土壤重金属污染微生物修复研究进展与展望

　　近年我国在经济发展上取得了举世瞩目的成就，但是，过度的工业活动带来了严重的环境污染，对居民健康造成严重威胁，并对社会、经济和环境的可持续发展带来了巨大隐患。我国农村环境面临多种环境问题，主要包括土壤重金属污染、土壤肥力减退、耕地盐碱化、河流水体富营养化、农药、化肥、杀虫剂等滥用造成的环境污染等。该研究侧重于土壤重金属的污染和修复，对重金属来源、危害和特点、重金属污染的常见修复手段进行了介绍，重点介绍了微生物修复技术在该领域的研究进展，最后对我国重金属污染修复技术的发展趋势和研究方向进行了展望，以期为我国重金属污染土壤的修复提供有益借鉴。

　　1 土壤重金属污染现状

　　1. 1 土壤重金属来源 重金属是指比重 > 5 的金属，约有45 种，包括铅、镉、汞、铬、铜、锌、镍等[1 -2].砷虽不属于重金属，但因其来源以及危害都与重金属相似，故通常列入重金属类进行研究讨论[1].重金属污染是指由重金属或其化合物通过各种途径进入土壤并且超过了土壤自净能力而造成的污染。

　　在陆地生态系统中，土壤是化学污染物的主要存储库。在水生系统中，沉积物是这些化学物质的最终存在形式。大多数重金属天然存在于自然界中，包括风化土母质、火成岩、沉积岩和煤等[3],重金属可以通过地质过程（如成土过程等）和人为过程进入环境[3],地质过程会释放这些重金属，并影响土壤中重金属的含量和分布，例如，喀斯特地域石漠化以及火山喷发等其他自然因素造成的重金属释放。由地质引入到环境中的重金属主要以不容易被生物利用和植物吸收的形式存在[3],地质过程在某些重金属污染中占据重要地位。例如，煤炭每年可以释放4.5 万 t 砷，而人类活动每年可以释放约5 万 t 砷，地质成因造成的砷释放量约占砷总释放量的 45%.尽管人为因素在砷污染中越来越重要，但是地质因素造成的砷污染不可小视。与地质过程造成的重金属释放相比，通过人为活动引入到环境中的重金属通常具有较高的生物利用活性（Bioavailability） ,也是造成土壤重金属污染的主要因素。人类活动具体包括工业污染、交通污染、生活污染和农业污染等。工业污染，尤其是采矿、冶炼、燃煤、镀镉工业、化学工业、肥料制造、废物的焚化处理、尾矿堆、垃圾堆的冲刷与溶解等，是造成环境重金属污染的重要来源[4].

　　1. 2 土壤重金属污染的特点和危害 重金属污染具有不可生物降解性、高毒性、高致癌性，可以在生物链和人体内累积、影响持续时间长等特点，其带来的危害性更大[5].土壤重金属污染不仅无法通过土壤本身固有的生化作用得到减轻，而且这些重金属能较长时间地蓄积于土壤环境中，污染面积大，难以消除[4,6].重金属污染会降低土壤中微生物的生物量、抑制土壤微生物呼吸作用、降低土壤中各种酶的活性以及改变土壤微生物群落结构等[3,7 -12],进而造成土壤肥力下降，使农作物减产甚至绝收[13].目前，我国重金属污染的耕地面积约 2 000 万 hm2,占耕地总面积的 1/6 左右[13].

