11 和A23 菌株處理對小白菜中鎘和砷含量的影響

    在自然條件下,即使不添加外源鐵錳,土壤中仍有足夠含量的鐵錳,使得A11 和A23 菌株能夠介導(dǎo)鐵錳氧化物的產(chǎn)生。小白菜在不同處理?xiàng)l件下種植30 d,收獲后測定地上部分和根中鎘和砷含量,結(jié)果顯示1 mg/kg Cd(Ⅱ)+50 mg/kg As(Ⅴ)處理?xiàng)l件下,加入A11 和A23 菌株與對照(不加菌株)相比,小白菜地上部分對Cd(Ⅱ)的積累減少32.0%(圖3A)、As(Ⅴ)的積累減少19.6%(圖3C);小白菜根對Cd(Ⅱ)的積累減少26.2%(圖3B)、As(Ⅴ)的積累減少20.3%(圖3D)。2 mg/kg Cd(Ⅱ)+50 mg/kg As(Ⅴ)處理?xiàng)l件下,加入A11 和A23 菌株與對照(不加菌株)相比,小白菜地上部分對Cd(Ⅱ)的積累減少27.2%(圖3A)、As(Ⅴ)的積累減少22.9%(圖3C),小白菜根對Cd(Ⅱ)的積累減少28.6%(圖3B)、As(Ⅴ)的積累減少57.0%(圖3D)。

    2.4 A11 和A23 菌株處理對小白菜氧化壓力相關(guān)酶活性的影響

    由圖4 可知,在土壤中加入2 mg/kg Cd(Ⅱ)和50 mg/kg As(Ⅴ)的處理下,與不加入菌株的對照組相比,加入A11 和A23 菌株使小白菜超氧化物歧化酶(SOD)活性降低了7.1%(圖4A),過氧化物酶(POD)活性降低了28.5%(圖4B),過氧化氫酶(CAT)活性降低了21.7%(圖4C),丙二醛的含量降低了30.0%(圖4D)。與不加入菌株的對照組相比,加入A11 和A23 菌株顯著提高了小白菜的鮮質(zhì)量(圖4F)。以上結(jié)果表明,A11 和A23 菌株有助于緩解鎘和砷對小白菜帶來的氧化壓力,緩解鎘和砷對小白菜生長的抑制。

    2.5 A11 和A23 菌株處理對土壤可利用態(tài)砷含量的影響

    在土壤中添加2 mg/kg Cd(Ⅱ)+50 mg/kgAs(Ⅴ)處理下,A11 和A23 菌株的加入使殘?jiān)鼞B(tài)砷的比例增加了14.4%、砷鋁態(tài)的比例增加了0.8%、鈣型砷的比例增加了1.3%,鐵型砷的比例減少了13.8%、可交換態(tài)砷的比例減少了0.1%(圖5)。結(jié)果表明,A11 和A23 菌株的加入減少了鎘和砷的生物可利用度,在一定程度上減少了其毒害作用。

