微生物與重金屬相互作用過程與機制研究進(jìn)展

勞昌玲, 羅立強*，沈亞婷，朱 帥

1.國家地質(zhì)實驗測試中心, 北京 100037 2.中國地質(zhì)大學(xué)(北京), 北京 100083

隨著社會經(jīng)濟(jì)的發(fā)展，礦山開采和重金屬的冶煉活動導(dǎo)致大量重金屬進(jìn)入生態(tài)系統(tǒng). 重金屬污染對土壤、水和植物等產(chǎn)生了嚴(yán)重影響，并通過生物鏈危害人體健康. 大部分重金屬在達(dá)到一定濃度時會對生物體產(chǎn)生毒害作用. 如汞、鎘和鉛會破壞細(xì)胞膜的結(jié)構(gòu)，取代必需元素的結(jié)合位點，擾亂酶的功能，損害細(xì)胞功能，改變蛋白質(zhì)結(jié)構(gòu)，破壞組織器官和神經(jīng)系統(tǒng)，甚至引起生物體死亡[1]. 環(huán)境中重金屬污染的修復(fù)研究具有重要意義.

傳統(tǒng)的物理化學(xué)方法，如開挖填埋、土壤淋洗法、逆向滲透、離子交換、電化學(xué)處理法、膜處理技術(shù)、熱液提取和蒸發(fā)回收等，已廣泛應(yīng)用于環(huán)境中重金屬污染的修復(fù)研究. 但這些方法所需成本較高，工作量大，土壤性質(zhì)不可逆，且有的化學(xué)處理方法還會引起二次污染[2]. 生物修復(fù)具有簡單、易操作、成本低、不引起二次污染以及可應(yīng)用于現(xiàn)場的原位修復(fù)等優(yōu)勢而受到了廣泛關(guān)注[3].

微生物在自然界中廣泛存在，幾乎參與自然界中所有的生物化學(xué)反應(yīng)，對重金屬的溶解釋放、遷移轉(zhuǎn)換和富集沉淀均具有重要作用. 部分微生物在新陳代謝過程中產(chǎn)生銨鹽[4]、硫代硫酸鹽[5]、氰化物[6]、碘化物[7]及有機酸[8]，該過程可以提供大量的陰離子絡(luò)合基團(tuán)，增加對重金屬的螯合能力. 同時，微生物可通過胞外沉淀、細(xì)胞內(nèi)積累和氧化還原等機制將毒性重金屬離子轉(zhuǎn)化為毒性較低的形態(tài)[9].

該文綜述了微生物在重金屬的生物地球化學(xué)循環(huán)過程中的作用，主要包括微生物對重金屬元素的溶解遷移過程以及微生物對重金屬元素的吸收富集與形態(tài)轉(zhuǎn)化機制，并探討了微生物在修復(fù)重金屬污染方面的應(yīng)用前景.

1 微生物與重金屬相互作用過程與機制

1.1 重金屬對微生物生長過程的影響

微生物在元素的生物地球化學(xué)循環(huán)過程中扮演著重要角色，元素的生物地球化學(xué)循環(huán)過程會影響微生物的生長[10]. 例如，一些金屬元素(如K、Na、Ca、Mg、Fe、Cu和Zn)是微生物生長的必需營養(yǎng)元素[11]，另一些金屬離子(如As3+/As5+、Fe2+/Fe3+、Mn2+/Mn4+、V4+/V5+、Se4+/Se6+和U4+/U6+)的氧化還原反應(yīng)過程可為微生物提供新陳代謝所需的能量[12]，還有一些重金屬離子(如Ag+、Hg2+、Cd2+、Co2+、CrO42+和Pb2+)通過置換作用取代原本結(jié)合位點上的必需金屬離子進(jìn)而對微生物造成毒害[13-14].

從宏觀上來說，重金屬含量會影響微生物的生物量及其多樣性[10]. 韓桂琪等[15]發(fā)現(xiàn)，低含量的Cd(7.5 mg/kg)、Cu(75 mg/kg)、Zn(150 mg/kg)和Pb(150 mg/kg)復(fù)合污染會促進(jìn)細(xì)菌、真菌和放線菌生物量的增加，增幅分別為14.9%、12.4%和58.5%，但隨著這些重金屬含量的增加，重金屬對微生物的作用由刺激轉(zhuǎn)變?yōu)槎竞ψ饔茫?xì)菌、真菌和放線菌的生物量顯著下降.