　　我国每年被重金属污染的粮食达1 200 万 t,由重金属污染导致的粮食减产超过 1 000 万 t,合计经济损失至少 200 亿元[6].重金属具有很强的迁移性，可以通过食物链在动植物以及人体内富集，破坏生物体的正常生理代谢，严重危害动物、人体健康[2,6].例如土壤重金属镉含量过高会破坏植物叶片的叶绿素结构并最终导致植物衰亡，给农业发展带来严重的影响[14].重金属会引起人类多种疾病，如钙代谢和维生素组织破坏导致的骨变、肾损伤等。

　　1. 3 土壤重金属污染修复常采用的方法 重金属污染土壤的修复技术大致可以分为物理修复技术、化学修复技术和生物修复技术等。其中，物理修复包括翻土法、换土法、电修复法、热处理法、吸附法等[1 -3,6,9,15 -17],化学法主要包括固化法、稳定化法、淋洗法、改良法等[18 -20].生物修复重金属污染土壤是指利用植物、动物以及微生物的吸收、代谢作用，降低土壤中重金属含量或通过生物作用改变其在土壤中的化学形态而降低重金属的迁移性或毒性[4,12,21].采用物理化学方法修复重金属污染土壤，具有一定的局限性，难以大规模处理污染土壤，并且会导致土壤结构破坏、生物活性下降和土壤肥力退化等。生物修复是一项新兴的高效修复技术，具有良好的社会、生态综合效益，并且易被大众接受。微生物修复因其独特的作用越来越受到人们重视，具有广阔的应用前景[4].

　　不同于有机污染物，金属离子不会发生微生物或者化学降解，并且在污染以后会持续很长时间。金属离子的生物利用活性在污染土壤的修复中起着至关重要的作用[3].在土壤修复中，经常需要加入重金属离子激活剂或者固定剂来改变金属离子的生物利用活性，并与其他修复手段结合以提高修复效率。金属离子激活剂，如螯合剂和解吸剂等，可以提高重金属离子的生物利用活性，并提高金属离子的流动性。

　　固定剂通过沉淀作用或者吸附作用，降低金属离子的生物利用活性和迁移性。激活剂可以用于加强在植物吸附和土壤洗涤中的重金属离子去除效果，而固定剂则可用于防止重金属离子被植物吸收而进入生物链，以及向地下水的渗漏和污染等。金属离子激活剂或者固定剂的使用需要慎重，例如，在没有植物吸附条件下使用激活剂时，会存在重金属离子渗漏和污染地下水的风险； 而在使用固定剂时，固定后的重金属离子的稳定性需要进行长期的检测[3].

　　该研究主要关注微生物修复技术在重金属污染土壤中的研究和应用。由于重金属污染物的不可降解性，采用微生物修复时主要通过对重金属的迁移或钝化来实现。

　　2 土壤重金属污染微生物修复研究进展

　　微生物对土壤中重金属活性的影响主要体现在 4 个方面： 生物吸附和富集作用、氧化还原作用、溶解和沉淀作用以及微生物 -植物相互作用等[14].以下将结合修复机理对微生物修复重金属污染的研究进行介绍。

　　2. 1 生物吸附和富集作用
　　
　　微生物对重金属离子的吸附和富集作用是指重金属被生物体吸附或吸收[14].微生物中的阴离子型基团，如 -NH2、- SH、PO34 -等，可以与带正电的重金属离子通过离子交换、络合、螯合、静电吸附以及共价吸附等作用进行结合，从而实现微生物对重金属离子的吸附。

