微生物对砷的地球化学行为的影响――暨地下水砷污染机制的最新研究进展

《内蒙古哈素海流域高砷地下水化学特征及砷的迁移转化机制研究》篇一一、引言内蒙古哈素海流域作为我国典型的内陆湖泊流域，其地下水环境问题日益突出，尤其是高砷地下水的分布与危害。

高砷地下水的存在不仅对当地居民的饮用水安全构成威胁，还对地下水生态环境造成严重影响。

因此，研究哈素海流域高砷地下水的化学特征及砷的迁移转化机制，对于保护地下水环境、确保居民饮用水安全具有重要意义。

二、研究区域与方法本研究选取内蒙古哈素海流域为研究对象，通过采集流域内不同地段的地下水样，分析其化学成分及砷的含量。

同时，结合地质、水文地质资料，运用水化学分析、同位素示踪、模型模拟等方法，探讨高砷地下水的化学特征及砷的迁移转化机制。

三、高砷地下水的化学特征通过对哈素海流域地下水样的化学分析，发现该地区地下水中的化学成分复杂，主要离子成分包括Ca2+、Mg2+、HCO3-、Cl-等。

高砷地下水的pH值一般较低，呈现出还原性环境。

此外，地下水中的有机物、硫化物等也对砷的迁移转化产生影响。

四、砷的迁移转化机制1. 自然因素影响：哈素海流域地质构造复杂，地下水的流动受多种地质因素影响。

地下水中含有的还原性物质（如Fe2+、S2-）在一定的条件下与砷发生化学反应，使得砷的迁移能力增强。

同时，地下水的pH值、氧化还原电位等也会影响砷的形态和迁移能力。

2. 人为活动影响：随着人类活动的加剧，如农业灌溉、工业排放等，使得地下水受到污染，进一步加剧了砷的迁移转化。

人为活动改变了地下水的化学成分和流动路径，从而影响了砷的迁移转化机制。

五、研究结果与讨论通过对哈素海流域高砷地下水的化学特征及砷的迁移转化机制的研究，发现该地区高砷地下水的形成与地质构造、水文地质条件、人为活动等多种因素有关。

同时，地下水中还原性物质的含量和性质对砷的迁移转化具有重要影响。

在一定的环境条件下，砷可在地下水中发生形态转变，从而增强其迁移能力。

此外，人为活动加剧了地下水的污染程度，进一步影响了砷的迁移转化。

地下水中砷的来源、迁移及检测技术研究综述
杨苏;李志强;陈滋昊;师晨;李业
【期刊名称】《地下水》
【年(卷),期】2024(46)3
【摘要】砷(As)是生态环境中最重要的元素之一。

由于许多地质和人为因素,砷被释放至地下水中会造成水源污染,对人类健康和生态系统产生不利影响,故对其进行监测和控制至关重要。

砷在实验室内的检测技术较多且被广泛应用,但现场准确、快速地检测方法尚未被开发和统一应用。

本文比对探讨目前地下水砷检测技术最常见的方法技术,总结其现场检测技术未来重要的研究方向和发展趋势。

研究认为:砷污染源主要为地质污染源和人为污染源,采矿可能是地质环境中最常被识别的砷污染行为,而动物粪便、杀虫剂是常见的人为污染源;目前有许多方法技术可以用于测定水样中不同形式的砷,基于实验室的设备一般可提供精确且可重复的结果,但目前迫切需要一种快速且精确的现场测评技术。

砷的现场检测技术具有较大的发展潜力,利用分离技术、电化学技术、XRF技术以及SERS技术等可能成为未来现场砷检测技术重要的研究方向和发展趋势。

【总页数】5页(P15-19)
【作者】杨苏;李志强;陈滋昊;师晨;李业
【作者单位】湖北省地质局水文地质工程地质大队
【正文语种】中文
【中图分类】P641.2;X523
【相关文献】
1.地下水中砷的迁移转化影响因素及其处理技术研究
2.地下水中天然砷的迁移:以高砷地区中低砷含水层为例
3.高砷地下水中砷的形态检测
4.西咸新区沣东新城沣西新城南部地下水中砷来源及成因探讨
5.天山北麓中段绿洲带高砷地下水中砷的迁移转化规律
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砷的环境地球化学研究进展概述摘要：由于自然原因和人为原因，大量的砷分布在岩石、土壤、大气和水中，进而进入生物体内。

近年来，越来越多的砷中毒事件已引起国内外的高度重视。

本文对砷的性质、砷在环境介质如岩石矿物、土壤、大气、水体和生物体中的形态分布及砷在环境介质间的迁移转化进行了综述。

关键词：环境地球化学砷研究进展迁移转化形态分布A Review on Environmental Geochemistry Studies of ArsenicAbstract: Arsenic (As) is a ubiquitous element in rock, soil, atmosphere, water, plants and animals as a result of natural geological sources and anthropogenic sources, such as mining and smelting, pesticide application, fossil-fuel burning and other industrialization in general. Recently, more and more reports about arsenic poisoning occur, which attracted a significant environmental health concern. This article will give a review on characteristic of arsenic, distribution, speciation, transport and transformation of arsenic and its compounds in environment medium.Key words: Environmental geochemistry; arsenic; speciation; transformation; review引言早在四千多年前，我国就将雄黄（As2S2）、雌黄（As2S3）等砷化物用于食用、制药及炼丹[1]。

《SRB与DFeRB对砷形态转化的影响机制研究》篇一一、引言随着工业化和城市化的快速发展，砷污染问题日益严重，对环境和人类健康构成了严重威胁。

砷在自然环境和工业废水中的形态多样，不同形态的砷具有不同的生物活性和毒性。

因此，研究砷的形态转化机制对于了解其环境行为、生物地球化学过程以及降低其环境风险具有重要意义。

本文将重点探讨硫酸盐还原菌（SRB）和二价铁还原酶（DFeRB）对砷形态转化的影响机制。

二、SRB与DFeRB概述SRB是一种能够在厌氧条件下利用硫酸盐作为电子受体的细菌。

DFeRB则是一种能够将Fe(III)还原为Fe(II)的酶。

这两种生物过程在自然环境和工业废水处理中均具有重要作用。

它们通过改变环境中的氧化还原条件，影响砷的形态转化。

三、SRB对砷形态转化的影响机制SRB通过硫酸盐还原作用，将硫酸盐还原为硫化物，同时为其他微生物提供电子和能量。

在还原过程中，环境中的氧化还原条件发生改变，从而影响砷的形态转化。

SRB作用下，砷可能从较稳定的形态转化为更易被生物体吸收的形态。

具体来说，砷可能通过与硫化物结合形成难溶性的砷硫化物，从而降低其环境中的流动性。

同时，硫化物还能通过吸附或共沉淀作用，使砷从溶解态转化为颗粒态或固态，降低其生物可利用性。

四、DFeRB对砷形态转化的影响机制DFeRB通过还原Fe(III)为Fe(II)，改变环境中的氧化还原条件。

在还原过程中，DFeRB可能通过与砷的络合作用，改变其存在形态。

具体来说，Fe(II)可能通过与砷形成稳定的络合物，如FeAsO2或FeAsO3等，从而影响砷的迁移性和生物可利用性。

此外，Fe(II)还可以通过吸附或共沉淀作用与砷结合，形成更稳定的化合物，降低砷的环境风险。

五、研究方法本研究采用实验室模拟实验和野外实地观测相结合的方法。

首先，通过实验室模拟实验，探究SRB和DFeRB对砷形态转化的影响机制。

实验中设置不同浓度的SRB和DFeRB以及不同浓度的砷溶液，观察其形态变化。

砷对环境和生态健康的影响研究砷是一种常见的元素，可以存在于自然界中的水、土壤、矿物中。

虽然砷是地壳中的重要元素，但过量的砷含量对环境和生物健康产生了不良影响。

本文将深入探讨砷对环境和生态健康的影响研究。

一、砷污染现状砷的超标污染已经成为全球面临的一大环境问题。

研究表明，砷的污染主要来自于工业废水、农药、肥料等人类活动，并且泥炭、煤炭、矿物质等自然存在的物质也是砷的重要来源。

全球砷污染主要位于亚洲、南美洲和非洲地区，其中孟加拉国和印度是受砷污染最严重的地区。

而在中国，各个区域也有不同程度的砷污染，其中最为严重的是陕西、海南、黑龙江、云南等省份。

二、砷对环境的影响砷对环境的影响主要表现为：1.破坏土壤生态平衡：砷物质的落入土壤，会打破原有的土壤生物物理化学平衡，导致土壤中的微生物死亡，破坏了土壤里建立的微生物群系；2.影响水资源质量：砷的排放量大，会直接影响到地下水、河流等水资源的质量，不断破坏自然水系统；3.破坏生态环境：砷的高浓度污染，影响了环境生态的平衡，破坏自然界生态的健康平衡。

三、砷对生物的影响砷对生物的影响也非常大，主要表现为：1.对动物生理产生毒性反应：砷长期积累在环境中，对野生动物的生产和生长的影响非常大，而毒性反应表现为身体无法正常生长或生物死亡。

2.对细胞的影响：砷物质有较强的局部毒性，可以损坏细胞膜，破坏细胞内部结构，影响细胞功能；3.对人类健康的危害：呼吸系统疾病、胃肠道疾病、骨质疏松等都与砷污染有关联。

