耐鎘芽孢桿菌對(duì)Cd²⁺的吸附機(jī)制

余雪梅 彭書明 王洪婷 伏媛 李璟 張山

摘要：從攀枝花礦區(qū)淤泥樣品中通過逐級(jí)提高Cd2+濃度進(jìn)行馴化，獲得1株高耐鎘菌株P(guān)FYN01，經(jīng)16S rDNA PCR鑒定為芽孢桿菌（Bacillus sp），最大耐Cd2+濃度為3 900 mg/L。研究初始Cd2+濃度、pH值、菌量對(duì)菌株吸附Cd2+的影響，利用掃描電鏡（SEM）和傅葉里紅外光譜（FTIR）探究菌株吸附機(jī)制。結(jié)果表明，PFYN01在初始Cd2+濃度為75 mg/L、菌量為1.0 g/L、pH值為5.0時(shí)，對(duì)Cd2+的吸附率達(dá)到34.98%;吸附符合Langmuir模型，最大吸附量為 1.974 mg/g。對(duì)比分析Cd2+吸附前后的細(xì)胞形態(tài)和紅外光譜變化，證實(shí)了“細(xì)胞成分羥基（O—H）、酰胺基（N—H）、烴基（C—H）、羧基（C[FY=，1]O）、羰基（—COOH）參與了Cd2+與PFYN01的相互作用”的結(jié)論。PFYN01是一株對(duì)Cd2+有較強(qiáng)吸附能力的細(xì)菌菌株，對(duì)其吸附Cd2+影響因素及吸附機(jī)制研究的結(jié)果將為重金屬污染微生物修復(fù)提供指導(dǎo)。

關(guān)鍵詞：鎘污染;耐鎘細(xì)菌;馴化;生物吸附;吸附機(jī)理

中圖分類號(hào)：X703.1 文獻(xiàn)標(biāo)志碼： A

文章編號(hào)：1002-1302（2019）20-0293-05

隨著工業(yè)的發(fā)展，尤其是采礦、冶煉、工業(yè)活動(dòng)的大肆開展，越來越多重金屬通過不同途徑進(jìn)入到土壤或水體環(huán)境中，對(duì)生態(tài)環(huán)境和人體健康產(chǎn)生嚴(yán)重威脅[1-2]。鎘是一種毒性很強(qiáng)的重金屬，可降低酶活性，引起DNA斷裂、細(xì)胞氧化損傷[3-4]。由于鎘具有難遷移、難降解和生物累積等特點(diǎn)，如何有效治理重金屬鎘污染問題已成為目前國內(nèi)外研究熱點(diǎn)之一[5-6]。

微生物是生態(tài)系統(tǒng)中營養(yǎng)物質(zhì)循環(huán)的關(guān)鍵，尤其可以在各種極端的pH值、溫度甚至有毒金屬條件下生存和生長，部分微生物群已對(duì)重金屬形成了一定的耐性和抗性。研究表明，從市政廢水中分離出能夠耐受1 000 mg/L Cd2+的芽孢桿菌，并對(duì)其他重金屬Cr6+、Ni2+、Co2+也有一定抗性[7];從韓國重金屬污染土壤中分離出1株能夠耐鎘濃度為200 mg/L的芽孢桿菌（Bacillus sp.）菌株，該菌株也對(duì)其他單一重金屬Pb、Cu、Ni、Mn、Cr、Co、Zn和混合重金屬有較高的吸附性[8]。通過UV照射獲得枯草芽孢桿菌的突變種，該菌株能夠耐受的鎘濃度為337.23 mg/L，對(duì)其他重金屬Cr、Hg、Pb的耐受濃度分別為208、100、932.4 mg/L，而野生型枯草芽孢桿菌只能耐受的鎘濃度為28 mg/L[9]。從重金屬鎘污染土壤中篩選出1株能在鎘濃度為200 mg/L的固體培養(yǎng)基上生長的蠟狀芽孢桿菌，具有較高的抗性能力[10]。然而，這些報(bào)道的芽孢桿菌屬對(duì)Cd2+耐受和抗性濃度主要集中在1 000 mg/L以下，而對(duì)其他有較高耐受的芽孢桿菌屬的報(bào)道較少。

