锰氧化微生物及其介导产物氧化锰的研究进展

郭昕晔，唐艳葵

(广西大学 资源环境与材料学院，广西 南宁 530004)

锰是地壳中含量第二丰富的过渡金属元素，也是动植物必需的微量元素，但过量的锰会导致中毒，对生态系统产生不利影响[1]。自然环境中锰以Mn2+和Mn4+的形式稳定存在，并可以从可溶的Mn2+低价还原态转化为难溶的Mn3+/4+的高价氧化态，Mn3+是一种不稳定的中间态，容易发生歧化反应生成Mn2+和Mn4+[2]。

氧化锰可通过化学氧化(非生物过程)和生物氧化形成，化学氧化主要将Mn2+转化为Mn3+/4+，然而这些过程中的反应速度相对缓慢或耗时[3]。生物氧化是通过自然环境中的微生物介导实现的，在此过程中，一些真菌、细菌和藻类通过特定的酶和代谢途径将Mn2+氧化成Mn4+[4]，这种微生物介导的锰氧化速率比化学氧化速率高103～105倍[5]。锰氧化微生物(Manganese-oxidizing microbe,MOM)被认为是锰的生物地球化学的主要调节者，生物氧化锰(Biogenic manganese oxide,BioMnOx)是环境中氧化锰的重要来源。BioMnOx具有的八面体空间结构，使其具有良好的吸附性能，其较高的反应活性还能将外源性有机污染物降解为低分子量化合物[6]，在环境污染控制中具有良好的应用前景。

本文收集了近年发表的文献，对锰氧化微生物的发现、BioMnOx的形成机制、BioMnOx对环境污染物吸附与降解特性方面的研究进展进行综述，并对锰氧化微生物及其产物未来的研究方向和应用前景进行展望。

1 锰氧化微生物的多样性

介导锰氧化物形成的微生物多种多样。目前发现的MOM种类主要包括细菌、真菌和藻类，但以细菌居多，锰氧化真菌和藻类的报道相对较少。报道最多的锰氧化细菌为Bacillussp.[7]，Pseudomonasputida[8]和Pedomicrobiumsp.[9]，其他的锰氧化细菌还包括AeromonashydrophilaDS02[10]，Burkholderiasp.D416[11]和Providenciasp.LLDRA6等[12]。模式氧化锰真菌为Acremoniumsp.[13]和Phanerochaetechrysosporium[14],其他锰氧化真菌有Pyrenochaetasp.和Stagnosporasp.等[15]。细菌产生的生物氧化锰大多是无定形或弱结晶的纳米颗粒，具有比表面积大、吸附性能优异、反应活性较强的优点[16-18]。但是，由于好氧型细菌生长过程需要稳定的碳氮源和溶解氧，由此合成的BioMnOx成本较高。研究表明一些微藻也具有锰氧化能力，例如Desmodesmussp.WR1[19]和Chlamydomonassp.WH1-1，Chlamydomonassp.WH1-4，Chlorellasp.WH2-5等[20]。可以预见，在研究者不懈的努力下，MOM种质资源将会持续增加。

2 BioMnOx形成机制

2.1 细菌、真菌的介导机制

对细菌、真菌介导BioMnOx形成机制的研究近年聚焦在对微生物的酶和基因的研究。微生物对锰的氧化是通过直接氧化或间接氧化实现的。

直接氧化是通过多糖和蛋白质直接实现催化氧化，将Mn2+转化为Mn3+/4+。许多研究表明，直接氧化与多铜氧化酶(Multicopper oxidase,MCO)和动物血红素过氧化物酶(Animal heme peroxidase,AHP)有关[21]。多铜氧化酶利用O2作为电子受体，通过电子转移氧化目标金属。在对BacillusPL-12介导锰氧化的研究中，Romano等[22]发现MCO活性是Mn2+氧化的主要原因，该酶主要由MnxG和两个辅助蛋白MnxE和MnxF组成。同样，Tao等[23]首次通过电化学实验证明了海洋中Bacillussp.的锰氧化与MCO有关，MnxEFG蛋白复合物中的酶活性与MnxG有关，而MnxEF的作用仍有待确定。AHP属于血红素过氧化物酶，在氧化过程中通常使用H2O2作为电子受体[24]，然而有研究发现其Mn2+氧化能力与H2O2的添加影响并不大，可能不会直接作为底物参与AHP的Mn2+氧化过程[25]。Anderson等[26]首次发现在两种α蛋白细菌AurantimonasmanganoxydansSI85-9A1和Erythrobactersp.SD-21中AHP催化Mn2+氧化活性都与Ca2+有关。