從微觀上來說，高濃度的重金屬會損壞細(xì)胞膜結(jié)構(gòu)，改變酶的特異性，損害細(xì)胞功能，改變蛋白質(zhì)結(jié)構(gòu)，破壞DNA甚至引起細(xì)胞死亡. 毒性重金屬離子(如Ag+、Hg2+、Pb2+、Cd2+、Co2+、CrO42+和Ni2+等)的氧化電位比必需金屬元素高，對巰基具有更強的親和能力，可通過置換作用取代原本結(jié)合位點上的必需金屬元素[16]. 在重金屬的脅迫下，微生物會產(chǎn)生過多的氧化應(yīng)激產(chǎn)物(如過氧化氫、活性氧和超氧化物歧化酶等)，當(dāng)這些產(chǎn)物超過微生物的抗氧化能力時就會導(dǎo)致細(xì)胞死亡[17]. Das等[18]研究發(fā)現(xiàn)，低濃度(<130 μmol/L)的AuCl4-會刺激米根菌(Rhizopusoryzae)分泌還原蛋白進(jìn)行生物解毒，但當(dāng)AuCl4-濃度高于130 μmol/L時，細(xì)胞的超微結(jié)構(gòu)受到破壞，菌的生長受到明顯抑制. ZHOU等[19]對從生活排放污水中分離出的細(xì)菌進(jìn)行實驗室培養(yǎng)后發(fā)現(xiàn)，當(dāng)ρ(As3+)為0.05 mg/L，ρ(Hg2+)為0.2 mg/L，ρ(Cd2+)、ρ(Cr3+)和ρ(Cu2+)均為0.5 mg/L，ρ(Pb2+)和ρ(Zn2+)均為1 mg/L 時，細(xì)菌的DNA結(jié)構(gòu)會受到破壞.

長期生活在重金屬污染環(huán)境中的部分微生物會通過吸附、積累和生物轉(zhuǎn)化等過程改變重金屬的毒性，甚至通過改變自身的遺傳物質(zhì)，逐漸適應(yīng)環(huán)境并存活下來形成優(yōu)勢菌種，這些優(yōu)勢菌種對重金屬的耐受性也會有所增加[10]. 噬金屬的微生物〔如β變形菌屬貪銅菌(Cupriavidusmetallidurans)〕體內(nèi)含有多種重金屬的抗性基因簇，細(xì)胞可通過絡(luò)合作用、外排作用或還原沉淀等作用進(jìn)行解毒，使其可在礦渣巖石堆，重金屬加工廠附近的河流以及礦化區(qū)等環(huán)境中得以生存繁衍[20].

1.2 微生物作用下重金屬的生物地球化學(xué)循環(huán)過程及機理

1.2.1微生物作用下重金屬元素的溶解遷移

微生物自身生長的過程中可以產(chǎn)生大量蛋白質(zhì)、多肽、羧酸、核酸和氨基酸，部分微生物還會分泌氰化物和硫代硫酸鹽等代謝產(chǎn)物，這些過程可以提供大量的陰離子絡(luò)合基團(tuán)與重金屬螯合，提高重金屬的生物有效性[13,21]. Faramarzi等[22]發(fā)現(xiàn)，假單胞菌(Pseudomonasplecoglossicida)在生長早期分泌大量的HCN，HCN與重金屬形成絡(luò)合物促進(jìn)重金屬的溶解遷移. Reith等[8]發(fā)現(xiàn)，金礦區(qū)土壤中的原生微生物在生長過程中分泌大量游離的氨基酸(濃度高達(dá)64.2 μmol/L)，土壤中80%的金會發(fā)生溶解并以有機結(jié)合態(tài)形式存在，但在培養(yǎng)50 d后，這些氨基酸配體被大量消耗，游離氨基酸濃度僅為8 μmol/L，此時金在溶液中不穩(wěn)定，會重新吸附到土壤表面上.

