2020, Vol. 41
近年来, 由于大量的工业活动和农业废弃物的随意处置等造成大量农田耕地中重金属含量超标, 尤其是Cd的超标十分严重[1~3].农田Cd污染不仅造成粮食减产和经济损失, 还能通过“土壤-植物-人体”或“土壤-水-人体”等食物链进行迁移, 积累到动物和人体内, 进而严重危害动、植物的生长及人体的健康[4, 5].相比其他谷物, 小麦根部会吸收更多的Cd, 从而传递到茎叶并最终在籽粒吸收, 通过食物链传递, 增加人类的健康风险[6].所以必须采取有效的措施阻控小麦对Cd的吸收.
微生物钝化剂因其成本低、效率高、不存在二次污染等优势越来越受到人们的关注[7, 8].Chen等[9]的研究表明, 重金属固定细菌Neorhizobium huautlense T1-17能够显著降低辣椒对Cd的吸收.有研究表明重金属固定细菌能够通过吸附、沉淀和氧化还原等作用降低土壤中有效态Cd的含量, 从而阻控作物对Cd的吸收.但是大部分研究都是关于菌株本身对Cd的吸附钝化作用[10, 11], 而关于功能菌株对土壤的调理作用, 尤其是对土壤铁氧化物含量的影响以及这些变化对作物吸收重金属影响的报道不多.首先, 铁氧化物可通过吸附和共沉淀作用与土壤Cd结合形成复合体, 从而降低Cd的生物有效性[12].Chen等[13]的研究表明Fe(Ⅱ)氧化与有机质形成弱晶质铁氧化物-有机碳共沉淀, 这种作用可以增强土壤对Cd的吸附作用.其次, 铁氧化物可作为胶结剂促进土壤微团聚体的形成, 从而促进土壤对Cd的吸附.Xu等[14]的研究表明, 黏土矿物(针铁矿和高岭石)能够促进菌株Serratia marcescens S14生物膜的形成, 从而增加其对Cd的吸附固定能力.由微生物活动而产生的铁氧化物, 因其巨大的比表面积并可与微生物有机体、各种有机代谢物结合, 对土壤中包括重金属在内的多种污染物有较强的吸附能力, 在修复和净化污染土壤的研究中受到相当多的关注[15, 16].Wang等[17]的研究表明, 重金属固定细菌Ralstonia eutropha Q2-8和Exiguobacterium aurantiacum Q3-1能够增加土壤中Leptothrix spp.的相对丰度, 从而增加了土壤中铁锰氧化态Cd的含量.然而, 有关重金属固定细菌对土壤中铁氧化物含量和铁氧化菌数量的影响以及铁氧化物含量和铁氧化菌数量的变化对小麦吸收Cd的影响等相关报道仍较为缺乏.
本文以重金属固定细菌Bacillus megaterium N3和Serratia liquefaciens H12为供试菌株[18], 以郑麦三号(Triticum aestivum L., ZM-3)为供试小麦, 采用盆栽试验, 研究菌株N3和H12以及N3联合H12对郑麦3号吸收Cd的影响, 同时探讨不同处理对小麦根际土壤铁氧化物、铁氧化细菌、黏土颗粒矿物组成和团聚体的影响, 进而解析重金属固定细菌阻控小麦吸收Cd的机制, 以期为重金属污染农田修复提供理论依据和技术支撑.
1 材料与方法 1.1 供试菌株重金属固定植物促生细菌Bacillus megaterium N3(MH715353)和Serratia liquefaciens H12(MH715354)分离自狗尾草根际土壤中[18].菌株N3能够分泌吲哚乙酸(indole-3-acetic acid, IAA)(56.53 mg·L-1)、铁载体和1-氨基环丙烷羧酸(1-Amino-1-cyclopropanecarboxylic acid, ACC)脱氨酶, 能够耐受高浓度的Cd(650 mg·L-1), 且在含有1 mg·L-1 Cd的LB溶液中, 振荡培养48 h后, 对Cd的去除率达到86.4%.菌株H12能够分泌IAA(69.14 mg·L-1)、铁载体和ACC脱氨酶, 能够耐受高浓度的Cd(750 mg·L-1), 且在含有1 mg·L-1 Cd的LB溶液中, 振荡培养48 h后, 对Cd的去除率达到88.6%.