四、砷控制砷的控制是一个长期、复杂的过程。

主要从以下几个角度去控制：1.加强环境监控和管理：通过对环境的实时监测，对砷超标污染的情况及时进行控制和干预，并对污染源实施治理和监督；2.探索化学污染治理专业技术：通过多种化学方法去控制砷的污染，例如沉淀、吸附、还原、稳定化渗透等技术；3.培育和使用新的高效生物技术：利用微生物技术研发更加环保可持续的处理方法，例如利用特殊细菌去除砷。

微生物在地下水资源管理中的应用地下水资源管理是指通过科学手段对地下水进行有效的保护、开发和利用的过程。

地下水作为重要的水资源之一，在人类生产生活中扮演着重要的角色。

而微生物作为地下水生态系统中重要的组成部分，其应用在地下水资源管理中起到了积极的促进作用。

本文将从微生物治理污染、地下水监测与评价、地下水生态修复和地下水资源利用等方面来探讨微生物在地下水资源管理中的应用。

一、微生物治理污染地下水污染是当前地下水资源面临的主要问题之一。

而微生物在地下水污染治理中具有天然的优势。

例如，通过微生物降解有机污染物，可以将有机污染物分解为无害的物质，从而达到净化地下水的目的。

此外，微生物也可以通过吸附、转化等作用来去除地下水中的重金属等无机污染物。

因此，在地下水污染治理中，通过利用微生物的自净能力来达到治理目标，是一种可行且有效的方法。

二、地下水监测与评价微生物在地下水监测与评价中起到了重要的作用。

传统的地下水监测往往需要大量的实地取样和分析，过程繁琐且时间成本较高。

而基于微生物的检测方法可以通过分析地下水样品中微生物的群落结构和功能特征，来判断地下水的健康状态和质量。

这种方法不仅可靠性高，而且更加经济、快速和高效。

微生物监测与评价技术的应用使地下水监测更加便捷和精准。

三、地下水生态修复地下水生态修复是指通过调整和优化地下水生态系统中的生物、非生物要素，恢复受损地下水生态系统的功能。

微生物在地下水生态修复中起到了重要的角色。

比如，采用微生物修复技术可以通过增加特定微生物群落来促进地下水中有害物质的降解和去除。

此外，微生物也可以在地下水生态系统中形成复杂的食物链与生物交互关系，对维持地下水生态系统的稳定性和健康发挥重要作用。

四、地下水资源利用微生物在地下水资源利用中也发挥着重要的作用。

比如，利用微生物技术可以实现地下水资源的高效利用和再生利用。

例如，通过微生物处理技术可以将地下水中的有机污染物降解为可再利用的水资源。

砷的微生物转化及其在环境与医学应用中的研究进展张旭;于秀敏;谢亲建;李红玉【摘要】砷广泛分布于自然界中,近年来砷污染及砷中毒事件在全球范围内的频繁发生,严重威胁着全球上千万人口的健康.砷的迁移与转化等地球化学行为的研究对探明环境中砷的来源以及砷污染整治的方法至关重要.越来越多的研究表明,自然界中的微生物广泛参与了砷的地球化学循环,在砷的迁移与转化过程中起到关键作用.综述了近年来砷的微生物转化及其相关酶类与编码基因等的研究进展,同时结合作者的工作分析与展望了砷的微生物转化在环境与医学中的应用前景.【期刊名称】《微生物学报》【年(卷),期】2008(048)003【总页数】5页(P408-412)【关键词】砷;微生物转化;应用【作者】张旭;于秀敏;谢亲建;李红玉【作者单位】干旱与草地生态教育部重点实验室,兰州大学生命科学学院,兰州,730000;干旱与草地生态教育部重点实验室,兰州大学生命科学学院,兰州,730000;干旱与草地生态教育部重点实验室,兰州大学生命科学学院,兰州,730000;干旱与草地生态教育部重点实验室,兰州大学生命科学学院,兰州,730000【正文语种】中文【中图分类】基础科学微生物学报ActaMicrobiologicaSinica48(3): 408~412;4 March2008ISSN0001-6209;CN11-1995/Q砷的微生物转化及其在环境与医学应用中的研究进展、张旭，于秀敏，（干旱与草地生态教育部重点实验室，谢亲建，李红玉+兰州大学生命科学学院，兰州 730000)摘要：砷广泛分布于自然界中，近年来砷污染及砷中毒事件在全球范围内的频繁发生，严重威胁着全球上千万人口的健康。

砷的迁移与转化等地球化学行为的研究对探明环境中砷的来源以及砷污染整治的方法至关重要。

越来越多的研究表明，自然界中的微生物广泛参与了砷的地球化学循环，在砷的迁移与转化过程中起到关键作用。

综述了近年来砷的微生物转化及其相关酶类与编码基因等的研究进展，同时结合作者的工作分析与展望了砷的微生物转化在环境与医学中的应用前景。

砷在土地和水体中的环境归趋砷是一种广泛存在于自然界中的元素，它存在于土壤、岩石和水体中。

然而，砷在环境中的富集和污染已经成为全球范围的一个重要环境问题。

本文将讨论砷在土地和水体中的环境归趋，以及其对人类健康和生态系统的潜在影响。

1. 砷在土壤中的归趋砷的含量和分布在土壤中具有很大的空间变异性。

砷主要以矿物形态存在于土壤中，如砷矿物、氧化砷和硫化砷等。

砷的富集主要取决于土壤的来源和地质背景，受到地球化学和土壤形成过程的影响。

当土壤中存在过高的砷含量时，可能会对植物和生物产生负面影响。

植物吸收土壤中的砷，并通过食物链传递给动物和人类。

因此，砷在土壤中的归趋对农业生产和人类健康具有重要影响。

为了解砷在土壤中的归趋，研究人员通常使用土壤采样和分析方法。

这些方法可以帮助我们确定土壤中砷的含量和分布。

此外，土壤修复技术也可以被应用来减轻土壤中砷污染带来的影响，如土壤重金属污染修复技术和植物修复技术等。

2. 砷在水体中的归趋砷在水体中的归趋也是一个重要的环境问题。

砷可以通过天然过程（如岩石风化）或人类活动（如煤矿开采、矿石加工和电池制造等）进入水体中。

当水体中的砷含量超过环境质量标准时，可能会对人类健康产生严重影响。

长期饮用富含砷的水可能导致砷中毒，引发一系列健康问题，包括皮肤病变、癌症和心血管疾病等。

因此，了解和掌握砷在水体中的归趋对于保护人类健康至关重要。

砷在水体中的归趋可以受到多种因素的影响，包括水体的pH、氧化还原条件、溶解有机质和与其他元素之间的相互作用等。

研究人员使用水样采集和分析方法来测量水体中砷的含量，并通过水体修复技术来降低砷污染。

对于水体中砷污染的管控，监测和规范是必不可少的。

政府机构应制定相关法律法规，监测和限制工业废水和农业排水中的砷含量。

此外，公众也应提高对用水安全的意识，选择可靠和安全的饮用水源。

3. 砷对人类健康和生态系统的影响砷在土地和水体中的富集和污染可能对人类健康和生态系统产生危害。

国外对砷的研究报告概述及报告范文1. 引言1.1 概述在过去的几十年里，砷作为一种严重污染物质引起了全球范围内的广泛关注。

砷是地壳中普遍存在的元素之一，但由于人类活动的影响，例如工业排放、农药和化肥使用等，导致砷污染成为目前面临的一项严重环境问题。

随着对砷相关风险的认识不断提升，国外各地区展开了大量针对砷的深入研究。

这些研究涉及到砷的背景和特性、砷来源和传播途径、砷污染风险评估与管理措施、检测方法与仪器设备、去除技术与处理方法以及毒性影响评估等方面。

通过总结国外对砷的研究成果，并借鉴其经验和启示，能够为中国及其他国家开展相关研究提供指导。

1.2 文章结构本文将分为五个章节进行详细论述。

首先在引言部分进行概述，包括背景介绍、现实问题和文章目标。

接下来，在第二部分中，我们将具体介绍国外对砷的研究概况，包括砷的背景和特性、污染源及传播途径以及风险评估与管理措施。

第三部分将重点介绍国外的研究方法和技术，包括砷检测方法与仪器设备、砷去除技术与处理方法以及毒性影响评估方法。

在第四部分，我们将详细阐述国外近年来的研究进展和成果，包括实验室及团队的成果概述、重点研究领域和突破以及成功案例和经验总结。

最后，在第五部分中，我们将对国外的研究报告进行总结和分析，并提出相关问题和挑战。

同时，展望未来国外对砷的研究发展方向，并探讨其对中国及其他国家开展相关研究的借鉴和启示。

1.3 目的本文旨在通过对国外对砷的深入研究进行概述，并总结其成果和经验，为我国及其他国家开展相关研究提供参考和指导。

通过了解国外在检测方法、治理技术和风险评估等方面的最新进展，我们可以借鉴其经验来提高对砷污染问题的认识，并开展有效的防治措施。

同时，通过展望未来国外研究的发展方向，我们可以了解到全球砷污染管理领域可能出现的新问题和挑战，为相关政策制定者提供参考依据。

2. 国外对砷的研究报告概述2.1 砷的背景和特性砷是一种常见的地壳元素，可以以多种形态存在。

微生物砷还原机制的研究进展陈倩;苏建强;叶军;朱永官【摘要】砷是一种剧毒物质,环境中的砷对人体健康存在潜在威胁,因此长期以来备受关注.微生物的各种代谢过程对砷在环境中的归趋起着重要作用,其中砷还原微生物能将吸附于固体矿物中的As(Ⅴ)还原为可溶性强的As(Ⅲ),使砷进入液相,从而加剧了地下水等饮用水源的砷污染.论文主要介绍了两种微生物砷还原机制(异化砷还原和细胞质砷还原)在作用机理、蛋白质结构和表达调控等方面的研究进展,旨在为更深入理解微生物介导砷的生物地球化学循环以及砷污染的微生物修复技术提供参考.【期刊名称】《生态毒理学报》【年(卷),期】2011(006)003【总页数】9页(P225-233)【关键词】砷还原;微生物;异化砷还原;细胞质砷还原【作者】陈倩;苏建强;叶军;朱永官【作者单位】中国科学院城市环境研究所中国科学院城市环境与健康重点实验室厦门361021;中国科学院城市环境研究所中国科学院城市环境与健康重点实验室厦门361021;中国科学院城市环境研究所中国科学院城市环境与健康重点实验室厦门361021;中国科学院城市环境研究所中国科学院城市环境与健康重点实验室厦门361021【正文语种】中文【中图分类】X171.5砷是自然界中普遍存在的有毒类金属。

