微生物修复环境铬污染机制的研究进展

张 敏, 范 春, 赵 苒

（厦门大学分子疫苗学和分子诊断学国家重点实验室 厦门大学公共卫生学院预防医学系，福建 厦门 361102）

铬（chromium， Cr） 在环境中主要以三价铬［trivalent chromium， Cr （ Ⅲ）］ 和 六 价 铬［hexavalent chromium， Cr （Ⅵ）］ 的形态存在。Cr 被认为是地球上第二大严重污染环境的污染物［1］， Cr 及其化合物在电镀、 冶金、 染料生产、金属加工、制革、 肥料和印染等行业被广泛应用，在生产应用过程中可产生大量含Cr 废水和废渣，污染水体［2］、大气［3］及土壤［4］。具有环境稳定性和不易降解等特征的Cr （Ⅵ） 还可能通过食物链的富集和放大作用对人体健康造成危害［5］。因此，需要一种简单、经济且可行的处理Cr （Ⅵ） 污染的办法，即将有害 的Cr （ Ⅵ） 转 化 成 有 益 的Cr （Ⅲ）。与加入石灰、离子交换、膜分离和吸附后化学沉淀等传统的物理性和化学性处理方式比较，微生物修复技术是一种在上述处理方法基础上增加了与生物相结合的Cr （Ⅵ） 去除技术［6］，近年来在环境污染的治理中备受关注［7］。研究［8］显示：在重金属污染的水体或土壤中有较大可能筛选出可能具有一定吸附或固化能力的耐重金属菌株，这些菌株通过多种机制去除环境中Cr （Ⅵ），从而降低人群因接触Cr （Ⅵ） 所致的健康危害。目前已有相关研究［9］报道了处理Cr 污染的微生物修复技术，但主要从Cr 的转化和特定微生物方面阐述了微生物的修复机制［10］，本研究从微生物修复机制方面系统地阐述了细菌和真菌等微生物在修复Cr 污染过程中可能涉及的机制和因素，并结合了近年研究成果解释了环境因素对Cr （Ⅵ） 的影响及其可能机制，为进一步了解微生物修复技术的机制和应用提供理论基础。

1 微生物修复技术

微生物修复是指微生物在适宜环境条件下，利用其生命代谢活动，将有毒有害的污染物转化为低毒甚至无毒的过程，从而达到部分或者完全修复被污染环境的结果。微生物修复技术的应用会受以下几个方面影响：污染物的化学性质及其浓度、污染环境中其他物质的构成比和浓度（如含水量、含氧量和营养状态等）、污染环境中微生物群落构成以及 环 境 的 温 度 和pH 值 等。 研 究［11］显 示： 细 菌、真菌、藻类和植物等具有修复重金属污染的能力，其中细菌和真菌的修复能力较强。利用微生物修复技术可以使重金属污染场地恢复到未污染前的状态且不会对环境产生有害影响［12］，如生物吸附剂可吸附并回收污染水体中的重金属，生物电化学系统可用于金属的去除和回收［13］。微生物修复技术因低投入和经济环保等优势，在治理Cr （Ⅵ） 污染方面显示出良好的发展前景。

近年来，微生物修复Cr （Ⅵ） 污染成为环境Cr 污 染 治 理 的 研 究 热 点。 研 究［14］显 示： 假 单 胞菌、棒状杆菌属、芽孢杆菌、沙雷氏菌和链霉菌等对Cr （Ⅵ） 具有一定的耐受和还原能力，提示微生物可用于Cr （Ⅵ） 污染的修复。Cr （Ⅵ） 污染的微生物修复作用机制包括酶介导Cr （Ⅵ） 的还原、生物积累、生物吸附和Cr （Ⅵ） 代谢物的形成［15］，不同菌株修复Cr （Ⅵ） 污染的机制不完全相同（表1）。微生物对Cr （Ⅵ） 的修复机制影响着微生物能否高效、 安全地去除环境中的Cr （Ⅵ）。

表1 不同微生物及其修复Cr(Ⅵ)的机制Tab.1 Different kinds of microorganisms and their mechanisms of Cr(Ⅵ) bioremediation

2 微生物修复机制

2.1生物吸附

生物吸附指藻类、细菌和真菌等微生物由于自身所具有的特性可以与重金属污染物形成化学键，并附着在微生物表面，如多糖、糖蛋白、蛋白质和糖脂等官能团上，发生络合、离子交换、静电吸附、鳌合、无机微沉淀以及共价吸附等反应，从而达到固定重金属的效果［31］。生物吸附是微生物与金属之间发生的一种快速、可逆的过程。