1.2 小麦盆栽试验从南阳市郊区(32°95′N, 112°41′E)采集Cd污染农田土壤, 室温下晾干, 过80目筛.土壤基本理化性质为:pH 6.73, 有机质19.6 mg·kg-1, 总N 1.53 g·kg-1, 有效磷0.276 g·kg-1, 速效钾1.43 g·kg-1, 总Fe 4.8 g·kg-1, Cd 2.87 mg·kg-1和Pb 0.35 mg·kg-1.盆钵内径15 cm, 高35 cm, 每盆装土5 kg.郑麦3号(Triticum aestivum L., ZM-3)种子购买于南阳市种子站, 用5%次氯酸钠溶液表面消毒5 min后, 再用无菌去离子水洗3遍, 然后均匀地撒到每盆土的表面, 每盆撒20粒小麦种子, 最后用细土轻轻覆盖.本试验共设置4种处理组：不接菌对照(CK)、接种菌株N3(N3)、接种菌株H12(H12)和接种菌株N3+H12(N3+H12).每个处理3个重复.盆栽试验露天温室下进行, 所有处理均随机排位, 并间歇性轮换, 以保证生长条件一致.长出幼苗后, 逐渐间苗, 最后每盆留10棵小麦苗, 小麦苗长到5 cm高时进行第一次接种.将供试菌株N3和H12接种于LB液体培养基中, 30℃、150 r·min-1摇床振荡培养18 h至对数生长期, 然后将菌液转移至无菌离心管中3 000 r·min-1离心10 min收集菌体, 菌体用无菌去离子水清洗两遍, 最终制备成D600=1.0的菌悬液.首先用镊子在小麦苗根部周围划出深度约3 cm的一条条小沟, 然后用无菌注射器吸取200 mL菌悬液接种至小沟中, 再用干土轻轻覆盖, 以接种等量的无菌水处理为对照.第二次接种是在小麦灌浆前进行.小麦于2018年11月15日种植, 2019年5月15日收获.
1.3 郑麦3号生物量及Cd含量测定盆栽试验完成后, 收集小麦种子、茎和根.根部用自来水洗净后用0.01 mol·L-1的EDTA-2Na溶液浸泡10 min以去除根表面沾染的Cd, 然后用去离子水清洗3遍.所有样品放到80℃烘箱中进行烘干、粉碎.所有植物样品用电子秤称重.准确称取1.00 g样品进行微波消解, 然后用5% HNO3定容, 采用电感耦合等离子体发射光谱仪(inductively coupled plasma atomic emission spectrometry, ICP-AES, SHIMADZ ICPE-9820)测定消解液中Cd含量, 计算后得出小麦各组织中的Cd含量.采用国家标准参比物质(土壤：GBW-07402, 植物：GBW-08501)进行质量控制, 标样测定结果均在允许误差范围内.
1.4 郑麦3号根际土壤不同形态Cd含量测定植物收获处理时将小麦根系与土壤小心分离并收集距离根系2 mm以内的土壤, 称为根际土.采用Tessier顺序提取五步法[19]测定小麦根际土壤不同形态Cd含量, 按照提取的先后顺序将重金属形态分为：可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机物结合态以及残渣态, 化学浸提剂分别为MgCl2、NaOAc、NH2OH-HCl、H2O2-CH2COONH4和王水.
1.5 郑麦3号根际土壤非晶型铁氧化物含量测定参考Xu等[20]的方法采用草酸铵提取小麦土壤中非晶型铁氧化物的含量：取风干土壤样品2.00 g到三角瓶中, 加入100 mL 0.2 mol·L-1的草酸铵[(NH4)2C2O4]提取液, 充分摇匀, 黑暗条件下180 r·min-1振荡培养4 h, 然后5 000 r·min-1离心10 min, 采用ICP-AES测定上清液中Fe的含量.