考慮到從礦堆的淤泥中篩選的微生物有很高的耐受性，可能存在多重吸附機(jī)制以及許多微生物能夠同時(shí)降解或吸附多種污染物，有助于高效降低礦堆重金屬濃度[11-12]。因此，本研究從渣場堆淤泥中分離出1株高耐鎘細(xì)菌菌株，研究影響菌株吸附Cd2+的最佳條件，通過掃描電鏡觀察Cd2+在吸附過程中微觀形貌的變化，利用紅外光譜，通過官能團(tuán)吸收峰值的變化和位移，分析Cd2+存在時(shí)細(xì)胞壁表面化學(xué)基團(tuán)的變化情況，以期對(duì)Cd2+的吸附行為有一個(gè)更加清晰的認(rèn)識(shí)。本研究可為尋找具有高選擇性和高吸附能力的吸附劑提供理論依據(jù)，為微生物在鎘污染治理中的應(yīng)用奠定基礎(chǔ)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

以四川攀枝花巴關(guān)河西渣場堆渣區(qū)旁池塘淤泥為試驗(yàn)樣品，隨機(jī)選取3個(gè)樣方，每個(gè)樣方面積約1 m2。在每個(gè)樣方中隨機(jī)采集適量淤泥，淤泥樣品采集完后立即密封保存，儲(chǔ)存于實(shí)驗(yàn)室4 ℃冰箱。

LB液體培養(yǎng)基：蛋白胨10 g，酵母浸膏粉5 g，NaCl 10 g，加純水至1 L，pH值調(diào)至5.5～5.7，121 ℃高壓滅菌20 min。LB固體培養(yǎng)基須要另加入1.5%瓊脂，121 ℃高壓滅菌20 min。

1.2 試驗(yàn)方法

1.2.1 菌株馴化

從攀枝花礦渣淤泥樣品中吸取2 mL上清液加入到50 mL液體培養(yǎng)基中，對(duì)耐受性菌種進(jìn)行分離純化。將篩選出的菌株接種至液體培養(yǎng)基上，置于30 ℃、120 r/min恒溫?fù)u床上培養(yǎng);5 d后吸取0.5～2 mL培養(yǎng)物在新配制的液體培養(yǎng)基中接種，恒溫?fù)u床培養(yǎng)繼續(xù)5 d，記錄其生長曲線。

1.2.2 菌株抗鎘能力

重復(fù)“1.2.1”節(jié)接種馴化3～4次，對(duì)馴化后的菌液采用稀釋涂布平板法，取菌液并稀釋成10-3和10-4的稀釋液各100 μL，分別在含Cd2+濃度為10、30、60、100、200、400、800、…、3 600 mg/L的平板上涂布培養(yǎng)。不同鎘濃度梯度各做1組平行，采用同樣方法將菌液稀釋液涂布于固體平板上進(jìn)行培養(yǎng)，記錄生長情況及菌落形態(tài)等。

1.3 耐鎘菌株吸附Cd2+的條件分析

挑取單菌落到LB液體培養(yǎng)基中，30 ℃、120 r/min條件下培養(yǎng)至對(duì)數(shù)期（16～24 h）;6 000 r/min離心7 min，棄上清，稱其菌體鮮質(zhì)量;將所收集菌體制成定量菌懸液。

將100 μL菌懸液接種到20 mL含有不同濃度Cd2+的培養(yǎng)基中，在設(shè)置的各參數(shù)下吸附，6 000 r/min離心7 min，取上清，用原子吸收分光光度法測定Cd2+濃度（每個(gè)濃度做3個(gè)平行），每組均以不加菌體組為對(duì)照，按以下公式計(jì)算菌體對(duì)Cd2+的吸附率A（%）：