Cr （Ⅵ） 的生物吸附过程分为2 个阶段：第一阶段微生物表面吸附Cr （Ⅵ），即Cr （Ⅵ） 与微生物表面官能团发生螯合和络合等反应，不消耗能量；第二阶段微生物主动吸附Cr （Ⅵ）， 包括Cr （Ⅵ） 在微生物表面的传送以及在微生物内部的累积［32］，消耗能量。Cr （Ⅵ） 生物吸附的机制有阴离子生物吸附、生物吸附与还原相结合、阳离子与阴离子生物吸附、阴离子生物吸附与还原4 种模式［10］。微生物通过吸附金属离子降低后者的浓度被认为是一种经济有效的去除Cr （Ⅵ） 的方法［33］。真菌具有吸附Cr （Ⅵ） 的潜力［34］，真菌的吸附机制已得到广泛研究。真菌细胞壁被认为是由羧基、磷酸、胺、硫醇和羟基等官能团构成的组合体，其中胺基、酰胺基、羧基、磷酸基和烷烃基参与了Cr （Ⅵ） 的络合［35］，真菌细胞壁中多糖成分（半乳糖胺、几丁质和聚糖） 可与Cr （Ⅵ） 螯合，参与Cr （Ⅵ） 的吸附。真菌细胞壁可充当Cr （Ⅵ）和真菌之间的交互桥梁，与Cr （Ⅵ） 形成离子配位或离子交换复合物［10］。在细菌中，细胞壁上亦有与真菌细胞壁类似的成分参与Cr （Ⅵ） 的螯合。SARKAR 等［27］发 现：月 桂 假 单 胞 菌RY1 可 以 与铅和Cr 络合，可见在Cr （Ⅵ） 的生物吸附过程中，微生物细胞壁的成分构成对生物吸附起重要作用。

生物吸附可在活菌或死菌中进行。Cr （Ⅵ） 生物吸附特征及其影响因素见表2。与死菌比较，活菌在生长的同时可以吸附Cr （Ⅵ），因而可以省略生长、干燥和储存等步骤，但高浓度Cr （Ⅵ） 会对活菌产生毒害作用，导致功能代谢受到抑制，影响其生长［18］。在处理含Cr （Ⅵ） 废水时，由于死菌的生物吸附不受有毒化学物质和废物的影响，因此其比活菌具有更大优势。在Cr （Ⅵ） 去除过程中，应结合环境条件和生物吸附特征选择活菌或者死菌，以便更好地提升生态安全、保障人群健康。

表2 生物吸附特征及其影响因素Tab.2 Microbial adsorption characteristics and their influencing factors

2.2生物积累

生物积累是指微生物借助新陈代谢和生物的有氧呼吸等活动产生的能量，将滞留在细胞表面的Cr 离子通过转运蛋白转运至细胞中［36］。生物积累只发生在活菌中， 依赖微生物的代谢产能将Cr （Ⅵ） 跨膜转运至细胞中［33］，是活菌普遍存在的一种机制。微生物对金属离子的生物积累效果取决于金属离子的初始浓度和接触时间，浓度过高时，微生物生长受抑制。微生物常通过离子泵、离子通道、 内吞作用和脂质渗透方式积累金属［37］。研 究［10］显 示： 铬 酸 盐 转 运 蛋 白（Chromate transporter， CHR） 超家族的ChrA 蛋白与硫酸盐和铬酸盐的转运有 关 联。 与Cr （ Ⅲ） 比 较，Cr （Ⅵ） 更易以易化扩散方式通过非选择性和氧化状态敏感阴离子通道进入细菌中，从而发生生物积累， 这一过程与Cr 不同价态的溶解度有关联，Cr （Ⅲ） 因溶解度低，较难进入细菌中［33］。生物积累作为一种无害且经济的去除Cr （Ⅵ） 的方式，在回收金属和治理环境污染等方面显示出较好的应用前景。

2.3生物转化

生物转化是指微生物通过生物氧化还原、甲基化或去甲基化等与重金属反应改变重金属价态或生成金属化合物，从而降低重金属毒性的过程，因而Cr （Ⅵ） 的生物转化被认为是一种解毒机制［16］。在Cr （Ⅵ） 的生物修复过程中，微生物主要通过建立完善的生物系统，以主动转运方式通过原核或真核生物的生物膜进入菌体［38］，将Cr （Ⅵ）还原成Cr （Ⅲ），且易通过酶促反应（直接还原）或非酶促反应（间接还原） 形成不稳定的中间价态如五价铬［Cr （Ⅴ）］ 和四价铬［Cr （Ⅳ）］［9］。研究［39］显示：Cr （Ⅵ） 还原酶主要存在于细胞质部分（可溶性） 或结合于胞膜上，因而酶介导的Cr （Ⅵ） 还原反应与胞质可溶性蛋白或不溶性细胞膜酶有密切关联，但酶促反应的确切机制目前尚不清楚。Cr （Ⅵ） 生物转化的机制根据该过程中是否存在酶促反应可分为直接还原和间接还原两类。