1.6 郑麦3号根际土壤中纤发菌属(Leptothrix spp.)和披毛菌属(Gallionella spp.)丰度分析参考Fisher等[21]的方法进行荧光定量PCR扩增.简言之, 采用土壤DNA提取试剂盒(Omega Bio-tek, USA)提取小麦根际土壤样品的总DNA.以1369F 5′-TCCTACGGGAGGCAGCAGT-3′、1492R 5′-GGACTACCAGGGTATCTAATCCTGTT-3′、PSP-6 5′-CAGTAGTGGGGGATAGCC-3′、DSP-6 5′-GATTTCT TCCCTGACAAAAGC-3′、GAL2F 5′-AAGCGGTG GATTATGTGGATT-3′和GAL2r 5′-ACAAGGGTTG CGCTCGTT为引物分别扩增土壤中总细菌[22]、Leptothrix spp.[23]和Gallionella spp.[24]的16S rRNA序列.将纯化后的PCR产物连接到pMD-19T载体上, 导入大肠杆菌DH5α感受态细胞中, 37℃培养12 h, 选取正确的阳性克隆子, 提取质粒, 然后进行10倍梯度稀释, 选取10-3~10-10的梯度进行荧光定量PCR检测, 绘制标准曲线.以各样品的DNA为模板, 以相应的引物对各处理样品中总细菌、Leptothrix spp.和Gallionella spp.的16S rRNA进行实时荧光定量PCR扩增.定量PCR反应在ABIPRISM 7500 Real-time PCR System(Applied BIO systems)扩增仪上进行.将测得的Cr值代入标准曲线方程, 即可计算出样品中各目的基因的拷贝数.Leptothrix spp.或者Gallionella spp.的相对丰度等于Leptothrix spp.或者Gallionella spp.的16S rRNA拷贝数除以土壤中总DNA的16S rRNA拷贝数.
1.7 郑麦3号根际土壤黏土矿物组成分析称取5 g小麦根际土壤样品加入500 mL三角瓶中, 再加入100 mL蒸馏水, 放到40℃水浴锅上, 缓缓倒入20~50 mL 30%的双氧水, 如有机质存在, 则会发生分解出现气泡.当气泡衰减下来时, 追加双氧水, 直到不发生气泡为止.然后再加入100 mL蒸馏水, 煮沸去除多余的双氧水, 并静置过夜后倾出上部清液.然后加入少量蒸馏水, 混匀, 倒入1 L的量筒中, 加蒸馏水至加满量筒.静置12 h, 收集上清液中0~5 cm深的土悬液, 室温阴干, 即为 < 2 μm的土壤黏粒.样品Mg2+饱和后, 用甘油水溶液处理, 制成定向薄膜, 进行X衍射分析.仪器为：X射线衍射仪(Ultima Ⅳ).测试条件为X光管：Cu靶辐射; 管压：40 kV; 管流：40 mA; 滤波：石墨单色器; 扫描步长：0.02°; 扫描速度为：1(°)·min-1; 范围为3~35°.
1.8 郑麦3号根际土壤团聚体、pH和有机质含量测定小麦根际土壤团聚体的组成测定方法参照Schutter等[25]的方法.取采集的新鲜小麦根际土样50 g用手轻轻全部压碎, 室温条件下把土样凉于牛皮纸上5~7 d.然后过不同孔径的筛子, 筛子的孔径大小分别为5.0、2.0、1.0、0.5和0.25 mm, 所以团聚体的大小可以分为2.0~5.0、1.0~2.0、0.5~1.0、0.25~0.5和 < 0.25 mm这5种.取小麦根际土壤1.0 g以1:2.5的土水比例加入无菌去离子水, 充分振荡2 h, 12 000 r·min-1离心10 min, 取上清液用pH计测pH值.采用重铬酸钾容量法[26]测定不同处理小麦根际土壤中有机质的含量.