式中：C1為吸附前溶液中的Cd2+質(zhì)量濃度，mg/L;C2為吸附后溶液中的Cd2+質(zhì)量濃度，mg/L。

1.3.1 不同的Cd2+濃度、時(shí)間、pH值、菌量對(duì)吸附的影響

每個(gè)影響因素均設(shè)置3組平行試驗(yàn)，為測定吸附平衡最佳時(shí)間，調(diào)節(jié)Cd2+濃度為75 mg/L、菌量為1.0 g/L，pH值為5.5，于30 ℃、130 r/min恒溫培養(yǎng)箱中振蕩培養(yǎng)，分別于0、2、4、…、16、24、32、48 h取樣。為測定Cd2+濃度對(duì)吸附效果的影響，Cd2+濃度分別為10、25、50、75、100、125、150 mg/L，調(diào)節(jié)菌量為1.0 g/L、pH值為5.5，于30 ℃、130 r/min恒溫培養(yǎng)箱中振蕩培養(yǎng)8 h，吸附平衡后取樣。為了確保菌量對(duì)吸附效果的影響，菌量分別為0.01、0.1、0.5、1.0、2.0 g/L，調(diào)節(jié)Cd2+濃度為75 mg/L、pH值為5.5，于30 ℃、130 r/min恒溫培養(yǎng)箱中振蕩培養(yǎng)8 h，吸附平衡后取樣。為了測定pH值對(duì)吸附效果的影響，pH值分別調(diào)節(jié)為4.0、5.0、6.0、7.0、8.0，調(diào)節(jié)菌量為1.0 g/L、Cd2+濃度為75 mg/L，于30 ℃、130 r/min恒溫培養(yǎng)箱中振蕩培養(yǎng)8 h，吸附平衡后取樣。

1.3.2 等溫吸附模型

分別采用Langmuir和Freundlich吸附等溫式模擬吸附過程[13-14]。Langmuir模型中，吸附量qe與平衡時(shí)Cd2+濃度Ce的雙倒數(shù)成直線關(guān)系，模型如下：

Langmuir方程式中b的值能反映吸附能力以及不同生物量大小的吸附率。

Freundlich模型中，qe平衡時(shí)重金屬濃度Ce的雙對(duì)數(shù)成直線關(guān)系[13-14]。Freundlich吸附方程為：

式中：KF和n均為Freundlich吸附模型的吸附常數(shù)。

1.3.3 菌株Cd2+吸附機(jī)制分析

用掃描電鏡（SEM）分析觀察，分別設(shè)置不添加Cd2+（對(duì)照）和添加20、300 mg/L Cd2+的2個(gè)處理，并按上述處理配制相應(yīng)的LB液體培養(yǎng)基。將培養(yǎng)液以2%接種量分別接種到上述培養(yǎng)基中，30 ℃、130 r/min振蕩培養(yǎng)24 h，將菌液分別用蒸餾水洗滌3遍。菌株細(xì)胞通過2.5%戊二醛固定、乙醇濃度梯度脫水、干燥和噴金等操作后，使用掃描電鏡觀察細(xì)胞表面形態(tài)。

菌株P(guān)FYN01分別于Cd2+濃度為0、75 mg/L的液體培養(yǎng)基中培養(yǎng)24 h，6 000 r/min離心7 min收集菌體，用蒸餾水清洗3次，70 ℃烘干至恒質(zhì)量，按1 ∶100比例取菌體和烘干的KBr粉末混勻，在瑪瑙研缽中充分研磨，壓片制樣后紅外光譜儀測定。

1.4 數(shù)據(jù)處理與分析

采用Excel 2016處理試驗(yàn)數(shù)據(jù)并進(jìn)行誤差分析;采用Origin 9.0對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合。

