污染土壤中重金屬鉛鎘的微生物轉化與代謝機制研究進展

付田雨，高小童，王 磊，王麗麗，李 捷

(1.青島理工大學 環境與市政工程學院，山東 青島 266033；2.山東省調水工程運行維護中心 青島分中心，山東 青島 266070)

重金屬污染物在冶煉過程中會被釋放到環境中，進入土壤系統，其中，汞、鉻、鎘、鉛和類金屬元素砷為重點防控元素[1]。鉛、鎘在自然界通常是聯合分布[2]，在土壤中具有較長的潛伏期，會通過自然或人工途徑與有機分子反應形成各種有毒化合物[3-4]。

土壤的重金屬修復，傳統方法有客土法、熱處理法、電動修復法、穩定化法、淋濾法等[5]。這些方法因使用大量化學用品和能源，造成土壤性質不可逆、存在二次污染等問題[6]。生物修復法因具有易操作、成本低，不易引起二次污染，可應用于現場原位修復等優勢受到廣泛關注[7]。土壤中的微生物幾乎參與土壤生態系統中所有生物化學過程，與環境接觸密切，能對環境條件的變化做出快速反應[8]。利用土壤中的微生物，如細菌、真菌等生物體，可將土壤中的金屬離子轉化至低毒或無毒，操作相對簡單，同時也可回收一些有用金屬。

目前，有關重金屬污染治理的研究主要針對廢水，對于土壤中重金屬鉛、鎘的轉化或去除研究去的相對較少，且大多停留在實驗室階段。主要介紹了重金屬污染土壤的微生物修復方面的研究現狀，以期為重金屬污染土壤的治理提供參考。

1 含鉛土壤的微生物修復

1.1 含鉛土壤的細菌修復機制

土壤中，鉛主要以Pb-goethite、Pb-MnO2和Pb3(PO4)2形式存在[9]，所以土壤的微生物修復主要是改變鉛的賦存狀態，通過生物礦化改變其毒性。

微生物誘導碳酸鈣沉淀技術(MICP,microbially induced calcite precipitation)是目前用于鉛修復的研究熱點之一，被廣泛用于環境修復[10]。脲酶是MICP技術中具有誘導礦化能力的關鍵蛋白酶，普遍存在于多種細菌、真菌、藻類、植物中。雖然在眾多種屬的微生物中都發現了活性脲酶，但只有在少數以細菌為代表的微生物中發現了極高的活性脲酶，并誘導生物礦化反應，有效固定重金屬鉛。已發現高效礦化鉛的細菌見表1。

表1 可高效礦化重金屬鉛的細菌

在MICP技術中，產脲酶礦化細菌產生尿素酰胺水解酶使尿素水解為銨鹽和碳酸根離子，提高了周圍土壤的碳酸根濃度和pH[15]；礦化細菌具有較多表面負電荷，對陽離子有較強的吸附作用，環境中帶有正電荷的Ca2+被大量吸附于礦化細菌表面。在相對較高的碳酸根濃度和堿性條件下，鈣離子以細胞為晶核沉降形成CaCO3結晶，礦化過程見反應式(1)～(3)[16]。經過MICP修復后，土壤顆粒表面會黏附大量細小的碳酸鈣晶體，這些晶體是以不規則團聚體形式存在，晶體間隙較大有利于金屬鉛沉積[17]。大部分鉛通過MICP產生的碳酸鈣礦物發生共沉淀而被去除，也有部分鉛通過直接形成碳酸鉛沉淀而去除。

(1)

(2)

(3)

1.2 含鉛土壤的細菌修復

鉛的離子半徑和電負性相對較大，更易與MICP技術產生的碳酸鈣礦物共沉淀，使鉛的可溶-可交換態轉變為較穩定的碳酸鹽礦物態，對于鉛的去除效果優于其他金屬和類金屬。如Govarthanana等[18]從尾礦中分離出的芽孢桿菌可使鉛的可交換態降低26%，碳酸鹽結合態升高38%。礦化細菌自身對鉛的耐受性普遍較好，具有應用于較高濃度鉛污染場合的潛力。MICP技術與純粹的生物吸附法相比，對于鉛的修復更具優勢，因為被細胞吸附的鉛在細菌死亡后會重新釋放到環境當中，而MICP技術共沉淀的鉛則不會再次進入環境中[14]。