1.9 小麦田间验证试验在南阳市郊区某Cd污染农田选取一块10 m×50 m大小的区域进行田间修复试验.土壤基本理化性质为pH 6.81, 有机质25.5 mg·kg-1, 总N 1.83 g·kg-1, 有效磷0.386 g·kg-1, 速效钾1.35 g·kg-1, 总Fe 5.1 g·kg-1, Cd 1.97 mg·kg-1.用卷尺分成12个10 m×4 m的小区, 试验共设置4种处理：不接菌对照(CK)、接种菌株N3(N3)、接种菌株H12(H12)和接种菌株N3+H12(N3+H12), 每个处理3个重复.取郑麦3号种子若干, 30℃下催芽1 d, 然后取部分小麦种子分别浸泡在含有菌株N3、H12和N3+H12的菌悬液(D600=1.0)中浸种2 h, 然后播种到相应的小区中.在小麦灌浆期参照1.2节再次进行相应接种.于2019年10月30日进行种植小麦, 2020年5月22日进行收获, 种植期间不施加肥料, 打过一次除草剂.收获小麦时, 每个小区选取1 m×1 m的区域进行收集麦穗, 然后参照1.3节进行测量小麦籽粒的干重和Cd含量.
1.10 数据处理采用SPSS 17.0软件进行数据统计分析, 用Microsoft Excel 2010软件绘图.
2 结果与分析 2.1 重金属固定细菌对郑麦3号各组织干重和Cd含量的影响由表 1可知, 与不接菌对照相比, 菌株N3和H12均能促进郑麦3号生长, 提高郑麦3号籽粒和茎的干重.其中菌株N3使郑麦3号籽粒的干重增加了45.4%, 菌株H12使郑麦3号籽粒的干重增加了36.5%, 菌株N3联合H12使郑麦3号籽粒的干重增加了75.3%.与菌株N3和H12单独施用相比, 菌株N3联合H12施用具有更好的提高郑麦3号籽粒和茎的干重的能力.与不接菌对照相比, 处理组N3、H12和N3+H12均能显著(P < 0.05)降低郑麦3号各组织Cd(30.2%~84.9%)的含量.其中, 其中菌株N3使郑麦3号籽粒Cd含量降低了50.9%, 菌株H12使郑麦3号籽粒Cd含量降低了30.2%, 菌株N3联合H12使郑麦3号籽粒Cd含量降低了84.9%.与菌株N3和H12单独施用相比, 菌株N3联合H12施用具有更好的降低郑麦3号各组织Cd含量的能力.
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表 1 不同处理对郑麦3号各组织生物量和Cd含量的影响1) Table 1 Effects of different treatments on biomass and Cd content of ZM-3 |
2.2 不同处理对郑麦三号根际土壤不同形态Cd含量的影响
重金属通常以多种形态存在于土壤中, 容易被植物吸收的形态称为有效态/可交换态, 不能被植物吸收的称为残渣态, 而碳酸盐结合态和铁锰氧化态等形态则不易被植物吸收.由图 1可以看出, 菌株N3和H12均能影响郑麦3号根际土壤Cd的形态分布.在不接菌处理组中, 可交换态Cd含量占比为34.4%, 碳酸盐结合态Cd占比为17.1%, 铁锰氧化物结合态占比为13.2%, 有机物结合态占比为11.1%, 残渣态Cd占比为24.2%.与对照相比, 不同处理均能显著(P < 0.05)降低郑麦3号根际可交换态(34.3%~77.1%)Cd的含量, 显著增加碳酸盐结合态(29.4%~47.1%)Cd和铁锰氧化物结合态(53.8%~115%)Cd的含量, 菌株N3和N3联合H12还能增加残渣态(16.6%~20.8%)Cd的含量.在所有处理组中, 菌株N3联合H12具有更高的降低小麦根际可交换态Cd含量和增加铁铁锰氧化物结合态Cd含量的能力.
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图 1 郑麦3号根际土壤不同形态Cd含量分布 Fig. 1 Distribution of Cd content in different forms of rhizosphere soil of ZM-3 |
由图 2可知, 与不接菌对照相比, 不同处理均能显著(P < 0.05)提高小麦根际土壤中非晶型铁氧化物(19.8%~67.9%)的含量.此外, 与菌株N3和H12相比, 菌株N3联合H12处理使小麦根际土壤中非晶型铁氧化物的含量分别提高了40.1%和47.1%.由此可以发现菌剂处理可以在一定程度上提高土壤中非晶型铁氧化物的含量, 说明非晶型铁氧化物含量增加可能是土壤中有效态Cd含量降低的一个原因.
