細(xì)菌-礦物互作及其復(fù)合體在重金屬修復(fù)中的應(yīng)用*

俸文玲林芷昀李雅瑩2?遲浩淳王詩忠23?晁元卿23仇榮亮234

（1.中山大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，廣州 510006；2.廣東省環(huán)境污染控制與修復(fù)技術(shù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，廣州 510006；3.廣東省土壤重金屬污染修復(fù)工程技術(shù)中心，廣州 510275；4.嶺南現(xiàn)代農(nóng)業(yè)科學(xué)與技術(shù)廣東省實(shí)驗(yàn)室，廣州 510642）

利用功能細(xì)菌輔助植物修復(fù)是當(dāng)前重金屬修復(fù)的研究熱點(diǎn)。一些重金屬耐性細(xì)菌可分泌植物促生物質(zhì)，如植物生長素、鐵載體、1-氨基環(huán)丙烷-1-羧基（1-aminocyclopropane-1-carboxylate，ACC）脫氨酶等促進(jìn)植物生長。此外，除促生作用外，重金屬耐性細(xì)菌還可以通過分泌螯合物質(zhì)、氧化還原反應(yīng)等改變土壤中重金屬的形態(tài)和有效性。針對不同的植物修復(fù)技術(shù)，細(xì)菌輔助植物修復(fù)的策略不同[1]：一方面，細(xì)菌可分泌有機(jī)酸、鐵載體等活化重金屬，提高植物提取過程中重金屬轉(zhuǎn)移率（植物提?。?。Dimkpa等[2]報道重金屬脅迫下Streptomyces tendaeF4產(chǎn)生的鐵載體顯著提高了豇豆植物對Cd的吸收。另一方面，細(xì)菌表面官能團(tuán)及胞外分泌物等可固定重金屬[3]，或通過氧化還原作用轉(zhuǎn)化重金屬，降低土壤中重金屬的生物有效性，輔助植物根際固定或阻隔重金屬（植物穩(wěn)定）。Joshi和Juwarkar[4]發(fā)現(xiàn)，Azotobacterspp.的胞外聚合物（extracellular polymeric substance，EPS）能固定土壤中的 Cd和Cr，從而降低Triticum aestivum的吸收量。兩種修復(fù)策略中，針對農(nóng)田重金屬污染土壤環(huán)境，重金屬耐性細(xì)菌輔助植物穩(wěn)定這一策略被廣泛應(yīng)用。這一措施能有效控制重金屬污染遷移、降低土壤中有效態(tài)重金屬濃度，進(jìn)一步保障農(nóng)業(yè)生產(chǎn)安全。

目前，重金屬耐性細(xì)菌輔助修復(fù)重金屬污染土壤的研究主要集中在植物與細(xì)菌的相互作用[5-6]，包括細(xì)菌如何促進(jìn)植物生長，細(xì)菌如何固定重金屬[7]。然而，細(xì)菌在土壤中并不是獨(dú)立游離存在的，近80%～90%的微生物最終附著在土壤礦物或礦物-有機(jī)物復(fù)合體上形成細(xì)菌-礦物復(fù)合體。細(xì)菌與礦物相互作用（如圖1）一方面涉及兩者電位、表面位點(diǎn)密度的改變，從而影響細(xì)菌對重金屬的積累作用；另一方面，礦物會對細(xì)菌的活性造成影響，擾亂其內(nèi)在生理調(diào)控機(jī)制，最終影響細(xì)菌在礦物表面的定殖能力、細(xì)菌對植物的促生作用以及細(xì)菌對重金屬的固定能力。因此，本文綜合分析土壤礦物與細(xì)菌的相互作用，包括細(xì)菌與礦物的結(jié)合作用、細(xì)菌對礦物的溶解作用、礦物對細(xì)菌活性的影響，闡述細(xì)菌-土壤礦物（礦物材料）復(fù)合體在重金屬污染修復(fù)中的應(yīng)用潛能。