2 結(jié)果與分析

2.1 菌落形態(tài)觀察及生長情況

2.1.1 耐鎘菌株的馴化

采用微生物純培養(yǎng)方法從攀枝花巴關(guān)河西渣場礦區(qū)淤泥樣本中篩選出一批耐性菌株，通過逐級(jí)提高Cd2+濃度的方法馴化獲得1株高耐鎘菌株P(guān)FYN01。PFYN01能夠在Cd2+濃度為100 mg/L的LB培養(yǎng)基中生長，進(jìn)行傳代培養(yǎng)18代后仍能在3 600 mg/L Cd2+的LB固體培養(yǎng)基中生長，表明該菌株不但鎘的耐受濃度高，且耐鎘的遺傳穩(wěn)定性好。在Cd2+濃度為3 900 mg/L時(shí)，菌株生長很少，結(jié)果表明PFYN01菌株對(duì)Cd2+有較強(qiáng)的耐受性。

2.1.2 菌落形態(tài)觀察

PFYN01菌體生長較快，在LB培養(yǎng)基中培養(yǎng)1 d左右，菌落形態(tài)近似圓形，表面光滑濕潤，邊緣不整齊，質(zhì)地軟，乳白色，色素不擴(kuò)散，較黏稠，易挑起（圖1）。該菌株能使淀粉水解，不能水解油脂和明膠，糖類發(fā)酵試驗(yàn)中顯陽性。其生理生化特點(diǎn)與芽孢桿菌相似，16S rDNA序列同源性比較發(fā)現(xiàn)，PFYN01的16S rDNA與芽孢桿菌（Bacillus sp.） L25親緣關(guān)系較近，同源性為99%。因此，可初步斷定PFYN01為芽孢桿菌（Bacillus sp.）。

2.1.3 不同初始濃度下PFYN01的生長情況

圖2為初始Cd2+質(zhì)量濃度分別在0、50、100、200、400 mg/L下培養(yǎng)48 h后的PFYN01生長曲線圖。當(dāng)鎘濃度為0時(shí)，PFYN01菌株 1 h 左右進(jìn)入對(duì)數(shù)生長期，大約24 h后進(jìn)入穩(wěn)定期。當(dāng)鎘濃度為50 mg/L時(shí)，延長了對(duì)數(shù)期且生長量較低;當(dāng)鎘濃度超過50 mg/L[CM（22*5]時(shí)，重金屬Cd2+對(duì)菌株的生長有明顯的抑制作用。

但菌株能夠在含鎘（100 mg/L以下）的液體培養(yǎng)基中正常生長，表明該菌株對(duì)Cd2+有耐受性。

2.2 耐鎘菌株吸附條件研究

2.2.1 初始Cd2+質(zhì)量濃度

由圖3可知，當(dāng)Cd2+濃度為 10～25 mg/L時(shí)，菌株P(guān)FYN01對(duì)Cd2+的吸附率隨濃度的增加而緩慢升高，在Cd2+濃度相對(duì)較低的環(huán)境中，吸附Cd2+可能以胞內(nèi)吸附結(jié)合為主[15];當(dāng)Cd2+濃度為50～75 mg/L時(shí)，菌株P(guān)FYN01對(duì)Cd2+的吸附率迅速增高，在Cd2+濃度為 75 mg/L 時(shí)達(dá)到最大值，為34.98%。說明在一定初始Cd2+質(zhì)量濃度范圍內(nèi)，隨著Cd2+濃度增加有利于菌株對(duì)其的吸附，可能是因?yàn)榧?xì)菌與Cd2+在胞內(nèi)結(jié)合，使得Cd2+與菌株有效碰撞的概率增高、吸附位點(diǎn)增加，同時(shí)胞外吸附也起一定的作用;當(dāng)Cd2+濃度超過75 mg/L時(shí)，隨著Cd2+濃度增加，吸附率降低，可能是因?yàn)楦邼舛鹊腃d2+會(huì)抑制微生物的生長代謝，使其結(jié)構(gòu)發(fā)生變化，相應(yīng)也會(huì)導(dǎo)致微生物表面吸附位點(diǎn)減少，從而減少其表面吸附量[12]。

