随着全球工业化程度的高度发展以及生物地球化学循环紊乱加剧, 土壤重金属污染已成为全球最严重的环境治理难题之一[1]。《全国土壤污染调查公报》(2014)数据显示我国土壤污染总超标率高达16.1%, 以Cd、Ni和As等8种重金属为主的无机污染物超标点位数占全部超标点位的82.8%。重金属污染至少影响了3.6×106 hm2农作物生长, 导致每年将近损失106 t农作物产品[2]。此外, 重金属污染土壤会持续给人类造成很高的致癌风险[3]。因此, 重金属污染所带来的生态环境、农业生产、人类健康等诸多方面的问题是目前摆在人类面前亟需解决的科学与社会难题。
诸如原位熔融固化技术、土壤淋洗技术等基于物理或化学原理的技术方法已经开始应用到土壤重金属污染修复[4], 然而这些技术通常具有劳动强度大、成本高、造成土壤物化性质不可逆改变等缺点, 从而在土壤重金属污染修复应用中存在局限性[5]。植物修复(Phytoremediation)因其具有经济有效、绿色生态及环境友好等诸多优点, 已经成为土壤重金属污染修复研究领域热点。近年来关于重金属超富集植物的筛选与效能评价有诸多报道, 通常认为理想的重金属超富集植物应具备以下生理特征:(1)具有较高的生长速率及生物量; (2)具有较强的耐受重金属毒害能力; (3)具有发达的地下根系统用以摄取土壤中重金属; (4)能够将根中重金属转运至地上部分便于收集处理[1, 5]。在实践应用中, 植物修复技术同样会受到诸多方面的制约, 如重金属毒害作用抑制植物生长发育、土壤中重金属生物利用度、有机结合重金属污染物中重金属游离抑制等[6]。为了解决植物修复技术在实际应用中的局限性, 目前主要从"外源"和"内源"两个方向采取措施强化植物修复重金属污染土壤的能力。"外源"策略主要通过接种微生物构建微生物-植物共生体系, 促进植物的生长或增强植物对重金属的耐受能力; 或在植物修复过程中外源添加螯合剂, 促进土壤中重金属的游离, 增强重金属的生物利用度。而"内源"策略主要是基于基因工程手段, 表达与重金属胁迫响应相关基因, 从而增强植物的对重金属胁迫耐受、重金属转运等方面的能力。同时深入研究相应的机制将进一步丰富和完善植物修复的理论体系。
1 微生物强化植物修复重金属污染能力在自然环境中微生物通常与植物存在互利共生关系, 这类微生物包括在根部共生的根际微生物(Rhizosphere), 在植物内部共生的内生微生物(Endophytes)和在植物地上器官共生的叶际微生物(Phyllosphere)。在微生物-植物共生系统中, 环境微生物通常具有增强植物抗逆性、辅助植物营养吸收、合成及分泌植物激素促进植物生长等生物学功能。此外, 大量研究结果显示微生物-植物之间的相互作用有助于促进植物降解有机污染物、解除重金属毒性等重要作用[7]。因此, 探索微生物在植物修复重金属污染领域的作用对阐明植物修复机制以及植物修复技术推广应用奠定了重要的理论基础。
1.1 根瘤菌(Rhizobiales)根瘤菌是一类可侵染豆科植物根部形成根瘤, 并能够进行固氮作用的革兰氏阴性菌。众所周知根瘤菌在农业生产上具有重要作用, 近年来研究发现根瘤菌能够有效地强化植物修复重金属污染效果[8]。Yu等[9]从尾矿土壤中分离获得的慢生大豆根瘤菌(Bradyrhizobium Liaoningense)具有较强的金属耐受性, 并发现慢生大豆根瘤菌与豆科植物水黄皮(Pongamia pinnata)共生能够促进宿主在钒钛磁铁矿尾矿土壤和含Ni土壤中生长, 并极大地提高了Fe和Ni等金属离子的吸收与转运。将根瘤菌Cupriavidus taiwanensis接种至含羞草(Mimosa pudica)形成根瘤后发现宿主植株吸收Pb、Cu和Cd的能力显著增加, 其中对Pb的吸收能力最强, 这与根瘤菌对Pb耐受能力最强的结果相一致, 暗示微生物能够影响宿主植物吸收重金属种类的偏好性[10]。