1 細(xì)菌與礦物的相互作用

土壤環(huán)境中細(xì)菌廣泛存在，大部分細(xì)菌黏附于礦物表面，與礦物結(jié)合并發(fā)生一系列相互作用，包括細(xì)菌對礦物的溶解、礦物對細(xì)菌活性的影響等，相關(guān)研究總結(jié)見表1。細(xì)菌可通過分泌有機(jī)酸、無機(jī)酸等溶解礦物，而礦物可對細(xì)菌的活性造成影響（如溶出的礦質(zhì)離子會對微生物產(chǎn)生毒性等），進(jìn)而影響細(xì)菌的代謝過程。這一系列相互作用可改變礦物與細(xì)菌的表面結(jié)構(gòu)、表面電荷以及官能團(tuán)濃度與類型等一系列表面特性，最終對土壤中重金屬的環(huán)境行為造成影響[8]。

表1 細(xì)菌與礦物的相互作用Table 1 Research of the interaction between bacteria and minerals

1.1 細(xì)菌與礦物的結(jié)合

土壤礦物與細(xì)菌的結(jié)合是一個復(fù)雜的動態(tài)反應(yīng)，一般包括以下幾個過程（如圖2）：（1）初始附著：細(xì)菌通過鞭毛運(yùn)動、趨化性等逐漸接近礦物界面，與礦物接觸并黏附于礦物表面，這一過程是可逆的；（2）緊密黏附：細(xì)菌與礦物表面接觸后改變自身生理生化性質(zhì)或分泌脂質(zhì)、多糖等物質(zhì)緊密結(jié)合在礦物表面，這一過程不可逆；（3）形成微菌落或生物膜：細(xì)菌在這一過程中分泌EPS并進(jìn)一步形成黏膠層，被膠結(jié)的細(xì)菌最終定殖在礦物表面發(fā)展成為生物膜。生物膜對于礦物與細(xì)菌的結(jié)合過程非常重要，它使兩者間的結(jié)合更為緊密，同時也是細(xì)菌抵御外界不良環(huán)境的重要屏障。其中，EPS被證實(shí)在生物膜形成過程中扮演著重要角色[27]，并且微菌落細(xì)胞的群體感應(yīng)被認(rèn)為是調(diào)控EPS產(chǎn)生和微生物膜形成的重要途徑之一[28]。Zhang等[9]研究了Acidianussp.DSM 29099在黃鐵礦和黃銅礦表面的初始附著及生物膜的形成過程，發(fā)現(xiàn)分別有60%和35%的細(xì)菌在 2 h內(nèi)黏附于兩種礦物表面，2～4 d后可在黃鐵礦表面形成成熟的生物膜。

礦物與細(xì)菌的結(jié)合通常是在范德華力、靜電力、氫鍵等多種作用力共同作用下發(fā)生的[29]。傳統(tǒng)的 Derjaguin-Landau-Verwey-Overbeek（DLVO）理論認(rèn)為，細(xì)菌與礦物的結(jié)合是范德華力和靜電作用力的平衡結(jié)果[30-31]，而擴(kuò)展的DLVO理論則認(rèn)為細(xì)菌與礦物的結(jié)合是范德華力、靜電作用力以及疏水作用力三者共同作用的結(jié)果[32]。此外，細(xì)菌表面羧基、羥基、磷酸基團(tuán)與礦物表面羥基基團(tuán)能夠特異結(jié)合形成細(xì)菌-礦物復(fù)合體。Ren等[33]發(fā)現(xiàn)在復(fù)合體形成過程中，枯草芽孢桿菌的羥基、磷酸基團(tuán)與三石鋁石表面的羥基相結(jié)合。Hong等[34]的研究也發(fā)現(xiàn)枯草芽孢桿菌上的磷酸基團(tuán)可與氧化鐵礦物上的羥基發(fā)生配位體交換，并與鐵原子配位形成Fe-O-P化學(xué)鍵。這一過程可利用傅里葉變換紅外光譜技術(shù)進(jìn)行分析驗(yàn)證，通過分析圖譜中的波峰可得到細(xì)菌與礦物表面的官能團(tuán)情況，通過吸附前后波峰的位移情況可分析得出兩表面參與結(jié)合的基團(tuán)。