　　微生物富集是一个主动运输过程，发生在活细胞中，在这个过程中需要细胞代谢活动来提供能量。在一定的环境中，可以通过多种金属运送机制如脂类过度氧化、复合物渗透、载体协助、离子泵等实现微生物对重金属的富集。张欣等考察了微生物菌剂（枯草芽孢杆菌、光合细菌和乳酸菌） 对镉污染条件下菠菜的生长及对菠菜对镉吸收的影响[22].结果表明，施入微生物菌剂后，菠菜单株鲜重和干重的平均增长幅度分别为 18. 8% 和 15. 7%.微生物对菠菜生长的促进作用大小依次为光合细菌 > 乳酸菌 > 枯草芽孢杆菌。此外，施入微生物菌剂后，菠菜植株中的镉含量显着减少，平均下降 14.5%.微生物对菠菜镉吸收的降低作用大小依次为枯草芽孢杆菌 > 光合细菌 > 乳酸菌。Gomes 等考察了固定化根霉对铜离子的吸附效果[23].结果表明，固定化根霉可以在 150 min 内将铜离子浓度由 20 mg/L 降低至 3. 1~ 5. 6 mg /L.根霉对铜离子的吸附效果受到固定化材料以及铜离子初始浓度的影响。Fan 等考察了 pH、温度和微生物生长期对两种微生物（Ochrobactrumintermedium LBr,Cupriavi-dusmetallidurans CH34） 吸附 Cu2 +和 Cr6 +的影响[24].结果表明，微生物在对数生长期对重金属离子的吸附能力更强。O.intermedium LBr 和 C. metallidurans CH34 吸附的最佳温度和pH 分别为 37 ℃ 、pH 6 和 27 ℃ 、pH 7.他们还发现，在 Cu2 +和 Cr6 +同时存在的情况下，两种微生物都优先吸附 Cu2 +.

　　微生物表面的羧基、羟基和氨基等功能基团在重金属离子的吸附过程中起到关键作用[24].赖洁玲等从铜污染的土壤中分离出一株抗铜细菌（Hyphomicrobium）[25].经驯化后，其耐Cu2 +水平达 500 mg/L,该菌在 pH 4 ~8 生长良好，最适生长pH 为 6. 0 ~ 7. 2.该菌株在培养 24 h、pH 7 时，对 Cu2 +的去除率可以达到 76%[25].Zemberyova 等考察了野生型 Asper-gillus niger 对不同重金属离子的吸附效果[26].结果表明，微生物对不同重金属离子的吸附效果不同，依次为 Zn （32% ~92% ） 、Cd （24% ~ 65% ） 、Cu（13% ~ 58% ） 、Cr （VI） （9% ~21% ） 和 Mn （9% ~ 18% ）[26].他们同时发现，当微生物处于这些重金属离子的混合物中时，微生物对重金属离子的吸附能力产生一定的差异[26].Luo 等考察了 Pseudomonas sp.Lk9 对 Cd2 +和 Cu2 +的吸附效果及机理[27].结果发现，在合适的条件下，经过微生物吸附后，废水中的重金属离子浓度会 <0.001 mg/L.

　　以上研究表明，微生物对重金属的吸附和富集作用主要受到微生物种类、微生物生长期、重金属离子的种类、浓度、溶解性、毒性，以及环境条件（如 pH 和温度等） 等多种因素的影响[28],在采用微生物对土壤中的重金属进行吸附和富集时应综合考虑以上因素。

　　2. 2 氧化还原作用 金属离子，如铜、砷、铬、汞、硒等，是最常发生微生物氧化/还原反应的金属离子。生物氧化/还原反应过程可以影响金属离子的价态、毒性、溶解性和流动性等。例如，铜和汞在其高价氧化态时通常是不易溶的，其溶解性和流动性依赖于其氧化态和离子形式。重金属参与的微生物氧化还原反应可以分为同化（Assimilatory） 和异化（Dissimilatory） 氧化还原反应[29].在同化氧化还原反应中，金属离子作为末端电子受体参与生物体的代谢过程，而在异化反应中，金属离子在生物体的代谢过程未起到直接作用，并间接地参与氧化还原反应。某些微生物在新陈代谢的过程中会分泌氧化还原酶，催化重金属离子进行变价发生氧化还原反应，使土壤中某些毒性强的氧化态的金属离子还原为无毒性或低毒性的离子，进而降低重金属污染的危害[14].

