高耐鎘細菌Burkholderia sp. DF3-1對鎘的吸附特性及機理

李卓陽 曹苗苗 周登博 王尉 戚春林 謝江輝

摘? 要：基于前期從重金屬礦區(qū)污染土壤中分離和鑒定的一株伯克霍爾德氏菌 sp. DF3-1，分析其對環(huán)境中鎘離子（Cd）的吸附特性。通過測定不同初始濃度、pH及培養(yǎng)時間下菌株對鎘離子的去除效率，并利用掃描電鏡和透射電鏡觀察含鎘環(huán)境對菌體細胞內(nèi)外形態(tài)的影響，以及紅外光譜和質(zhì)粒消除實驗測定菌體表面基團和初步測試耐鎘基因位置，探討菌株 sp. DF3-1對環(huán)境中鎘離子的吸附機制。結(jié)果表明，該菌株在10 mg/L以下的Cd中生長幾乎不受影響，在50?mg/L和100?mg/L時生長受限;在培養(yǎng)24?h達到最大生物量，此后有所減少;在pH為5時，去除效率最高。該菌株最高去除效率為83.64%。掃描電鏡結(jié)果顯示Cd致使菌體細胞外表粗糙、變形皺縮;透射電鏡結(jié)果顯示Cd使菌體細胞膜增厚，遺傳物質(zhì)分散，細胞膜與細胞質(zhì)界線模糊;紅外光譜結(jié)果表明，菌體表面主要是-CH-、酰胺I、-NO、-COOH、-C-OH和-CO-基團參與了吸附過程;質(zhì)粒提取與消除實驗可知，耐鎘基因可能位于遺傳物質(zhì)而不是質(zhì)粒上。綜上所述，耐鎘伯克霍爾德氏菌 sp. DF3-1對鎘離子的吸附作用同時發(fā)生在胞內(nèi)積累和胞外吸附兩方面，初始濃度和pH對其吸附能力具有較大影響。

關(guān)鍵詞：鎘; sp. DF3-1;吸附;形態(tài)結(jié)構(gòu);機制中圖分類號：Q949.748.5 ?????文獻標(biāo)識碼：A

Adsorption Characteristics and Mechanism of High Cadmium-tolerant Bacteria sp. DF3-1 to Cadmium

LI Zhuoyang， CAO Miaomiao， ZHOU Dengbo， WANG Wei， QI Chunlin， XIE Jianghui

1. College of Ecology and Environment， Hainan University， Haikou， Hainan 570228， China; 2. Institute of Tropical Bioscience and Biotechnology， China Academy of Tropical Agricultural Sciences， Haikou， Hainan 571101， China

A sp. DF3-1 strain was isolated and identified previously from contaminated soil in heavy metal mining areas. The strain was preserved in the laboratory of Research Group for Banana Industry Technology. The stain has a strong ability to adsorb cadmium ion. Its adsorption characteristics to cadmium ion （Cd） of the environment were analyzed further in this study. The adsorption characteristics for environmental cadmium ion （Cd） were further analyzed by multiple ways. The removal efficiency of cadmium ion by the strain was measured under different initial concentrations， pH and culture time. Effects of cadmium on the internal and external morphology of bacterial cells were detected using a scanning electron microscopy （SEM） and a transmission electron microscopy （TEM）. The infrared spectroscopy （Fourier transform infrared spectroscopy， FTIR） was used to determine the changes of different groups on bacterial surface. Location of cadmium tolerance genes was also predicted by plasmid elimination. The results showed that the growth of this strain was not almost affected under the initial Cd concentration less than10 mg/L. On the contrary， the initial concentrations of 50 mg/L and 100 mg/L inhibited the growth of sp. DF3-1. Maximum biomass was achieved within 24 hours of culture and decreased in the following tested time points. By analyzing the effects of different pH on the removal efficiency of sp. DF3-1， it was found that the highest removal efficiency was observed at pH 5. The highest removal efficiency was 83.64%. The results of SEM showed that Cd treatment caused the surface of the bacterial cells to be rough， deformed and shrunken. The results of TME demonstrated that Cd thickened the cell wall and dissolved the bacterial cell membrane. The boundary between cell membrane and cytoplasm was not obvious. The electron microscopy showed that cadmium had a toxic effect on cells. In addition， the results of FTIR showed that the -CH-， amide I， -NO， -COOH， -C-OH and -CO- groups were involved in the adsorption process of Cd on the bacterial surface. After using SDS and sodium benzoate to eliminate plasmids， there was little difference in cadmium resistance of sp. DF3-1， so it was preliminarily speculated that the cadmium resistance gene of sp. DF3-1 was located in genomic DNA and not in the plasmid. Therefore， the adsorption of cadmium ions by sp. DF3-1 occurs in both intracellular accumulation and extracellular adsorption. The initial concentration and pH have a greater impact on its adsorption capacity. The above research results would provide an important reference for the later soil bioremediation.