化學(xué)自養(yǎng)型細(xì)菌可通過氧化還原難溶礦石中的硫化物或碘化物來獲取新陳代謝所需的能量，釋放礦石中的重金屬元素. 在含氧環(huán)境中，鐵和硫的氧化細(xì)菌通過將Fe2+氧化為Fe3+或?qū)0氧化為H2SO4來獲取能量，該過程可導(dǎo)致黃鐵礦(Fe2S)和磁黃鐵礦(Fe1-xS)溶解[23]. 在厭氧環(huán)境中，硫桿菌(Thiobacillus)可將S0氧化為SO42-，該過程降低了環(huán)境的pH，促進(jìn)了重金屬的溶解[24]. 假單胞菌(Pseudomonas)可將IO3-還原為I-，進(jìn)而使金發(fā)生溶解[7,25]，相關(guān)反應(yīng)過程如下：

4Fe2++O2+4H+→ 4Fe3++2H2O (含氧環(huán)境)

(1)

2S0+3O2+2H2O→ 2H2SO4(含氧環(huán)境)

(2)

S0+6Fe3++4H2O→ SO42-+6Fe2++
8H+(厭氧環(huán)境)

(3)

2Au+3I3-→ 2AuI4-+I-或2Au+I-+I3-→ 2AuI2-

(4)

化能異養(yǎng)型的微生物利用有機物作為電子供體，將金屬氧化物中的高價金屬離子作為電子受體從而將金屬進(jìn)行異化還原[26]. 鐵的異化還原對吸附于鐵(氫)氧化物表面的重金屬元素的生物地球化學(xué)循環(huán)過程起著重要作用. 在枯草芽孢桿菌(Bacillussubtilis)中加入Fe3+后，在胞外聚合物作用下細(xì)胞表面形成無定型鐵(氫)氧化物納米粒子，細(xì)胞對As5+的吸附能力至少提高了11倍[27]. Toshihiko等[28]從稻田土壤中分離出異化還原菌株Geobactersp. OR-1，該菌株培養(yǎng)4周可溶解土壤中70%的砷，其對砷的溶解釋放過程如圖1所示.Geobactersp. OR-1既可以As5+作為電子受體將砷還原為As3+，又可以Fe3+作為電子受體將鐵還原為Fe2+使水鐵礦發(fā)生溶解，此時吸附于水鐵礦的As3+釋放到溶液中被農(nóng)作物吸收，通過食物鏈威脅人體健康.

圖1 砷的異化還原菌Geobacter sp. OR-1將砷從水鐵礦中釋放的過程[28]Fig.1 Arsenic released from ferrihydrite by arsenate-reducing bacterium Geobacter sp. OR-1[28]

1.2.2微生物對重金屬的吸附和富集

微生物細(xì)胞膜外存在大量胞外聚合物(EPS)，該聚合物中含有羧基、羥基、巰基、氨基、酰胺基和磷酸基等活性基團(tuán)，這些基團(tuán)中的N、O、P和S等提供孤對電子重金屬離子結(jié)合，從而使溶液中的重金屬離子被吸附[29]. Kasimani等[30]研究發(fā)現(xiàn)，在ρ(Cr2+)為25 mg/L的溶液中，藍(lán)藻菌(Cyanobacteria)對Cr的吸附能力最高可達(dá)75.63%，F(xiàn)TIR結(jié)果顯示，對Cr吸附起作用的官能團(tuán)主要是氨基、羥基和羧基. SHEN等[31]發(fā)現(xiàn)，在ρ(Cd2+)為0.5 mg/L的溶液中，胞藻(Synechocystissp. PCC6803)可吸附86%的Cd2+，吸附效率的增加與EPS的增加同步，胞藻通過分泌EPS將Cd吸附于細(xì)胞外，防止其對細(xì)胞的毒害. González等[32]利用同步輻射X射線吸收近邊結(jié)構(gòu)(X-ray absorption near edge structure，XANES)測定了含EPS和不含EPS的根際假單胞菌(Pseudomonasaureofaciens)對Fe3+的吸附過程，發(fā)現(xiàn)兩種情況下與羧基結(jié)合的鐵分別為78%和40%，說明EPS可促進(jìn)細(xì)胞表面Fe—O—Fe高聚物的形成.