細(xì)菌與礦物的吸附最初發(fā)生在細(xì)菌的細(xì)胞壁和礦物表面，當(dāng)前研究主要通過吸附動力學(xué)和吸附熱力學(xué)等方法擬合礦物與細(xì)菌的初始吸附行為。在吸附動力學(xué)研究中，準(zhǔn)一級動力學(xué)模型（Pseudo-first-order model）和準(zhǔn)二級動力學(xué)模型[35]（Pseudo-second-order model）是常用于分析吸附量隨時間變化情況的兩種模型。其中，準(zhǔn)一級動力學(xué)模型假定吸附隨時間變化的速率和吸附最大量與吸附劑隨時間的吸附量之間的差值成比例，而準(zhǔn)二級動力學(xué)模型則假定吸附是受化學(xué)吸附機(jī)理控制進(jìn)行的[35]。等溫吸附研究則通常使用 Langmuir和Freundlich兩種模型進(jìn)行擬合[36]。其中，Langmuir等溫吸附模型認(rèn)為吸附是吸附質(zhì)發(fā)生在吸附劑表面的單層吸附[12，37]，而Freundlich等溫吸附模型則是基于吸附質(zhì)在多項(xiàng)表面上的吸附[38]。此外，影響初始吸附效果的因素主要分為兩方面，一方面是礦物和細(xì)菌本身的特性，包括礦物的類型和表面性質(zhì)、細(xì)菌的種類等，其中表面積越大、帶正電荷越多的礦物越有利于對細(xì)菌的吸附[10，39]。Chen等[10]研究了Acidithiobacillusferrooxidans和Acidithiobacillus caldus在黃銅礦表面的吸附行為，發(fā)現(xiàn)相同初始濃度下Acidithiobacillus ferrooxidans與黃銅礦的結(jié)合更快、結(jié)合量更大。Jiang等[39]報道，由于礦物類型和表面性質(zhì)的不同，假單胞菌更傾向于吸附在帶正電的針鐵礦表面，其次為高嶺石和蒙脫石。另一方面是環(huán)境條件的影響，如 pH、離子強(qiáng)度等。隨著溶液中 pH的提高，礦物與細(xì)菌表面去質(zhì)子化，礦物表面所帶正電荷減少，對細(xì)菌的吸附量降低。而離子強(qiáng)度通過影響帶電雙電層進(jìn)而對吸附造成影響。Yee等[13]發(fā)現(xiàn)剛玉對枯草芽孢桿菌Bacillus subtilis的吸附量隨pH值增加而減少，并且隨著離子強(qiáng)度增大，其吸附量也相應(yīng)減小。Zhang等[40]報道，隨著pH從10.0降至3.0，大腸桿菌O157︰H7在高嶺石和針鐵礦表面的附著量增加。Rong 等[41]發(fā) 現(xiàn) 隨 著 電 解 質(zhì) 濃 度 從 1 mmol·L–1增 加 至100 mmol·L–1，假單胞菌在針鐵礦表面的黏附力增加 11%。與此相反，Cai等[20]卻觀察到，離子強(qiáng)度的增加導(dǎo)致大腸桿菌 O157︰H7在針鐵礦上的沉積量減少。這種差異可能與不同離子類型造成的效應(yīng)不同有關(guān)。此外，礦物與細(xì)菌的吸附量隨著細(xì)菌濃度、反應(yīng)時間的增加呈現(xiàn)出先增長后穩(wěn)定的趨勢。

1.2 細(xì)菌對礦物的溶解作用

細(xì)菌對礦物的溶解作用一般包括兩種方式。一是質(zhì)子交換作用：溶液 pH在質(zhì)子交換過程中起決定性作用。細(xì)菌通過分泌有機(jī)酸、無機(jī)酸等改變礦物 pH環(huán)境促使礦物溶解，釋放礦質(zhì)離子[42]。Ehrlich[14]的研究認(rèn)為有機(jī)或無機(jī)酸、多聚糖等以及微生物表面電離出的H+均能與長石中的Na+、K+、Ca2+等發(fā)生質(zhì)子交換，從而促進(jìn)長石溶解。二是絡(luò)合作用：細(xì)菌作用形成的陰離子配體與礦物中的Si、Al、Ca、Mg、Fe等離子絡(luò)合，使之以絡(luò)合物的形式從礦物的晶格中脫離，促使礦物溶解。參與絡(luò)合作用的配體通常包括細(xì)菌代謝產(chǎn)生的低分子量有機(jī)酸、多聚糖及胞外多糖等。Casey和Ludwig[43]研究報道，有機(jī)酸中的羥基和羧基易與Si、Al、Fe等形成絡(luò)合物。Welch和Ullman[44]研究發(fā)現(xiàn)在相同pH條件下，草酸較硝酸溶解硅酸鹽的速率更快，因?yàn)橛袡C(jī)酸不僅能發(fā)生質(zhì)子交換，也可通過絡(luò)合作用溶解礦物。此外，胞外聚合物、鐵載體以及生物膜的形成同樣對礦物的溶解存在促進(jìn)作用。Torres等[16]以（Mg，F(xiàn)e）2SiO4為模型礦物發(fā)現(xiàn)微生物鐵載體能顯著加快礦物的溶解速率。Barker等[18]研究表明生物膜內(nèi)的 pH較溶液的低，導(dǎo)致生物膜作用下長石的溶解速率增大了兩個數(shù)量級。