间接氧化是通过改变环境中的pH与氧化还原电位，或通过释放超氧自由基来间接实现Mn2+的转化，生物锰氧化通常发生在pH 6.5～8.0之间，当pH>9.0时，菌体生长受到抑制，此时主要是化学锰氧化。Zhao等[27]发现Brevibacillusbrevis MO1和BrevibacillusparabrevisMO2的锰氧化能力随着pH增加而增加，当pH=8时，Mn2+氧化活性最高。Learman等[28]在培养菌种RoseobacterAzwK-3b时加入可以去除超氧化物的酶，发现在光亮和黑暗条件下Mn2+氧化均受到抑制，分解细菌蛋白质的酶也会抑制BioMnOx的产生，由此证实这一菌种可以通过产生胞外超氧化物间接氧化锰。近年还发现一些自养真菌和细菌在严格的厌氧条件下可实现光驱动锰氧化[29]。

2.2 藻类的介导机制

藻类作为初级生产者，可以进行光合作用，在碳固定过程中消耗二氧化碳，导致体系微环境pH值升高[30]，从而间接形成BioMnOx。这一推断得到一些实验结果的证实，例如采用pH缓冲液[31]、在黑暗条件下生长[32]或添加光系统(PSII)抑制剂二氯苯基二甲脲(Dichlorophenyl dimethylures)[33]都能抑制藻类锰氧化。然而，有研究发现微藻介导的生物氧化锰的形成并不完全是由于光合作用及pH值增加引起的。Chaput等[34]从美国宾夕法尼亚州的锰矿床中分离出14种绿藻、3种硅藻和1种蓝藻，它们都能够生成Mn3+/4+氧化物，但其Mn2+氧化能力与pH变化并不一致，因此推测Mn2+氧化可能与其相关的锰氧化蛋白有关，这些蛋白可能类似于在细菌、真菌中广泛存在的多铜氧化酶，可直接氧化Mn2+。此外，藻类介导的锰氧化还与其分泌的胞外多聚物(Extracellular polymers,EPS)有关，EPS可以为重金属提供吸附与成核位点，并可以令藻细胞分泌的代谢物和酶发生浓缩，从而促进Mn2+氧化[35]。Schöler等[36]在研究富锰介质中生长的珊瑚轮藻(CharaCorallina)时，发现藻株细胞壁表面会产生棕色的锰氧化物沉积，同步辐射光的X射线吸收谱(X-ray Adsorption Spectrum,XAS)分析表明沉积物属于层状水钠锰矿，因而认为生物氧化锰的形成可能是微生物进化出的一种抗逆机制，即在酸性条件下，营养物质和金属离子可以通过胞间连丝与细胞质流动运输到藻细胞的叶绿体与分生组织中，而多余的过渡金属离子(Mn2+和其它离子)可能会通过ZIP基因转运到带正电荷的细胞区域，从而被溶解氧氧化。

3 MOM及BioMnOx对污染物的吸附与降解

3.1 BioMnOx对污染物的去除

从微生物培养体系中分离得到的BioMnOx具有大量的阳离子空位和高的氧化还原电位，可以通过吸附和氧化还原反应去除环境中的污染物。Liao等[37]研究了深海细菌Marinobactersp.MNI7-9，发现其表现出很高的锰氧化活性，生成的BioMnOx呈棒状，粘附在细胞表面，含有两种典型的晶体结构γ-MnOOH和δ-MnO2，收获的BioMnOx可以将90%的As3+氧化为As5+。而另一种菌株Microbacteriumsp.CSA40介导形成的BioMnOx可以同步进行As3+氧化和As5+吸附，用量为0.5 g/L的BioMnOx就可以去除90%以上的总As，并且在此过程中没有Mn2+析出[38]。这种能力在真菌形成的BioMnOx中也同样存在：Tani等[39]发现沉积物中分离得到的真菌KR21-2介导形成的BioMnOx具有对As3+的氧化能力；真菌Coprinopsisurticicola介导生成的具有水钠锰矿纳米晶体形貌的BioMnOx有希望作为尾矿土壤中Ba2+和Ra2+的吸附剂[40]。