　　例如，可以利用微生物作用将高毒性的 Cr（VI） 还原为低毒性的 Cr（III） .通过生物氧化还原来降低 Cr（VI） 毒性的方法由于其环境友好性和经济性，引起了持续的关注。相反，Cr（III） 被氧化成 Cr（VI） 时，Cr 的流动性和生物利用活性提高了。Cr（Ⅲ） 的氧化主要是通过非生物氧化剂的氧化，如 Mn（IV） ,其次是 Fe（Ⅲ） ; 而 Cr（VI） 到 Cr（Ⅲ） 的还原过程则可以通过非生物和生物过程来实现[30].当环境中的电子供体Fe（II） 充足时，Cr（VI） 可以被还原为 Cr（III） ,当有机物作为电子供体时，Cr（VI） 可以被微生物还原为 Cr（III）[30 -31].在生命系统中，硒更容易被还原而不是被氧化，还原过程可以在有氧和厌氧条件下发生。硒（IV） 异化还原成硒（0） 的过程可以在化学还原剂，如硫化物或羟胺，或生物化学还原剂（如谷胱甘肽还原酶） 的作用下完成，后者是缺氧沉积物中硒的生物转化的主要形式[32].硒（VI） 到硒（0） 的异化还原过程与细菌密切相关，具有重要的环保意义[32 -33].微生物尤其是细菌在将活性的汞（Ⅱ） 还原为非活性汞（0） 的过程中起到了重要作用，汞（0） 可以通过挥发减少其在土壤中的含量。

　　汞（II） 可以在汞还原酶作用下被还原成汞（0） ,也可以在有电子供体的条件下，由异化还原细菌还原为汞（0）[34].制革、电镀、印染、不锈钢制造等行业均会造成铬污染[35],土壤铬污染也是我国土壤重金属污染中分布最广、影响最大的污染之一。土壤铬污染会造成土壤中生物活性下降，以及土壤功能改变等，亟需合理的解决方案。该研究以铬为例，简要介绍微生物氧化还原反应在重金属污染修复中的研究进展。铬在土壤中会以多种价态存在，各种化合物之间存在复杂的平衡关系，导致了铬污染的复杂性，也减少了可以应用于铬污染修复的手段。还原 -沉淀[36]、吸附[37 -39]、电化学法[40 -41]等手段都被用来修复铬污染，但是这些手段普遍面临成本高昂的问题，而且会造成土壤肥力的下降，因而应用前景不甚明朗[35].Yang 等考察了 Pannonibacter-phragmitetus BB 在强化铬污染修复过程中的作用，并且考察了土壤土着微生物群落变化的规律[35].结果表明，在 Cr（VI） 浓度为 518.84 mg/kg,pH 8. 64 的条件下，P. phragmite-tus BB 可以在 2 d 将 Cr（VI） 全部还原。该菌在接入土壤后的48 h 内数量显着上升，相对比例由35. 5%上升至 74. 8%,并维持稳定。该菌在与土着微生物竞争过程中取得优势地位，具有很好的应用前景。Polti 等从铬铁矿中分离并鉴定了一株 Bacillus amyloliquefaciens （CSB 9） .该菌可以耐受 900mg /L Cr（VI） ,在最佳条件下具有较快的还原速度（2. 22 mgCr（VI） /（L · h） .该菌的最佳还原条件为 100 mg /L Cr（VI） 、pH 7、35 °C、处理时间 45 h[42].

　　微生物氧化还原反应在降低高价重金属离子毒性方面具有重要地位，该过程受到环境 pH、微生物生长状态，以及土壤性质、污染物特点等多种因素共同影响。

　　2. 3 沉淀和溶解作用 沉淀现象主要出现在高 pH 土壤环境，SO42 -、CO32 -、OH-和 HPO42 -等阴离子存在时，以及高浓度金属离子存在时。金属离子以磷酸盐及碳酸盐形式的沉淀是某些重金属离子（如 Cu、Pb） 固定化的主要机制。McGo-wen 等发现，P 可以降低镉、铅和锌的浸出，而石灰可以通过提高土壤 pH 对 Cr（III） 实现固定。在铁的氢氧化物存在时，会出现金属离子的共沉淀现象。这些作用会导致基质表面化学特性的显着变化。Lu 等发现 pH 4. 0 时，Pb（II） 与 Fe（OH）3的共沉淀比相似条件下的化学吸附更加有效[43].此外，As（V） 、Ni（II） 、Cr（Ⅲ） 与水合氧化铁的吸附表明，在水溶液中，共沉淀是去除金属离子的更有效的方法。