2.3.1 直接还原 直接还原是指微生物通过酶促反应将Cr （Ⅵ） 还原为Cr （Ⅲ）。Cr （Ⅵ） 被还原为Cr （Ⅲ） 的去除过程：Cr （Ⅵ） 与细胞表面结合、Cr （Ⅵ） 在细胞中迁移和Cr （Ⅵ） 还原为Cr （Ⅲ）［10］。在有氧条件下，烟酰胺腺嘌呤二核苷酸 磷 酸 氢 （nicotinamide adenine dinucleotide phosphate，NADPH）、烟酰胺腺嘌呤二核苷酸氢（nicotinamide adenine dinucleotide hydrogen，NADH）、谷胱甘肽和内源储备电子作为电子供体，还原酶如Cr （Ⅵ） 还原酶（ChrR）、二聚体糖蛋白（YieF）、 n -乙基马来酰亚胺还原酶（NemA） 和Tkw3 介导Cr （Ⅵ） 的还原反应［40］。在还原过程中，Cr （Ⅵ） 先接受1 个NADH 分子生成Cr （V），再接受2 个电子生成Cr （Ⅲ）［41］。有氧情况下产生的活性氧易与DNA -蛋白质复合物结合，破坏遗传物质［9］，Cr （Ⅵ） 的还原效果与NADPH 的利用程度有关联。在缺氧条件下，Cr （Ⅵ） 可作为呼吸链上电子供体（碳水化合物、 脂肪、 蛋白质、NADH、 NADPH 和内源储备电子［9］） 的末端电子受体，水溶性铬酸还原酶和脂溶性铬酸还原酶如细胞色素酶、氢化酶和黄素还原酶参与了Cr （Ⅵ）还原［42］。缺氧情况下呼吸链上电子供体为细胞的生长和维持提供能量，因而Cr （Ⅵ） 还原效果与电子供体的多少和种类有关联。

酶在直接还原过程中起核心作用［40］。假单胞菌膜酶、 阴沟肠杆菌黄酮类氧化还原酶NADH、哈维弧菌硝基还原酶和大肠杆菌YieF 还原酶等细菌 还原酶的存在可 以还原Cr （Ⅵ）［10］。 真菌如Aspergillus flavus CR500［30］也 含 有 可 以 还 原Cr （Ⅵ） 的酶。一些微生物胞外的葡萄糖氧化酶通过形成还原性分子作为还原Cr （Ⅵ） 的铬酸盐还原酶替代物与微生物作用还原Cr （Ⅵ）［43］，提示细菌和真菌可产生ChrR，Cr （Ⅵ） 的还原效率与还原酶的种类及活性有关联。

2.3.2 间接还原 间接还原是指微生物通过非酶促反应还原Cr （Ⅵ），与二价铁离子（Fe2+） 和硫化氢（H2S） 等物质有关。三价铁离子（Fe3+） 被铁还原菌还原为Fe2+时，Cr （Ⅵ） 被Fe2+还原为Cr （Ⅲ）；H2S 一般由硫酸盐还原菌产生， 作为Cr （Ⅵ） 的还原剂时可发生如下反应：硫酸盐减少、硫化物还原铬酸盐和硫化物沉淀Cr （Ⅵ）［9］。非酶促反应与氨基酸、核苷酸、糖、维生素、有机酸和谷胱甘肽有关联［44］，如葡萄糖可作为真菌菌株（Ed8 曲霉和H13 青霉） 还原Cr （Ⅵ） 的唯一碳源进行非酶促反应［45］，有机酸柠檬酸（真菌代谢物） 和草酸盐可通过Fe3+光化学作用或锰离子（Mn2+） 无光条件下还原Cr （Ⅵ）［46］。非酶促反应还可发生于胞外，这可能与菌株产生和排泄类似于细菌中的分子或Cr （Ⅵ） 特异性还原分子有关［47］。间接还原与微生物环境条件有密切关联，易受外界环境条件的影响。