1.2 丛枝菌根真菌(Arbuscular mycorrhizal fungi, AMF)AMF是能够定殖于植物宿主根部并与宿主形成互利共生关系的一类真菌。土壤环境中的磷酸盐、微量元素和水能够被AMF吸收作为营养物质, 此外也发现重金属能被AMF菌丝吸收并转运至宿主[11]。AMF具有一定的宿主选择性, 其并不能与十字花科、灯心草科等超富集植物共生发育形成丛枝菌根, 但能够定殖于部分豆科、菊科及蕨类植物根部[12]。Yang等[13]发现AMF不仅能够提高栽培在不同浓度Pb土壤中豆科植物刺槐(Robinia pseudoacacia)生物量的增加, 同时刺槐根部Pb浓度较未定殖AMF的植株具有显著提高。与AMF共生的蕨类植物蜈蚣草(Pteris vittata)在As污染土壤中生长具有更高的生物量, 接种了AMF的蜈蚣草植株中As含量较对照提高了1.45倍[14]。不同种类的AMF对同一宿主植物摄取重金属能力影响是不尽相同的, 接种了Glomus intraradices的宿主比未接种的植物摄取As和Zn的能力分别提高了14倍和7倍, 而接种了Gigaspora gigantea的宿主仅比对照分别提高了2.5和1.9倍[15], 这些结果均表明AMF能够有效地强化植物修复, 具有良好的应用前景。
1.3 溶磷微生物(Phosphate solubilizing microbes, PSM)PSM指功能上能够将土壤中不可溶状态的磷转变为可溶性状态的磷供给植物利用, 分类学上通常属于芽孢杆菌属(Bacillus)、肠杆菌属(Enterobacter)和假单胞菌属(Pseudomonas)等一类微生物的总称。PSM在农业生产中广泛作为生物菌肥促进农作物生长及增加产量, 从而避免过度使用化学磷肥导致土壤退化的问题[16]。近年来研究发现PSM能够促进植物在重金属污染土壤中生长、解除重金属毒性、增强植物吸收重金属的效率等特性。从重金属污染水体中分离到的假单胞菌属菌株OSG41具有很强的Cr耐受能力, 鹰嘴豆(Cicer arietinum)接种OSG41后对Cr具有较强耐受性, 植物干重、产量和蛋白总量较对照均有提高, 表明OSG41对鹰嘴豆具有解除Cr毒性和促进生长的作用[17]。Li等[18]发现假单胞菌属菌株TLC 6-6.5-4能够有效降低Cu对玉米和向日葵的毒性, 并促进了植物对Cu的吸收, 植物体内Cu浓度较对照分别提高2.8倍和1.7倍。巨大芽孢杆菌(Bacillus megaterium)能够促进芥菜(Brassica juncea)和苘麻(Abutilon theophrasti)中Cd的浓度积累, 分别达到1.6和1.8 mg/g, 较对照提高了2倍以上[19]。利用PSM不仅能改善土壤退化的问题, 在重金属污染土壤中接种PSM还能够有效地提高宿主植物修复能力。