　　相反地，土壤微生物能够利用土壤中有效的营养和能源，通过代谢产生多种小分子量的有机酸，进而溶解土壤中的重金属化合物及含重金属的矿物[14].在利用微生物分泌的有机酸促进土壤中重金属离子溶出方面，Choppala 等考察了3 种腐生性（saprotrophic） 真菌（Aspergillus niger,Penicilliumbilaiae 和 Penicillium sp. ） 对铅及其他重金属污染土壤的生物修复性能[30].他们将微生物置于不同的营养条件（无碳源和 0. 11 mol/L 葡萄糖） ,考察了微生物对金属胁迫（25μmol/L铅或污染土壤，5 d） 的反应，并检测了微生物分泌的主要有机酸。结果表明，A. niger 和 P. bilaiae 分泌的主要有机酸分别是草酸和柠檬酸。在铅胁迫下，草酸的渗出率会出现下降，而柠檬酸渗出率受到的影响较小。营养条件对微生物分泌有机酸的影响不同。除 A. niger 外，其他菌种在贫瘠的营养条件下时，总的有机酸产量会降低。在污染土壤中，草酸 和 柠 檬 酸 的 最 大 渗 出 率 分 别 为 A. niger 的 20μmol/（g bioass·h） 和 P. bilaiae 的 20 μmol/（g biomass·h） ,但是，Penicillium sp. 的总产酸率仅为 5 μmol /（g biomass·h） .在碳源丰富的土壤中，金属离子被显着地激活了。例如，5 d 后，土壤中 Pb、Ni、Zn 和 Cu 的最大释放量分别为12% 、28% 、35% 和 90% .土壤中金属的活化和释放与微生物产生的螯合酸以及土壤 pH 下降有关。该试验结果证明了利用真菌分泌物在污染土壤生物修复中的潜力，但是有机酸产生量的大小取决于多个过程以及多种机制，这些都需要进一步研究。王桂萍等从铜矿废弃地土壤中分离得到两株对铜具有较强抗性的菌株 F16a（肠杆菌属，Enterobacter） 和Fw17a（假单胞菌属，Pseudomona）[44].在含有 500 mg/L Cu-CO3的液体中培养 48 h 后，F16a 使培养基上清液中铜浓度增加了300%左右。但是，Fw17a 却使培养基上清液中的铜浓度降低了 60% 左右[44].盆栽试验结果表明，接入菌株F16a 后，能显着提高三叶草和香根草地上部对污染土壤中铜的累积及摄取量[45].

　　2. 4 微生物 - 植物修复 植物修复和微生物修复均属于生物修复的范畴，二者均具有环境友好、运行成本低等优点。将两种方法结合使用时，将会大大提高重金属污染土壤的修复效率。在众多微生物 -植物修复方案中，根际促生菌 - 植物修复由于其独特的优势，受到广泛关注[46].植物根际促生细菌（Plant growth-promoting rhizobacteria,PGPR） 是指依附在植物根际表面，生长于植物根际土壤微环境中，能够显着地促进植物生长的一类细菌的总称[46].目前发现的根际促生菌包括芽孢杆菌属（Baillus） 、沙雷氏菌属（Serratia） 、肠杆菌属（Enterobater） 、假单胞杆菌属（Pseudomonas） 、固氮螺菌属（Azospirillum） 、无色菌属（Achromobacter） 等[47 -48].PGPR可以通过分泌植物生长激素（IAA） 、1-氨基-1-羧基环丙烷脱氨酶（ACCD） 等来促进植物根的生长，增加植物生物量； 另外可以通过分泌生物表面活性剂、有机酸等活化重金属在土壤中的生物有效性，进而增加植物对重金属离子的摄取量。