1.3 礦物對細(xì)菌活性的影響

細(xì)菌吸附于礦物表面后，礦物通過其物理特性以及化學(xué)組成對細(xì)菌的生理活性造成影響[45]。

礦物物理特性對細(xì)菌活性的影響主要表現(xiàn)為礦物與細(xì)菌吸附過程中礦物對微生物膜的破壞。Glasauer等[19]觀察到納米針鐵礦可穿透細(xì)菌Shewanella putrefaciens外膜并刺穿肽聚糖層，與細(xì)菌表面結(jié)合，同時阻礙細(xì)菌表面養(yǎng)分吸收，抑制其活性。Cai等[20]發(fā)現(xiàn)細(xì)菌與蒙脫石、高嶺石結(jié)合時活性未受影響，而與針鐵礦結(jié)合時細(xì)菌的生物膜遭到嚴(yán)重破壞。Qu等[46]報道，赤鐵礦顆粒在與細(xì)菌細(xì)胞接觸后的10 h內(nèi)，細(xì)胞膜結(jié)構(gòu)完整性喪失，甚至可觀察到顆粒遷移至細(xì)胞內(nèi)部。Asadishad等[47]的研究中，細(xì)菌在與SiO2、Fe2O3，和Al2O3結(jié)合后會產(chǎn)生O-和C-金屬鍵，使細(xì)胞膜受損而失活。此外，土壤礦物的粒徑大小也會影響細(xì)菌的生理活性，但是目前關(guān)于礦物粒徑對細(xì)菌活性影響的研究仍很缺乏。Zhou等[24]發(fā)現(xiàn)不同粒徑大?。?00 μm，100～50 μm，<50 μm）的高嶺石和蒙脫石均可加速Bacillus halophilusY38的生長，并且礦物的粒徑越小，促進(jìn)作用越強(qiáng)。在礦物對細(xì)菌細(xì)胞膜完整性的影響研究中可使用Live/Dead BacLight Bacterial Viability Kits對活/死細(xì)胞菌體進(jìn)行染色。該方法中包含 SYTO-9和碘化丙啶兩種染色劑。其中，SYTO-9染色通常能標(biāo)記所有細(xì)菌，包括膜完好的和膜損壞的。而碘化丙啶只能穿透膜損壞的細(xì)菌。所以，在 SYTO-9和碘化丙啶的混合染色中，細(xì)胞膜完整的細(xì)菌染色為熒光綠色（被認(rèn)為是存活的），而細(xì)胞膜受損的細(xì)菌染色為熒光紅色（被認(rèn)為是死亡的）[20]。

