摘 要：目前, 我国土壤重金属污染比较严重, 重金属对土壤的理化性质、土壤生态特性和微生物群落结构产生明显的不良影响, 也严重影响了土壤生态环境和功能的稳定。微生物修复技术是近年来发展起来的新型有效修复技术。在综述国内外微生物修复技术研究动态的基础上, 重点讨论了当前微生物修复重金属污染土壤的修复机理, 阐述了微生物修复技术的优点和局限性, 并对微生物修复技术的未来研究方向进行了初步探讨。
关键词：重金属; 污染土壤; 微生物; 修复技术;
随着大量矿山的挖掘, 工业废气、废水、废渣的乱排, 农业肥料的喷施, 日常垃圾的堆弃等, 将源源不断的重金属慢慢渗入土壤中, 导致生物群落扰乱、土壤有机物质减少、稳定的土壤环境遭到了破坏, 对人类生存发展造成了极大的威胁。据有关统计, 目前, 我国遭受重金属污染的耕地面积达到2 000万hm2, 这一状况已经超过全国耕地面积的1/6[1]。我国每年被重金属污染的粮食多达1 200万t, 且因这种污染状况每年减少的粮食产量也高出1 000万t, 合计财产损失超出200亿元[2]。并且该形势呈现逐渐增长趋势。重金属在土壤中很稳定、难移动, 不容易被水溶液溶解, 且很难被微生物分解, 沉积在土壤中难以去除, 随着在土壤—植物—动物中逐级累积, 最终对人体健康造成极大危害。重金属在土壤中的积累, 不仅降低了土壤的生物量、生物种类和生物多样性, 同时又破坏了土壤结构, 扰乱了土壤生态系统, 降低了土壤功能。
在重金属污染土壤中存活很多微生物, 这些微生物抵抗金属能力强, 且能够利用自身的性质改变金属的形态, 减轻金属物质对土壤的危害。使用微生物技术修复重金属污染土壤成本低、速度快、实用性强, 最终的产物都是稳定、无毒、无害的物质, 对土壤环境友好, 不会对土壤造成再次污染。因其具有无可比拟的修复优势, 现已成为世界各国科学家改良和修复土壤污染的首要选择。
1、微生物修复技术的国内外研究动态
随着工业、农业的快速发展, 重金属污染呈现严峻的局势, 使得修复重金属污染成为全世界都在关注的热点课题。目前, 国内外大量专家针对在土壤中分布广泛的一些细菌、真菌、放线菌等微生物修复重金属污染土壤方面做了许多有效的工作。
1.1 细菌修复重金属污染
细菌作为微生物群体中最多的一类微生物, 在修复重金属污染土壤方面备受关注, 其中, 在细菌对重金属的耐受性和吸附富集作用等方面的研究比较多。目前, 已报道的能够修复重金属污染的细菌主要有:芽孢杆菌 (Bacillus sp.) , 弗兰克氏菌 (Rhizobium Frank.) , 恶臭假单胞菌 (Pseudomonas putida) , 链霉菌 (Streptomyces) , 球菌 (Micrococcus) 等[3], 研究较多的是芽孢杆菌, 其中, 蜡状芽孢杆菌 (Bacillus cereus) 、苏云金芽孢杆菌 (Bacillus thuringiensis) 、短小芽孢杆菌 (Bacillus pumilus Meyer and Gottheil) 、地衣芽孢杆菌 (Bacillus licheniformis) 等对重金属均具有良好的耐受性和吸附性。刘红娟等[4]试验发现, 蜡状芽孢杆菌能够在镉浓度200 mg/L的琼脂平板上快速生长, 证明该菌株在抗镉污染方面有着较强的优势;该菌株在液体培养基中Cd2+, Cr3+, Pb2+浓度均为75 mg/L和Mn2+浓度为100 mg/L培养时, 菌株生长正常。曹德菊等[5]利用大肠杆菌 (Escherichia coli) 、枯草杆菌 (Bacillus subtili) 、酵母菌 (Saccharomyces sp.) 等细菌对重金属离子Cu, Cd进行修复试验, 结果发现, 修复性能与重金属含量呈正相关, 土壤中Cu, Cd含量越低, 微生物修复效果越好。
1.2 真菌修复重金属污染