1993年世界卫生组织将饮用水中的砷标准由原来的50 μg·L-1降为10μg·L-1。

2006年美国环保局将其列为第一位饮用水污染物[1-2]。

我国从 2007年 7月开始也以10μg·L-1作为生活饮用水中允许的砷浓度上限。

砷在环境中共有 4种价态:As(-III)、As(0)、As(III)和As(V),其中以As(III)和 As(V)较为常见,它们也是造成环境砷污染的主要形态[3]。

微生物在长期的历史演化过程中进化出了各种抗砷机制,更有最新的研究表明有细菌 (Halomonadaceae GFAJ-1 strain)能以砷代替磷作为细胞中DNA的组成成分供细菌生长[4],但是这项研究发表后亦颇有争议,需要有进一步可靠的数据支持。

第21卷第1期2006年1月地球科学进展ADVANCES I N EARTH SC I E NCEV o.l21N o.1Jan.,2006文章编号:1001-8166(2006)01-0077-06微生物对砷的地球化学行为的影响)))暨地下水砷污染机制的最新研究进展*洪斌(中国医学科学院医药生物技术研究所,北京100050)摘要:砷在自然界中广泛存在,近年来砷污染对人类健康造成的危害越来越引人关注。

微生物在自然界中长期与砷共存,进化出不同的生物转化机制,在自然水体中微生物主要参与砷的不同氧化价态之间的转化过程,即As(V)和A s(III)之间的氧化还原作用。

砷酸盐异化还原菌(D i s si m ilatoryA rsenate-Resp iri n g Prokaryo te,DARP)可以将A s(V)还原为A s(III),化能自养亚砷酸盐氧化菌(Che m oauto trophic A rsenite Ox idizer,CAO)和异养亚砷酸盐氧化菌(H eter o trophic A rsenite Ox i d izer, HAO)可以将As(III)氧化为As(V)。

这些砷代谢微生物在分类和代谢能力上都具有很大的多样性,它们广泛参与了砷的生物地球化学循环的关键步骤,对特定环境条件下砷的地球化学行为产生重要影响,进而参与了砷的全球循环。

在盐碱湖莫诺(M ono)湖中砷的不同价态分层存在,CAO与DARP的紧密偶联共同参与了莫诺湖中的砷的地球化学循环。

在孟加拉三角洲的地下含水层中,微生物参与了将砷从固相迁移到水相的关键步骤,最终导致了地下水中的砷污染。

关键词:砷;地球化学循环;微生物中图分类号:P593文献标识码:A公元1250年A lbert u s M agnus发现的砷元素在元素周期表中位于第33位,是一种类金属,广泛存在于岩石圈、水圈和生物圈[1],其含量在地壳中为第20位,海水中为第14位,在人体中为第12位[2]。

砷污染水体中砷的迁移和转化机理研究随着工业化和城市化的发展，地下水、河流、湖泊等自然水体中的砷污染问题日益突出。

砷是一种有毒重金属，容易被人体吸收，对人体健康和生态环境都有很大影响。

因此，砷污染水体中砷的迁移和转化机理的研究变得越来越重要。

一、砷在水环境中的形态和迁移转化砷在水环境中主要以四种形态存在：无机砷(V)、无机砷(III)、有机砷和元素砷。

其中，无机砷(V)、无机砷(III)占主导地位，有机砷和元素砷相对于前两者来说含量极少。

在水体中，砷主要通过化学沉淀、微生物还原、离子交换等方式实现迁移转化。

其中，化学沉淀是一种重要的砷去除方式，通过添加沉淀剂使污染水体中的砷与沉淀剂结合而沉淀下来。

而微生物还原则是指通过微生物作用将无机砷(III)还原为元素砷或有机砷，从而达到去除砷的效果。

离子交换是指通过离子交换树脂、纳米材料等吸附剂将水中的砷离子吸附下来，达到去除砷的效果。

二、常见砷污染水体中砷的迁移和转化机理1、土壤-水界面砷的转移土壤-水界面砷的转移主要包括土壤沉积物-水相界面和土壤矿物-水相界面两个方面。

研究表明，土壤矿物和有机物对砷的吸附能力比较强，而沉积物中含有大量的砷，也会对水体中的砷起到吸附作用。

因此，土壤-水界面的砷迁移主要是通过吸附作用实现的。

2、湖泊中砷的分配湖泊中砷主要分布在底泥、水体中和悬浮颗粒物中。

其中，底泥是湖泊中固态相中砷的主要载体，其砷含量一般较高。

湖泊中悬浮颗粒物中的砷含量相对较低，但是它们对水体中砷的迁移和转化具有重要意义。

因为它们能够在水体中吸附砷，或者在水体中被化学反应转化成其他形态的砷。

3、地下水中砷的迁移和转化地下水中砷的迁移主要是通过以下途径实现的：砷在水体中的迁移和转化主要受到地下水流动速度、岩石和地下水之间的化学作用以及水体成分的影响。

研究表明，地下水中砷主要以重金属氧化物的形式存在，砷在地下水中的浓度受到季节变化、地层埋深等多种因素的影响。

三、砷污染水体中砷的治理在砷污染水体中，针对不同形态的砷，治理方法也不同。

微生物地球化学及其研究进展陈骏;姚素平;季峻峰;张传伦;李一良【期刊名称】《地质论评》【年(卷),期】2004(50)6【摘要】本文阐述了微生物地球化学的发展历程及微生物地球化学近期的研究进展.微生物可以促进许多地质地球化学过程,微生物地球化学作用主要表现在对岩石和矿物风化、元素迁移和聚集、有机质降解以及矿床形成等方面;还表现在部分控制大气成分,参与有机物和无机物循环并影响其全球分布,从而对地球形成以来物质在上部岩石圈、水圈和大气圈中的分布起到了重要的控制作用.微生物地球化学的成果已经从根本上修正了地球科学的核心观点,它的发展必将对地球科学和生命科学的发展起到重要的促进作用.【总页数】13页(P620-632)【作者】陈骏;姚素平;季峻峰;张传伦;李一良【作者单位】南京大学地球科学系表生地球化学研究所,210093;南京大学地球科学系表生地球化学研究所,210093;南京大学地球科学系表生地球化学研究所,210093;Savannah River Ecology Laboratory and Marine Sciences Department,University of Georgia,USA;Savannah River Ecology Laboratory and Marine Sciences Department,University of Georgia,USA【正文语种】中文【中图分类】P618【相关文献】1.现代生物地球化学研究进展——《地球化学论文集》第8卷导读 [J], 罗绪强;张桂玲2.海洋病毒在海洋微生物群落及生物地球化学循环中的作用研究进展 [J], 李升康;李传标3.2011—2020中国应用地球化学研究进展与展望之生态地球化学 [J], 夏学齐;龚庆杰;徐常艳4.第四届全国实验矿物岩石地球化学学术讨论会暨实验地球化学研究进展与展望研讨会纪要 [J],5.微生物对砷的地球化学行为的影响——暨地下水砷污染机制的最新研究进展 [J], 洪斌因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。