除了氧化剂和吸附剂，BioMnOx还可以作为高级氧化过程的催化剂。Zhang等[41]利用AeromonashydrophilaDS02介导生成的BioMnOx催化过一硫酸盐(Peroxymonosulfate,PMS)氧化降解2，4二甲基苯胺，添加BioMnOx后在120 min降解率超过98%，显著高于未添加BioMnOx的对照组。一些研究还发现BioMnOx优于化学法合成的氧化锰，如Tian等[42]利用Pseudomonassp.F2合成的BioMnOx激活过硫酸盐降解苯酚和四环素，降解率约为化学合成3D-α-Mn2O3的3倍，且BioMnOx在pH=3.0～9.0的范围内表现出良好的长期稳定性和污染物降解性能。BioMnOx还可以通过改性来提高反应活性，如Luo等[43]采用浸渍煅烧法将钴掺杂到从真菌Pleosporalessp.Y-5培养物中获得的层状BioMnOx中制成Co-BioMnOxs，以此产物激活PMS来降解四环素及其残留物，重复使用5次后，Co-BioMnOxs仍然维持很高的催化活性。

3.2 MOM与BioMnOx协同降解污染物

上述分离得到的BioMnOx在经过干燥或热处理后，其中的微生物活性会受到破坏或抑制，通常变为“死体”。当MOM活体与BioMnOx共存时，生物氧化将环境中的Mn2+氧化为Mn3+或Mn4+，Mn3+或Mn4+具有的氧化能力可以将有机物氧化，自身被还原为Mn2+，在MOM作用下又开始下一轮锰价态循环，使含碳有机物在原位被持续且有效地降解[21]。MOM菌/藻体与BioMnOx协同降解去除废水中的污染物已有越来越多的报道。模式锰氧化细菌Pseudomonassp.F2介导生成的BioMnOx可以提高Pseudomonassp.F2对高氧氟沙星(Ofloxacin,OFL)的降解率，初始OFL浓度为5 μg/L时，添加BioMnOx可使该有机污染物完全去除[44]。Tran等[45]使用改性颗粒活性炭作为载体，利用PseudomonasputidaMnB1培养BioMnOx-MnB生物膜后，将其用于去除废水二级处理出水中的17α-炔雌二醇，发现与传统的生物活性炭吸附法相比，BioMnOx-MnB生物过滤器不仅显著提高17α-炔雌二醇的去除率，并且NH3-N也获得有效去除。利用原位生物氧化锰改性好氧颗粒污泥也可以稳定实现废水中四环素的去除，与传统方法相比，去除率提高了10.7%～15.4%[46]。Wang等[47]发现移动床生物膜反应器(Moving bed biofilm reactor,MBBR)中锰氧化细菌和其产物BioMnOx可以加速吸附含酚废水中的苯酚和4-氯酚，从而提高这两种污染物的去除率，但是分离纯化后的BioMnOx却没有表现出苯酚去除能力，证明了微生物与BioMnOx协同作用的优势。

不同MOM原位去除污染物效果存在差异[48]。EPS中含有无机碳和一些离子杂质，可阻碍晶体生长和调节pH值，也会对BioMnOx的性能产生影响[49]。Liu等[50]在研究中发现，当使用化学氧化锰去除呋喃丹时，pH值一直维持不变(与初始值相同)；而当在相同条件下使用由Marinobactersp.MnI7-9产生的BioMnOx时，不论初始pH值为4.8还是7，反应结束后的pH值总是处于9左右，表明MOM和BioMnOx可以调节pH值，有利于促进呋喃丹的水解，这一现象或可归因于MOM分泌的EPS中存在的K+、Na+、Mg2+和各种有机基团发挥了作用。

4 展望

自然界中存在的微生物，以其独特的物理、化学和生物特性促进了锰在地壳中的生物化学循环。随着越来越多的锰氧化微生物被发现，现有的BioMnOx生成机制已无法解释一些特殊的现象，虽然大多数生物氧化锰被证实是通过酶促反应生成的，但其具体的生物氧化过程和机理仍需进一步明确。如何在特定环境与条件中培养锰氧化微生物，如何提高生物氧化锰的产量，以及能否通过多种锰氧化微生物的协同作用生成生物氧化锰，都值得深入探索。

目前，大多数研究仍集中在细菌介导形成的BioMnOx， 而真菌和微藻介导的BioMnOx相关报道很少。因此，今后的研究可以重点关注：(1)真菌或微藻介导的BioMnOx形成机理及其潜在应用；(2)建构多菌/藻株、稳定、高效、受控的微生物联合体(Microbial consortium)用于生产功能导向的BioMnOx，以满足各种应用需要；(3)利用MOM与BioMnOx在基质表面能够形成生物膜的特性探讨微生物与有机/无机材料或宿主植物协同实现生态修复。