　　Mesa 等从生长在力拓河（Tinto River） 河口（该地区被认为是世界上污染最严重的地区之一） 的 S. maritima 的根际土壤中分离了 15 株微生物，并考察了它们的金属耐受性与促进植物生长的特性[49].在这些微生物中，很多细菌显示出了对多种重金属的耐受性，并且表现出多种促进植物生长的特性。其中，Bacillus methylotrophicus SMT38、B. aryabhattaiSMT48、B. aryabhattai SMT50 和 B. licheniformis SMT51 的性能最好。当紫花苜蓿种子与所选菌株一起培养时，紫花苜蓿根的伸长会被促进。S. maritima 与这些具有重金属耐受性土着根际促生细菌共同培养可以作为对污染河口进行修复的有效方法。Dharni 等从制革污泥污染的土壤中分离到了Pseudomonas monteilii PsF84 和 P. plecoglossicida PsF610,并对它们促进植物生长的能力进行了检测[50].试验考察了不同土壤污泥比下（100∶0、25∶75、50∶50、75∶25 和 0∶100） ,微生物对玫瑰香型天竺葵（Pelargonium graveolens cv. bourbon） 摄取重金属离子的影响。分离到的菌株具有溶解无机磷和产生吲哚乙酸和铁载体的能力。与对照相比，PsF84 可以使芽的干重增加 44%,根干重增加 48%,精油得率增加 43%,叶绿素增加31%; PsF610 可以使以上指标增加 38%、40%、39% 和28% .

　　3 展望

　　无论国内还是国外，土壤重金属污染已经对人类的生存和发展产生了严重威胁。各国科研工作者投入了大量精力致力于重金属污染土壤的修复工作，并取得了良好的效果，我国在重金属修复领域也取得了较大的进展。针对微生物修复领域，笔者认为还需要从以下方面加强研究：

　　（1） 特种微生物的选育。微生物种类繁多，各具特点，为筛选高效重金属污染土壤修复的菌种提供了良好的条件。除了筛选针对某一特定污染物的微生物外，根据我国的自然条件与实际情况，一些特种微生物的筛选需要加强，如低温微生物、耐盐微生物，以及 pH 生长范围广的微生物等。同时，可以借助基因重组技术、原生质体融合技术等分子生物学手段来构建“超级工程菌”,以更有效地修复重金属污染土壤。此外，需要深入研究修复微生物与特定生境中土着微生物的相互关系，为构建多菌种协同修复技术提供理论基础。

　　（2） 微生物修复机理的研究。微生物参与的重金属污染修复过程是一个复杂的物理、生化过程，涉及的机理包括重金属离子的吸附、吸收和富集、溶解、沉淀、氧化还原等。通过对微生物修复机理的进一步研究，可以为联合修复技术的建立以及实际工程应用提供理论支持。

　　（3） 联合修复技术的建立。综合运用物理、化学、生物等多种修复技术，发展联合修复技术，弥补单一技术的缺陷，是今后重金属污染土壤修复的重要方向之一。在实际应用中，可以通过使用廉价的对环境友好的化学试剂，如石灰等，对土壤的 pH 进行调节，从而获得土壤修复微生物生长的适宜pH,同时达到对土壤中重金属离子的激化或钝化作用。此外，在营养贫瘠的环境中，还可以通过人为添加有机质来促进微生物的生长和修复作用[51].

　　（4） 评价指标体系的建立。建立重金属污染土壤修复的评价指标体系是一项艰巨且十分重要的工作，可以明确土壤修复的方向，并为广大的科研工作者提供重要参考。尽管这部分工作已经开始开展，但仍需进一步加强，尤其需要建立不同区域环境条件和污染状况下的评价指标体系。

　　参考文献：
　　[1]李战，李坤。 重金属污染的危害与修复[J]. 现代农业科技，2010（16） :268 -270.
　　[2]陈程，陈明。 环境重金属污染的危害与修复[J]. 环境保护，2010（3） :55-57.