微生物修复技术在地下水污染防治中的应用研究地下水是人类饮用水的重要来源，但由于人类活动、工业废水和农业排放等原因，地下水污染日益严重。

传统的清洁技术往往成本高昂且效果有限，因此，寻找一种经济有效且环境友好的污染治理技术势在必行。

微生物修复技术作为一种生物治理方法，近年来备受关注，并在地下水污染防治中发挥了重要作用。

本文将重点探讨微生物修复技术在地下水污染防治中的应用研究。

微生物修复技术是一种利用自然界存在的微生物来降解和清除污染物的方法。

微生物在地下水污染的修复中具有以下优势：首先，微生物是自然界中广泛存在的，可以通过合理调控其数量和类型来适应不同污染环境。

其次，相对于传统的物理和化学方法，微生物修复技术更加经济有效，可以降低清洁成本。

此外，微生物修复技术能够实现污染物的完全降解，而非仅仅是转化为其他形式。

这些优点使得微生物修复技术在地下水污染防治中被广泛应用。

在地下水污染防治中，微生物修复技术主要通过三个重要的途径发挥作用：生物降解、生物吸附和生物转化。

生物降解是指利用微生物降解能力，将有机物污染物转化为无机物或其他无毒物质的过程。

例子包括利用微生物降解有机溶剂、石油类化合物和农药等物质。

生物吸附是指利用微生物表面的特殊吸附能力，使污染物物质附着在微生物细胞表面，或进入细胞内部并在其中转化。

生物转化是指微生物利用可降解污染物为可利用的能源，并将其转化为有用的产物。

微生物修复技术的研究和应用已经取得了一些重要的成果。

例如，在有机物污染防治方面，研究人员利用厌氧微生物修复技术成功降解了多氯联苯和多氯二苯醚等有机污染物。

此外，微生物修复技术也被用于处理水银、重金属和放射性核素等无机污染物。

研究人员通过调控微生物的产物代谢途径和毒物抗性途径，提高了对这些无机污染物的处理效果。

然而，微生物修复技术在地下水污染防治中还面临一些挑战。

首先，微生物的生存环境需要一定的条件才能发挥作用，例如适宜的温度、pH值和氧气含量等。

中国关于砷的研究进展引言砷是一种具有潜在毒性的元素，其在地球上的分布广泛且具有多种物理和化学形态。

由于人类活动的影响，环境中砷的污染问题日益严重，对人类健康和生态环境构成威胁。

中国作为世界上人口最多和工业化的国家，研究砷的分布、存在形态和测定方法等具有重要意义。

本文将综述中国在砷研究领域的最新进展。

研究现状近年来，中国在砷的研究方面取得了显著成果。

通过对全国范围内的调查和监测，明确了砷在环境中的分布特征和含量范围。

研究发现，由于自然因素和人类活动的影响，部分地区土壤、水源和农产品中砷的含量较高，可能对人类健康产生影响。

测定方法和技术方面，中国学者不断探索和实践，提出了许多快速、准确的方法。

例如，利用原子荧光光谱法、电感耦合等离子体质谱法等先进技术，实现了对环境样品中砷的准确测定。

这些方法不仅提高了砷的检测灵敏度和准确性，而且降低了分析时间和成本。

研究方法在砷的研究方法上，中国学者进行了大量创新和实践。

其中，湿法化学分析是常用的传统方法，包括氢化物发生-原子荧光光谱法、氢化物发生-电感耦合等离子体质谱法等。

这些方法具有较高的灵敏度和准确性，但分析时间较长，需要使用大量有毒试剂。

气相色谱法是一种分离和分析有机化合物的常用技术，可用于环境中有机砷的测定。

该方法具有高效、灵敏、选择性好等优点，但需要针对不同有机砷化合物进行前处理。

电化学分析法是一种在环境分析中应用广泛的方法，具有快速、简便、灵敏度高等优点。

中国学者利用电化学分析法实现了对环境中无机砷和有机砷的同时测定，为环境监测提供了新的工具。

生物传感器法是近年来发展迅速的一种新型分析技术，通过将生物分子识别元素与电化学或光学信号转换器结合，实现对特定污染物的快速、灵敏测定。

中国学者成功研制出针对无机砷和有机砷的生物传感器，为环境监测提供了新的思路。

研究成果通过深入研究和探索，中国学者在砷的研究方面取得了丰硕成果。

研究明确了砷在环境中的分布特征和含量范围，深入探讨了砷在环境中的存在形态和迁移转化规律。

中国土壤砷污染现状及修复治理技术研究进展一、概述土壤砷污染，作为一种严重的环境问题，近年来在我国受到越来越多的关注。

砷是一种广泛存在于自然环境中的元素，但其过量存在会对土壤生态系统产生严重的负面影响。

我国土壤砷污染现状复杂多样，既有自然因素导致的原生性污染，也有人为活动引发的次生性污染。

原生性污染主要源于成土母质中的砷含量过高，而次生性污染则多因采矿、冶炼、化工等工业活动以及农业活动中农药、化肥的不合理使用所致。

砷在土壤中的存在形态多样，包括无机砷和有机砷两大类，其中无机砷的毒性较强，对生物体具有较大的危害。

土壤砷污染不仅会导致土壤肥力下降、农作物减产，还可能通过食物链进入人体，引发健康问题，如皮肤病变、神经系统损伤和癌症等。

针对土壤砷污染的修复治理技术研究显得尤为重要。

目前，国内外学者在土壤砷污染的修复治理方面进行了大量研究，提出了多种技术手段，包括物理修复、化学修复、生物修复等。

这些技术各有优缺点，在实际应用中需根据污染状况、修复目标、经济条件等因素进行选择和优化。

本文旨在综述我国土壤砷污染的现状及修复治理技术研究进展，以期为相关领域的研究和实践提供借鉴和参考。

本文将详细分析土壤砷污染的主要来源、分布特征及其对生态环境和人体健康的影响，并介绍当前主要的修复治理技术及其应用效果。

1. 砷污染问题的严重性与紧迫性随着工业化和城市化的快速发展，中国正面临着日益严重的土壤污染问题，其中砷污染尤为突出。

砷是一种广泛存在的有毒元素，具有高度的迁移性和积累性，对人体健康和生态环境构成严重威胁。

在中国，砷污染已成为一个亟待解决的全球性环境问题。

砷污染主要来源于工业废水、农业化肥和农药的大量使用，以及火山爆发等自然因素。

这些污染源导致砷在土壤中的积累，进而通过食物链进入人体，引发各种健康问题。

长期接触被砷污染的土壤可能导致皮肤癌、肺癌和消化系统疾病等疾病的发生。

砷污染问题的严重性和紧迫性不容忽视。

中国作为全球最大的砷生产国，其产量占全球的57。