實際應用中，MICP技術受土壤酸堿度和磷酸鹽、鈣離子濃度的影響。因為鉛污染土壤整體呈弱酸性，而碳酸鈣沉淀的關鍵在于細菌能夠分泌高活性脲酶，脲酶活性易受酸性影響。Bang S.S.等[19]研究發現，脲酶在較高的pH水平(pH為8～9)下表現出較高的活性。Hu Y.B.等[20]認為，pH不僅影響碳酸鈣形成，也影響碳酸鈣形態(pH升高導致生物沉淀物從表面光滑的單晶型轉變為表面粗糙的多晶型)。孔繁浩等[21]的研究結果表明，碳酸鈣生成量最多時的溶液pH為9.0。碳酸鈣沉淀需要足夠濃度的鈣離子和碳酸根離子，以使兩種離子的活度乘積大于碳酸鈣的溶解平衡常數，自然條件下，沉淀過程非常緩慢[22]。湯鼎等[23]通過添加磷酸鹽和鈣等，使菌株對鉛的礦化率分別提高23.6%和56.9%。王新花等[14]在利用碳酸鈣沉淀技術去除鉛污染的試驗中發現，隨外源鈣離子濃度增大，鉛去除率明顯升高，在未添加額外鈣離子的對照試驗中，鉛去除率最低。

1.3 含鉛土壤的真菌修復

真菌因其特殊的菌絲結構，在土壤中可以到達植物根系觸及不到之處。發達的菌絲連接起植物根系、土壤和真菌，形成獨特的地下網絡結構。研究表明，真菌對重金屬離子的耐性大于細菌，其主要通過吸附作用實現對含鉛土壤的修復。可高效吸附重金屬鉛的真菌見表2。

表2 可高效吸附重金屬鉛的真菌

以白腐真菌為例：白腐真菌是一類特殊的絲狀真菌，有著發達的菌絲體。菌絲體對重金屬鉛有較強的吸附性，對于修復重金屬污染土壤修復有較好的應用前景。白腐真菌吸附去除重金屬離子的一般步驟為：重金屬離子→白腐真菌固液邊界層→ 白腐真菌表面→白腐真菌微孔→與活性位點結合[28]。吸附作用機制有以下2種類型：

1)表面配合作用

白腐真菌的細胞壁含有多種多糖和羧基、磷酰基、硫酸脂基、氨基等官能團，官能團內含有N、O、P、S等電負性較大的原子，可以提供與金屬離子結合的孤對電子[29]，使環境中的金屬離子在細胞表面生成配合物或螯合物而被固定下來。

Huang D.L.等[30]在用黃孢原毛平革菌處理含鉛農業廢物時發現，細菌的細胞壁或包裹在細胞壁表面的胞外多聚物上的羧基、羥基和其他活性官能團能夠與鉛螯合，使大部分活性態鉛都轉化為非活性態鉛，進而使鉛的毒性和生物有效性降低。

2)離子交換作用

細胞物質結合的金屬離子被另外一些結合能力相對更強的金屬離子替代的過程稱為離子交換。用白腐真菌處理含鉛廢水，在溶液中檢測出原先不存在的Ca2+和Mg2+，表明白腐真菌菌體在吸附Pb2+的同時，也釋放出自身所含有的其他金屬離子[24]。