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不同小写字母表示处理之间有显著差异(P < 0.05) 图 2 不同处理对小麦根际土壤非晶型Fe氧化物含量的影响 Fig. 2 Effect of different treatments on the content of amorphous Fe oxide in wheat rhizosphere soil |
通过对郑麦3号根际土壤中非晶型铁氧化物含量分析发现, 菌剂处理可以显著增加非晶型铁氧化物的含量, 因此继续研究菌剂对铁氧化细菌Leptothrix spp.和Gallionella spp.相对丰度的影响.由图 3可知, 在不同处理小麦根际土壤中均检测到了Leptothrix spp.和Gallionella spp..与不接菌对照相比, 处理组N3、H12和N3+H12均显著(P < 0.05)提高了小麦根际土壤中Leptothrix spp.和Gallionella spp.的相对丰度.其中处理组N3使Leptothrix spp.的相对丰度提高了142%, 使Gallionella spp.的相对丰度提高了89.7%.处理组H12使Leptothrix spp.的相对丰度提高了130%, 使Gallionella spp.的相对丰度提高了27.8%.处理组N3+H12使Leptothrix spp.的相对丰度提高了287%, 使Gallionella spp.的相对丰度提高了180%.以上结果表明, 菌剂可能是通过提高土壤中Leptothrix spp.和Gallionella spp.的相对丰度, 从而促进了土壤中非晶型铁氧化物的形成.
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不同小写字母表示处理之间有显著差异(P < 0.05 图 3 不同处理对郑麦3号根际土壤Leptothrix spp.和Gallionella spp.相对丰度的影响 Fig. 3 Effects of different treatments on relative abundance of Leptothrix spp. and Gallionella spp. in ZM-3 rhizosphere soil |
由表 2和图 4可知, 与对照相比, 处理中N3、H12和N3+H12中蒙脱石和绿泥石的组成比例下降, 而高岭石、石英和长石的组成比例升高.此外, 在复合菌剂N3+H12的处理组中, 还检测到了2.3%的针铁矿.土壤中的铁氧化物是土壤固定重金属的一类上佳材料, 具有很强的吸附沉淀重金属的能力, 可以大大减少土壤中有效态铅镉的含量.这说明菌株N3联合H12能够调控小麦根际土壤, 显著增加针铁矿的含量, 从而增强了小麦根际土壤固定镉和铅的能力, 进而降低了小麦根对镉和铅的吸收.
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表 2 不同处理下小麦根际土壤粘土颗粒矿物组成1)/% Table 2 Clay particle mineral composition of wheat rhizosphere soil under different treatments/% |
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图 4 郑麦3号根际土壤黏土颗粒X衍射分析 Fig. 4 X-ray diffraction of clay particles in ZM-3 rhizosphere soil |
土壤团聚体是指在土壤固相结构体系中, 不同大小和不同空隙的土壤颗粒的总称.土壤团粒结构可以影响土壤对重金属的吸附能力.土壤颗粒粒径越小, 相对表面积越大, 对重金属离子的吸附能力也会越强.在本文研究中郑麦3号根际土壤中的团聚体共分为5类：< 0.25、0.25~0.5、0.5~1.0、1.0~2.0和2.0~5.0 mm这5种粒径的团聚体颗粒, 结果如表 3所示.与不接菌对照相比, 处理组N3、H12和复合菌处理N3+H12均能显著降低秦优十号小麦根际土壤中2.0~5.0 mm和1.0~2.0 mm粒径的团聚体含量, 显著增加 < 0.25 mm粒径的团聚体含量, 而对0.25~1.0 mm和0.5~1.0 mm粒径的团聚体含量无显著影响.