不同微生物對金屬離子的吸附能力有所差異. 革蘭氏陰性菌細(xì)胞表面缺乏有機磷酸基，對金屬離子的吸附作用比革蘭氏陽性菌差[33]. 相同微生物細(xì)胞在不同環(huán)境下的吸附能力也有區(qū)別. 在0.1 mmol/L的Au3+溶液中，形成生物膜的細(xì)胞由于胞外聚合物對Au3+的吸附作用強，進(jìn)入細(xì)胞內(nèi)的Au3+也較少，導(dǎo)致其存活率比浮游細(xì)胞的存活率高4個數(shù)量級[34].

微生物對元素的表面吸附過程受pH的影響顯著. Giri等[35]發(fā)現(xiàn)，當(dāng)pH在2.5～7.5范圍內(nèi)時，蠟樣芽胞桿菌對砷的吸收效率隨著pH的升高而增加；但隨著pH繼續(xù)升高，吸收效率反而降低. 原因在于表面吸附主要包括吸附和解吸兩個過程(見圖2)：①當(dāng) pH較低時，細(xì)胞表面高度質(zhì)子化，解吸過程起主要作用，因此pH升高會引起解吸作用降低，吸附增強；②當(dāng)pH超過7.5后，吸附起主要影響作用，隨著pH的繼續(xù)升高，細(xì)胞表面電負(fù)性增強，對砷的吸附作用也隨之減弱. 因此，在實際的環(huán)境修復(fù)應(yīng)用中，pH也是一個重要的考察因素.

圖2 蠟樣芽胞桿菌表面對AsO33-的吸附和解吸過程[35]Fig.2 Biosorption and regeneration process of AsO33- by living B. cereus[35]

與簡單的表面吸收不同的是，富集作用是重金屬離子從活細(xì)胞外側(cè)通過細(xì)胞膜運輸進(jìn)入細(xì)胞質(zhì)，該過程是主動運輸?shù)倪^程[36]. 重金屬進(jìn)入細(xì)胞后，與體內(nèi)氨基酸或者蛋白質(zhì)結(jié)合生成無毒或低毒的絡(luò)合物并富集在細(xì)胞內(nèi). 從印度某工業(yè)廢水處理廠中分離出的芽孢桿菌(Bacillus)可富集高達(dá)9.8 mg/g的砷，其中80%的砷富集在細(xì)胞質(zhì)中，天冬氨酸、谷氨酸和半光氨酸參與砷的解毒過程[37]，該特異性菌株在實際環(huán)境中砷污染的修復(fù)中可能具有潛在的應(yīng)用前景.

1.3 微生物對重金屬元素形態(tài)的轉(zhuǎn)變

微生物通過氧化還原、生物礦化、甲基化和去甲基化等作用改變重金屬的形態(tài)，從而實現(xiàn)對重金屬的解毒. 通常情況下，微生物可通過多種解毒機制共同作用，使其在重金屬污染的環(huán)境中存活下來. 例如，在高濃度Fe3+脅迫下，藍(lán)藻菌可通過以下多種途徑降低鐵對細(xì)胞的毒害：①胞外蛋白質(zhì)將Fe3+礦化為赤鐵礦和磁鐵礦，減少其進(jìn)入細(xì)胞的量；②細(xì)胞內(nèi)的磷酸鹽與Fe3+鰲合，減少游離的Fe3+對細(xì)胞的毒害；③超氧化物歧化酶、過氧化氫酶、脯氨酸和類胡蘿卜素等可降低Fe3+引起的氧化應(yīng)激壓力；④藍(lán)藻菌合成的脂多糖、脂肪酸、葉綠素和糖類等物質(zhì)與Fe3+絡(luò)合降低鐵的毒害[38].

1.3.1微生物對重金屬元素的氧化和還原

元素的價態(tài)是影響其毒性的重要原因，微生物對毒性元素的氧化還原過程是重要的解毒機制之一. 從制革廢水中分離出的蠟樣芽胞桿菌(Bacilluscereus)可將Cr6+還原為Cr3+，降低Cr的毒性，當(dāng)Cr6+濃度分別為60和70 mg/L時還原率分別達(dá)到96.7%和72.1%，該過程中，還原型輔酶Ⅰ和Ⅱ可作為重要的電子供體[39]. 在有氧環(huán)境中，棲熱菌屬(Thermus)利用無機As3+作為電子供體，將As3+氧化為毒性較弱的As5+[40].