    3 討論

    鎘砷共超標(biāo)對生物乃至環(huán)境構(gòu)成的風(fēng)險(xiǎn)遠(yuǎn)高于其單一存在[10],復(fù)合鈍化劑修復(fù)土壤鎘砷共污染具有廣闊應(yīng)用前景[12]。微生物介導(dǎo)的錳氧化是通過直接氧化或間接氧化實(shí)現(xiàn)的[17],直接氧化多通過多糖和蛋白質(zhì)直接催化,其中研究最多的為多銅氧化酶(MCO)和動(dòng)物血紅素過氧化物酶(AHP);間接氧化是通過釋放超氧自由基,改變環(huán)境的pH 值或氧化還原電位實(shí)現(xiàn)的[17-18]。許多微生物具有錳氧化能力,但通過微生物相互作用實(shí)現(xiàn)錳氧化的研究尚不多見[19]。Liang 等[19]研究發(fā)現(xiàn)2 種細(xì)菌(節(jié)桿菌屬和鞘氨醇菌屬)在單獨(dú)培養(yǎng)時(shí)不具備錳氧化活性,共培養(yǎng)且細(xì)菌菌株比例為4∶1 至16∶1 時(shí)可以快速氧化錳,進(jìn)一步研究發(fā)現(xiàn)[19-20],共培養(yǎng)物中表達(dá)的錳氧化蛋白為節(jié)桿菌屬的膽紅素氧化酶boxA,在節(jié)桿菌QXT-31 單獨(dú)培養(yǎng)時(shí)該基因沉默;2 種菌株共培養(yǎng)時(shí)鞘氨醇菌QXT-31 增加節(jié)桿菌QXT-31 的氧化壓力,節(jié)桿菌QXT-31 為了提高存活率而氧化Mn(Ⅱ)。本研究中,叢毛單胞菌A23 具有錳氧化蛋白多銅氧化酶(序列號(hào)2809141284),且單獨(dú)培養(yǎng)時(shí)具有微弱的錳氧化能力,當(dāng)腸桿菌A11 與菌株A23 共培養(yǎng)時(shí),菌株A23 錳氧化能力增強(qiáng)(圖1B)。根據(jù)已有研究推測,A11 和A23 菌株在共培養(yǎng)過程中由于種間互作產(chǎn)生某種物質(zhì),該物質(zhì)誘導(dǎo)菌株A23 的多銅氧化酶表達(dá)上調(diào),以提高菌株錳氧化速率。

    錳氧化物對Cd(Ⅱ)等陽離子的吸附能力大于鐵氧化物[12],而鐵氧化物表面位點(diǎn)密度高,且可以和砷形成雙齒共角絡(luò)合物[9],因此對砷有很好的親和性,且高鐵錳比的生物鐵錳氧化物對砷有更強(qiáng)的吸附能力。同時(shí),錳濃度增加,該體系對砷的吸附效果也會(huì)增強(qiáng),錳可以氧化Fe(Ⅱ)等低價(jià)重金屬,F(xiàn)e(Ⅱ)被錳氧化生成FeOOH 沉淀,增強(qiáng)對砷等重金屬的吸附[21]。鎘可以通過吸附、同晶取代或共沉淀與鐵(氫)氧化物結(jié)合[22],通過吸附、絡(luò)合作用或嵌入共沉淀與錳氧化物結(jié)合[22],影響該體系生物鐵錳氧化物鈍化鎘的因素還需要進(jìn)一步探究。在BFMO 鈍化鎘砷的過程中二次釋放的Fe(Ⅱ)和Mn(Ⅱ)會(huì)被重新氧化,為Cd(Ⅱ)和As(Ⅴ)提供新的吸附位點(diǎn)[23]。錳過氧化物酶受Mn(Ⅱ)和過氧化氫的共同誘導(dǎo),在Mn(Ⅱ)存在時(shí),過氧化氫可以誘導(dǎo)錳氧化酶轉(zhuǎn)錄[24]。砷等重金屬會(huì)導(dǎo)致細(xì)菌過氧化氫等活性氧的產(chǎn)生增加,鎘不會(huì)直接產(chǎn)生活性氧自由基,但也會(huì)間接提高細(xì)菌氧化壓力[25-26]。因此,鎘和砷的加入使過氧化氫濃度增高,催化了錳氧化過程,使得生物鐵錳氧化物形成速率快于不添加鎘和砷時(shí)。BFMO 在吸附固定鎘和砷時(shí)會(huì)形成循環(huán)系統(tǒng),以保證其吸附效果的持久性和穩(wěn)定性,從而更好地發(fā)揮對鎘和砷的鈍化作用[23]。同時(shí),鐵和錳在土壤中分布廣泛,即使不添加外源鐵錳,A11 和A23 菌株仍可介導(dǎo)鐵錳氧化物形成,實(shí)現(xiàn)原位修復(fù)鎘砷復(fù)合污染,具有廣闊的應(yīng)用前景。