2.2.2 pH值

一般而言，pH值是影響溶液中重金屬含量和吸附劑吸附能力的重要因素之一，它會(huì)影響吸附劑的表面電荷、官能團(tuán)質(zhì)子化程度[16]。本研究的pH值范圍為4.0～8.0，結(jié)果如圖4所示，隨著pH值的升高，Cd2+吸附率呈先上升后下降的趨勢，pH值為5.0時(shí)，Cd2+的吸附率達(dá)到最高，為33.98%。在pH值較低時(shí)，溶液中存在大量的H3O+，占據(jù)菌體細(xì)胞壁的吸附活性位點(diǎn)，活性基團(tuán)被質(zhì)子化，從而增加了細(xì)胞表面的靜電斥力，阻礙離子交換作用[12]。當(dāng)pH值達(dá)到 5.0～7.0時(shí)，重金屬離子形態(tài)發(fā)生改變，導(dǎo)致吸附量減少，吸附率依次降低。

2.2.3 菌量

由圖5可知，隨著接種量從0.01 g/L增加到 2.0 g/L 的加入，菌株對(duì)Cd2+的吸附率從6.26%增加到 34.79%，吸附率在接種量為1.0 g/L時(shí)達(dá)到最高，可能是隨著接種量的增加，細(xì)菌量增多，提供吸附位點(diǎn)也相應(yīng)增加，總的生物吸附量也就變多，但吸附率并不完全隨著接種量的增加而升高;當(dāng)PFYN01的接種量從1.0 g/L增加到2.0 g/L時(shí)，其對(duì)Cd2+的吸附率為34.12%，說明此時(shí)細(xì)菌表面吸附位點(diǎn)達(dá)到飽和，當(dāng)接種量超過1.0 g/L時(shí)，再繼續(xù)增加，吸附率增加不明顯[6]。因此，為了提高吸附率并節(jié)約成本，接種量不宜過大。

2.2.4 耐鎘菌株吸附Cd2+的等溫模型

為了考察在最佳條件下PFYN01對(duì)Cd2+的吸附能力、最大吸附量與溶液中Cd2+濃度之間的平衡關(guān)系，采用的是Langmuir和Freundlich 2種模型來擬合吸附試驗(yàn)結(jié)果，模擬結(jié)果見圖6，相關(guān)參數(shù)見表1。Langmuir方程的決定系數(shù)R2=0.927，較Freundlich方程的R2高，吸附溫度為30 ℃，Cd2+濃度為75 mg/L時(shí)，能達(dá)到平衡參數(shù)。通過計(jì)算，芽孢桿菌PFYN01對(duì)Cd2+的理論最大吸附力量為qmax=1.974 mg/g，與實(shí)際測得的1.902 mg/g相接近。因此可以判定Langmuir更適合描述菌對(duì)Cd2+的等溫吸附過程，說明生長菌體PFYN01對(duì)Cd2+吸附過程是一個(gè)單分子層吸附、吸附劑表面均勻。

2.3 掃描電鏡分析

掃描電鏡能從不同角度對(duì)樣品細(xì)胞表面微觀形態(tài)進(jìn)行觀察，對(duì)在空白對(duì)照（0）、低濃度（20 mg/L）和高濃度（300 mg/L）的Cd2+進(jìn)行吸附后的細(xì)菌掃描，觀察細(xì)胞的變化，分析Cd2+對(duì)細(xì)胞的影響，并推測作用機(jī)制。