第３３卷㊀第８期２０２０年８月环㊀境㊀科㊀学㊀研㊀究ＲｅｓｅａｒｃｈｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅｓＶｏｌ.３３ꎬＮｏ.８Ａｕｇ.ꎬ２０２０收稿日期:２０１９￣０６￣２１㊀㊀㊀修订日期:２０１９￣１２￣１１作者简介:劳昌玲(１９９０￣)ꎬ女ꎬ广西北海人ꎬｌａｏｃｈａｎｇｌｉｎｇ＠１６３.ｃｏｍ∗责任作者ꎬ罗立强(１９５９￣)ꎬ男ꎬ湖北仙桃人ꎬ研究员ꎬ博士ꎬ博导ꎬ主要从事地球化学研究ꎬｌｕｏｌｉｑｉａｎｇ＠ｃａｇｓ.ａｃ.ｃｎ基金项目:国家自然科学基金项目(Ｎｏ.４１８７７５０５)ꎻ国家自然科学基金青年基金项目(Ｎｏ.２１６０７０３３)ꎻ国家重点研发计划项目(Ｎｏ.２０１６ＹＦＣ０６００６０３)ＳｕｐｐｏｒｔｅｄｂｙＮａｔｉｏｎａｌＮａｔｕｒａｌＳｃｉｅｎｃｅＦｏｕｎｄａｔｉｏｎｏｆＣｈｉｎａ(Ｎｏ.４１８７７５０５ꎬ２１６０７０３３)ꎻＮａｔｉｏｎａｌＫｅｙＲｅｓｅａｒｃｈａｎｄＤｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔＰｒｏｇｒａｍｏｆＣｈｉｎａ(Ｎｏ.２０１６ＹＦＣ０６００６０３)微生物与重金属相互作用过程与机制研究进展劳昌玲１ꎬ２ꎬ罗立强１ꎬ２∗ꎬ沈亚婷１ꎬ朱㊀帅１１.国家地质实验测试中心ꎬ北京㊀１０００３７２.中国地质大学(北京)ꎬ北京㊀１０００８３摘要:重金属污染对土壤㊁地下水和农作物等会产生重大影响ꎬ并通过生物链危害人体健康.微生物在环境中广泛存在ꎬ在矿物分解㊁元素释放㊁迁移㊁沉淀和再富集过程中起着重要作用ꎬ进一步发掘对不同重金属具有耐受性的特异性菌株ꎬ探究其对重金属的解毒和耐受性的机制ꎬ可更好地为微生物用于环境修复工作提供理论依据.综述了微生物与环境中重金属的相互作用过程与机制以及微生物在修复重金属污染中的应用ꎬ结果表明:①微生物自身生长过程中产生的大量氨基酸㊁蛋白质和多肽等物质可与重金属鳌合ꎬ促进重金属的溶解和吸附过程.②重金属对微生物产生毒性影响ꎬ微生物通过氧化还原㊁生物矿化和甲基化等作用改变重金属元素的化学形态ꎬ降低重金属的毒性.③微生物对重金属的修复效果与重金属的存在形态有关ꎬ在实际应用中可先将重金属元素转化为易于被微生物吸附的形态ꎬ再利用特异性菌株进行生物修复.④根际微生物对植物吸收重金属起着重要的调控作用ꎬ但植物根系分泌物和微生物的新陈代谢产物对重金属形态及生物有效性的协同拮抗作用机制及其微观的界面过程尚未明晰ꎬ有待进一步研究.关键词:微生物ꎻ重金属ꎻ生物吸附ꎻ形态转化ꎻ生物修复中图分类号:Ｘ１７㊀㊀㊀㊀㊀文章编号:１００１￣６９２９(２０２０)０８￣１９２９￣０９文献标志码:ＡＤＯＩ:１０ １３１９８∕ｊ ｉｓｓｎ １００１￣６９２９ ２０１９ １２ ０６ＰｒｏｇｒｅｓｓｉｎｔｈｅＳｔｕｄｙｏｆＩｎｔｅｒａｃｔｉｏｎＰｒｏｃｅｓｓａｎｄＭｅｃｈａｎｉｓｍｂｅｔｗｅｅｎＭｉｃｒｏｏｒｇａｎｉｓｍａｎｄＨｅａｖｙＭｅｔａｌＬＡＯＣｈａｎｇｌｉｎｇ１ꎬ２ꎬＬＵＯＬｉｑｉａｎｇ１ꎬ２∗ꎬＳＨＥＮＹａｔｉｎｇ１ꎬＺＨＵＳｈｕａｉ１１.ＮａｔｉｏｎａｌＲｅｓｅａｒｃｈＣｅｎｔｅｒｏｆＧｅｏａｎａｌｙｓｉｓꎬＢｅｉｊｉｎｇ１０００３７ꎬＣｈｉｎａ２.ＣｈｉｎａＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙｏｆＧｅｏｓｃｉｅｎｃｅｓ(Ｂｅｉｊｉｎｇ)ꎬＢｅｉｊｉｎｇ１０００８３ꎬＣｈｉｎａＡｂｓｔｒａｃｔ:Ｈｅａｖｙｍｅｔａｌｐｏｌｌｕｔｉｏｎｈａｓａｓｅｒｉｏｕｓｉｍｐａｃｔｏｎｓｏｉｌꎬｇｒｏｕｎｄｗａｔｅｒａｎｄｃｒｏｐｓꎬａｎｄｉｔｃａｎａｌｓｏｐｏｓｅａｈｉｇｈｒｉｓｋｔｏｈｕｍａｎｂｏｄｙｂｙｅｎｔｅｒｉｎｇｔｈｅｂｉｏｌｏｇｉｃａｌｃｈａｉｎ.Ｔｈｅｗｉｄｅｌｙｄｉｓｔｒｉｂｕｔｅｄｍｉｃｒｏｏｒｇａｎｉｓｍｓｐｌａｙａｃｒｉｔｉｃａｌｒｏｌｅｉｎｔｈｅｒｅｌｅａｓｅꎬｔｒａｎｓｆｅｒａｎｄｐｒｅｃｉｐｉｔａｔｉｏｎｏｆｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓ.Ａｂｅｔｔｅｒｕｎｄｅｒｓｔａｎｄｉｎｇｏｆｔｈｅｉｎｔｅｒａｃｔｉｏｎｍｅｃｈａｎｉｓｍｓｂｅｔｗｅｅｎｍｉｃｒｏｏｒｇａｎｉｓｍｓａｎｄｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓｉｓｖｅｒｙｉｍｐｏｒｔａｎｔｆｏｒｂｉｏｒｅｍｅｄｉａｔｉｏｎ.Ｗｅｒｅｖｉｅｗｅｄｔｈｅｉｎｔｅｒａｃｔｉｏｎｍｅｃｈａｎｉｓｍｓｂｅｔｗｅｅｎｔｈｅｍꎬａｓｗｅｌｌａｓｔｈｅａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎｏｆｍｉｃｒｏｏｒｇａｎｉｓｍｓｉｎｂｉｏｒｅｍｅｄｉａｔｉｏｎ.Ｔｈｅｒｅｓｕｌｔｓｓｈｏｗｔｈａｔｆｉｒｓｔｌｙꎬｍｉｃｒｏｏｒｇａｎｉｓｍｓｃａｎｐｒｏｍｏｔｅｔｈｅｄｉｓｓｏｌｕｔｉｏｎｏｆｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓｂｙｃｈｅｌａｔｉｎｇｔｈｅｍｅｔａｌｅｌｅｍｅｎｔｓｗｉｔｈａｍｉｎｏａｃｉｄｓꎬｐｒｏｔｅｉｎｓａｎｄｐｅｐｔｉｄｅｓｃｒｅａｔｅｄｄｕｒｉｎｇｔｈｅｍｉｃｒｏｂｉａｌｇｒｏｗｔｈ.Ｓｅｃｏｎｄｌｙꎬｍｉｃｒｏｏｒｇａｎｉｓｍｓｃａｎｒｅｄｕｃｅｔｈｅｔｏｘｉｃｉｔｙｏｆｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓｂｙｃｈａｎｇｉｎｇｔｈｅｓｐｅｃｉｅｓｏｆｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓｔｈｒｏｕｇｈｒｅｄｏｘｒｅａｃｔｉｏｎｓꎬｂｉｏｍｉｎｅｒａｌｉｚａｔｉｏｎａｎｄｍｅｔｈｙｌａｔｉｏｎ.Ｔｈｉｒｄｌｙꎬｔｈｅｂｉｏｒｅｍｅｄｉａｔｉｏｎｅｆｆｉｃｉｅｎｃｙｉｓｉｎｆｌｕｅｎｃｅｄｂｙｔｈｅｓｐｅｃｉｅｓｏｆｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓ.Ｉｎｐｒａｃｔｉｃｅꎬｉｔｗｉｌｌｂｅｍｏｒｅｅｆｆｉｃｉｅｎｔｔｏｐｒｏｍｏｔｅｔｈｅｄｉｓｓｏｌｕｔｉｏｎｐｒｏｃｅｓｓｂｅｆｏｒｅｔｈｅｂｉｏｒｅｍｅｄｉａｔｉｏｎｗｉｔｈｓｐｅｃｉｆｉｃｍｉｃｒｏｏｒｇａｎｉｓｍｓｔｒａｉｎｓ.Ｌａｓｔｌｙꎬａｌｔｈｏｕｇｈｒｈｉｚｏｓｐｈｅｒｅｍｉｃｒｏｏｒｇａｎｉｓｍｓａｒｅｉｍｐｏｒｔａｎｔｉｎｃｏｎｔｒｏｌｌｉｎｇｔｈｅａｂｓｏｒｐｔｉｏｎｏｆｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓꎬｔｈｅｍｅｃｈａｎｉｓｍｓｏｆｓｙｎｅｒｇｉｓｔｉｃａｎｄａｎｔａｇｏｎｉｓｔｉｃｉｎｔｅｒａｃｔｉｏｎｓｂｅｔｗｅｅｎｍｉｃｒｏｂｉａｌｅｘｃｒｅｔａａｎｄｐｌａｎｔｒｏｏｔｅｘｕｄａｔｅｓꎬａｎｄｔｈｅｍｉｃｒｏｓｃｏｐｉｃｉｎｔｅｒｆａｃｅｐｒｏｃｅｓｓｂｅｔｗｅｅｎｐｌａｎｔｓａｎｄｍｉｃｒｏｏｒｇａｎｉｓｍｓａｒｅｓｔｉｌｌｕｎｃｌｅａｒꎬａｎｄｎｅｅｄｆｕｒｔｈｅｒｓｔｕｄｙ.