    此外,鐵錳是天然的土壤改良劑,鐵錳氧化物是土壤中常見的活性物質(zhì),可以減少土壤中鎘和砷的流動(dòng)性和生物有效性。根據(jù)改良的BCR (european"community bureau of reference)順序萃取法,鎘的化學(xué)形態(tài)可分為酸可提取態(tài)、可還原態(tài)(與鐵和錳氧化物結(jié)合)、可氧化態(tài)(與有機(jī)物和硫化物結(jié)合)和殘?jiān)鼞B(tài)[26-27]。前2 種形態(tài)被認(rèn)定為可溶性和可交換態(tài)鎘,即生物可利用態(tài)鎘;后2 種形態(tài)為結(jié)合態(tài)和殘留態(tài)鎘,為土壤中非生物可利用態(tài)鎘[14]。砷可以分為可交換態(tài)、鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)砷、鈣結(jié)合態(tài)砷和難以提取的殘?jiān)鼞B(tài)砷等多種形態(tài)[25]。可利用態(tài)砷在土壤中占比較小,但生物可利用性和遷移度強(qiáng);鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)砷可以占到土壤中砷總量的50%~60%,是砷存在的重要形態(tài),該部分砷具有一定的生物可利用性。鐵結(jié)合態(tài)砷較鋁結(jié)合態(tài)砷更穩(wěn)定,且含量更高;鈣結(jié)合態(tài)砷穩(wěn)定性比鐵、鋁結(jié)合態(tài)砷穩(wěn)定性差,生物毒性較強(qiáng)。生物可利用性和遷移率弱、含量少、難以提取的其他形態(tài)砷一般歸于殘?jiān)鼞B(tài)砷,殘?jiān)鼞B(tài)很穩(wěn)定[16]。本研究中,小白菜盆栽試驗(yàn)結(jié)果表明,A11 和A23 菌株的投入可以鈍化土壤中的鎘和砷,減少鎘的可利用態(tài)(包括酸可提取態(tài)和可還原態(tài))和砷的可利用態(tài),與根據(jù)純培養(yǎng)條件試驗(yàn)結(jié)果預(yù)期一致。

    鎘和砷會(huì)對植物細(xì)胞產(chǎn)生毒害作用,高濃度的鎘和砷會(huì)對植物產(chǎn)生脅迫,脅迫作用通常是植物的酶活受到抑制和產(chǎn)生大量的自由基帶來的[26-27]。超氧化物歧化酶(SOD)、過氧化物酶(POD)和過氧化氫酶(CAT)是植物清除體內(nèi)過量的自由基、適應(yīng)脅迫環(huán)境的重要酶類,在植物耐鎘和砷方面具有極其重要的作用[26-27]。丙二醛(MDA)是植物細(xì)胞膜遭受逆境脅迫產(chǎn)生的過氧化產(chǎn)物,正常條件下植物體內(nèi)的MDA 含量很少[27],植物在受到重金屬脅迫時(shí)發(fā)生膜質(zhì)過氧化,MDA 含量增多,同時(shí)產(chǎn)生大量活性氧自由基,體內(nèi)抗氧化酶(SOD、POD 和CAT 等)活性升高以響應(yīng)這些氧化脅迫。除此之外,鎘和砷抑制多種植物的光合作用,已有研究表明鎘和砷干擾葉綠素的生成,砷還能提高葉綠素降解酶的活性,使葉綠素分解[28]。小白菜能積累高濃度的重金屬且消費(fèi)廣,常用于重金屬污染修復(fù)的試驗(yàn)?zāi)J街参铮?9]。本研究中,A11 和A23 菌株的混合菌株降低了小白菜氧化壓力相關(guān)酶的活性和丙二醛的生成,在一定程度上緩解了鎘和砷對小白菜產(chǎn)生的氧化壓力,降低了氧化脅迫。同時(shí),提高了小白菜的葉綠素含量(圖4E),減少鎘和砷對小白菜光合作用的毒害。A11 和A23 菌株介導(dǎo)生成的BFMO 可以顯著降低鎘和砷在小白菜內(nèi)的積累,且鎘砷在根部的生物積累遠(yuǎn)高于地上部分。有研究表明,鐵/錳可以在植物的根表面形成斑塊,可以螯合重金屬并抑制其吸收和轉(zhuǎn)移[30]。土壤中鎘和砷的總量不足以評(píng)估它們產(chǎn)生的風(fēng)險(xiǎn),鎘和砷產(chǎn)生的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)與存在形態(tài)密切相關(guān)[16]。降低鎘和砷的生物有效性,阻控鎘和砷向作物遷移是減輕其毒害作用的有效手段。