cadmium; sp. DF3-1; adsorption; morphological structure; mechanism

10.3969/j.issn.1000-2561.2022.03.018

工業(yè)的飛速發(fā)展極大地改善人民的生活水平，同時也導(dǎo)致嚴重的環(huán)境污染。根據(jù)2014年《全國土壤污染狀況調(diào)查公報》（中華人民共和國環(huán)境保護部，2014），我國重金屬污染現(xiàn)狀不容樂觀，特別是重金屬鎘點位超標(biāo)率高達7%，居于無機污染物首位。相比于其他重金屬，鎘毒性大，移動性強，若通過污染水源或經(jīng)食物鏈富集后進入人體，可對人體造成極大傷害。根據(jù)報道，許多食品如食用菌，在栽培過程中能夠大量富集重金屬元素而無法有效降解，進而作為食物鏈的一環(huán)進入人體內(nèi)。研究表明，急性吸入鎘會造成呼吸道和肺損傷，慢性攝入以腎小管為靶器官并導(dǎo)致腎近端腎小管功能障礙、嗜酸性粒細胞增多和貧血等。因此，重金屬污染已經(jīng)成為亟待解決的生態(tài)問題。

目前，已有研究表明常用的方法例如化學(xué)沉淀法、膜過濾法和離子交換法等均可以達到去除重金屬的目的。但這些傳統(tǒng)的物理化學(xué)方法存在許多缺點如成本過高、操作復(fù)雜、容易產(chǎn)生二次污染等。相比而言，生物修復(fù)包括動植物修復(fù)、微生物修復(fù)等方法更加清潔綠色，如有研究通過篩選海雀稗得到耐鎘性強的海雀稗種質(zhì)資源，從而進一步夯實鎘污染區(qū)域植物修復(fù)技術(shù)。然而，植物修復(fù)技術(shù)也存在修復(fù)時間長、效果較慢的缺點。在這種情況下，微生物修復(fù)逐漸成為重金屬污染修復(fù)領(lǐng)域的熱門研究。而在實際處理中，微生物吸附法也表現(xiàn)出成本低，操作簡單及不產(chǎn)生二次污染等優(yōu)點。其中，由于細菌來源豐富，生長繁殖迅速，適應(yīng)性強等特點，已越來越廣泛地應(yīng)用于重金屬污染修復(fù)中。例如，高耐鎘貪銅菌屬細菌的最大耐受濃度可以達到2248.2?mg/L，普羅威登斯菌屬（ sp.）和芽孢桿菌屬（ sp.）耐受濃度可達650?mg/L，并能顯著降低土壤中的有效Cd含量的上標(biāo)。

除此之外，伯克霍爾德氏菌（ sp.）分布廣泛，在土壤、水體等生態(tài)位均有發(fā)現(xiàn)，多應(yīng)用于作物生物固氮、解磷、抗病促生等方面，也有文獻表明其具有較高重金屬耐受性，可用于重金屬污染修復(fù)。前期發(fā)現(xiàn)一株具有高耐鎘細菌 sp. DF3-1，并對鎘具有較強的吸附能力，但其吸附特性及機制仍不清楚。至此，本研究進一步對該菌株的吸附特性和吸附機理進行分析，為鎘污染修復(fù)提供豐富微生物菌種資源和實際應(yīng)用的理論支持。