礦物化學(xué)組成對細(xì)菌活性的影響主要表現(xiàn)為礦物溶出的礦質(zhì)離子對吸附的細(xì)菌造成毒害。目前相關(guān)研究多集中在溶出的Al和Fe離子對細(xì)菌活性的抑制。Zhou等[15]研究表明，細(xì)菌吸附于礦物表面后會破壞鈣長石中的Al-O-Si鍵，釋放出Al3+和Si3+。高嶺石在中性 pH條件下溶出的 Al3+濃度為 10–7～10–8mol·L–1，而三水鋁石 Al(OH)3溶出的 Al3+離子濃度為 10–6mol·L–1。同時，Wong 等[26]研究發(fā)現(xiàn)高嶺石、三水鋁石等礦物中 Al2O3含量與其對Desulfovibrio vulgaris活性的抑制作用存在較大相關(guān)性，并推斷這種抑制作用是礦物中溶出的 Al3+對細(xì)菌的直接影響。大量研究表明 Al3+會毒害細(xì)菌，抑制細(xì)菌的活性。Flis等[48]發(fā)現(xiàn)當(dāng)溶液pH為4.5和5.5 時，5～50 μmol·L–1的 Al3+即可抑制細(xì)菌生長。Guida等[49]研究同樣表明 Al3+的存在可抑制Escherichia coli的生長。在Al3+脅迫下細(xì)菌可通過調(diào)控相關(guān)基因的表達(dá)適應(yīng)脅迫。Guzzo等[50]發(fā)現(xiàn)Al3+脅迫下Escherichia coli中fliC基因上調(diào)，fliC基因在細(xì)胞的存活響應(yīng)中發(fā)揮著重要作用。此外，含鐵礦物溶出的 Fe2+和 Fe3+也會對細(xì)菌細(xì)胞產(chǎn)生毒害效應(yīng)，降低細(xì)菌活性。對于Fe2+而言，Williams等[51]認(rèn)為，赤鐵礦、針鐵礦等溶出的 Fe2+可進(jìn)入細(xì)胞并被氧化成 Fe3+沉淀，產(chǎn)生致命的氫氧自由基，使細(xì)菌失活。Park和 Imlay[52]指出，當(dāng)過氧化氫與 Fe2+在細(xì)菌Escherichia coli體內(nèi)發(fā)生反應(yīng)形成氫氧自由基時，細(xì)胞DNA受到嚴(yán)重?fù)p害，細(xì)菌失活。細(xì)胞內(nèi)羥基自由基的生成通常被認(rèn)為是導(dǎo)致細(xì)胞死亡的潛在機(jī)制[53]。部分細(xì)菌可通過體內(nèi)調(diào)節(jié)機(jī)制抵抗Fe2+的脅迫抑制作用。Moore和 Helmann[54]指出，在Bacillus subtilis體內(nèi)，PerR是感知Fe2+與過氧化氫反應(yīng)的調(diào)節(jié)蛋白，具有抗氧化作用，體內(nèi)的AhpC/F可通過分離和還原調(diào)控消除過氧化物，調(diào)節(jié)蛋白MrgA對 Fe2+的隔離則可進(jìn)一步保護(hù)細(xì)胞免受過氧化物的損害。而對于細(xì)菌Escherichia coli而言，細(xì)胞內(nèi)的過氧化氫會激活其體內(nèi) OxyR轉(zhuǎn)錄因子，直接刺激蛋白質(zhì)的合成，其中的hemH基因在氧化脅迫下上調(diào)了11倍[55]。進(jìn)一步的研究發(fā)現(xiàn)mntH是控制OxyR轉(zhuǎn)錄因子的基因之一，當(dāng)Escherichia coli細(xì)胞受氧化脅迫時會激活mntH適應(yīng)脅迫環(huán)境[56]。此外，溶出的 Fe3+同樣會對細(xì)菌產(chǎn)生毒害作用。Chamnongpol等[57]指出，F(xiàn)e3+會損壞細(xì)菌外膜，并對細(xì)菌造成氧化脅迫。在這種氧化脅迫下，部分細(xì)菌可通過轉(zhuǎn)錄調(diào)節(jié)應(yīng)對脅迫并存活。Yu和 Ye[58]發(fā)現(xiàn)Bacillus subtilis在Fe3+脅迫下，全基因組中共有766個基因的表達(dá)被調(diào)控，其中有 366個基因表達(dá)上調(diào)，400個基因表達(dá)下調(diào)。值得注意的是，F(xiàn)e3+誘導(dǎo)的細(xì)菌氧化應(yīng)激作用可引起 SigB氧化抗性組基因sodF，yqiG和yqjM的表達(dá)上調(diào)，其中yqiG和yqjM基因可調(diào)控細(xì)菌進(jìn)行氧化應(yīng)激排毒，以此適應(yīng)Fe3+脅迫與毒害。而細(xì)菌Escherichia coli則通過提高由PmrA和QseB調(diào)控的qseBC基因的表達(dá)并激活PmrAB以應(yīng)對高濃度的Fe3+[59]。