由圖7可知，PFYN01為革蘭氏陽性長桿菌，菌株在 0 mg/L Cd2+濃度下，細(xì)胞結(jié)構(gòu)完整，表面光滑飽滿;在20 mg/L Cd2+濃度下，細(xì)胞結(jié)構(gòu)完整，但表面出現(xiàn)大量褶皺，無細(xì)胞破碎，有些細(xì)胞出現(xiàn)大小不等的空泡，細(xì)胞內(nèi)可能發(fā)生變性反應(yīng)，這說明一定濃度的Cd2+會(huì)給細(xì)胞帶來損傷，使細(xì)菌出現(xiàn)凋亡特征;在300 mg/L Cd2+濃度下，PFYN01細(xì)胞表面褶皺更加明顯，部分細(xì)胞穿孔現(xiàn)象，胞內(nèi)物質(zhì)表面有細(xì)小顆粒堆積在細(xì)胞表面，表明胞內(nèi)物質(zhì)完全流失并與Cd2+形成絡(luò)合物，推測是由于Cd2+濃度過高，胞內(nèi)外滲透壓差距較大，更多高毒性的Cd2+進(jìn)入到細(xì)胞內(nèi)部，胞內(nèi)物質(zhì)迅速從孔中溢出。

2.4 菌株P(guān)FYN01吸附前后紅外光譜圖及分析結(jié)果

將吸附Cd2+前后菌株樣品進(jìn)行紅外光譜檢測，光譜圖如圖8所示，在500～4 000 cm-1波數(shù)內(nèi)均有吸收峰。根據(jù)文獻(xiàn)[17]對(duì)譜帶進(jìn)行歸屬，菌體主要成分是碳水化合物和蛋白質(zhì)。其中，3 330.3 cm-1附近的吸收帶是分子間氫鍵O—H和N—H的伸縮振動(dòng)，吸收峰強(qiáng)而寬，Kim等研究發(fā)現(xiàn)，蠟狀芽孢桿菌從3 200～3 600 cm-1的寬帶和強(qiáng)帶可能由胺的羥基（O—H）和氨基（N—H）的重疊造成的;吸收峰是—COOH中的 O—H和C—H;1 785.67、1 697 cm-1處的吸收峰主要來自蛋白酰胺Ⅰ帶或脂類化合物的C[FY=，1]O伸縮振動(dòng)[18]。Sun等的研究發(fā)現(xiàn)，地衣芽孢桿菌在波數(shù)為1 734 cm-1的吸收峰處，呈現(xiàn)出羰基（C[FY=，1]O）和酰胺基（[FY=，1]CO—、CO—NH）的變化;1 585 cm-1處的吸收峰來自蛋白質(zhì)酰胺Ⅱ帶（N—H彎曲與C—N伸縮振動(dòng)）吸收峰[19]。Fang等研究發(fā)現(xiàn)，蘇云金芽孢桿菌在 1 653、1 540 cm-1附近的主要譜帶歸屬于酰胺Ⅰ和酰胺Ⅱ，酰胺Ⅱ可能是細(xì)胞壁的重要組分之一;1 284、1 298 cm-1處吸收峰主要來自蛋白酰胺Ⅲ帶C—N伸縮振動(dòng)吸收，N—H變形振動(dòng)相當(dāng)于—CH2的剪式振動(dòng)方式[20]。陳永華等研究發(fā)現(xiàn)，蠟樣芽孢桿菌在波數(shù)位于1 280.97～1 305.42 cm-1之間是典型脂碳鏈C—H伸展振動(dòng)吸收帶[21-22]。吸附后與對(duì)照組的紅外光譜圖相比，在 3 330.3 cm-1 處的吸收峰強(qiáng)，在初始濃度為 75 mg/L的Cd2+作用下波數(shù)偏移到3 286 cm-1，說明來自多聚糖、蛋白質(zhì)和脂肪酸組分的O—H和N—H參與了Cd2+吸附過程;在 1 785.67、1 697 cm-1處吸附后波數(shù)偏移到1 737、1 656.8 cm-1，強(qiáng)度有所下降，表明酰胺Ⅰ帶的C[FY=，1]O鍵伸縮振動(dòng)參與了Cd2+的吸附。FIRT分析表明，細(xì)胞參與鎘吸附的官能團(tuán)主要有酰胺基（N—H）、羧基（COOH）、羥基（O—H）、烴基（C—H）、羰基（C[FY=，1]O）。