Ｋｅｙｗｏｒｄｓ:ｍｉｃｒｏｏｒｇａｎｉｓｍꎻｈｅａｖｙｍｅｔａｌꎻｂｉｏｓｏｒｐｔｉｏｎꎻｔｒａｎｓｆｏｒｍａｔｉｏｎꎻｂｉｏｒｅｍｅｄｉａｔｉｏｎ㊀㊀㊀环㊀境㊀科㊀学㊀研㊀究第３３卷㊀㊀随着社会经济的发展ꎬ矿山开采和重金属的冶炼活动导致大量重金属进入生态系统.重金属污染对土壤㊁水和植物等产生了严重影响ꎬ并通过生物链危害人体健康.大部分重金属在达到一定浓度时会对生物体产生毒害作用.如汞㊁镉和铅会破坏细胞膜的结构ꎬ取代必需元素的结合位点ꎬ扰乱酶的功能ꎬ损害细胞功能ꎬ改变蛋白质结构ꎬ破坏组织器官和神经系统ꎬ甚至引起生物体死亡[１].环境中重金属污染的修复研究具有重要意义.传统的物理化学方法ꎬ如开挖填埋㊁土壤淋洗法㊁逆向渗透㊁离子交换㊁电化学处理法㊁膜处理技术㊁热液提取和蒸发回收等ꎬ已广泛应用于环境中重金属污染的修复研究.但这些方法所需成本较高ꎬ工作量大ꎬ土壤性质不可逆ꎬ且有的化学处理方法还会引起二次污染[２].生物修复具有简单㊁易操作㊁成本低㊁不引起二次污染以及可应用于现场的原位修复等优势而受到了广泛关注[３].微生物在自然界中广泛存在ꎬ几乎参与自然界中所有的生物化学反应ꎬ对重金属的溶解释放㊁迁移转换和富集沉淀均具有重要作用.部分微生物在新陈代谢过程中产生铵盐[４]㊁硫代硫酸盐[５]㊁氰化物[６]㊁碘化物[７]及有机酸[８]ꎬ该过程可以提供大量的阴离子络合基团ꎬ增加对重金属的螯合能力.同时ꎬ微生物可通过胞外沉淀㊁细胞内积累和氧化还原等机制将毒性重金属离子转化为毒性较低的形态[９].该文综述了微生物在重金属的生物地球化学循环过程中的作用ꎬ主要包括微生物对重金属元素的溶解迁移过程以及微生物对重金属元素的吸收富集与形态转化机制ꎬ并探讨了微生物在修复重金属污染方面的应用前景.１㊀微生物与重金属相互作用过程与机制１ １㊀重金属对微生物生长过程的影响微生物在元素的生物地球化学循环过程中扮演着重要角色ꎬ元素的生物地球化学循环过程会影响微生物的生长[１０].例如ꎬ一些金属元素(如Ｋ㊁Ｎａ㊁Ｃａ㊁Ｍｇ㊁Ｆｅ㊁Ｃｕ和Ｚｎ)是微生物生长的必需营养元素[１１]ꎬ另一些金属离子(如Ａｓ３＋∕Ａｓ５＋㊁Ｆｅ２＋∕Ｆｅ３＋㊁Ｍｎ２＋∕Ｍｎ４＋㊁Ｖ４＋∕Ｖ５＋㊁Ｓｅ４＋∕Ｓｅ６＋和Ｕ４＋∕Ｕ６＋)的氧化还原反应过程可为微生物提供新陈代谢所需的能量[１２]ꎬ还有一些重金属离子(如Ａｇ＋㊁Ｈｇ２＋㊁Ｃｄ２＋㊁Ｃｏ２＋㊁ＣｒＯ４２＋和Ｐｂ２＋)通过置换作用取代原本结合位点上的必需金属离子进而对微生物造成毒害[１３￣１４].从宏观上来说ꎬ重金属含量会影响微生物的生物量及其多样性[１０].韩桂琪等[１５]发现ꎬ低含量的Ｃｄ(７ ５ｍｇ∕ｋｇ)㊁Ｃｕ(７５ｍｇ∕ｋｇ)㊁Ｚｎ(１５０ｍｇ∕ｋｇ)和Ｐｂ(１５０ｍｇ∕ｋｇ)复合污染会促进细菌㊁真菌和放线菌生物量的增加ꎬ增幅分别为１４ ９％㊁１２ ４％和５８ ５％ꎬ但随着这些重金属含量的增加ꎬ重金属对微生物的作用由刺激转变为毒害作用ꎬ细菌㊁真菌和放线菌的生物量显著下降.从微观上来说ꎬ高浓度的重金属会损坏细胞膜结构ꎬ改变酶的特异性ꎬ损害细胞功能ꎬ改变蛋白质结构ꎬ破坏ＤＮＡ甚至引起细胞死亡.毒性重金属离子(如Ａｇ＋㊁Ｈｇ２＋㊁Ｐｂ２＋㊁Ｃｄ２＋㊁Ｃｏ２＋㊁ＣｒＯ４２＋和Ｎｉ２＋等)的氧化电位比必需金属元素高ꎬ对巯基具有更强的亲和能力ꎬ可通过置换作用取代原本结合位点上的必需金属元素[１６].在重金属的胁迫下ꎬ微生物会产生过多的氧化应激产物(如过氧化氢㊁活性氧和超氧化物歧化酶等)ꎬ当这些产物超过微生物的抗氧化能力时就会导致细胞死亡[１７].Ｄａｓ等[１８]研究发现ꎬ低浓度(<１３０μｍｏｌ∕Ｌ)的ＡｕＣｌ４－会刺激米根菌(Ｒｈｉｚｏｐｕｓｏｒｙｚａｅ)分泌还原蛋白进行生物解毒ꎬ但当ＡｕＣｌ４－浓度高于１３０μｍｏｌ∕Ｌ时ꎬ细胞的超微结构受到破坏ꎬ菌的生长受到明显抑制.ＺＨＯＵ等[１９]对从生活排放污水中分离出的细菌进行实验室培养后发现ꎬ当ρ(Ａｓ３＋)为０ ０５ｍｇ∕Ｌꎬρ(Ｈｇ２＋)为０ ２ｍｇ∕Ｌꎬρ(Ｃｄ２＋)㊁ρ(Ｃｒ３＋)和ρ(Ｃｕ２＋)均为０ ５ｍｇ∕Ｌꎬρ(Ｐｂ２＋)和ρ(Ｚｎ２＋)均为１ｍｇ∕Ｌ时ꎬ细菌的ＤＮＡ结构会受到破坏.长期生活在重金属污染环境中的部分微生物会通过吸附㊁积累和生物转化等过程改变重金属的毒性ꎬ甚至通过改变自身的遗传物质ꎬ逐渐适应环境并存活下来形成优势菌种ꎬ这些优势菌种对重金属的耐受性也会有所增加[１０].噬金属的微生物 如β变形菌属贪铜菌(Ｃｕｐｒｉａｖｉｄｕｓｍｅｔａｌｌｉｄｕｒａｎｓ) 体内含有多种重金属的抗性基因簇ꎬ细胞可通过络合作用㊁外排作用或还原沉淀等作用进行解毒ꎬ使其可在矿渣岩石堆ꎬ重金属加工厂附近的河流以及矿化区等环境中得以生存繁衍[２０].１ ２㊀微生物作用下重金属的生物地球化学循环过程及机理１ ２ １㊀微生物作用下重金属元素的溶解迁移微生物自身生长的过程中可以产生大量蛋白质㊁多肽㊁羧酸㊁核酸和氨基酸ꎬ部分微生物还会分泌氰化物和硫代硫酸盐等代谢产物ꎬ这些过程可以提供大量的阴离子络合基团与重金属螯合ꎬ提高重金属的生物有效性[１３ꎬ２１].Ｆａｒａｍａｒｚｉ等[２２]发现ꎬ假单胞菌(Ｐｓｅｕｄｏｍｏｎａｓｐｌｅｃｏｇｌｏｓｓｉｃｉｄａ)在生长早期分泌大量的ＨＣＮꎬＨＣＮ与重金属形成络合物促进重金属的溶解０３９１第８期劳昌玲等:微生物与重金属相互作用过程与机制研究进展㊀㊀㊀迁移.Ｒｅｉｔｈ等[８]发现ꎬ金矿区土壤中的原生微生物在生长过程中分泌大量游离的氨基酸(浓度高达６４ ２μｍｏｌ∕Ｌ)ꎬ土壤中８０％的金会发生溶解并以有机结合态形式存在ꎬ但在培养５０ｄ后ꎬ这些氨基酸配体被大量消耗ꎬ游离氨基酸浓度仅为８μｍｏｌ∕Ｌꎬ此时金在溶液中不稳定ꎬ会重新吸附到土壤表面上.化学自养型细菌可通过氧化还原难溶矿石中的硫化物或碘化物来获取新陈代谢所需的能量ꎬ释放矿石中的重金属元素.在含氧环境中ꎬ铁和硫的氧化细菌通过将Ｆｅ２＋氧化为Ｆｅ３＋或将Ｓ０氧化为Ｈ２ＳＯ４来获取能量ꎬ该过程可导致黄铁矿(Ｆｅ２Ｓ)和磁黄铁矿(Ｆｅ１￣ｘＳ)溶解[２３].在厌氧环境中ꎬ硫杆菌(Ｔｈｉｏｂａｃｉｌｌｕｓ)可将Ｓ０氧化为ＳＯ４２－ꎬ该过程降低了环境的ｐＨꎬ促进了重金属的溶解[２４].