? 材料與方法

? 材料

菌株 sp. DF3-1從海南省東方市不磨村經(jīng)濟場（180°44′15″E， 18°53′26″N）廢棄金礦礦區(qū)土壤中分離，通過16S rRNA鑒定其為伯克霍爾德氏菌（ sp.）并保藏于中國熱帶農(nóng)業(yè)科學(xué)院熱帶生物技術(shù)研究所實驗室。使用Luria-Bertani（LB）培養(yǎng)基（胰蛋白胨10?g，酵母提取物5?g，氯化鈉10?g，瓊脂粉15～20?g，水1000?mL，pH 7.2，液體不加瓊脂）對該菌進行培養(yǎng)。

?方法

1.2.1? 不同Cd濃度下菌株 sp. DF3-1的生長曲線? 將純種菌株從平板上接種到液體培養(yǎng)基中，在28℃、180 r/min的條件下培養(yǎng)24 h作為種子液。將培養(yǎng)好的種子液以2%的比例接入含有不同鎘濃度的LB液體培養(yǎng)基，Cd濃度設(shè)置為：0、10、50、100 mg/L。將接種好的菌液放入搖床在28℃、180 r/min的條件下培養(yǎng)，每隔一段時間取樣，以未接菌的空白培養(yǎng)基為對照，分光光度計波長600 nm處測定值。每個處理設(shè)置3個重復(fù)。

1.2.2? 不同Cd濃度對菌株 sp. DF3-1吸附能力的影響? 為研究不同初始Cd濃度下菌株DF3-1的吸附能力，將種子液（培養(yǎng)步驟參照1.2.1）按照2%的比例接入不同鎘濃度的LB液體培養(yǎng)基，Cd濃度設(shè)置為：0、5、10、50、100、200?mg/L。28℃、180?r/min的條件下培養(yǎng)48 h后，取菌液放入無菌離心管8000 r/min低溫離心10 min，取上清液用原子吸收光譜儀（AAS）測定其中的Cd濃度，每個處理設(shè)置3個重復(fù)。鎘去除率計算公式為：

其中，為去除率（removal radio）;（mg/L）為初始Cd濃度;（mg/L）為上清液中Cd濃度。

1.2.3? 不同培養(yǎng)時間對菌株 sp. DF3-1吸附能力的影響? 配制初始Cd濃度為50?mg/L的LB液體培養(yǎng)基，進行接種后（2%）將菌株放入控溫搖床28℃、180 r/min培養(yǎng)，以不接菌的空白培養(yǎng)基為對照，每隔特定時間（3、6、9、12、16、20、24、30?h）取樣，于8000?r/min低溫離心10?min，用AAS測定上清液中剩余Cd濃度，吸附率計算同上。每個處理設(shè)置3個重復(fù)。

1.2.4? 不同pH對菌株 sp. DF3-1吸附能力的影響? 配制初始Cd濃度為50 mg/L、pH分別為4、5、6、7、8、9的LB液體培養(yǎng)基，對照同上，接種后，將菌株放入控溫搖床28℃、180?r/min培養(yǎng)48?h后，于8000 r/min低溫離心10 min，用AAS測定上清液中剩余Cd濃度，吸附率計算同上。每個處理設(shè)置3個重復(fù)。

1.2.5? 電子顯微鏡檢測 ?（1）掃描電子顯微鏡。配制Cd濃度為10、100 mg/L的LB液體培養(yǎng)基，以不添加Cd的LB培養(yǎng)基為對照，將上述培養(yǎng)基接種后，控溫搖床28℃、180 r/min培養(yǎng)24 h。取2?mL菌液8000?r/min低溫離心10?min，棄上清，菌體用無菌去離子水清洗3次后加入2.5%戊二醛溶液固定，4℃靜置過夜。用PBS磷酸緩沖液清洗3次，每次10?min，然后乙醇梯度脫水（30%、50%、70%、80%、95%），每次15 min，接著無水乙醇脫水2次，每次20 min。之后使用無水乙醇∶乙酸異戊酯（/=1∶1）處理30 min，純乙酸異戊酯置換2?h后固定在玻片上，噴金后使用Zeiss掃描電子顯微鏡（scanning electron microscope， SEM）觀察并拍照。