3 結(jié)論

本研究從攀枝花礦渣淤泥中分離篩選獲得一批耐性菌株，通過逐級(jí)提高Cd2+濃度，馴化出1株在液體培養(yǎng)基、固體培養(yǎng)基中分別能夠耐受700、3 900 mg/L Cd2+的革蘭氏陽性細(xì)菌，經(jīng)鑒定為芽孢桿菌（Bacillus sp.），命名為PFYN01;芽孢桿菌菌株P(guān)FYN01對(duì)Cd2+耐受和抗性濃度相比其他報(bào)道的芽孢桿菌屬高。

菌株P(guān)FYN01對(duì)Cd2+有較好的吸附效果，在Cd2+初始濃度為75 mg/L、投菌量為1.0 g/L、pH值5.0時(shí)，對(duì)Cd2+的吸附率可達(dá)到34.98%。運(yùn)用吸附等溫模型擬合菌株吸附Cd2+過程，發(fā)現(xiàn)菌株P(guān)FYN01符合Langmuir模型，最大吸附量為1.974 mg/g，表明菌株P(guān)FYN01在吸附過程中是單分子層吸附，屬于物理吸附。

菌株SEM檢測發(fā)現(xiàn)PFYN01為長桿狀，Cd2+濃度在0～300 mg/L之間，PFYN01可生長繁殖。Cd2+濃度超過 20 mg/L 時(shí)，菌體部分細(xì)胞發(fā)生形變，細(xì)胞質(zhì)嚴(yán)重收縮，胞內(nèi)物質(zhì)釋放，隨著Cd2+濃度增加對(duì)PFYN01抑制作用增強(qiáng)。

通過FTIR分析PFYN01表面官能團(tuán)對(duì)Cd2+的螯合作用，結(jié)果表明，菌株P(guān)FYN01表面與Cd2+結(jié)合的官能團(tuán)有—OH、 N—H、C—H和C[FY=，1]O等，其中—OH和C[FY=，1]O是優(yōu)先吸附點(diǎn)。此外，在高濃度Cd2+吸附過程中，酰胺Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ譜帶發(fā)生了明顯的變化，表明在高濃度下，蛋白質(zhì)中酰胺基可能起著重要的作用，其次可能是脂類或糖類物質(zhì)。

參考文獻(xiàn)：

[1]Klimek B. Effect of long-term zinc pollution on soil microbial community resistance to repeated contamination[J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology，2012，88（4）：617-622.

[2]Kumar N，Kumari V，Ram C，et al. Bio-prospectus of cadmium bioadsorption by lactic acid bacteria to mitigate health and environmental impacts[J]. Applied Microbiology and Biotechnology，2018，102（4）：1599-1615.

[3]Nies D H. Microbial heavy-metal resistance[J]. Applied Microbiology & Biotechnology，1999，51（6）：730-750.

[4]林曉燕，牟仁祥，曹趙云，等. 耐鎘細(xì)菌菌株的分離及其吸附鎘機(jī)理研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2015，34（9）：1700-1706.

[5]Amoozegar M A，Ghazanfari N，Didari M. Lead and cadmium bioremoval by Halomonas sp. an exopolysaccharide-producing Halophilic bacterium[J]. Progress in Biological Sciences，2012，2（1）：1-11.

[6]廖 佳，馮沖凌，李科林，等. 耐性真菌HA吸附鉛、鋅的影響因素及吸附機(jī)理研究[J]. 微生物學(xué)通報(bào)，2015，42（2）：254-263.