1.4 真菌修復鉛污染場地的應用

真菌對鉛的吸附量明顯高于對其他金屬離子的吸附量[31]，特有的菌絲(Hyphae)能增大比表面積，更易接觸到污染物質提高處理效率。用真菌處理鉛污染場地不僅效果好，還可以通過用一些化學解吸劑(或稱脫附劑)把吸附的重金屬離子解吸出來，使其得到回收。使用前，對真菌進行適當預處理，使其適用溫度范圍更廣，甚至不受氣候條件限制。吳涓等[32]在用白腐菌菌絲球吸附鉛試驗過程中，對菌絲球進行甲醛交聯—堿處理，使吸附量提高60%～90%。Iqbal等[31]研究結果表明，用經過固定化處理的黃孢原毛平革菌吸附Cu2+、Zn2+、Pb2+，當溫度在10～50 ℃范圍內變化時，吸附能力無顯著變化。真菌對鉛離子的耐受性與吸附性之間不存在一定的對應關系，低耐受Pb2+的梅奇酵母對于Pb2+的去除率高達92.56% 以上，而高耐受的膠紅酵母對鉛的去除率僅23.14%[25]。

目前，關于實際場地應用真菌吸附去除重金屬的報道還不多，研究重點主要是微生物與重金屬的吸附及相互影響的機制方面。

2 含鎘土壤的微生物修復機制與應用

2.1 含鎘土壤的細菌修復機制

鎘在土壤中主要以酸溶態形式存在，其次是殘渣態和還原態，其中酸溶態鎘在土壤中易遷移轉化，也是毒性最強的部分[33]。細菌通過胞外吸附、細胞表面吸附、胞內積累實現對含鎘土壤的修復。可以吸附鎘的細菌見表3。

表3 可吸附重金屬鎘的細菌

細菌抵御重金屬毒性的第一道防線是細胞外區[37]，如圖1所示。細菌在重金屬的脅迫下分泌一種高分子水溶性生物聚合物(EPS)到細胞外。EPS上存在帶負電荷可電離的磷酸根、羧酸根、胺及硫酸根等基團，可與帶正電荷的金屬離子反應。EPS可增強由毒性或環境變異性引起的抗逆性，被廣泛認為在高金屬濃度下有助于保護細胞免受金屬毒性的影響[38]。鎘可能比銅和鋅對EPS有更高的親和力。除活的生物體外，死亡細菌的細胞壁或與細胞壁相關的EPS也可以被用于生物吸附，甚至可以保存再利用，實現可持續發展[39]。

圖1 EPS與重金屬相互作用機制示意

在修復被重金屬污染的環境中，微生物除了在金屬脅迫下分泌一些高分子聚合物到細胞外之外，細菌也在細胞表面與金屬離子發生作用而結合。Sun R.X.等[40]研究證實，經Cd2+處理后，腸桿菌細胞表面吸附的鎘是最多的。細菌吸附分胞內吸附和細胞表面吸附[41]，如圖2所示。細胞膜是吸附重金屬的關鍵區域，膜上存在大量官能團，如羧基、羥基、巰基、磷酸根等，使細胞壁帶有較強的負電性，且細胞壁是一種聚合電解質，與金屬離子相互作用保持電中性。

圖2 微生物吸收重金屬的機制示意

2.2 細菌修復鎘污染場地的應用

細菌對Cd2+的吸附去除主要是利用自身的吸附性且以胞外沉淀和胞內累積為主。蠟樣芽孢桿菌菌屬(Bacilluscereusstrain H6)對Cd2+的吸附主要是通過胞外沉淀作用，一部分與Ca2+進行離子交換，一部分與烷基、—COOH、—OH等官能團發生配合作用[42]。P.aeruginosa E1的抗鎘基因存在于染色體上，環境中的Cd2+可通過Mg2+和Zn2+轉運體系進入細胞內,以合成半胱氨酸和離子外流體系2種途徑來降低重金屬對細胞的毒害[43]。某些菌株雖然自身對鎘的吸附能力不高，但能夠通過分泌一些植物生長所必須的激素進行促生，具有聯合超富集植物修復重金屬污染地區的潛力[44]。