1.4 内生细菌(Endophytic microbe)内生细菌一般位于宿主植物表皮细胞层下方组织中且不具有固氮作用, 在长期的共同进化过程中内生细菌能够帮助宿主植物适应外界环境胁迫。苍白杆菌属(Ochrobactrum sp.)菌株R24是从双酚A污染湿地生长的短尖灯心草(Juncus acutus)根部分离到的内生细菌, 将其接种至盆栽短尖灯心草后发现能显著提高植物摄取重金属Zn和Ni的能力[20]。沙雷氏菌属(Serratia)菌株RSC-14能够提高龙葵(Solanum nigrum)对Cd的耐受指数(Tolerance index, TI), 还能够促进Cd在龙葵根部和茎段的积累[21]。内生细菌不仅强化单一重金属污染土壤的植物修复能力, 同时对复合污染土壤具有强化效果。如恶臭假单胞菌(Pseudomonas putida)W619-TCE不仅能够减轻复合污染物Ni-三氯乙烯对杨树的毒害作用, 同时增强了杨树根部对Ni的摄取能力和加强了三氯乙烯的蒸腾作用[22]。内生细菌在增强宿主对重金属胁迫的耐受性、促进超富集植物生物量增加及加速植物修复进程等方面具有重要价值[23]。
2 螯合剂强化植物修复能力螯合剂能够与重金属结合形成复合物, 促进土壤重金属成为可溶态, 从而有效地增加重金属的生物利用度, 强化植物修复效率。目前用于强化植物修复的螯合剂有传统的乙二胺四乙酸(Ethylene diaminetetraacetic acid, EDTA), 新型可生物降解的乙二胺二琥珀酸(S, S-ethylenediaminedisuccinic acid, EDDS)和谷氨酸N, N-二乙酸(N, N-bis(carboxymethyl)glutamic acid, GLDA), 以及根际微生物或植物合成并分泌的小分子有机酸(Small molecular organic acids, SMOA)等, 这些化合物在诸多报道中均体现出强化植物修复能力。
2.1 乙二胺四乙酸螯合剂在提高土壤中重金属的溶解度, 增强植物修复效率具有显著的促进作用。EDTA能够极显著地促进印度芥菜(B. juncea)对Pb的吸收, 其中地上部分中Pb的含量较对照提高了75倍, 这主要是因为不可溶的Pb在EDTA的螯合作用下形成了可溶性的Pb-EDTA形式, 从而促进了植物对Pb的吸收与转运[24]。EDTA有助于Pb在土壤中溶解从而增加生物利用度, 蓝桉(Eucalyptus globulus)在EDTA的作用下能够提高Pb吸收能力5倍, 植物中Pb的含量可达700 mg/kg[25]。EDTA因其能够促进土壤中重金属流动性提高了其生物利用度, 从而能够快速有效地增强植物修复效率, 然而正是这一特性也可能导致重金属高流动性扩散对未污染环境造成风险[26]。因此, 开发对环境友好、能够生物降解的螯合剂是一个新的趋势。
2.2 乙二胺二琥珀酸近年来螯合剂EDDS因其具有很强的金属螯合能力和可快速生物降解的特性而在生物修复中被广泛使用。Attinti等[27]对土壤及渗滤液分析结果显示EDDS能够促进土壤中Pb的溶解, 同时能够促进香根草(Chrysopogon zizanioides)对Pb的摄取以及向地上部分转运。分别用EDDS和EDTA处理重金属污染土壤中的向日葵, 结果显示EDDS比EDTA更加有效地增强了向日葵提取重金属的能力[28]。
2.3 谷氨酸N, N-二乙酸GLDA对多种金属都显示出很好的螯合能力, 同时具有良好的生物降解性能, 研究表明在28 d内GLDA的降解率达到60%[29]。GLDA在处理工业污泥中能够有效地提取重金属Cd、Ni和Cu[30]。用GLDA处理龙葵后发现能分别提高植株提取Cu、Cd和Zn的能力约1.8倍, 而与IAA混合处理后能进一步增强植物对重金属的提取能力[31]。
