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

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)。

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（責(zé)任編輯：葛曉霞）