游離態(tài)的金對生物體具有很強的毒性，因為其一旦進(jìn)入細(xì)胞內(nèi)，就容易與谷胱甘肽結(jié)合，形成的化合物會與氧分子反應(yīng)生成氧化谷胱甘肽和過氧化氫，并抑制活性酶的功能[20,41]. 而惰性的單質(zhì)Au對微生物幾乎沒有毒性[42-43]. 不同的微生物對Au離子的還原解毒機制不同. 微生物可通過胞外分泌物，細(xì)胞膜上的還原蛋白或者胞內(nèi)還原酶等將毒性的金離子進(jìn)行還原解毒(見圖3)[18]. 在100 μmol/L的AuCl3溶液中，正常生長的代爾夫特食酸菌(Delftiaacidovorans)可通過分泌次級代謝產(chǎn)物將Au3+在體外還原解毒. 而基因突變后不能正常分泌次級代謝產(chǎn)物的菌對Au3+的毒性敏感程度增加了102.8倍，菌的生長受到明顯抑制[42]. 很多革蘭氏陰性菌的膜囊可作為抵御環(huán)境中有毒物質(zhì)的防護(hù)盾. 當(dāng)藍(lán)藻菌暴露于Au(S2O3)23-溶液中，藍(lán)藻菌會釋放膜囊包裹住細(xì)胞，防止金離子對細(xì)胞的毒害，并通過膜囊組分中的P、S或者N等配體與Au離子反應(yīng)生成金納米顆粒[44-45]. 在50 μmol/L的HAuCl4溶液中，貪銅菌吸附的金進(jìn)入細(xì)胞質(zhì)內(nèi)被還原形成Au(I)-S中間體，最終被還原為納米金，并通過P型ATP酶外排通道將金排出體外[20].

圖3 微生物對金離子的還原解毒機制[18]Fig.3 Reduction and detoxification mechanism of gold ions by cells[18]

同步輻射XRF和XANES技術(shù)可原位獲得重金屬元素在細(xì)胞體內(nèi)外的分布及其形態(tài)特征，是探究微生物對重金屬解毒機制的重要途徑. Kenneth等[46]利用空間分辨率為150 nm的XRF和XANES技術(shù)分析了在K2Cr2O7溶液中暴露6 h后，熒光假單胞菌的浮游和附著在固體表面的兩種不同狀態(tài)細(xì)胞中元素的分布和化學(xué)形態(tài)，得到以下結(jié)論：①浮游狀態(tài)的細(xì)胞中P、S、Ca、Fe和Zn等元素大量丟失，細(xì)胞內(nèi)富集了大量的毒性元素Cr，而附著狀態(tài)的細(xì)胞表面含有大量的Ca和P元素，在細(xì)胞表面形成大量的磷灰石沉淀，并將Cr區(qū)隔在細(xì)胞外；②附著細(xì)胞中Cr6+被還原為Cr3+并與細(xì)胞外的磷酰基官能團(tuán)結(jié)合，防止Cr對附著狀態(tài)的細(xì)胞的毒害. 同步輻射是一種先進(jìn)的分析技術(shù)，但目前受光斑大小的限制，難以對數(shù)微米的微生物進(jìn)行準(zhǔn)確的定位分析，這也是目前研究中急需解決的問題之一.

1.3.2微生物對重金屬的礦化作用

重金屬離子在微生物體內(nèi)外的生物礦化可使重金屬發(fā)生沉淀. 生物礦化主要包括磷酸鹽礦化、碳酸鹽礦化和硫化物礦化等，具體的方程式[47]如下：

HPO42-+M2+→MHPO4

(5)

CO32-+M2+→MCO3

(6)

H2S+M2+→MS+H2

(7)