2.4 小分子有机酸植物或微生物通常能够分泌如柠檬酸、草酸和苹果酸等小分子量的有机酸到根际土壤中, 这些来自于三羧酸循环途径的SMOA在促进植物生长(如溶磷、增强土壤酶活性)、缓解重金属胁迫(如螯合重金属)等方面具有重要作用[26, 32]。研究表明龙葵(S. nigrum)叶片中有机酸的含量与可溶性Cd的含量呈现出显著的正相关性, 而另一茄科植物茄子(Solanum melongena)叶片中的有机酸含量较低, 这一结果暗示了有机酸对重金属在植物中积累存在重要作用[33]。在柠檬酸处理下能够显著提高欧洲油菜(Brassica napus)对高浓度Cu的耐受性, 同时增加Cu在植物中的积累[34]。Ni在超富集植物遏蓝菜属的Thlaspi goesingense叶片中主要以Ni-有机酸复合物的形式储存在细胞液泡中[35], 而Zn在超富集植物叶芽鼠耳芥(Arabidopsis halleri)的根部主要是以苹果酸锌和柠檬酸锌等有机酸锌的形式存在[36]。因此, 向植物外源添加SMOA对强化植物修复重金属能力具有重要的作用。此外, 诱导植物胞内合成SMOA可以进一步促进植物细胞内的重金属区隔化, 有效地起到了缓解重金属对植物的毒害作用。
3 基因工程手段强化植物修复能力随着分子生物学和生物化学研究的深入, 越来越多的蛋白或多肽参与了如重金属螯合、重金属植物毒性缓解、重金属胞内转运等植物修复步骤。因此, 在微生物或植物中表达编码这些蛋白的基因能够有效地增强植物修复能力。
3.1 基因工程改良微生物强化植物修复能力采用基因工程手段在微生物中表达外源基因, 能够有效增强微生物处理重金属污染的能力。在豆科植物紫云英(Astragalus sinicus)共生菌华癸中生根瘤菌(Mesorhizobium huakuii)变种B3中表达拟南芥植物螯合肽编码基因AtPCS能够促使微生物摄取Cd能力提高9-19倍, 将重组根瘤菌B3接种至紫云英后, 能促进宿主对Cd的吸收[37]。将改造的编码人金属硫蛋白四聚体基因MTL4和来源于拟南芥植物螯合肽编码基因AtPCS同时导入B3, 并将此重组菌侵染紫云英, 结果显示种植在Cd污染稻田土壤中的紫云英根部Cd的含量较对照提高了3倍[38]。将来源于拟南芥的铁调控转运蛋白基因AtIRT1分别与MTL4或AtPCS导入B3菌株, 侵染宿主后结果显示导入双基因组合(AtIRT1+MTL4或AtIRT1+AtPCS)重组根瘤菌B3均能促进宿主紫云英吸收Cu和As的能力[39]。在恶臭假单胞菌(Pseudomonas putida)中表达金属结合肽编码基因EC20不仅显著提高重组菌结合Cd的能力, 并且降低了Cd对细胞的毒性; 与向日葵共生后Cd在宿主根部积累的浓度较对照提高了40%[40]。因此, 采用基因工程手段在根际微生物中表达与重金属共价结合的金属转运蛋白或合成分泌到细胞外与重金属结合的螯合肽, 均能够有效强化微生物-植物共生体系提取重金属的能力。
3.2 植物修复能力的基因工程改造根据基因编码蛋白生物学功能的不同, 目前利用植物基因工程强化植物修复能力主要的基因编码蛋白为金属转运蛋白、金属硫蛋白、植物螯合肽合成酶、谷胱甘肽合成酶、金属裂解酶及金属还原酶等(表 1)。金属转运蛋白主要包含以下几个家族:重金属ATPase家族、NRAMP家族、CDF家族及ZIP家族等。这些转运蛋白在重金属被植物提取、易位和区隔化均起到了重要的作用。