此外，一些沉積在礦物表面的有毒金屬元素、有毒有機(jī)物等同樣會隨著礦物的溶解而釋放，并最終對細(xì)菌的活性造成毒害。但仍存在另一些觀點(diǎn)認(rèn)為礦物能促進(jìn)細(xì)菌的活性。Rong等[21]的研究就提供了證據(jù)，其研究表明高嶺土和蒙脫土刺激Bacillus thuringiensis細(xì)菌增長，增強(qiáng)其代謝活性。Khodijah Chaerun 等[22]研究同樣發(fā)現(xiàn)礦物對微生物的生長存在促進(jìn)作用。對于礦物促進(jìn)微生物的生長一般存在四種假設(shè)：（1）礦物捕獲環(huán)境中的代謝抑制劑，間接促進(jìn)微生物生長；（2）礦物通過緩沖環(huán)境中的pH來維持微生物生長[23]；（3）礦物作為電子受體支撐細(xì)菌的生長[25]；（4）礦物作為微生物生長依附的支撐材料[21]。

2 細(xì)菌-礦物復(fù)合體在重金屬污染土壤中的應(yīng)用

細(xì)菌-礦物復(fù)合體共同作用于土壤環(huán)境中的重金屬，改變土壤中重金屬元素的吸附、遷移行為，在重金屬污染修復(fù)中具有重要意義。細(xì)菌與礦物作用形成復(fù)合體后，由于結(jié)合方式的不同可能導(dǎo)致復(fù)合體吸附能力的差異。方臨川[60]探究了蒙脫石、針鐵礦兩種礦物與細(xì)菌的吸附行為，表明蒙脫石與Bacillus thuringiensis、Pseudomonas putida兩種細(xì)菌形成的復(fù)合體吸附 Cu2+的能力較理論值增加了16.4%和30.6%，而針鐵礦與兩種細(xì)菌形成的復(fù)合體吸附Cu2+的能力較理論值降低了19.6%和6.5%。自動電位滴定結(jié)果顯示蒙脫石與兩種細(xì)菌形成復(fù)合體后，表面位點(diǎn)濃度較預(yù)測的理論值增加了 1.94%～6.20%。與之相反，針鐵礦與細(xì)菌形成復(fù)合體后表面位點(diǎn)濃度卻降低了2.57%～6.26%。研究者推測由于針鐵礦-細(xì)菌間靜電作用力強(qiáng)，兩者的緊密結(jié)合覆蓋掉表面一些重金屬結(jié)合位點(diǎn)，使得吸附較理論值降低。而蒙脫石-細(xì)菌間相互作用較弱，松散的結(jié)合方式可能激活了復(fù)合體表面“新”的位點(diǎn)，故吸附較理論值增強(qiáng)。這一研究表明細(xì)菌-礦物結(jié)合方式的不同可能是影響復(fù)合體吸附能力的重要原因。對于結(jié)合后細(xì)菌-礦物復(fù)合體對重金屬的吸附能力，目前研究尚存在兩種有爭議的觀點(diǎn)。一方面，有些研究認(rèn)為復(fù)合體的形成過程可能會掩蓋部分細(xì)菌或礦物表面的官能團(tuán)，使得復(fù)合體材料對重金屬的吸附能力降低。Kulczycki等[61]研究了Bacillus subtilis-水鐵礦復(fù)合體對Cd2+的吸附，結(jié)果表明復(fù)合體的實(shí)際吸附量低于根據(jù)組分相加原則預(yù)測的理論吸附量。Walker等[62]研究發(fā)現(xiàn)，Escherichia coli和Bacillus subtilis在與蛭石、高嶺石形成復(fù)合體后吸附重金屬Cu2+、Cd2+、Zn2+的量較細(xì)菌、礦物單一組分對重金屬的吸附量減少 20%～90%，表明細(xì)菌細(xì)胞壁表面的重金屬吸附位點(diǎn)可能被掩蓋。另一方面，一些研究卻認(rèn)為復(fù)合體的形成不但不占用重金屬的吸附位點(diǎn)，反而能提高其對重金屬的吸附能力。Zhu等[63]的研究發(fā)現(xiàn)針鐵礦-Bacillus subtilis復(fù)合體吸附Cu2+和 Cr3+的速率以及最大吸附量均較單一的針鐵礦和細(xì)菌組分要高。Franzblau等[64]的研究同樣發(fā)現(xiàn)，Anoxybacillus flavithermus在與氧化鐵礦物形成復(fù)合體后吸附Cu2+的量較細(xì)菌、礦物單一組分的吸附量之和高出20%。Chen等[65]的研究表明，Pseudomonas putida與針鐵礦的結(jié)合增強(qiáng)了針鐵礦對Cu2+和Zn2+的吸附量，并未減少細(xì)菌表面的重金屬結(jié)合位點(diǎn)。在Xu等[66]的研究中，黏土礦物和Cd2+的共同作用可促進(jìn)細(xì)菌Serratia marcescensS14形成生物膜，最終增強(qiáng)對Cd2+的吸附。此外，復(fù)合體吸附重金屬的特征與細(xì)菌種類、礦物類型、礦物/細(xì)菌質(zhì)量比、環(huán)境因素等密切相關(guān)。Flemming等[67]的解吸實(shí)驗(yàn)表明黏土礦物-細(xì)菌復(fù)合體中重金屬的解吸量隨著解吸劑、細(xì)菌種類、礦物類型的不同而不同。研究者認(rèn)為，由于不同解析劑、細(xì)菌種類以及不同礦物類型的表面特性不同，致使其對重金屬的吸附、解吸特征不同。謝朝陽等[29]的研究表明，復(fù)合體中細(xì)菌組分的比例越大，吸附重金屬的能力越強(qiáng)。而Du等[68]在對比例為 10︰1、5︰1、2︰1和 1︰1的蒙脫石/細(xì)菌復(fù)合體吸附重金屬能力進(jìn)行研究時同樣發(fā)現(xiàn)當(dāng)細(xì)菌的占比更高時，即礦物與細(xì)菌質(zhì)量比為1︰1時的復(fù)合體吸附重金屬能力最強(qiáng)。Qu等[69]觀察到當(dāng)體系中pH>5.5時，在Cu2+的作用下可形成蒙脫石-Cu-假單胞菌橋架結(jié)構(gòu)，促使復(fù)合體對 Cu2+的吸附量增加；而體系pH<5.5時，由于蒙脫石與假單胞菌間存在表面位點(diǎn)的掩蓋情況，導(dǎo)致復(fù)合體吸附 Cu2+的能力下降。此外，隨著離子強(qiáng)度的增加（0.1～0.01 mol·L–1NaNO3），復(fù)合體對 Pb2+的吸附能力也相應(yīng)下降。其中質(zhì)量比為12︰1的蒙脫石/假單胞菌復(fù)合體對Pb2+的吸附量降幅約為15%，相比之下，在2︰1復(fù)合體上則僅觀察到8%的降幅。研究者認(rèn)為這一現(xiàn)象表明復(fù)合體對Pb2+的吸附以內(nèi)層絡(luò)合為主[70]。