硫酸鹽還原菌(Sulfatereducingbacteria，SRB)可利用硫酸鹽作為電子受體將硫酸鹽轉(zhuǎn)化為硫化物，產(chǎn)生的H2S與重金屬發(fā)生反應(yīng)形成硫化物沉淀[48-49]. 在重金屬污染的土壤中，芽孢桿菌(Bacillus)和八疊球菌屬(Sporosarcina)分泌的脲酶增加，從而促進(jìn)土壤中的尿素水解生成碳酸鹽，碳酸鹽與Ni、Cu、Pb、Co、Zn和Ca等礦化形成沉淀，礦化率為88%～99%[50]. 釀酒酵母(Saccharomycescerevisiae)通過釋放磷酸鹽將U6+礦化為氫鈾云母〔H2(UO2)2(PO4)2·8H2O〕，降低了U6+對細(xì)胞毒害[51]. 從尾礦分離出的芽孢桿菌(Bacillus)可將溶液中的Pb(NO3)2轉(zhuǎn)化為溶解性較差的PbS和PbSiO3，將該菌添加到礦區(qū)土壤中，土壤中可交換態(tài)的Pb減少了26%，與碳酸鹽結(jié)合的Pb增加了36%[52]. 微生物對重金屬的生物礦化作用可降低重金屬的遷移能力和生物有效性，是其可應(yīng)用于重金屬污染修復(fù)的重要原因之一.

1.3.3微生物對毒性元素的甲基化和去甲基化

微生物對砷形態(tài)的轉(zhuǎn)化主要包括氧化、還原、甲基化和去甲基化. 不同形態(tài)的砷遷移能力變現(xiàn)為methyl As(Ⅲ)>>methyl As(Ⅴ)>As(Ⅲ)>As(Ⅴ)[53]，而砷的毒性大小順序為methyl As(Ⅲ)>As(Ⅲ)>As(Ⅴ)>methyl As(Ⅴ)[54]. 微生物將無機砷甲基化生成可揮發(fā)性有機砷并排出體外的過程是微生物重要的解毒機制. 一甲基砷滲透性差，僅作為胞內(nèi)甲基化的中間體無法滲出體外，而二甲基砷和三甲基砷具有較高的滲透性(比一甲基砷至少高出10倍)，能穿過細(xì)胞膜釋放到環(huán)境中[36]. 稻田土壤中添加4%的秸稈時，由于秸稈分解過程中產(chǎn)甲烷細(xì)菌增加，水稻根際土壤中砷的甲基化程度增加了2個數(shù)量級[55]. 由于砷的去甲基化過程降低了其遷移能力，不適合應(yīng)用于污染土壤的修復(fù)，因而受到的關(guān)注較少. 氣態(tài)的甲基砷經(jīng)過快速的氧化降解可形成無機砷，但目前該過程中微生物起何種作用仍不清楚[56].

2 微生物在修復(fù)重金屬污染中的應(yīng)用

生物修復(fù)已經(jīng)成為目前修復(fù)環(huán)境中重金屬污染的一項重要技術(shù)手段，其原理是使重金屬形成更穩(wěn)定的化合物. 研究[57]表明，重金屬化合物的穩(wěn)定性順序為酸溶性部分<可還原部分<可氧化的部分<殘渣部分.

微生物可通過生物吸附作用、還原沉淀、生物礦化等作用將重金屬固定[58]. SRB廣泛存在于稻田土壤、海水、溫泉、油田和沉積物中，是最常見的應(yīng)用于生物修復(fù)的微生物[59-60]. 在缺氧條件下，SRB對含水層沉積物中重金屬的礦化起著重要作用，其主要機制：SRB將硫酸鹽轉(zhuǎn)化為H2S，胞外EPS將重金屬吸附到細(xì)胞表面，H2S與重金屬發(fā)生反應(yīng)形成金屬硫化物沉淀[48-49]. 雖然SRB應(yīng)用于重金屬修復(fù)得到了實驗室的證實，但其在實際環(huán)境中的應(yīng)用受到了限制，原因在于微生物生長需要適宜的環(huán)境和電子供體. 近年來，有研究者針對這一問題開展了實際環(huán)境中微生物用于修復(fù)重金屬污染的研究. 例如，ZHANG等[61]通過添加不同的營養(yǎng)物質(zhì)解決了尾礦修復(fù)中噬酸菌和SRB的競爭問題，發(fā)現(xiàn)酵母提取物和胰蛋白胨可促進(jìn)SRB的生長，抑制噬酸菌的生長，從而提高SRB在實際尾礦環(huán)境中的重金屬修復(fù)效率. 有研究[62-63]表明，零價鐵(Fe0)可作為SRB生長過程中重要的補充物質(zhì); Fe0與重金屬氧化物之間發(fā)生電子傳遞將重金屬還原，被還原的重金屬與鐵的氧化物發(fā)生表面吸附和共沉淀作用，此外Fe0與水反應(yīng)產(chǎn)生的H2同樣可作為SRB的電子供體促進(jìn)其生長. XIN等[64]研究表明，在同時含有Fe0和SRB的體系中，Cu、Cd、Zn和Pb的浸出率分別達(dá)100%、98.5%、90.69%、100%，X射線衍射(X-ray diffraction，XRD)和X射線光電子能譜(X-ray photoelectron spectroscopy，XPS)分析結(jié)果顯示，Cu、Cd、Zn和Pb主要形成了PbCd、PbZn、ZnS、Zn、CdO、CuZn和CuS等更穩(wěn)定的礦物.