（2）透射電子顯微鏡。準(zhǔn)備Cd濃度為0、50?mg/L的LB液體培養(yǎng)基，接種后，控溫搖床28℃、180 r/min培養(yǎng)48 h。取2 mL菌液8000 r/min低溫離心10 min，棄上清，菌體用無菌去離子水清洗3次后加入2.5%戊二醛溶液固定，4℃靜置過夜。PBS清洗3次，每次10 min，然后傾去PBS，加入鋨酸PBS固定液靜置2?h固定，回收鋨酸，PBS漂洗3次，每次5?min。然后乙醇梯度脫水（30%、50%、70%、80%、95%），每次15 min，無水乙醇脫水2次，每次20 min。棄乙醇加入丙酮置換3次，每次5 min，隨后用丙酮∶包埋劑（/=1∶1）搖床滲透1 h，丙酮和包埋劑（1∶2）搖床上滲透1 h，丙酮和包埋劑（1∶4）搖床上滲透2 h，純包埋劑搖床滲透2 h后，再加入純包埋劑滲透過夜。將包埋板中加入一半包埋劑60℃聚合過夜，再加入包埋劑和樣品60℃聚合48 h。包埋好的樣品用超薄切片機切片，厚度為80 μm，銅網(wǎng)撈片并干燥，用醋酸雙氧鈾和檸檬酸鉛雙染色后漂洗，充分干燥后使用日立透射電子顯微鏡（transmission electron microscopy， TEM）觀察。

1.2.6? 傅里葉變換紅外光譜（fourier transform infrared spectroscopy， FTIR）? 準(zhǔn)備Cd濃度為0、50?mg/L的LB液體培養(yǎng)基，接種后（2%）控溫搖床28℃、180 r/min培養(yǎng)48?h。取50?mL菌液8000?r/min低溫離心15?min，棄上清，菌體用無菌去離子水清洗3次并冷凍干燥。將干燥的樣品粉末與溴化鉀（KBr）粉末按照1∶99（/）的比例放入瑪瑙研缽充分研磨、混合，整個過程需在紅外燈下進行。將研磨好的樣品壓成直徑為10?mm的圓片，壓力約為8 t，制好片后就可上機進行檢測，分辨率為4 cm，掃描范圍為500～3500?cm。

1.2.7? 質(zhì)粒的提取與消除? 使用質(zhì)粒提取試劑盒分離 sp. DF3-1的質(zhì)粒。將提取的質(zhì)粒樣品取2?μL與5?μL的緩沖液混合均勻后加入制好的1%凝膠加樣孔內(nèi)，同時加入Marker進行電泳。電泳結(jié)束后在凝膠成像系統(tǒng)上觀察電泳帶及其位置，并與Marker比較條帶大小。根據(jù)呼慶等和李鈞敏等的質(zhì)粒消除方法作部分改進，將 sp. DF3-1菌液按照2%的比例分別接種至NA液體培養(yǎng)基、含0.3%SDS的NA液體培養(yǎng)基和含40?mmol/L苯甲酸鈉的NA培養(yǎng)基中，28℃、180 r/min培養(yǎng)48 h。將菌液原液、稀釋10菌液、稀釋10菌液取100 μL分別涂布于NA培養(yǎng)基平板、含10 mg/L Cd的NA培養(yǎng)基平板和含100 mg/L Cd的NA培養(yǎng)基平板上，倒置培養(yǎng)2～3 d后觀察生長情況，每個處理3個重復(fù)。