[7]Samanta A，Bera P，Khatun M，et al. An investigation on heavy metal tolerance and antibiotic resistance properties of bacterial strain Bacillus sp.isolated from municipal waste[J]. Journal of Microbiology & Biotechnology Research，2017，2（1）：178-189.

[8]Kim S U，Cheong Y H，Seo D C，et al. Characterisation of heavy metal tolerance and biosorption capacity of bacterium strain CPB4 （Bacillus spp.）[J]. Water Science and Technology，2007，55（1/2）：105-111.

[9]Wang T，Sun H W，Mao H J，et al. The immobilization of heavy metals in soil by bioaugmentation of a UV-mutant Bacillus subtilis 38 assisted by NovoGro biostimulation and changes of soil microbial community[J]. Journal of Hazardous Materials，2014，278：483-490.

[10]劉紅娟，黨 志，張 慧，等. 蠟狀芽孢桿菌抗重金屬性能及對(duì)鎘的累積[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2010，29（1）：25-29.

[11]Tripathi M，Vikram S，Jain R K，et al. Isolation and growth characteristics of chromium（Ⅵ） and pentachlorophenol tolerant bacterial isolate from treated tannery effluent for its possible use in simultaneous bioremediation[J]. Indian Journal of Microbiology，2011，51（1）：61-69.

[12]沈秋悅，曹志強(qiáng)，朱月芳，等. 一株耐鎘細(xì)菌的分離鑒定及其吸附條件的優(yōu)化[J]. 土壤，2016，48（3）：615-620.

[13]Gabr R M，Hassan S H A，Shoreit A A M. Biosorption of lead and nickel by living and non-living cells of Pseudomonas aeruginosa ASU 6a[J]. International Biodeterioration & Biodegradation，2008，62（2）：195-203.

[14]Yang Y T，Wei X Z，Wan J M，et al. Equilibrium and kinetic characteristic of adsorption of Cu2+，Pb2+ on a novel anionic starch microspheres[J]. Water，Air，& Soil Pollution，2011，219（1/2/3/4）：103-112.[HJ1.85mm]

[15]周 賡，楊 輝，潘 虎，等. 一株耐鎘鏈霉菌的篩選、鑒定與基本特性分析[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2017，37（6）：2076-2084.

[16]李新琦，溫沁雪，王 瓊，等. 處理電鍍廢水的耐銅功能菌的篩選及吸附性能[J]. 哈爾濱工業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)，2016，48（8）：108-114.

[17]盧涌泉，鄧振華. 實(shí)用紅外光譜解析[M]. 北京：電子工業(yè)出版社，1989：203-207.

[18]Kim S Y，Jin M R，Chung C H，et al. Biosorption of cationic basic dye and cadmium by the novel biosorbent Bacillus catenulatus JB-022 strain[J]. Journal of Bioscience and Bioengineering，2015，119（4）：433-439.

[19]Sun J，Li Y，Liu L G，et al. Bioaccumulation capacity and mechanisms of cadmium by Bacillus Licheniformis[J]. Journal of Nuclear Agricultural Sciences，2013，27（11）：1644-1651.

[20]Fang L C，Cai P，Chen W L，et al. Impact of cell wall structure on the behavior of bacterial cells in the binding of copper and cadmium[J]. Colloids and Surfaces （A：Physicochemical and Engineering Aspects），2009，347（1/2/3）：50-55.

[21]陳永華，向 捷，吳曉芙，等. 三株耐鉛鋅菌的分離、鑒定及其吸附能力[J]. 生態(tài)學(xué)雜志，2015，34（9）：2665-2672.

[22]黃 飛. 蠟狀芽孢桿菌對(duì)水體中鎘的吸附特性與機(jī)理研究[D]. 廣州：華南理工大學(xué)，2013：117-118.