微生物對重金屬的修復(fù)效果與重金屬的存在形態(tài)有關(guān). 從下水道污泥中分離出的伯克霍爾德氏菌(Burkholderiasp.)Z-90對Mn、Zn、Cd、Pb、As和Cu的修復(fù)效率分別為52.2%、44.0%、37.7%、32.5%、31.6%和24.1%，修復(fù)前后的BCR分步提取結(jié)果顯示，重金屬中酸溶態(tài)的組分比殘渣態(tài)更易于被微生物吸附吸收[65]. 在實際應(yīng)用中可先利用菌株將重金屬元素轉(zhuǎn)化為易于被微生物吸附的形態(tài)，再利用特異性菌株進(jìn)行修復(fù).

微生物應(yīng)用于土壤和灌溉水的重金屬修復(fù)，可降低重金屬對作物的毒害，增加產(chǎn)量. Fawzy等[66]發(fā)現(xiàn)，藍(lán)藻菌對灌溉污水中Fe、Pb、Cd、Zn、Cu和Mn的去除率分別為62.0%、83.1%、88.5%、68.8%、55.2%和42.4%，降低了污水灌溉的甜菜體內(nèi)重金屬、過氧化氫和脂質(zhì)過氧化反應(yīng)產(chǎn)物的含量，說明藍(lán)藻菌可有效減少灌溉污水中重金屬對甜菜的氧化應(yīng)激壓力[66]. 稻田土壤中施加粉煤灰可為水稻提供K、Na、P、Zn和Fe等營養(yǎng)元素，也會引入Pb、Cr和Cd等毒性重金屬元素，在施肥的同時加入1.0 kg/m3的固氮藍(lán)藻菌可顯著提高水稻的固氮能力，同時藍(lán)藻菌對重金屬元素的吸附作用可減少毒性重金屬元素進(jìn)入水稻中[67].

根際微生物對植物吸收重金屬起重要的調(diào)控作用[68]. 超富集植物可大量吸收重金屬，但大部分植物由于生物量低、生長緩慢和對重金屬具有選擇性等原因不適用于大規(guī)模地應(yīng)用于修復(fù)重金屬污染[69]. 一些有益的微生物可直接或間接地溶解營養(yǎng)元素(氮、磷、鉀和鐵等)，分泌植物激素和促生酶(如1-氨基環(huán)丙烷-1-羧基脫氨酶)等物質(zhì)，從而促進(jìn)植物的生長[70]. 在大麻的根際土壤中接種叢枝菌根真菌，大麻的生物量增加64.2%，根際有效態(tài)Cd含量增加46.3%，Cd的吸收量增加107.8%[71]. 從尾礦區(qū)花葉芒的根際土壤中分離出的假單胞菌(Pseudomonaskoreensis)接種在礦區(qū)的土壤中，花葉芒的生物量、葉綠素和蛋白質(zhì)含量均分別增加54%、27%和28%，根中重金屬的增加量分別為23%(As)、31%(Cd)、7%(Cu)、18%(Pb)和15%(Zn)，莖中重金屬的增加量分別為31%(As)、71%(Cd)、61%(Cu)、22%(Pb)和21%(Zn)，超氧化物歧化酶和過氧化氫酶活性分別增加42%和33%，羥基自由基減少，說明接種該菌可提高花葉芒的抗氧化應(yīng)激壓力的能力[9]. 微生物還可通過酸化、沉淀、絡(luò)合和氧化還原等作用改變重金屬的生物有效性，降低重金屬的毒性，誘導(dǎo)植物對重金屬的抵御機制. 根際微生物可改變重金屬的形態(tài)，影響其生物有效性，其機制如下：①真菌(如黃曲霉)可通過新陳代謝活動產(chǎn)生的有機酸、氨基酸及其他代謝產(chǎn)物溶解重金屬，增強重金屬的生物有效性；②部分特異性叢枝菌根可以通過對重金屬的鰲合作用，增加重金屬的有機結(jié)合態(tài)，從而影響植物對重金屬的吸收富集[47]. Baum等[72]從重金屬污染的植物根部分離出真菌淡黃曲霉菌接種到污染土壤中，重金屬Cd、Cu、Pb和Zn的硝酸銨提取態(tài)含量增加了11%～33%，其中Cd的生物有效性提高了22%. 與非超富集植物相比，硒的超富集植物根際的微生物種類更為豐富. 超富集植物利用硫酸鹽轉(zhuǎn)運蛋白吸收土壤中的硒酸鹽，并將其轉(zhuǎn)化為硒半胱氨酸(SeCys)和硒甲硫氨酸(SeMet)[73]. 從硒的超富集植物碎米芥根際分離出一種氧化微桿菌屬(Microbacteriumoxydans)可耐受高達(dá)15 mg/L的亞硒酸鹽. 將其暴露于1.5 mg/L的亞硒酸鹽中，可檢測到大量的SeCys2，該機制可能是超富集植物能富集大量硒的重要原因[74].