19世纪就发现了真菌可以吸附土壤中的重金属离子, 后来逐渐发现赤霉、出芽短梗霉 (Aureobasidium pullulans) 、丝状真菌、酿酒酵母 (Saccharomyces cerevisiae) 以及一些腐木真菌 (Phellinusribis) 对重金属的抗性和吸附性[3]。随后陆续在土壤中发现了越来越多的真菌具有耐受重金属的能力, 尤其是在重金属污染严重的区域。很多报道发现, 真菌对重金属矿物耐受能力较强, 在某些污染土壤中能够选择作为修复重金属污染的优势种群。目前, 侧重于研究的真菌主要有青霉菌 (Penicillium) 、酿酒酵母 (Saccharomyces cerevisiae) 、黑曲霉 (Aspergillus niger) 等。陈灿等[6]通过表面显微分析技术研究酿酒酵母 (Saccharomyces cerevisiae) 细胞吸附重金属离子Pb2+前后的细胞表面变化, 结果发现, Pb2+和酿酒酵母相互作用后, 溶液中Pb2+浓度极大减少, 大部分吸附在酿酒酵母的细胞表面, 一些在溶液中形成了沉淀物。BARGAGLI等[7]在大量汞矿附近发现, 土壤中的菌根菌和腐殖质分解菌能够富集Hg, 极大降低了汞的排放对环境的污染[7]。
1.3 放线菌修复重金属污染
放线菌在土壤环境中分布广泛、种类较多、适应性强, 一些研究发现, 放线菌在修复重金属土壤污染方面也占有重要的地位。NIES等[8]学者发现, 放线菌在新陈代谢过程中会释放带有絮凝活性的物质, 这些物质分泌到细胞外能够络合重金属形成沉淀物, 引起金属元素的价态变化, 从而降低重金属的生态毒性。AMOROSO等[9]研究发现, 在重金属污染土壤中分布着许多抗性链霉菌, 这些链霉菌不仅在重金属土壤中有很强的耐受性, 而且还可以通过自身作用溶解一些重金属矿物;并对铜污染区的50株放线菌进行了抗Cu2+研究, 结果发现, 这些菌株对Cu2+的最大耐受浓度可达1 000 mg/L, 经过进一步鉴定, 这些抗性菌株为链霉菌属。
2、重金属污染土壤微生物修复机理
微生物修复重金属污染土壤的机理, 主要表现在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菌根真菌作用等。
2.1 生物吸附和富集作用
微生物对重金属离子的吸附作用主要是带阳离子的金属离子很容易与带阴离子的微生物发生反应, 彼此作用聚集在微生物内部或表面。微生物细胞一般分布有-NH2, -SH, -P043-等其他阴离子基团, 这些基团通过离子交换、络合等作用与金属离子结合, 从而达到对重金属离子生物吸附的目的。微生物吸附在活细胞、死细胞中都可以作用, 只是目前研究死细胞没有很大的实用性, 所以很多试验偏向于研究在活细胞中微生物的吸附作用。重金属吸附按照金属离子与微生物细胞作用的部位不一样又可分为3种类型:胞内吸附、细胞表面吸附和胞外吸附。其中, 胞内吸附主要是微生物细胞内的结合蛋白、络合素与重金属离子结合, 最后积聚在细胞内;细胞表面吸附是与金属离子结合的多肽、植物螯合素等展示到细胞表面, 从而增强微生物吸附重金属的能力;胞外吸附主要是利用微生物分泌到细胞外的蛋白质、糖类、脂类及核素等物质形成具有络合重金属离子作用的胞外聚合物 (Extracellular Polymeric Substances) , 提高吸附效率。PULSAWAT等[11]研究发现, 胞外聚合物可以快速吸附Mg2+, Pb2+和Cu2+, 其中, 对Pb2+有很强的固定作用。如出芽短梗霉 (Aureobasidium pullulans) 能分泌胞外聚合物, 将Pb2+积累在细胞表面, 随着分泌胞外聚合物的增加, 细胞表面固定Pb2+的能力也不断增强。也有很多报道指出, 细菌与金属离子的结合位点主要是肽聚糖、磷酸基等[12]。
微生物富集作用不同于吸附作用, 它是一种主动运输过程, 必须借助生物代谢活动持续供给能量才能完成, 因此, 在死细胞中不能发生, 只能够在活细胞中作用。另外, 富集作用还需要油脂过氧化、载体蛋白和离子泵的辅助来完成。微生物富集作用与吸附作用机理一样, 都是由于带阳离子的金属易与带阴离子的微生物发生反应形成一定的作用。FOMINA等[4]使用扫描电镜和X射线吸收谱技术分析发现, 在微生物富集作用中的含氧官能团起到了重要作用。BEVERIDGE等[13]分离出芽孢杆菌 (Bacillus) 的细胞壁后, 将其放进溶液中, 结果发现, 细胞壁络合了大量的金属元素, 接着又通过研究改变溶液中的溶质成分, 发现当溶质为氯化物时, 细胞壁络合金属能力最强。微生物对重金属的吸附和富集作用主要受微生物多样性、影响微生物生长的外界环境条件 (土壤酸碱性、温度、有机物) 以及重金属的类型、浓度、毒性等多种因素的影响。