超富集植物天蓝遏蓝菜(Thlaspi caerulescens)对Zn的摄取速率是同属非超富集植物菥蓂(Thlaspi arvense)的4.5倍, 导致这一差异的关键是天蓝遏蓝菜根部ZIP家族成员ZNT1组成型高度表达[41-42]。金属硫蛋白是一类由基因编码富含半胱氨酸且对重金属具有高亲和力的多肽。在拟南芥中表达来源于金属硫蛋白编码基因copC能够有效地促进转基因植株对Cu的积累[43]。金属螯合肽是以谷胱甘肽(或其同系物)为底物通过金属螯合肽合成酶的催化合成的小肽。在烟草中表达外源基因AtPCS1能够增强植株对重金属Cd和As的耐受性, 并促进转基因植株对Cd的吸收[44]。谷胱甘肽的生物合成依赖GSHI和GSHII的表达, 在拟南芥或芥菜中过表达谷胱甘肽合成途径基因, 能够显著提高转基因植株对Cd的耐受性和吸收能力[45-46]。有机汞是能够导致神经退变一类严重的剧毒污染物, 在拟南芥中表达来自于细菌的有机汞裂解酶MerB能够催化碳-汞键断裂, 游离出毒性大大降低的Hg0[47]。在拟南芥中同时表达有机汞还原酶基因MerA和MerB能够有效地提高植株对有机汞毒性的耐受能力, 较对照的耐受浓度提高了50倍[48]。此外, 在植物中表达与植物螯合素(烟酰胺、多聚磷酸等)合成相关酶能够促进植物对重金属的耐受性, 同时增强植物提取重金属的能力[49-50]。随着对重金属耐受、体内转运等分子机制研究的深入, 将会有越来越多的基因可以用于强化植物修复能力。
微生物、螯合剂及外源基因是目前强化植物修复的3个主要措施, 越来越多的实验证据证实这些强化因子主要是通过以下3种机制强化了植物修复能力。
4.1 微生物促进植物生长利用植物进行重金属污染土壤修复的前提条件必须是能够在污染土壤中生长且有足够高的生物量。微生物-植物共生体系中的相互交流是构建根际层的关键过程, 在此过程中微生物以多种方式降低重金属对植物的胁迫来促进植物的生长[23]。
4.1.1 充当生物菌肥为植物提供营养以固氮菌和溶磷微生物为代表的促进植物生长菌(Plant growth promoting bacteria, PGPB)在可持续性生态农业上作为生物菌肥具有广泛的应用。大气中的N2在固氮菌的作用下可以转化为植物可直接利用的NH3形式, 从而促进植物对N元素的摄取。固氮菌与十字花科植物家独行菜(Lepidium sativum L.)共生后不但显著提高了宿主的生物量, 同时促进了种子萌发、根长以及茎段长度, 从而增强了宿主对Cd和Cr的耐受能力[51]。植物能利用土壤中的含量仅为1 ppm甚至更低的可溶性P, 而溶磷微生物将磷酸三钙、磷酸二钙或羟基磷灰石等不可溶无机磷酸盐转化为可溶性P供给植物生长[52]。
4.1.2 增强宿主抵御病原微生物能力根际微生物通过分泌铁载体、抗生素和氰化物等抑制病原微生物侵入植物。铁载体是植物从环境中获得Fe的主要来源, 当缺少合成铁载体的微生物时, 植物会表现出铁缺乏症; 而铁载体另外一个重要生物学功能就是减少病原微生物的铁生物利用度, 从而作为生物防治剂杀死病原微生物[53]。
4.1.3 分泌1-氨基环丙烷-1-羧酸(1-aminocyclop-ropane-1-carboxylate, ACC)脱氨酶促进植物生长发育ACC是植物激素乙烯生物合成途径中的直接生化前体, 在ACC脱氨酶催化下合成α-酮丁酸, 从而降低了植物胞内的乙烯水平, 最终改善极端环境条件(如重金属胁迫)下植物的生长和发育[54]。