假单胞菌(Ｐｓｅｕｄｏｍｏｎａｓ)可将ＩＯ３－还原为Ｉ－ꎬ进而使金发生溶解[７ꎬ２５]ꎬ相关反应过程如下:４Ｆｅ２＋＋Ｏ２＋４Ｈ＋ң４Ｆｅ３＋＋２Ｈ２Ｏ(含氧环境)(１)２Ｓ０＋３Ｏ２＋２Ｈ２Ｏң２Ｈ２ＳＯ４(含氧环境)(２)Ｓ０＋６Ｆｅ３＋＋４Ｈ２ＯңＳＯ４２－＋６Ｆｅ２＋＋８Ｈ＋(厌氧环境)(３)２Ａｕ＋３Ｉ３－ң２ＡｕＩ４－＋Ｉ－或２Ａｕ＋Ｉ－＋Ｉ３－ң２ＡｕＩ２－(４)㊀㊀化能异养型的微生物利用有机物作为电子供体ꎬ将金属氧化物中的高价金属离子作为电子受体从而将金属进行异化还原[２６].铁的异化还原对吸附于铁(氢)氧化物表面的重金属元素的生物地球化学循环过程起着重要作用.在枯草芽孢杆菌(Ｂａｃｉｌｌｕｓｓｕｂｔｉｌｉｓ)中加入Ｆｅ３＋后ꎬ在胞外聚合物作用下细胞表面形成无定型铁(氢)氧化物纳米粒子ꎬ细胞对Ａｓ５＋的吸附能力至少提高了１１倍[２７].Ｔｏｓｈｉｈｉｋｏ等[２８]从稻田土壤中分离出异化还原菌株Ｇｅｏｂａｃｔｅｒｓｐ.ＯＲ￣１ꎬ该菌株培养４周可溶解土壤中７０％的砷ꎬ其对砷的溶解释放过程如图１所示.Ｇｅｏｂａｃｔｅｒｓｐ.ＯＲ￣１既可以Ａｓ５＋作为电子受体将砷还原为Ａｓ３＋ꎬ又可以Ｆｅ３＋作为电子受体将铁还原为Ｆｅ２＋使水铁矿发生溶解ꎬ此时吸附于水铁矿的Ａｓ３＋释放到溶液中被农作物吸收ꎬ通过食物链威胁人体健康.１ ２ ２㊀微生物对重金属的吸附和富集微生物细胞膜外存在大量胞外聚合物(ＥＰＳ)ꎬ该聚合物中含有羧基㊁羟基㊁巯基㊁氨基㊁酰胺基和磷酸基等活性基团ꎬ这些基团中的Ｎ㊁Ｏ㊁Ｐ和Ｓ等提供孤对电子重金属离子结合ꎬ从而使溶液中的重金属离子被吸附[２９].Ｋａｓｉｍａｎｉ等[３０]研究发现ꎬ在ρ(Ｃｒ２＋)为２５ｍｇ∕Ｌ的溶液中ꎬ蓝藻菌(Ｃｙａｎｏｂａｃｔｅｒｉａ)对Ｃｒ的吸附能力最高可达７５ ６３％ꎬＦＴＩＲ结果显示ꎬ对Ｃｒ吸附起作用的官能团主要是氨基㊁羟基和羧基.ＳＨＥＮ等[３１]图１㊀砷的异化还原菌Ｇｅｏｂａｃｔｅｒｓｐ.ＯＲ￣１将砷从水铁矿中释放的过程[２８]Ｆｉｇ.１Ａｒｓｅｎｉｃｒｅｌｅａｓｅｄｆｒｏｍｆｅｒｒｉｈｙｄｒｉｔｅｂｙａｒｓｅｎａｔｅ￣ｒｅｄｕｃｉｎｇｂａｃｔｅｒｉｕｍＧｅｏｂａｃｔｅｒｓｐ.ＯＲ￣１[２８]发现ꎬ在ρ(Ｃｄ２＋)为０ ５ｍｇ∕Ｌ的溶液中ꎬ胞藻(Ｓｙｎｅｃｈｏｃｙｓｔｉｓｓｐ.ＰＣＣ６８０３)可吸附８６％的Ｃｄ２＋ꎬ吸附效率的增加与ＥＰＳ的增加同步ꎬ胞藻通过分泌ＥＰＳ将Ｃｄ吸附于细胞外ꎬ防止其对细胞的毒害.Ｇｏｎｚáｌｅｚ等[３２]利用同步辐射Ｘ射线吸收近边结构(Ｘ￣ｒａｙａｂｓｏｒｐｔｉｏｎｎｅａｒｅｄｇｅｓｔｒｕｃｔｕｒｅꎬＸＡＮＥＳ)测定了含ＥＰＳ和不含ＥＰＳ的根际假单胞菌(Ｐｓｅｕｄｏｍｏｎａｓａｕｒｅｏｆａｃｉｅｎｓ)对Ｆｅ３＋的吸附过程ꎬ发现两种情况下与羧基结合的铁分别为７８％和４０％ꎬ说明ＥＰＳ可促进细胞表面Ｆｅ Ｏ Ｆｅ高聚物的形成.不同微生物对金属离子的吸附能力有所差异.革兰氏阴性菌细胞表面缺乏有机磷酸基ꎬ对金属离子的吸附作用比革兰氏阳性菌差[３３].相同微生物细胞在不同环境下的吸附能力也有区别.在０ １ｍｍｏｌ∕Ｌ的Ａｕ３＋溶液中ꎬ形成生物膜的细胞由于胞外聚合物对Ａｕ３＋的吸附作用强ꎬ进入细胞内的Ａｕ３＋也较少ꎬ导致其存活率比浮游细胞的存活率高４个数量级[３４].微生物对元素的表面吸附过程受ｐＨ的影响显著.Ｇｉｒｉ等[３５]发现ꎬ当ｐＨ在２ ５~７ ５范围内时ꎬ蜡样芽胞杆菌对砷的吸收效率随着ｐＨ的升高而增加ꎻ但随着ｐＨ继续升高ꎬ吸收效率反而降低.原因在于表面吸附主要包括吸附和解吸两个过程(见图２):①当ｐＨ较低时ꎬ细胞表面高度质子化ꎬ解吸过程起主要作用ꎬ因此ｐＨ升高会引起解吸作用降低ꎬ吸附增强ꎻ②当ｐＨ超过７ ５后ꎬ吸附起主要影响作用ꎬ随着ｐＨ的继续升高ꎬ细胞表面电负性增强ꎬ对砷的吸附作用也随之减弱.因此ꎬ在实际的环境修复应用中ꎬｐＨ也是一个重要的考察因素.与简单的表面吸收不同的是ꎬ富集作用是重金属离子从活细胞外侧通过细胞膜运输进入细胞质ꎬ该过１３９１㊀㊀㊀环㊀境㊀科㊀学㊀研㊀究第３３卷图２㊀蜡样芽胞杆菌表面对ＡｓＯ３３－的吸附和解吸过程[３５]Ｆｉｇ.２ＢｉｏｓｏｒｐｔｉｏｎａｎｄｒｅｇｅｎｅｒａｔｉｏｎｐｒｏｃｅｓｓｏｆＡｓＯ３３－ｂｙｌｉｖｉｎｇＢ.ｃｅｒｅｕｓ[３５]程是主动运输的过程[３６].重金属进入细胞后ꎬ与体内氨基酸或者蛋白质结合生成无毒或低毒的络合物并富集在细胞内.从印度某工业废水处理厂中分离出的芽孢杆菌(Ｂａｃｉｌｌｕｓ)可富集高达９ ８ｍｇ∕ｇ的砷ꎬ其中８０％的砷富集在细胞质中ꎬ天冬氨酸㊁谷氨酸和半光氨酸参与砷的解毒过程[３７]ꎬ该特异性菌株在实际环境中砷污染的修复中可能具有潜在的应用前景.１ ３㊀微生物对重金属元素形态的转变微生物通过氧化还原㊁生物矿化㊁甲基化和去甲基化等作用改变重金属的形态ꎬ从而实现对重金属的解毒.通常情况下ꎬ微生物可通过多种解毒机制共同作用ꎬ使其在重金属污染的环境中存活下来.例如ꎬ在高浓度Ｆｅ３＋胁迫下ꎬ蓝藻菌可通过以下多种途径降低铁对细胞的毒害:①胞外蛋白质将Ｆｅ３＋矿化为赤铁矿和磁铁矿ꎬ减少其进入细胞的量ꎻ②细胞内的磷酸盐与Ｆｅ３＋鳌合ꎬ减少游离的Ｆｅ３＋对细胞的毒害ꎻ③超氧化物歧化酶㊁过氧化氢酶㊁脯氨酸和类胡萝卜素等可降低Ｆｅ３＋引起的氧化应激压力ꎻ④蓝藻菌合成的脂多糖㊁脂肪酸㊁叶绿素和糖类等物质与Ｆｅ３＋络合降低铁的毒害[３８].１ ３ １㊀微生物对重金属元素的氧化和还原元素的价态是影响其毒性的重要原因ꎬ微生物对毒性元素的氧化还原过程是重要的解毒机制之一.从制革废水中分离出的蜡样芽胞杆菌(Ｂａｃｉｌｌｕｓｃｅｒｅｕｓ)可将Ｃｒ６＋还原为Ｃｒ３＋ꎬ降低Ｃｒ的毒性ꎬ当Ｃｒ６＋浓度分别为６０和７０ｍｇ∕Ｌ时还原率分别达到９６ ７％和７２ １％ꎬ该过程中ꎬ还原型辅酶Ⅰ和Ⅱ可作为重要的电子供体[３９].在有氧环境中ꎬ栖热菌属(Ｔｈｅｒｍｕｓ)利用无机Ａｓ３＋作为电子供体ꎬ将Ａｓ３＋氧化为毒性较弱的Ａｓ５＋[４０].游离态的金对生物体具有很强的毒性ꎬ因为其一旦进入细胞内ꎬ就容易与谷胱甘肽结合ꎬ形成的化合物会与氧分子反应生成氧化谷胱甘肽和过氧化氢ꎬ并抑制活性酶的功能[２０ꎬ４１].而惰性的单质Ａｕ对微生物几乎没有毒性[４２￣４３].不同的微生物对Ａｕ离子的还原解毒机制不同.微生物可通过胞外分泌物ꎬ细胞膜上的还原蛋白或者胞内还原酶等将毒性的金离子进行还原解毒(见图３)[１８].在１００μｍｏｌ∕Ｌ的ＡｕＣｌ３溶液中ꎬ正常生长的代尔夫特食酸菌(Ｄｅｌｆｔｉａａｃｉｄｏｖｏｒａｎｓ)可通过分泌次级代谢产物将Ａｕ３＋在体外还原解毒.