2.2 氧化还原作用
氧化还原作用主要是多价的金属离子在微生物氧化还原作用下价态发生变化, 重金属离子的活性和毒性降低, 从而达到治理污染的目的。例如被列为重金属污染“五毒”之一的Cr元素, 在土壤中Cr处于高价Cr6+时, 其毒性和水溶性很强;当处于低价Cr3+时, 在土壤中移动性较差, 其毒性和水溶性也很低。土壤中生存着大量能够使含铬无机盐还原的微生物, 如产碱菌属 (Alcaligenes Castellani) 、芽孢杆菌属 (Bacillus Cohn) 、棒杆菌属 (Corynebacterium) 、肠杆菌属 (Enterobacter Hormaeche and Edwards) 、假单胞菌属 (Pseudomonadaceae) 和微球菌属 (Micrococcaceae Pribram) 等菌通过还原作用, 把高活性的Cr6+还原成低活性的Cr3+, 减小了Cr随水溶解的能力和对土壤的污染[14]。
生物氧化还原反应可以根据金属离子在微生物代谢过程中是否起直接作用, 又分为同化 (Assimilatory) 氧化还原反应和异化 (Dissimilatory) 氧化还原反应[15]。其中, 同化氧化还原反应是金属离子直接通过电子受体参与微生物的新陈代谢活动;异化氧化还原反应则是金属离子在生物代谢过程中没有利用电子受体直接作用, 而是间接参与了氧化还原反应。另外, 有些土壤微生物在新陈代谢过程中也会通过分泌氧化还原酶, 加速微生物氧化还原反应的进行, 从而促进金属离子溶解[16]。用微生物氧化还原作用去除重金属汞离子的污染研究较多, 土壤中分布着多种细菌, 可以在汞还原酶的作用下将高价Hg2+还原为低价汞 (0) , 非活性的汞 (0) 通过挥发作用降低了在土壤中的含量;另外, Hg2+也可以通过异化还原细菌在电子供体的条件下还原成汞 (0) , 以实现汞污染土壤生物修复的目的。
2.3 沉淀和溶解作用
生物沉淀主要是微生物在新陈代谢过程中能够分泌多种物质与金属反应形成沉淀, 它是一种新兴的技术。根据代谢产物的多样性, 沉淀作用分为多种形式:第一, 金属离子可以通过代谢产物无机盐与金属离子反应形成沉淀, 这类机制一般固定Cu, Pb等重金属元素。MCGOWEN等[17]研究发现, P能够降低Cd, Pb和Zn的溶解, 而使用石灰能够提高土壤的酸碱度, 固定更多的Cr3+, 降低Cr在土壤中的迁移性。第二, 当微生物代谢产物是氢氧化物时, 同样会与金属离子反应产生沉淀, 这一作用还会使基质表面化学性质发生变化。LU等[18]研究发现, 当p H值为4.0时, Pb2+与Fe (OH) 3极易形成沉淀, 效果是同等条件下吸附作用的好几倍。第三, 微生物的代谢产物S2-, PO42-也能够与金属离子发生作用, 使活性的金属离子形成沉淀。VAN ROY等[19]研究证明, 硫酸盐还原细菌生长过程中释放的代谢产物能够将硫酸盐还原成硫化物, 与迁移能力强的重金属离子反应生成沉淀, 减小污染物对土壤的危害。
微生物溶解作用也是利用微生物代谢过程中分泌出来的酸类物质, 与金属离子发生反应。发现最早的是真菌可以利用代谢活动中释放小分子量的有机酸、氨基酸等酸类物质溶解重金属矿物。另外, 微生物也可以利用土壤环境中有效的养分和能量, 促进微生物的代谢过程释放更多的有机酸, 加速土壤重金属的溶解作用[20], 减小金属对土壤的毒害作用。张溪等[14]通过设置不同含碳量条件下, 微生物使用土壤中有效的营养物质和能源进行代谢反应分泌有机酸, 结果发现, 在一定条件下含碳量越高, 微生物分泌的有机酸含量越多, 溶解的重金属也越多。
2.4 菌根真菌生物有效性作用