4.1.4 合成植物所需的生长激素及维生素微生物能够合成并分泌植物激素(如IAA等)促进宿主植物吸收营养和生物量的增加[23]。此外, IAA还能够有效促进土壤酶和微生物群落活性[55], 进一步增强微生物-植物体系生物修复的能力; 水溶性B族维生素如烟酰胺、硫胺素等作为辅酶广泛参与细胞的生命活动, 因而是生物体生长发育必不可少的生长因子。微生物能够利用简单的碳源和氮源合成丰富的维生素[56], 维生素不仅促进植物的生长, 同时也会以非直接的方式影响土壤中固氮菌的生物量[57]。超富集植物生物量是影响生物修复效率的重要因子, 而根际微生物在营养输送、激素水平调节和增强抗逆性等方面为宿主植物的生长提供了重要保障。
4.2 缓解重金属植物毒性生长在重金属污染土壤中的植物通常会受到不同程度的伤害, 如重金属诱导胞内ROS升高导致脂质氧化、打破胞内离子稳态、电子传递链紊乱等, 从而致使植株生长发育受到限制甚至死亡[58]。虽然重金属胁迫状态下的植物能够通过限制重金属吸收与转运、螯合固定、激活水杨酸信号通路、表达过氧化物酶等策略来缓解重金属的毒害作用[59]。然而植物修复强化因子如微生物、螯合剂或基因编码蛋白等可以为植物抵御重金属胁迫做出重要的补充。
4.2.1 增强植物过氧化物酶活性清除ROS通常重金属胁迫显著提高植物胞内ROS的生成速率, 而抗氧化机制能够有效地帮助植物抵御ROS对细胞的毒害作用。Wan等[60]发现微生物嗜线虫沙雷氏菌(Serratia nematodiphila)菌株LRE07会导致宿主龙葵(S. nigrum)抗氧化酶CAT、APX和GPX的活性增强, 从而有效地提高了植物在高浓度Cd土壤中的生存能力。
4.2.2 表达谷胱甘肽缓解重金属胁迫细胞内谷胱甘肽不仅能够直接清除ROS, 并且能够作为底物合成生物螯合肽, 因此在植物响应重金属胁迫进程中起到至关重要的作用; 转录组研究显示受到重金属胁迫的杨树叶片中基因表达模式发生显著改变, 其中参与GSH生物合成途径的基因表达水平是最高的, 这一结果进一步证实了谷胱甘肽的重要性[61]。
4.2.3 降低重金属毒性的生物转化在重金属胁迫下微生物能够分泌金属氧化还原酶或甲基化酶等改变重金属离子形式, 从而降低重金属对生物的毒害作用。微生物arsC基因的表达将砷酸盐As(V)还原为为低毒性的亚砷酸盐As(III), 从而降低了As对植物的伤害[62]。
4.2.4 铁载体螯合重金属铁载体是对Fe离子具有最高的亲和力的有机小分子, 同时铁载体也能够与其他重金属离子形成复合物。Shin等[63]从超积累植物旅顺桤木(Alnus firma)中分离到一株产铁载体芽孢杆菌MN3-4, 将其接种到欧洲油菜(Brassica napus)后发现能够显著降低Pb的植物毒性。一个合理的解释是重金属能够抑制植物生长激素如IAA的合成, 由于微生物分泌的铁载体能够螯合重金属, 因而很大程度地保护了植物激素合成能力和维持植物激素正常水平[64]。
4.2.5 金属硫蛋白或植物螯合肽参与的区隔化作用重金属进入植物体内会与金属硫蛋白或植物螯合肽形成复合物, 后者通过生物膜上的转运蛋白可以进入液泡、高尔基体将重金属进行区隔化, 从而降低重金属植物毒害作用[65]。
虽然在重金属胁迫时, 植物本身要作出积极地应答, 如植物细胞壁酚类物质的合成固定重金属、金属离子通道外排或阻断运输等; 而微生物、外源基因等强化因子通过上述机制进一步缓解重金属对植物的毒害作用, 其中金属转运蛋白、金属裂解酶和金属还原酶等代表生物学功能的解析将进一步丰富生物修复的理论体系。