3 影响微生物修复的环境因素

微生物修复Cr （Ⅵ） 污染可受多种环境条件的影响，如温度、pH 值、离子种类和浓度及小分子物质水平等［48］。温度和pH 值可通过影响还原酶的活性、重金属离子的可利用性和细菌表面与重金属结合的活性位点，从而影响微生物对重金属的去除效率。研究［49］显示：菌株还原Cr （Ⅵ） 的适宜条件为pH 7.0～9.0， 温度为30℃～35℃， 不适当的酸性或碱性环境对菌株的生长、 代谢活动和ChrR 活性将产生不利影响，使得Cr （Ⅵ） 较难被还原。金属离子如铜离子（Cu2+）、Fe2+和小分子物质的存在也会影响微生物对Cr （Ⅵ） 的还原情况［48］，如Cu2+和Fe2+等可以提高Cr （Ⅵ） 的还原效率， 十二烷基硫酸钠（sodium dodecyl sulfate，SDS） 可降低Cr （Ⅵ） 的还原效率。 研究［18］表明：Cu2+是抗氧化酶，如过氧化氢酶和超氧化物歧化酶的重要组成部分，也是氧化呼吸系统电子转移必不可少的部分，因而Cu2+的存在可提高菌株对Cr （Ⅵ） 的抵抗力和电子转移效率， 从而提高Cr （Ⅵ） 的还原效率。Cr （Ⅵ） 可被Fe2+还原［9］，也可被Fe3+或铝离子（Al3+） 的氢氧化物沉淀物吸附［40］。Cr 的初始浓度不同可影响菌株的生长和Cr （Ⅵ） 还原情况［18］。高浓度Cr （Ⅵ） 可引起细菌遗传物质中G-C 和A-T 碱基对突变［18］，使细菌生理和代谢反应发生变化，从而抑制细菌的生长。因而，在研究微生物修复环境Cr （Ⅵ） 污染的过程中，应多注意温度、pH 值、金属离子种类和浓度及小分子物质水平等外部环境对修复过程和效果的影响。

4 微生物修复技术在不同环境介质中的应用

耐Cr （Ⅵ） 微生物主要生存于水体和土壤中，在空气中较难存活，微生物修复主要存在于这2 种环境介质中。通常可从制革厂、铬铁矿厂、纺织工业和电镀制造的工业废水以及受污水污染的土壤中分离出来耐Cr （Ⅵ） 细菌和真菌［50］，不同微生物修复Cr （Ⅵ） 污染的机制不同。微生物修复技术对于治理含Cr （Ⅵ） 工业废水虽有其独特的优点，如治理方法简单、费用少，但还存在一些问题，如废水中重金属离子种类和浓度会影响微生物的繁殖速度和除Cr （Ⅵ） 效率及处理废水后菌的去除等。在土壤治理方面，与传统技术比较，微生物修复技术具有无需开挖污染土壤、不破环原场地和可应用于高水位的地下水污染治理等优势，由于土壤成分较为复杂，还存在如修复Cr （Ⅵ） 污染土壤的过程较为缓慢、修复效果易受施肥情况、土壤含水量和水文地质影响等问题［51］。 对于受污染的土壤，单一的微生物修复技术较难达到预期效果，通常采用以植物-微生物联合修复为主，辅以物理化学和农业生态的措施来提高联合修复的效率。在土壤-植物-微生物组成的复合体系中，植物的根系为微生物的生长繁殖提供了场所，微生物通过不断去除植物根系周围环境中的污染物来为植物开拓生长空间。针对不同的污染介质，应结合污染环境情况控制环境因素，选择适宜的微生物，或与植物进行联合修复，提高Cr （Ⅵ） 的去除效率。

5 微生物修复技术的展望

近年来，越来越多的耐Cr 菌株被筛选分离出来，Cr （Ⅵ） 去除的机制研究也取得了较大进展，但不同菌株之间的吸附能力和还原能力差别较大，因而在利用生物修复技术治理Cr （Ⅵ） 污染时，要充分考虑菌株及其特性。首先需要寻找并筛选出Cr （Ⅵ） 耐受菌株，了解菌株对Cr （Ⅵ） 的耐受及其代谢机制；其次结合实验室条件和污染特点，研究非生物因素，如温度、pH 和小分子物质等对Cr （Ⅵ） 去除效率的影响；再次还要兼顾微生物的生长条件，予以优化。目前虽然利用单一菌株进行生物修复的研究日益深入，但鉴于环境中多种微生物和污染物共存的现状，在实际应用时，应将混合菌株修复、微生物与动植物的联合修复以及多种重金属或重金属合并有机污染物等的混合污染修复作为新的研究方向。还可以利用高效修复菌株制成便于贮存和运输的生物膜或者生物吸附剂等，提升微生物修复技术的应用便利性。与单纯物理或化学方法比较，微生物修复技术更适合用于Cr （Ⅵ） 污染的治理，因为其不仅低成本、易实施，更显现出其生态友好和低健康风险特性，这些优点使该技术在环境污染修复方面展现出较大的潜力。随着蛋白质组学、转录组学和代谢组学等的快速发展，多组学联动技术也将被用于微生物耐受、去除Cr （Ⅵ）的分子机制研究，并有助于构建高效去除Cr （Ⅵ）的基因工程菌，从而完善微生物修复环境Cr 污染的应用。