由于復(fù)合體中細(xì)菌與礦物組分對重金屬存在競爭吸附，使重金屬在復(fù)合體上的分配和遷移出現(xiàn)差異。目前許多研究表明復(fù)合體的細(xì)菌組分對重金屬的固定起主要作用。Walker等[62]在 Ag+，Cu2+，Cd2+，Ni2+，Pb2+，Zn2+，Cr3+硝酸溶液中研究了E.coliK-12細(xì)胞外膜、Bacillus subtilis168細(xì)胞壁與蒙脫石和高嶺石的相互反應(yīng)，發(fā)現(xiàn)復(fù)合體對重金屬的吸附能力由高到低依次為：細(xì)胞壁-蒙脫石、細(xì)胞壁-高嶺石、細(xì)胞外膜-蒙脫石、細(xì)胞外膜-高嶺石。通過能譜分析結(jié)果顯示，細(xì)菌是復(fù)合體中固定重金屬的主要組分，各組分吸附重金屬的能力由高到低依次為：細(xì)胞壁、細(xì)胞外膜、蒙脫石、高嶺石。研究者認(rèn)為單組分的金屬結(jié)合能力由其凈電負(fù)性以及形成靜電和化學(xué)鍵的能力共同決定，并最終反映在其陽離子交換能力上。其中，枯草芽胞桿菌的細(xì)胞壁較大腸桿菌的外膜結(jié)合金屬的能力更強(qiáng)，這是由于革蘭氏陽性細(xì)胞壁中肽聚糖的數(shù)量和電荷密度更大，而肽聚糖負(fù)責(zé)大部分的金屬結(jié)合。雖然細(xì)胞外膜的表面也含有很多帶電基團(tuán)，但這些基團(tuán)通常被多價金屬離子中和而表現(xiàn)出較弱的金屬結(jié)合能力。相較于高嶺石而言，蒙脫石具有更高的陽離子交換能力，故而吸附重金屬的能力較強(qiáng)。Chen等[71]發(fā)現(xiàn)假單胞菌-針鐵礦復(fù)合體較菌體固定重金屬的能力低，其中復(fù)合體的細(xì)菌組分對 Zn2+的固定作用最強(qiáng)。Du等[72]同樣發(fā)現(xiàn) Cd2+更傾向于固定在惡臭假單胞菌-蒙脫石復(fù)合體中的細(xì)菌表面。而 Qu等[70]卻發(fā)現(xiàn)細(xì)菌的存在可促進(jìn) Pb2+與蒙脫石形成橋架結(jié)構(gòu)，這種橋架結(jié)構(gòu)最終可增加Pb2+在礦物組分上的分布。