4.3 提高重金属生物利用度由于重金属不溶性和土壤束缚重金属等特性, 植物修复效率很大程度上受到了低生物利用度的制约[66]。在土壤中金属的生物利用度的高低取决于多方面的因素如土壤pH值、氧化还原电位、金属离子形式等[67]。一般而言, 土壤中pH值越高时金属的溶解度越低, 因此土壤酸化很大程度上提高了重金属生物利用度。植物及其根际微生物向根际土壤分泌有机酸、质子等物质促进土壤酸化, 有研究表明根际土壤的pH值较非根际土壤低2-3个单位[68]。此外, 有机酸能够直接影响重金属的可溶性, 如固氮菌能够将葡萄糖衍生为5-酮基葡萄糖酸, 该有机酸对土壤中Zn化合物的溶解起到了重要作用[69]。内生细菌能够合成糖脂、磷脂、多聚糖等生物表面活性剂, 这类小分子两性化合物能够降低表面张力, 从土壤粒子中解离重金属离子并与之结合成复合物, 从而增加其可溶性和生物利用度[23]。螯合剂能够将金属从土壤基质中解吸附, 促进金属游离至根际供给植物根部吸收。例如, EDTA能够分别增加土壤中的Pb和Cd的溶解度13.1倍和3.1倍, 有效地增强了植物对重金属的提取能力[70]; 不同的螯合剂表现出对重金属不同的转运能力和易位方式, 在含硝酸铅营养液中培养豌豆(Pisum sativum)分别加入螯合剂EDTA和EDDS, 结果发现相对EDDS而言EDTA具有更强促进豌豆吸附Pb的能力以及将Pb从根转运到苗的能力。此外, 电镜结果显示Pb-EDTA主要存在根尖部位而Pb-EDDS沿着根均匀分布, 这些结果揭示不同的螯合剂采用了不同的运输方式对重金属进行转运[71]。总之, 微生物-植物共生体系通过分泌有机酸、质子、生物表面活性剂等物质以及外源直接添加化学螯合剂均能有效促进重金属的溶解, 土壤重金属通过这些方式快速动员到植物根系周围并被植物提取与转运。因此, 提高重金属生物利用度能够显著强化植物修复能力。
5 展望随着重金属污染环境问题日益加重, 植物修复技术因其绿色环保、经济有效而被视为重金属污染土壤修复的重要技术手段之一。尽管有诸如蜈蚣草修复砷污染土壤的应用示范, 然而更多的研究成果依然受限于植物生物量低下、修复耗时过长等因素而不能应用于实践。因此, 采用合理的措施强化植物修复技术的效率可能是解决该矛盾的关键之一。例如, 建立稳定和谐的微生物-植物共生体系能够有效地促进植物生长和增强宿主植株的抗逆性, 不仅保障了植物生物量在重金属污染的土壤环境中稳定增加, 而且微生物对重金属的吸附能够进一步强化富集植物对重金属的吸收和转运; 采用可生物降解的螯合剂或根际微生物分泌出的小分子有机酸等促进土壤中重金属的可溶性和流动性, 从而强化重金属的生物利用度, 最终导致更多的重金属从土壤中转移到富集植物中; 编码植物细胞解毒和金属离子转运蛋白的应用能够进一步强化富集植物对重金属毒害的耐受能力, 从而能够高效地从土壤中摄取重金属离子并能够在体内存储更高浓度的重金属。然而在强化策略的实施过程中, 一些强化策略仍需考察其可能存在的负面效应。如转基因微生物的可控性与安全性, 即具有更强吸收重金属能力的转基因微生物进入环境后时是否会侵染农作物, 导致更多的重金属进入食物链。螯合剂的使用可能造成的重金属过度游离, 从而可能对相邻土壤造成污染。通过强化手段导致更多的重金属转运到植物地上部分, 这对草食动物和传媒昆虫生理的影响也值得深入研究。这些问题的解决不仅能够深入解析植物修复的生理生化机制, 而且更有利于推动植物修复技术广泛应用于重金属污染土壤修复。
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