    綜上,A11 和A23 菌株共培養(yǎng)介導(dǎo)生成生物鐵錳氧化物修復(fù)鎘砷污染土壤、降低小白菜的鎘砷積累是可行的,后續(xù)研究將進(jìn)一步解析A11 和A23 菌株互作促進(jìn)錳氧化的機(jī)制,進(jìn)而分析細(xì)菌與小白菜互作降低小白菜重金屬積累的可能機(jī)制。重金屬污染農(nóng)田土壤具有復(fù)雜性,常伴隨著多種重金屬的復(fù)合污染,針對微生物在鎘和砷復(fù)合重金屬污染條件下解毒機(jī)制的探究,將為鎘鉻污染農(nóng)田的修復(fù)治理提供微生物菌種資源及理論依據(jù)。

    參考文獻(xiàn) References

    [1] ?KESSON A,BARREGARD L,BERGDAHL I A,et al.

    Non-renal effects and the risk assessment of environmental

    cadmium exposure[J]. Environmental health perspectives,

    2014,122(5):431-438.

    [2] XIA X,WU S J,ZHOU Z J,et al.Microbial Cd(Ⅱ) and Cr(ⅤI)

    resistance mechanisms and application in bioremediation[J/OL].

    Journal of hazardous materials,2021,401:123685[2024-05-15].

    https://doi.org/10.1016/j.jhazmat.2020.123685.

    [3] RAHMAN Z,SINGH Ⅴ P. The relative impact of toxic

    heavy metals( THMs)( arsenic( As),cadmium( Cd),chromium

    (Cr)(Ⅵ),mercury (Hg),and lead (Pb)) on the total environment:

    an overview[J/OL]. Environmental monitoring

    and assessment,2019,191(7):419[2024-05-15].https://doi.

    org/10.1007/s10661-019-7528-7.

    [4] HUYBRECHTS M,CUYPERS A,DECKERS J,et al.Cadmium

    and plant development:an agony from seed to seed[J/

    OL].International journal of molecular sciences,2019,20(16):

    3971[2024-05-15].https://doi.org/10.3390/ijms20163971.

    [5] YAN J Y,WU X Z,LI T,et al. Effect and mechanism of nanomaterials

    on plant resistance to cadmium toxicity: a review[J/

    OL].Ecotoxicology and environmental safety,2023,266:115576

    [2024-05-15].https://doi.org/10.1016/j.ecoenv.2023.115576.

    [6] 吳雅靜,王華偉,孫英杰,等. 原位形成生物鐵錳氧化物對砷

    (Ⅲ/Ⅴ)的去除效果與機(jī)制[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2021,41(2):

    526-535.WU Y J,WANG H W,SUN Y J,et al.Removal efficiency

    and mechanism of arsenic(Ⅲ/Ⅴ) by in-situ generated

    biogenic Fe-Mn oxides[J]. Acta scientiae circumstantiae,

    2021,41(2): 526-535( in Chinese with English abstract).

    [7] YANG D,YANG S Y,WANG L,et al.Performance of biochar-

    supported nanoscale zero-valent iron for cadmium and arsenic

    co-contaminated soil remediation: insights on availability,

    bioaccumulation and health risk[J/OL].Environmental pollution,

    2021,290:118054[2024-05-15]. https://doi. org/

    10.1016/j.envpol.2021.118054.