? 結(jié)果與分析

?不同Cd初始濃度下 sp. 的生長曲線

圖1為初始濃度為0、10、50、100 mg/L時，菌株DF3-1的生長曲線。從0～100 h，添加10 mg/L的Cd對DF3-1的生長幾乎無影響，達到最大生物量時的值與不添加Cd相比無顯著差異。在添加Cd的濃度為50 mg/L和100 mg/L時，菌株DF3-1生長受到抑制，對數(shù)期的生長速率明顯降低，最大生物量也顯著低于不添加Cd時的生物量。另外，10 mg/L和50 mg/L時菌株DF3-1達到穩(wěn)定期的時間與不添加Cd相比差別不大，100 mg/L時達到穩(wěn)定期的時間有所延后。

不同Cd初始濃度下 sp. DF3-1的去除效率

圖2為初始濃度為0、10、50、100、200 mg/L時，菌株DF3-1對溶液中鎘離子的去除效率。隨著初始濃度的升高，菌株對鎘離子的去除效率表現(xiàn)為不斷下降的趨勢。5 mg/L時去除效率最高，為83.64%;200 mg/L時對鎘離子仍具有一定的去除能力，去除效率為21.66%。

?不同培養(yǎng)時間下菌株 sp. DF3-1的去除效率

由圖3可知，在初始濃度為50 mg/L、3～32 h的培養(yǎng)時間下，菌株DF3-1對鎘離子的去除是一個逐漸上升的過程。隨著細菌的生長，生物量的不斷增多，去除效率也逐漸增大，在24 h左右時達到最大值33.30%，隨后基本保持穩(wěn)定。這個結(jié)果也基本符合生長曲線試驗的結(jié)果。

?不同下Burkholderia sp. DF3-1的去除效率

圖4為初始濃度為50 mg/L、初始pH在4～9時，菌株DF3-1對溶液中鎘離子的去除效率。在初始pH為4時，菌株對鎘離子的去除效率非常低，只有5.37%;在這之后，去除效率開始升高，

?電子顯微鏡檢測

2.5.1? 掃描電子顯微鏡檢測? 掃描電鏡可以觀察到添加0、10、100?mg/L濃度的鎘離子對細菌細胞外部表面的影響。當(dāng)Cd濃度為0 mg/L時（圖5A），細菌細胞呈現(xiàn)出飽滿的短桿狀，表面較為光

滑，細胞之間未發(fā)生粘連;當(dāng)Cd濃度為10 mg/L時（圖5B）， sp. DF3-1的細胞仍然飽滿，但細胞之間出現(xiàn)了一些粘連、包裹物質(zhì);當(dāng)Cd濃度為100 mg/L時（圖5C），細胞表面變得粗糙，并且發(fā)生了一定程度的變形、皺縮，能夠在表面明顯觀察到物質(zhì)包裹，細胞之間有粘連的現(xiàn)象。

2.5.2? 透射電子顯微鏡檢測? 通過透射電鏡可觀察Cd對細菌細胞內(nèi)部的影響。未添加Cd時（圖6A，圖6B，圖6C）菌株 sp. DF3-1的細胞結(jié)構(gòu)完整，能夠清晰地觀察到擬核及細胞膜，擬核為聚集狀態(tài)處于細胞中心位置，細胞膜外層平滑且與細胞質(zhì)分界較為清晰;添加Cd濃度為50?mg/L時（圖6D，圖6E，圖6F），菌株DF3-1的細胞膜增厚，外層粗糙，內(nèi)層與細胞質(zhì)的分界不明顯，且擬核分散，部分細胞的細胞膜外層破碎或溶解。

傅里葉變換紅外光譜

細胞壁表面的官能團在細胞吸附重金屬的過程中起著至關(guān)重要的作用。通過分析菌株DF3-1吸附Cd前后細胞表面的紅外光譜圖，能夠得到菌株DF3-1對鎘吸附的特異性以及特性與其表面官能團有關(guān)。如圖7所示，菌株DF3-1在吸附前后的紅外譜圖峰型幾乎一致，但是發(fā)生了特征吸收峰的位移。通過解譜，位于2928 cm的吸收峰位移至2927 cm代表非對稱伸縮振動的-CH-基團;1653 cm位移至1652 cm代表蛋白質(zhì)和多肽的酰胺I基團;位于1541 cm處的吸收峰可歸于非對稱伸縮振動的-NO基團;1396 cm位移至1398 cm處代表羧基基團（-COOH）;1236 cm和1238?cm處的吸收峰代表著主要是C-O鍵振動的-C-OH基團;吸收峰1070?cm位移至1072?cm代表-CO-基團。