微生物在鎘污染區域的生物修復中具有應用潛力，然而目前仍缺少有價值的微生物，且從種類繁多的微生物群體中鑒定出有價值的候選者具有一定挑戰性[45]。

2.3 含鎘土壤的真菌修復機制

早在19世紀就已發現真菌能夠修復重金屬污染的土壤，而且相比細菌和放線菌，真菌對重金屬離子具有更強的耐性[46]。對重金屬鎘具有較強吸附能力的真菌見表4。

表4 可吸附重金屬鎘的真菌

真菌細胞對重金屬污染的土壤的修復是基于真菌細胞壁的多孔結構。真菌細胞壁由幾丁質、無機離子、脂質、含氮多糖、多聚磷酸鹽和蛋白質組成。真菌細胞能通過主動吸收、胞外和胞內沉淀、價態轉化等方式耐受和解毒金屬離子，將大量重金屬離子吸收進入菌絲和孢子削弱金屬毒性。真菌的細胞壁是結合金屬離子的配體。在一定條件下，將篩選出的抗鎘淡紫擬青霉菌加入到被鎘污染的土壤中，測定發現，它對Cd2+有較好的活化作用[51]。利用海藻酸鈣固定活的和加熱滅活的白腐真菌同時用于處理含Cd2+廢水，對Cd2+的吸附量分別為(104.8±2.7)mg/g和(123.5±4.3)mg/g[52]。有些真菌不僅能吸附土壤中的重金屬，其分泌的代謝產物還可以促進植物生長。

2.4 真菌修復鎘污染場地的應用

真菌細胞壁中的幾丁質、無機離子、脂質、含氮多糖、多聚磷酸鹽等帶有較多的負電荷，可用于吸附鎘。比起細菌，真菌更為耐受高濃度鎘的生物毒性，在鎘的重污染區域，大部分細菌都死亡，但真菌可存活。真菌和植物聯合修復鎘污染土壤取得了良好的效果，接種真菌的植物與未接種對照相比，過氧化氫酶活性顯著提高，寄主植物對Cd的富集量提高[53]。接種叢枝菌根真菌能夠改變水稻根部細胞壁的化學成分，接種真菌后，Cd脅迫下水稻地上部生物量、株高和根長顯著增加，地上部和根部Cd含量降低。傅里葉變換紅外光譜結果表明，與對照組相比，處理組中觀察到更多的根細胞壁中的羥基和羧基，說明細胞壁成分可能是Cd固定的位置，這減少了Cd從根部到枝條的運輸[54]。

目前，關于應用真菌和植物聯合修復鎘污染土壤的研究報告很多，但主要停留在實驗室階段，真正的場地應用還不多。

3 結束語

細菌誘導碳酸鈣沉淀技術(MICP)適合吸附去除金屬鉛，對于中高濃度鉛污染場地的修復有一定潛力。MICP技術主要是利用產脲酶細菌產生尿素酰胺水解酶分解尿素而固化鉛離子，實際應用中，受土壤環境的酸堿度影響較大，可直接采用催化酶作為微生物加以替代。另外，為促進碳酸鈣生成，人為添加外源物質磷酸鹽和鈣可加快修復效率并提高鉛去除率。對于較高濃度鉛污染場地，添加解磷真菌亦可有效幫助產脲酶細菌誘導碳酸鈣沉淀固定重金屬鉛。

一些細菌和真菌的生物吸附對于鎘的去除效果較好，且可以在較寬的pH、溫度范圍內應用，不受氣候條件影響。利用一些化學解吸劑(或稱脫附劑)也可把吸附的重金屬離子解吸出來，使重金屬得到回收。生物吸附不受堿土和常見輕金屬的影響，與其他金屬去除技術都不存在競爭，可以與其他常規金屬去除技術耦合應用。

土壤是一個非常復雜的環境體系，一般而言，會存在多種重金屬交叉污染的現象，利用單一細菌或真菌來修復效率較低，因此研發高效且耐重金屬離子濃度高的微生物菌劑來聯合降解土壤重金屬污染，以及探討重金屬污染土壤的修復機制，還有待進一步研究。