    [8] ALESSI D S,F(xiàn)EIN J B.Cadmium adsorption to mixtures of

    soil components: testing the component additivity approach

    [J].Chemical geology,2010,270(1/2/3/4): 186-195.

    [9] 李英,商建英,黃益宗,等. 鎘砷復(fù)合污染土壤鈍化材料研究

    進(jìn)展[J]. 土壤學(xué)報(bào),2021,58(4): 837-850.LI Y,SHANG J

    Y,HUANG Y Z,et al.Research progress on passivation materials

    for cadmium-arsenic co-contamination in soil[J].Acta pedologica

    sinica,2021,58(4): 837-850 (in Chinese with English

    abstract).

    [10] XU L,SU J F,ALI A,et al.Denitrification performance of nitratedependent

    ferrous( Fe2+) oxidizing Aquabacterium sp.XL4: adsorption

    mechanisms of bio-precipitation of phenol and estradiol

    [J/OL].Journal of hazardous materials,2022,427:127918[2024-

    05-15].https://doi.org/10.1016/j.jhazmat.2021.127918.

    [11] BAI Y,YANG T T,LIANG J S,et al.The role of biogenic

    Fe-Mn oxides formed in situ for arsenic oxidation and adsorption

    in aquatic ecosystems[J]. Water research,2016,98:

    119-127.

    [12] ZHAO X M,YUAN Z D,WANG S F,et al.The fate of coexistent

    cadmium and arsenic during Fe(Ⅱ)-induced transformation

    of As(Ⅴ)/Cd(Ⅱ)-bearing ferrihydrite[J/OL].Chemosphere,

    2022,301:134665[2024-05-15]. https://doi. org/

    10.1016/j.chemosphere.2022.134665.

    [13] ZHANG C H,GE Y,YAO H,et al.Iron oxidation-reduction

    and its impacts on cadmium bioavailability in paddy soils: a review

    [J]. Frontiers of environmental science amp; engineering,

    2012,6(4): 509-517.

    [14] WANG X,HU K,XU Q,et al. Immobilization of Cd using

    mixed Enterobacter and Comamonas bacterial reagents in pot

    experiments with Brassica rapa L.[J]. Environmental science

    amp; technology,2020,54(24): 15731-15741.

    [15] 井曉歡,楊季芳,陳吉?jiǎng)? 錳氧化細(xì)菌研究進(jìn)展[J]. 浙江萬里

    學(xué)院學(xué)報(bào),2015,28(6): 61-68. JING X H,YANG J F,

    CHEN J G.Advance in studies of manganese oxidizing bacteria

    [J].Journal of Zhejiang Wanli University,2015,28(6): 61-68

    (in Chinese with English abstract).

    [16] VAN HERREWEGHE S, SWENNEN R, VANDECASTEELE

    C,et al.Solid phase speciation of arsenic by sequential

    extraction in standard reference materials and industrially

    contaminated soil samples[J]. Environmental pollution,

    2003,122(3):323-342.

    [17] HUANG Y H,HUANGFU X L,MA C X,et al.Sequestration

    and oxidation of heavy metals mediated by Mn (Ⅱ) oxidizing

    microorganisms in the aquatic environment[J/OL].Chemosphere,

    2023,329: 138594[2024-05-15].https://doi.org/

    10.1016/j.chemosphere.2023.138594.

    [18] 楊宏,鐘潔,紀(jì)娟,等.Mn( Ⅱ) 氧化細(xì)菌的微生物學(xué)研究進(jìn)

    展[J]. 應(yīng)用與環(huán)境生物學(xué)報(bào),2008,14(1): 143-146.YANG

    H,ZHONG J,JI J,et al.Advance in microbiological studies of

    Mn(Ⅱ) oxidizing bacteria [J]. Chinese journal of applied amp;

    environmental biology,2008,14(1): 143-146 (in Chinese

    with English abstract).