雖然近年來越來越多的研究探索了復(fù)合體對重金屬的固定作用，為復(fù)合體應(yīng)用于土壤重金屬污染修復(fù)提供了一定的科學(xué)依據(jù)，但是由于土壤以及復(fù)合體結(jié)合過程中兩組分間相互作用的復(fù)雜性，細(xì)菌在與土壤礦物結(jié)合成復(fù)合體后對重金屬吸附能力的影響及作用機(jī)制仍有待進(jìn)一步的研究與實(shí)踐。

3 展 望

在土壤修復(fù)中，除重金屬脅迫外，土壤礦物也會對細(xì)菌定殖及定殖后固定重金屬的能力造成影響。目前關(guān)于土壤礦物-細(xì)菌-重金屬三者之間的研究仍很缺乏，且大多集中在表觀現(xiàn)象層面。因此，在前人研究空缺基礎(chǔ)上可從以下幾方面展開更深入的研究，揭示不同礦物影響下微生物的分子響應(yīng)和生理調(diào)控與固定重金屬機(jī)制的內(nèi)在聯(lián)系，明晰土壤礦物-微生物-重金屬三者間的相互作用，為微生物-植物聯(lián)合修復(fù)應(yīng)用于重金屬污染土壤環(huán)境提供科學(xué)依據(jù)。

1）在分子水平上綜合分析不同表面特性的礦物與微生物之間結(jié)合特征與結(jié)合方式的差異，并深入探究這種差異對重金屬在微生物-礦物二元系統(tǒng)表面的分配與固定造成的影響。土壤礦物和微生物的表面特性與結(jié)合方式不同可在一定程度上影響兩者表面的官能團(tuán)類型、濃度和電荷分布等，那么不同復(fù)合體的結(jié)合特征最終如何影響重金屬的固定與分配？結(jié)合后的復(fù)合體較單一組分而言固定重金屬的機(jī)制有何不同？

2）深入研究不同礦物對微生物定殖、生理活性、代謝活動、抗氧化系統(tǒng)等的影響以及在此影響下微生物的分子響應(yīng)與調(diào)控機(jī)制，并進(jìn)一步探究由此對重金屬固定產(chǎn)生的影響與作用機(jī)制。例如微生物與礦物結(jié)合可能會破壞微生物的細(xì)胞膜，溶出的礦質(zhì)離子也可能對微生物造成毒害，誘導(dǎo)羥基自由基釋放，致使微生物代謝紊亂，進(jìn)而影響一系列的微生物過程。那么在這種脅迫下微生物體內(nèi)的分子響應(yīng)和調(diào)控機(jī)制是怎樣的？最終是否會對微生物在土壤環(huán)境中定殖以及固定重金屬的作用造成影響？

3）進(jìn)一步明晰重金屬與礦物共同存在/影響下微生物的響應(yīng)調(diào)控機(jī)制（如相關(guān)抗性基因的表達(dá)與轉(zhuǎn)錄，代謝產(chǎn)物量與類型的變化等）。大量研究表明，在重金屬脅迫環(huán)境下微生物可通過一系列的適應(yīng)機(jī)制而存活，那么當(dāng)?shù)V物與重金屬共存時，微生物受到的脅迫是增強(qiáng)亦或是由于礦物對重金屬的吸附作用反而可緩解部分重金屬對微生物造成的脅迫？與單一重金屬脅迫或者礦物影響相比較，微生物在礦物與重金屬共存環(huán)境下的適應(yīng)機(jī)制有何不同？