菌根真菌作用是在某些植物根部分布的一些真菌微生物通过代谢活动分泌有机酸, 进而活化重金属离子, 同时还可以通过离子交换、分泌激素等作用影响植物对重金属的吸收。THOMPSOM[21]通过盆栽试验发现, 在撂荒地的土壤上通过接种丛枝菌根 (Vesicalar-Arbuscular) , 能够增强亚麻对磷、锌等重金属的吸收。菌根真菌与植物是一种互利共生的系统, 二者相互作用能够有效降低重金属污染, 其作用表现在3个方面:第一, 自然界存在大量可以富集重金属的植物, 能够络合活性强、毒性高的金属离子, 同时植物根系还可以释放大量的代谢物质, 为微生物代谢活动供应必需的能量和营养物质, 提高微生物在土壤中的活性;另外, 代谢活动分泌的大量有机物也可以络合重金属元素, 形成更多的沉淀物。第二, 微生物代谢活动过程中分泌的有机物可以促进微生物与重金属的氧化还原和溶解作用的发生, 降低金属矿物在土壤中的危害。第三, 菌根真菌与植物互生关系同时可以促进植物的生长发育, 尤其是在贫瘠的环境中, 菌根菌利用庞大的菌丝构成复杂的网络结构, 可以为植物根系供给必要的水分、营养矿物和一些植物必需的微量元素等[22]。
3、微生物修复技术的优点和局限性
微生物修复技术具有独特的优势:微生物个体微小, 肉眼难见, 比表面积大, 细胞结构复杂, 自然界分布广, 土壤中资源丰富, 可以快速处理金属污染问题, 同时处理多种重金属的混合污染;修复重金属能力强, 不会对土壤形成再次污染, 对土壤结构、土壤功能和微生物生态环境影响小;微生物繁殖较快, 代谢能力强, 修复费用少, 与植物联合修复成为目前修复重金属污染的重点研究方向。各种优势使得微生物在修复土壤过程中占有独特的地位。
从当前研究发现, 运用微生物修复重金属污染是最具使用价值的一项技术, 然而, 由于微生物本身的性质, 其在使用过程中存在局限性。首先, 遗传稳定性差、易变化, 难以去除所有污染物等;其次, 微生物对重金属离子的吸附和富集能力是一定的, 并且与土着微生物菌株存在生存竞争关系, 最终这些微生物可能因竞争失利而被淘汰;最后, 微生物修复容易受到外界环境温度、p H等其他因素的影响, 从而影响修复效果。因此, 在大田应用前必须通过田间试验反复验证, 确保修复地区能够适应微生物生长, 这一条件极大限制了微生物修复技术在实际生产中的应用。
4、展望
重金属污染土壤不仅扰乱土壤生态环境, 而且也严重影响人类的生活和社会的发展。因此, 快速解决污染土壤问题成为目前刻不容缓的议题。由于利用微生物技术修复具有多重优势, 因而被越来越广泛地应用, 今后研究的重点主要是以下几个方面。
4.1 特种微生物菌种的筛选
除了针对特定微生物的筛选, 还需要筛选一些能在特定环境下生长的微生物, 例如耐盐碱化、耐干旱、耐高温、耐低温等类型的微生物。同时, 能够应用相关的分子生物学方法构建“超级工程菌”, 选取去除重金属能力强、修复时间短的菌种使用在工农业生产中, 提高修复重金属污染土壤的效率。此外, 有必要进一步研究修复微生物与土着微生物之间的关系, 为多菌株的构建提供理论依据。
4.2 微生物修复机理的进一步研究
利用微生物修复重金属污染土壤是一个极其复杂的过程, 不仅涉及微生物的分子作用, 还包括微生物与金属发生物理、化学等反应。其中, 修复机理也是多样化, 包括生物吸附、富集、氧化还原、溶解沉淀、菌根真菌等多种作用。为了将来更高效地达到修复目的, 需要更深程度研究微生物的修复机理, 从分子领域更好地解释机理的发生, 并利用扫描、红外分析等技术的分析修复效果, 更好地为实际工程应用提供理论支持。
4.3 优化组合修复技术的建立
优化多种组合修复技术, 构建如动物—微生物、植物—微生物、动物—植物—微生物、物化方法—微生物等组合, 结合每一种修复方法的优势, 更有效更快速解决各种重金属污染问题。多种方法组合修复技术的建立, 将是未来修复重金属污染的首要选择。其中, 运用植物—微生物联合修复重金属污染, 成本低, 对环境友好, 效率高, 且可利用性强, 因此, 必将成为今后研究多种组合修复重金属污染的核心。
参考文献
[1]向捷, 陈永华, 向敏, 等.土壤重金属污染修复技术比较研究[J].安徽农业科学, 2014, 42 (22) :7367-7369.