    [19] LIANG J S,BAI H Y,HU C Z,et al.Cooperative Mn(Ⅱ) oxidation

    between two bacterial strains in an aquatic environment

    [J].Water research,2016,89:252-260.

    [20] LIANG J S,BAI H Y,MEN Y J,et al.Microbe-microbe interactions

    trigger Mn(Ⅱ)-oxidizing gene expression[J]. The

    ISME journal,2017,11(1): 67-77.

    [21] MA L,CAI D M,TU S X.Arsenite simultaneous sorption and

    oxidation by natural ferruginous manganese ores with various

    ratios of Mn/Fe[J/OL].Chemical engineering journal,2020,

    382:123040[2024-05-15]. https://doi. org/10.1016/j. cej.

    2019.123040.

    [22] LIU L,WANG X M,ZHU M Q,et al.The speciation of Cd in

    Cd-Fe coprecipitates: does Cd substitute for Fe in goethite

    structure?[J]. ACS earth and space chemistry,2019,3(10):

    2225-2236.

    [23] CAO R,KANG G D,ZHANG W W,et al. Biochar loaded

    with ferrihydrite and Bacillus pseudomycoides enhances remediation

    of co-existed Cd(Ⅱ) and As(Ⅲ) in solution[J/OL].

    Bioresource technology,2024,395:130323[2024-05-15].

    https://doi.org/10.1016/j.biortech.2024.130323.

    [24] LI D,ALIC M,BROWN J A,et al.Regulation of manganese

    peroxidase gene transcription by hydrogen peroxide,chemical

    stress,and molecular oxygen[J]. Applied and environmental

    microbiology,1995,61(1): 341-345.

    [25] TAN W T,ZHOU H,TANG S F,et al.Enhancing Cd(Ⅱ) adsorption

    on rice straw biochar by modification of iron and manga‐

    nese oxides[J/OL].Environmental pollution,2022,300:118899

    [2024-05-15].https://doi.org/10.1016/j.envpol.2022.118899.

    [26] 徐鼎,劉艷麗,杜克兵,等. 砷對植物生長的影響及抗氧化系

    統(tǒng)響應(yīng)機(jī)制研究進(jìn)展[J]. 湖北林業(yè)科技,2014,43(1): 8-15.

    XU D,LIU Y L,DU K B,et al.Progress on effects of arsenic

    on plant growth and response mechanisms of antioxidant systems

    [J].Hubei forestry science and technology,2014,43(1):

    8-15( in Chinese).

    [27] 熊愈輝,楊肖娥. 鎘對植物毒害與植物耐鎘機(jī)理研究進(jìn)展[J].

    安徽農(nóng)業(yè)科學(xué),2006,34(13):2969-2971. XIONG Y H,

    YANG X E.Review of the toxic effects of cadmium on plants

    and their tolerant mechanism[J].Journal of Anhui agricultural

    sciences,2006,34(13): 2969-2971 (in Chinese with English

    abstract).

    [28] QIN Y,LI Z M,,SUN J,et al.Manganese( Ⅱ) sulfate affects

    the formation of iron-manganese oxides in soil and the uptake

    of cadmium and arsenic by rice[J/OL].Ecotoxicology and environmental

    safety,2023,263:115360[2024-05-15].https://

    doi.org/10.1016/j.ecoenv.2023.115360.

    [29] RANI A,KUMAR A,LAL A,et al.Cellular mechanisms of

    cadmium-induced toxicity: a review[J]. International journal

    of environmental health research,2014,24(4): 378-399.

    [30] ZONG H Y,LI K C,LIU S,et al.Improvement in cadmium

    tolerance of edible rape( Brassica rapa L.) with exogenous application

    of chitooligosaccharide[J].Chemosphere,2017,181:

    92-100.

    (責(zé)任編輯:葛曉霞)

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