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表 3 不同处理对小麦根际土壤团聚体组成的影响1) Table 3 Effect of different treatments on the distribution of rhizosphere soil particle sizes of wheat |
2.7 不同处理对郑麦3号根际土壤pH和有机质含量的影响
土壤中重金属有效态的含量与土壤的pH值有很大关系, pH值的降低会导致重金属元素的有效态含量增加, 而土壤pH值升高则会降低重金属有效态的含量.在不接菌对照组中, 小麦根际土壤pH值为6.74, 而处理组N3、H12和N3+H12中小麦根际土壤pH值分别为6.98、6.91和7.08, 说明接菌处理能够显著提高小麦根际土壤的pH值(图 5).在不接菌对照组中, 小麦根际土壤有机质含量为21.23 mg·kg-1, 与不接菌对照相比, 菌株N3和H12对小麦根际土壤有机质含量无显著影响, 但菌株N3联合H12能够显著提高(31.2%)小麦根际土壤有机质含量(图 5).
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不同小写字母表示处理之间有显著差异(P < 0.05 图 5 不同处理对小麦根际土壤pH值和有机质含量的影响 Fig. 5 Effect of different treatments on pH and organic matter content of wheat rhizosphere soil |
由表 4可知, 在田间试验中, 与不接菌对照相比, 处理组N3、H12和N3+H12对郑麦3号籽粒的干重无显著影响.与不接菌对照相比, 各个处理组均能显著降低郑麦3号籽粒中Cd(18.4%~42.1%)的含量.对照组中小麦籽粒Cd的含量为0.38 mg·kg-1, 而处理组N3、H12和N3+H12中小麦籽粒Cd的含量分别为0.29、0.31和0.22 mg·kg-1.
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表 4 田间条件下不同处理对郑麦3号籽粒干重和Cd含量的影响1) Table 4 Effects of different treatments on dry weight and Cd content of ZM-3 under field conditions |
3 讨论 3.1 土壤中铁氧化物固定重金属
铁是自然界中最常见的元素, 地壳中丰度排在化学元素的第四位, 自然界中主要以水铁矿、针铁矿、赤铁矿和菱铁矿等16矿物形式存在土壤中[12].元素铁因为很容易被氧化成铁的氧化物或氢氧化物.研究表明土壤中铁氧化物对重金属具有富集作用, 同时也决定了这些元素在土壤中的迁移和有效性.氧化铁及其氢氧化物具有特殊的电化学性质, 有较大的表面积和丰富的—OH官能团, 能与重金属离子发生吸附反应, 被称为固定重金属元素的改性剂[12].铁氧化物多包被在硅酸盐矿物表面, 虽然晶型和分散的氧化物含量很低, 但是单位质量的氧化物化学活性很高, 金属吸附在铁氧化物上会形成内圈络合物.Yu等[27]的研究表明在酸性矿区污染的水稻土中, 非晶型铁氧化物与活性较高的交换态Cd含量呈极显著负相关, 同时与碳酸盐结合态Cd也呈极显著负相关, 说明非晶型氧化铁可以促进Cd由弱结合态向强结合态的转化.本文研究中随着郑麦3号根际土壤中铁氧化物含量的升高, 可交换态Cd的含量逐渐降低, 铁锰氧化物结合态Cd的含量逐渐升高, 此外, 碳酸盐结合态Cd的含量也升高了, 这可能是因为功能菌株N3和H12均能产生脲酶[18], 脲酶催化土壤中的尿素生成CO32-, 进而增加了碳酸盐结合态Cd的含量.影响铁氧化物固定重金属分子机制的因素包括: pH、重金属种类、吸附剂性质和有机质等.铁氧化物作为可变电荷矿物, 在与重金属的反应过程中受pH影响巨大.Li等[28]的研究表明, 铁氧化物含量对水稻吸收Cd含量有显著负相关性, 铁氧化物具有阻控水稻吸收Cd的能力, 且随着pH的升高, 铁氧化物吸附Cd的能力也增强.Dash等[29]采用间歇吸附试验研究针铁矿对不同重金属的吸附能力, 结果表明针铁矿对Cd(Ⅱ)的吸附去除能力最高, 其次为Ni(Ⅱ)和Zn(Ⅱ).不同类型的铁氧化物在结晶度和表面官能团等理化性质存在差异, 对于重金属的固定机制有所不同[30].王学松等[31]采用合成磁铁矿、纤铁矿和四方纤铁矿进行分批试验, 利用X射线粉末衍射仪研究了其对水溶液中Cd(Ⅱ)的吸附性能, 发现当pH值小于5时, pH值对磁铁矿和纤铁矿吸附水溶液中Cd(Ⅱ)的能力影响不大, 当pH=4时, 四方纤铁矿吸附水溶液中Cd(Ⅱ)的效果最好.