3 結(jié)論

a) 微生物可通過自身生長的過程中產(chǎn)生的蛋白質(zhì)、多肽、羧酸、核酸和氨基酸等物質(zhì)與重金屬絡(luò)合，氧化還原難溶礦石中的硫化物或碘化物，或直接對重金屬進(jìn)行異化還原等過程促進(jìn)重金屬的溶解遷移.

b) 微生物細(xì)胞外EPS的活性基團(tuán)中N、O、P和S等提供的孤對電子可對重金屬離子進(jìn)行吸附，被吸附的重金屬離子從活細(xì)胞外側(cè)通過細(xì)胞膜運輸進(jìn)入細(xì)胞質(zhì)，從而富集在細(xì)胞內(nèi).

c) 微生物可通過氧化還原、生物礦化、甲基化和去甲基化等過程改變重金屬的毒性，從而影響重金屬在環(huán)境中的生物地球化學(xué)循環(huán).

4 展望

微生物應(yīng)用于重金屬污染環(huán)境中的生物修復(fù)越來越受到關(guān)注. 目前有關(guān)微生物對重金屬的解毒和耐受機制以及微生物在實際的環(huán)境修復(fù)應(yīng)用中仍存在以下問題有待進(jìn)一步深入研究.

a) 在重金屬污染地區(qū)，特異性菌株對于重金屬的解毒和耐受性的機制仍需要進(jìn)一步研究. XRF和XANES技術(shù)雖然可原位獲得重金屬元素在細(xì)胞體內(nèi)外的分布及其形態(tài)特征，但由于儀器機時的限制，難以展開大量的研究工作. 同時，由于微生物細(xì)胞個體小，僅為數(shù)微米，受光斑大小的限制，難以分辨出元素在細(xì)胞內(nèi)外的準(zhǔn)確位置. 在今后的研究中可以采用相應(yīng)的分離和提取技術(shù)，分別獲取細(xì)胞的胞外聚合物、細(xì)胞上的結(jié)合蛋白和胞內(nèi)蛋白質(zhì)與重金屬相互作用，探究其解毒過程中起主要作用的物質(zhì)及其解毒機制.

b) 微生物對重金屬的修復(fù)效果與重金屬的存在形態(tài)有關(guān). 在實際應(yīng)用過程中可以考慮利用一些特定的微生物促進(jìn)重金屬元素的溶解釋放后，再利用對重金屬具有耐受性的特異性菌株進(jìn)行生物修復(fù). 目前對于混合菌株應(yīng)用于修復(fù)重金屬污染這方面的研究工作較少.

c) 植物根際-微生物-重金屬之間的相互作用是一個復(fù)雜的過程，目前植物根系分泌物和微生物的新陳代謝產(chǎn)物對重金屬形態(tài)及生物有效性的協(xié)同拮抗作用以及植物與微生物相互作用微觀的界面過程尚未明晰. 加強相關(guān)機理的研究可為微生物修復(fù)環(huán)境中重金屬污染的應(yīng)用提供重要依據(jù).