? 質(zhì)粒的提取與消除

采用試劑盒提取菌株DF3-1的質(zhì)粒，在紫外凝膠成像系統(tǒng)下觀察并未發(fā)現(xiàn)條帶。同時對比發(fā)現(xiàn)，經(jīng)過SDS和苯甲酸鈉消除質(zhì)粒處理后，菌株DF3-1在含鎘的培養(yǎng)基上仍然可以生長。當(dāng)培養(yǎng)

基添加的Cd濃度為10?mg/L時，2種處理下細菌的生長幾乎不受影響;當(dāng)培養(yǎng)基添加的Cd濃度為100?mg/L時，經(jīng)過SDS處理的菌株與對照相比長勢稍弱（圖8）。

討論

細菌的生長過程可以分為調(diào)整期、對數(shù)期、穩(wěn)定期和衰退期4個階段。生長曲線的結(jié)果表明，菌株DF3-1是一株具有高耐鎘能力的細菌，10?mg/L及以下的鎘離子對菌株的生長幾乎無影響，而在100 mg/L的Cd濃度下，菌株依然可以達到對照80%左右的生長量。其次，初始重金屬離子濃度是與細菌的去除能力密切相關(guān)的影響因素，根據(jù)不同初始Cd濃度下 sp. DF3-1的去除效率結(jié)果，在低濃度時，溶液中的金屬離子能夠充分接觸到細菌菌體表面的結(jié)合位點，位點利用率較高因此去除效率較高，隨著溶液中

金屬離子增多而位點保持不變或者有所減少的情況下，去除效率不斷降低。同時，較高濃度的鎘對微生物具有一定的毒害作用，作為生物非必需元素，鎘在進入細菌細胞內(nèi)部后會影響生物正常生長所需要的酶的活性，阻礙生物的生長，影響其去除效率。結(jié)合 sp. DF3-1的生長曲線和不同培養(yǎng)時間下的去除效率試驗，表明菌株DF3-1對Cd的吸附與其生物量有關(guān)，更多的生物量可以提供更多的結(jié)合位點，從而提高去除率。

除此之外，pH也是影響細菌鎘去除能力的一個重要因素，pH對生物細胞的影響主要表現(xiàn)在細胞膜的通透性、酶促反應(yīng)和細胞質(zhì)的電離性等方面。當(dāng)pH為4時，菌株DF3-1的生長受到限制使得去除效率較低;當(dāng)pH為5時，去除效率最高，這可能是由于酸性環(huán)境產(chǎn)生更多帶負電荷的官能團，從而增加了細胞表面對帶正電荷Cd的親和力。而當(dāng)pH大于7時，溶液中的Cd與H易結(jié)合形成Cd（OH）使得去除效率降低。這一結(jié)果也與劉軍生等的研究結(jié)果相符。

由掃描電鏡和透射電鏡結(jié)果可知，高濃度的Cd會對細胞造成一定毒害作用，而且會與細菌細胞表面的官能團發(fā)生一些聚合反應(yīng)，或與細胞分泌物質(zhì)與金屬離子結(jié)合形成沉淀附著于細胞表面，同時，細胞通過吸附和內(nèi)流來降低環(huán)境中的Cd濃度以提高抗性，迅速適應(yīng)環(huán)境。這一結(jié)果也與SHABNAM等報道的研究結(jié)果一致。當(dāng)外界的重金屬離子濃度足夠高的時候，微生物細胞會形成一種抗性機制，即以主動運輸?shù)姆绞絻?nèi)流吸收金屬離子，進入細胞的金屬離子會被轉(zhuǎn)化成無毒的沉淀形式或限制在某一區(qū)域內(nèi)隔離開。當(dāng)毒性過高時可對細胞內(nèi)部造成損害。而由于菌體表面的官能團能夠通過化學(xué)吸附或靜電吸附結(jié)合Cd，根據(jù)FTIR試驗結(jié)果，菌株DF3-1的表面主要是-CH-、酰胺I、-NO、-COOH、-C-OH和-CO-基團參與了吸附過程。根據(jù)報道，不同的細菌參與吸附的官能團有所不同，例如，李丹丹研究發(fā)現(xiàn)了-CH、C=O、C-N、N-H、-COO和-SO等官能團參與了吸附過程。這些結(jié)果表明，鎘對菌株DF3-1具有一定的毒性，但細胞能夠通過胞外吸附和胞內(nèi)積累去除環(huán)境中的鎘，從而提高對鎘的抗性。