[2]宋伟, 陈百明, 刘琳.中国耕地土壤重金属污染概况[J].水土保持研究, 2013 (2) :293-298.
[3]薛高尚, 胡丽娟, 田园.微生物修复技术在重金属污染治理中的研究进展[J].中国农学通报, 2012, 28 (11) :266-271.
[4]刘红娟, 党志, 张慧, 等.蜡状芽孢杆菌抗重金属性能及对镉的累积[J].农业环境科学学报, 2010, 29 (1) :25-29.
[5]曹德菊, 程培.3种微生物对Cu, Cd生物吸附效应的研究[J].农业环境科学学报, 2004, 23 (3) :471-474.
[6]陈灿, 王建龙.酿酒酵母吸附重金属离子的研究进展[J].中国生物工程杂志, 2006, 26 (1) :69-76.
[7]BARGAGLI ROBERTO, PIER LUIGI NIMIS.Biodegradation of polycyclic aromatic hydrocarbons by new isolates of white rot fungi[J].Applied and Environmental Mi-crobiology, 1992, 58 (7) :2219-2226.
[8]NIES, CHAI L, HUANG S, et al.Cr (VI) Remediation by indigenous bacteria in soils contaminated by chro-mium-containing slag[J].Journal of Hazardous Mate-rials, 2009, 167 (1/3) :516-522.
[9]AMOROSO M J, ABATE C.Isolation and character-ization of indigenous copper-resistant actinomycete strains[J].Chemie der Erde, 2005, 65 (1) :145-156.
[10]PAVELKMARTINA M, TOMAS M.Microbial Biesorption of Metals[M].Springer Science:Business Media B V, 2011:320.
[11]PULSAWAT W, LEKSAWASDI N, ROGERS P L, et a1.Anions effects onbiosorption of Mn (Ⅱ) by extracellular polymeric substance (EPS) from Rhizobium etli[J].Biotechnology Letters, 2003, 25:1267-1270.
[12]GANG W, HUBIAO K.A critical review on the bio-removal of hazardous heavy metals from contaminated soils:Issues, progress eco-environmental concerns and opportunities[J].Journal of Hazardous Materials, 2010, 174:1-8.
[13]BRINZAN L, DRING M J, GAVRILESCU M.Marine micro and macro algalspecies as biosorbents for heavy metals[J].Environmental Engineering and Management Journal, 2007, 6 (3) :237-251.
[14]张溪, 周爱国, 甘义群.金属矿山土壤重金属污染生物修复研究进展[J].环境科学与技术, 2010, 33 (3) :106-112.
[15]MADIGAN MI, BROCK T D.Biology of microorganisms[M].sixth ed.Englewood Cliffs, NJ:Prentice-Hall, 1991.
[16]张彩丽.微生物修复重金属污染土壤的研究进展[J].安徽农业科学, 2015, 43 (16) :225-229.
[17]MC GOWEN S L, BASTA N T, BROWN G O.Use of dominium phosphate to reduce heavy metal solubilityand transportin smeltercontaminated soil[J].Journal of Environmental Quality, 2001, 30:493-500.
[18]LU P, NUHFER N T, KELLY S, et a1.Lead coprecipitation with iron oxy-hydroxide nano-particles[J].Geochimica et Cosmochimica Acta, 2011, 75 (16) :4547-4561.
[19]VAN ROY S, VANBROEKHOVEN K, DEJONGHE W, et al.Immobilization of heavy metals in the saturated zone by sorption and in situ bioprecipitation processes[J].Hydrometallurgy, 2006, 83 (1/2/3/4) :195-203.
[20]吴敏, 关锐, 关旸, 等.土壤重金属污染的微生物修复机理研究进展[J].哈尔滨师范大学自然科学学报, 2014, 30 (3) :147-150.
[21]THOMPSOM J P T.Correction of dual phosphorus and zinc deficiencies of linseed with cultures of vesicular-arbuscular mycorrhizal fung[J]Soil Biology and Biochemistry, 1996, 28 (7) :941-951.
[22]赵中秋, 崔玉静, 朱永官.菌根和根分泌物在植物抗重金属中的作用[J].生态学杂志, 2003, 22 (6) :81-84.