3.2 功能菌株调控铁氧化物阻控小麦吸收重金属微生物在自然环境中广泛存在, 并且具有代谢方式多样, 能适应各种环境等优势, 在铁的循环中也扮演者重要的角色, 比如微生物作用的铁的氧化和还原.微生物可以通过净化和吸收、氧化和沉淀或还原和溶解, 从而促进铁在自然界中的水体和矿物之间的循环, 这类细菌一般被称为铁细菌.能使Fe(Ⅱ)氧化或能聚集铁氧化物的铁细菌, 一般被称为铁氧化菌.铁氧化菌一般可以分为以下几类：好氧嗜酸铁氧化菌、好氧嗜中性铁氧化菌、厌氧铁氧化光合细菌和厌氧硝酸盐还原铁氧化菌等[32].好氧嗜中性铁氧化菌是在中性条件下利用氧气作为电子受体, 通过酶催化氧化亚铁的一类菌.为了获得生长所需的能量, 它们需要与氧气对亚铁氧化进行竞争.研究此类基于氧气的嗜中性铁氧化菌主要集中在披毛菌属(Gallionella spp.)和纤发菌属(Leptothrix spp.)[33].披毛菌属是很好的利用氧气的浓度梯度生存的例子, 其只能在即不强还原也不强氧化的条件下生长.而纤发菌属则是一类异养细菌, 其可以形成三价铁矿物质的管状鞘[33].在本文研究中Cd污染下, 菌株N3和H12以及N3联合H12均能提高小麦根际土壤Gallionella spp.和Leptothrix spp.的相对丰度, 可能有利于土壤中铁锰氧化物的形成, 增强土壤对Cd的吸附能力, 形成铁锰氧化物结合态Cd, 从而降低有效态Cd含量.另外值得注意的是, 微生物氧化亚铁也可以直接形成针铁矿, 比如Hohmann等[34]对Acidovorax sp. BoFeN1进行培养发现, 其对亚铁氧化会产生针铁矿沉淀.Acidovorax sp. BoFeN1在高pH、高浓度碳酸盐组分以及高腐殖酸的条件下会形成针铁矿沉淀[35].在复合菌剂N3+H12的处理组中, 还检测到了2%的针铁矿.这说明菌株N3联合H12能够调控小麦根际土壤, 显著增加针铁矿的含量, 从而增强了小麦根际土壤固定镉和铅的能力, 进而降低了小麦根对镉和铅的吸收.此外, 团聚体的改变也是影响土壤中有效态Cd含量的因素.土壤颗粒越小, 表面积越大, 对重金属的吸附能力就越强.菌株N3联合H12能够显著降低秦优十号小麦根际土壤中2.0~5.0 mm和1.0~2.0 mm粒径的团聚体含量, 显著增加 < 0.25 mm粒径的团聚体含量, 从而降低了土壤中有效态Cd含量, 阻控了小麦对Cd的吸收.因此功能菌株N3联合H12阻控郑麦3号吸收Cd的主要机制为提高小麦根际土壤中：①铁氧化物和针铁矿含量; ②铁氧化细菌的相对丰度(披毛菌属和纤发菌属); ③pH值和④ < 0.25 mm粒径的团聚体含量, 来降低小麦根际土壤中有效态Cd的含量, 进而阻控了小麦对Cd的吸收.
4 结论(1) 重金属固定细菌Bacillus megaterium N3、Serratia liquefaciens H12和菌株N3联合H12均能提高郑麦3号籽粒的干重, 降低小麦籽粒中Cd含量.相比单独施用菌株N3或者H12, 施用复合菌剂N3+H12具有更强的阻控郑麦3号吸收Cd的能力.
(2) 功能菌株N3联合H12通过提高郑麦3号根际土壤铁氧化物含量、针铁矿含量、铁氧化细菌相对丰度、小粒径(< 0.25 mm)团聚体比例和pH值来降低有效态Cd的含量, 进而阻控了郑麦3号对Cd的吸收.
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