大量的研究表明，細菌具有對抗有毒金屬離子的編碼系統(tǒng)，可能位于質(zhì)粒上，也可能位于染色體上。例如，段學(xué)軍等分離到細菌并發(fā)現(xiàn)其質(zhì)粒上存在抗鎘基因;而曾艷等研究確定了細菌的抗鎘基因位于染色體上的czc系統(tǒng)。因此，可以初步推斷菌株DF3-1的抗性基因位于染色體上或可能沒有質(zhì)粒，但也無法斷定菌株DF3-1不存在質(zhì)粒，因為現(xiàn)有的質(zhì)粒提取技術(shù)還有改進空間。因此，菌株DF3-1是一株非常有潛力的重金屬吸附細菌，在重金屬水體污染修復(fù)方面具有廣闊的應(yīng)用前景，但還需要進一步的研究。

?結(jié)論

綜上所述， sp. DF3-1可耐受200?mg/L的Cd，10 mg/L以下的Cd對其生長幾乎無影響;去除率在初始濃度為5?mg/L時最高為83.64%;在pH為5～7之間都可高效去除溶液中的鎘。 sp. DF3-1的表面主要是-CH-、酰胺I、-NO、-COOH、-C-OH和-CO-基團參與了吸附過程，初步推斷菌株DF3-1耐鎘基因位于染色體上。 sp. DF3-1的主要吸附機制為胞外吸附和胞內(nèi)積累相結(jié)合。

參考文獻

1. 韋海燕， 申? 晴， 卞? 華， 廖? 麗， 羅小燕， 丁西朋， 王志勇. 海雀稗種質(zhì)資源耐鎘性評價及生理機制初步分析[J]. 熱帶作物學(xué)報， 2021， 42（2）： 473-480.WEI H Y， SHEN Q， BIAN H， LIAO L， LUO X Y， DING X P， WANG Z Y. Evaluation of cadmium tolerance and preliminary analysis on physiological mechanism of germplasm resources of Sw[J]. Chinese Journal of Tropical Crops， 2021， 42（2）： 473-480. （in Chinese）
2. 余雪梅， 彭書明， 王洪婷， 伏? 媛， 李? 璟， 張? 山. 耐鎘芽孢桿菌對Cd的吸附機制[J]. 江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué)， 2019， 47（20）： 293-297.YU X M， PENG S M， WANG H T， FU Y， LI J， ZHANG S. Mechanism of Cd biosorption by cadmium-tolerant sp.[J]. Jiangsu Agricultural Sciences， 2019， 47（20）： 293-297. （in Chinese）
3. COENYE T， VANDAMME P. Diversity and significance of species occupying diverse ecological niches[J]. Environmental Microbiology， 2003， 5（9）： 719-729.
4. 管福來， 陶元勇， 李? 赫， 趙乃昕. 一種固氮菌-唐菖蒲伯克霍爾德氏菌的表型特征[J]. 濰坊醫(yī)學(xué)院學(xué)報， 2016， 38（1）： 1-5.GUAN F L， TAO Y Y， LI H， ZHAO N X. The phenotypic characteristics of a nitrogen fixing bacteria-[J]. Acta Academiae Medicinae Weifang， 2016， 38（1）： 1-5. （in Chinese）
5. ZHAO Q Y， XING Y Z， WANG H， ZHUANG H F， SONG Y H， ZHU Z H. Isolation and identification of phosphate-solubilizing bacteria and their effects on the growth of vanilla （） and absorption of phosphorus[J]. Chinese Journal of Tropical Crops， 2018， 39（10）： 1913-1919.
6. 許萌杏， 李鳳芳， 袁高慶， 黎起秦， 吳小剛. 洋蔥伯克霍爾德氏菌JX-1防治番茄青枯病機理的初步分析[J]. 中國生物防治學(xué)報， 2021， 37（2）： 304-314.XU M X， LI F F， YUAN G Q， LI Q Q， WU X G. Identification and characterization of rhizobacteria JX-1 against the tomato bacterial wilt[J]. Chinese Journal of Biological Control， 2021， 37（2）： 304-314. （in Chinese）
7. 呂? 俊， 于? 存. 一株高效溶磷伯克霍爾德菌的篩選鑒定及對馬尾松幼苗的促生作用[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報， 2020， 31（9）： 2923-2934.LYU J， YU C. Screening and identification of an efficient phosphate-solubilizing sp. and its growth- promoting effect on seedling[J]. Chinese Journal of Applied Ecology， 2020， 31（9）： 2923-2934. （in Chinese）
8. 呼? 慶， 齊鴻雁， 竇敏娜， 張洪勛. 強抗鎘蠟狀芽孢桿菌的分離鑒定及其抗性機理[J]. 環(huán)境科學(xué)， 2007（2）： 427-430.HU Q， QI H Y， DOU M N， ZHANG H X. Isolation， molecular characterization and resistance mechanism study on a cadmium hyperresistant [J]. Environmental Science， 2007（2）： 427-430. （in Chinese）
9. RATHINAM A， MAHARSHI B， JANARDHANAN S K， JONNALAGADDA R R， NAIR B U. Biosorption of cadmium metal ion from simulated wastewaters using biomass： a kinetic and thermodynamic study[J]. Bioresource Technology， 2010， 101（5）： 1466-1470.
10. 劉軍生， 解修超， 羅陽蘭， 鄧百萬， 柏秋月， 燕孟琛， 白? 星. 抗鎘內(nèi)生細菌阿耶波多氏芽孢桿菌的分離鑒定及生物學(xué)特性[J]. 生物技術(shù)通報， 2019， 35（2）： 64-72.LIU J S， XIE X C， LUO Y L， DENG B W， BAI Q Y， YAN M C， BAI X. Isolation， identification， and biological characteristics of a cadmium-resistant endophytic bacteria [J]. Biotechnology Bulletin， 2019， 35（2）： 64-72. （in Chinese）
11. MATHIVANAN K， RAJARAM R， BALASUBRAMANIAN V. Biosorption of Cd （II） and Cu （II） ions using KMNTT-10： equilibrium and kinetic studies[J]. Desalination and Water Treatment， 2016， 57（47）： 22429- 22440.
12. SHABNAM N， AHN Y， MAKSACHEV A， LEE J H， HUANG C P， KIM H. Application of red-mud based ceramic media for phosphate uptake from water and evaluation of their effects on growth ofseedling[J]. Science of Total Environment， 2019， 688： 724-731.
13. 李丹丹. 耐低溫抗鉛細菌的篩選及其鉛吸附特性研究[D]. 北京： 中國科學(xué)院大學(xué)（中國科學(xué)院東北地理與農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所）， 2017.LI D D. Screen of Pb-resistant psychrotrophic bacteria and its characterization of Pb biosorption[D]. Beijing： University of Chinese Academy of Sciences （Northeast Institute of Geography and Agroecology）， 2017. （in Chinese）
14. 曾? 艷， 孫建光， 王? 敏， 陳? 強， 高俊蓮. 一株高抗鎘細菌KCd1的分離鑒定及其抗性基因初步研究[J]. 四川農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報， 2010， 28（1）： 46-51.ZENG Y， SUN J G， WANG M， CHEN Q， GAO J L. Isolation and identification of a bacterial strain KCd1 with high resistance to cadmium and preliminary study on its gene[J]. Journal of Sichuan Agricultural University， 2010， 28（1）： 46-51. （in Chinese）