而基因突变后不能正常分泌次级代谢产物的菌对Ａｕ３＋的毒性敏感程度增加了１０２ ８倍ꎬ菌的生长受到明显抑制[４２].很多革兰氏阴性菌的膜囊可作为抵御环境中有毒物质的防护盾.当蓝藻菌暴露于Ａｕ(Ｓ２Ｏ３)２３－溶液中ꎬ蓝藻菌会释放膜囊包裹住细胞ꎬ防止金离子对细胞的毒害ꎬ并通过膜囊组分中的Ｐ㊁Ｓ或者Ｎ等配体与Ａｕ离子反应生成金纳米颗粒[４４￣４５].在５０μｍｏｌ∕Ｌ的ＨＡｕＣｌ４溶液中ꎬ贪铜菌吸附的金进入细胞质内被还原形成Ａｕ(Ｉ)￣Ｓ中间体ꎬ最终被还原为纳米金ꎬ并通过Ｐ型ＡＴＰ酶外排通道将金排出体外[２０].图３㊀微生物对金离子的还原解毒机制[１８]Ｆｉｇ.３Ｒｅｄｕｃｔｉｏｎａｎｄｄｅｔｏｘｉｆｉｃａｔｉｏｎｍｅｃｈａｎｉｓｍｏｆｇｏｌｄｉｏｎｓｂｙｃｅｌｌｓ[１８]同步辐射ＸＲＦ和ＸＡＮＥＳ技术可原位获得重金属元素在细胞体内外的分布及其形态特征ꎬ是探究微生物对重金属解毒机制的重要途径.Ｋｅｎｎｅｔｈ等[４６]利用空间分辨率为１５０ｎｍ的ＸＲＦ和ＸＡＮＥＳ技术分析了在Ｋ２Ｃｒ２Ｏ７溶液中暴露６ｈ后ꎬ荧光假单胞菌的浮游和附着在固体表面的两种不同状态细胞中元素的分布和化学形态ꎬ得到以下结论:①浮游状态的细胞中Ｐ㊁Ｓ㊁Ｃａ㊁Ｆｅ和Ｚｎ等元素大量丢失ꎬ细胞内富集了大量的毒性元素Ｃｒꎬ而附着状态的细胞表面含有大量的Ｃａ和Ｐ元素ꎬ在细胞表面形成大量的磷灰石沉淀ꎬ并将Ｃｒ区隔在细胞外ꎻ②附着细胞中Ｃｒ６＋被还原为Ｃｒ３＋并与细胞外的磷酰基官能团结合ꎬ防止Ｃｒ对附着状态的细胞的毒害.同步辐射是一种先进的分析技术ꎬ但目前受光斑大小的限制ꎬ难以对数微米的微生物进行准确的定位分析ꎬ这也是目前研究中急需解决的问题之一.１ ３ ２㊀微生物对重金属的矿化作用２３９１第８期劳昌玲等:微生物与重金属相互作用过程与机制研究进展㊀㊀㊀重金属离子在微生物体内外的生物矿化可使重金属发生沉淀.生物矿化主要包括磷酸盐矿化㊁碳酸盐矿化和硫化物矿化等ꎬ具体的方程式[４７]如下:ＨＰＯ４２－＋Ｍ２＋ңＭＨＰＯ４(５)ＣＯ３２－＋Ｍ２＋ңＭＣＯ３(６)Ｈ２Ｓ＋Ｍ２＋ңＭＳ＋Ｈ２(７)㊀㊀硫酸盐还原菌(ＳｕｌｆａｔｅｒｅｄｕｃｉｎｇｂａｃｔｅｒｉａꎬＳＲＢ)可利用硫酸盐作为电子受体将硫酸盐转化为硫化物ꎬ产生的Ｈ２Ｓ与重金属发生反应形成硫化物沉淀[４８￣４９].在重金属污染的土壤中ꎬ芽孢杆菌(Ｂａｃｉｌｌｕｓ)和八叠球菌属(Ｓｐｏｒｏｓａｒｃｉｎａ)分泌的脲酶增加ꎬ从而促进土壤中的尿素水解生成碳酸盐ꎬ碳酸盐与Ｎｉ㊁Ｃｕ㊁Ｐｂ㊁Ｃｏ㊁Ｚｎ和Ｃａ等矿化形成沉淀ꎬ矿化率为８８％~９９％[５０].酿酒酵母(Ｓａｃｃｈａｒｏｍｙｃｅｓｃｅｒｅｖｉｓｉａｅ)通过释放磷酸盐将Ｕ６＋矿化为氢铀云母 Ｈ２(ＵＯ２)２(ＰＯ４)２ ８Ｈ２Ｏ ꎬ降低了Ｕ６＋对细胞毒害[５１].从尾矿分离出的芽孢杆菌(Ｂａｃｉｌｌｕｓ)可将溶液中的Ｐｂ(ＮＯ３)２转化为溶解性较差的ＰｂＳ和ＰｂＳｉＯ３ꎬ将该菌添加到矿区土壤中ꎬ土壤中可交换态的Ｐｂ减少了２６％ꎬ与碳酸盐结合的Ｐｂ增加了３６％[５２].微生物对重金属的生物矿化作用可降低重金属的迁移能力和生物有效性ꎬ是其可应用于重金属污染修复的重要原因之一.１ ３ ３㊀微生物对毒性元素的甲基化和去甲基化微生物对砷形态的转化主要包括氧化㊁还原㊁甲基化和去甲基化.不同形态的砷迁移能力变现为ｍｅｔｈｙｌＡｓ(Ⅲ)>>ｍｅｔｈｙｌＡｓ(Ⅴ)>Ａｓ(Ⅲ)>Ａｓ(Ⅴ)[５３]ꎬ而砷的毒性大小顺序为ｍｅｔｈｙｌＡｓ(Ⅲ)>Ａｓ(Ⅲ)>Ａｓ(Ⅴ)>ｍｅｔｈｙｌＡｓ(Ⅴ)[５４].微生物将无机砷甲基化生成可挥发性有机砷并排出体外的过程是微生物重要的解毒机制.一甲基砷渗透性差ꎬ仅作为胞内甲基化的中间体无法渗出体外ꎬ而二甲基砷和三甲基砷具有较高的渗透性(比一甲基砷至少高出１０倍)ꎬ能穿过细胞膜释放到环境中[３６].稻田土壤中添加４％的秸秆时ꎬ由于秸秆分解过程中产甲烷细菌增加ꎬ水稻根际土壤中砷的甲基化程度增加了２个数量级[５５].由于砷的去甲基化过程降低了其迁移能力ꎬ不适合应用于污染土壤的修复ꎬ因而受到的关注较少.气态的甲基砷经过快速的氧化降解可形成无机砷ꎬ但目前该过程中微生物起何种作用仍不清楚[５６].２㊀微生物在修复重金属污染中的应用生物修复已经成为目前修复环境中重金属污染的一项重要技术手段ꎬ其原理是使重金属形成更稳定的化合物.研究[５７]表明ꎬ重金属化合物的稳定性顺序为酸溶性部分<可还原部分<可氧化的部分<残渣部分.微生物可通过生物吸附作用㊁还原沉淀㊁生物矿化等作用将重金属固定[５８].ＳＲＢ广泛存在于稻田土壤㊁海水㊁温泉㊁油田和沉积物中ꎬ是最常见的应用于生物修复的微生物[５９￣６０].在缺氧条件下ꎬＳＲＢ对含水层沉积物中重金属的矿化起着重要作用ꎬ其主要机制:ＳＲＢ将硫酸盐转化为Ｈ２Ｓꎬ胞外ＥＰＳ将重金属吸附到细胞表面ꎬＨ２Ｓ与重金属发生反应形成金属硫化物沉淀[４８￣４９].虽然ＳＲＢ应用于重金属修复得到了实验室的证实ꎬ但其在实际环境中的应用受到了限制ꎬ原因在于微生物生长需要适宜的环境和电子供体.近年来ꎬ有研究者针对这一问题开展了实际环境中微生物用于修复重金属污染的研究.例如ꎬＺＨＡＮＧ等[６１]通过添加不同的营养物质解决了尾矿修复中噬酸菌和ＳＲＢ的竞争问题ꎬ发现酵母提取物和胰蛋白胨可促进ＳＲＢ的生长ꎬ抑制噬酸菌的生长ꎬ从而提高ＳＲＢ在实际尾矿环境中的重金属修复效率.有研究[６２￣６３]表明ꎬ零价铁(Ｆｅ０)可作为ＳＲＢ生长过程中重要的补充物质ꎻＦｅ０与重金属氧化物之间发生电子传递将重金属还原ꎬ被还原的重金属与铁的氧化物发生表面吸附和共沉淀作用ꎬ此外Ｆｅ０与水反应产生的Ｈ２同样可作为ＳＲＢ的电子供体促进其生长.ＸＩＮ等[６４]研究表明ꎬ在同时含有Ｆｅ０和ＳＲＢ的体系中ꎬＣｕ㊁Ｃｄ㊁Ｚｎ和Ｐｂ的浸出率分别达１００％㊁９８ ５％㊁９０ ６９％㊁１００％ꎬＸ射线衍射(Ｘ￣ｒａｙｄｉｆｆｒａｃｔｉｏｎꎬＸＲＤ)和Ｘ射线光电子能谱(Ｘ￣ｒａｙｐｈｏｔｏｅｌｅｃｔｒｏｎｓｐｅｃｔｒｏｓｃｏｐｙꎬＸＰＳ)分析结果显示ꎬＣｕ㊁Ｃｄ㊁Ｚｎ和Ｐｂ主要形成了ＰｂＣｄ㊁ＰｂＺｎ㊁ＺｎＳ㊁Ｚｎ㊁ＣｄＯ㊁ＣｕＺｎ和ＣｕＳ等更稳定的矿物.微生物对重金属的修复效果与重金属的存在形态有关.从下水道污泥中分离出的伯克霍尔德氏菌(Ｂｕｒｋｈｏｌｄｅｒｉａｓｐ.)Ｚ￣９０对Ｍｎ㊁Ｚｎ㊁Ｃｄ㊁Ｐｂ㊁Ａｓ和Ｃｕ的修复效率分别为５２ ２％㊁４４ ０％㊁３７ ７％㊁３２ ５％㊁３１ ６％和２４ １％ꎬ修复前后的ＢＣＲ分步提取结果显示ꎬ重金属中酸溶态的组分比残渣态更易于被微生物吸附吸收[６５].在实际应用中可先利用菌株将重金属元素转化为易于被微生物吸附的形态ꎬ再利用特异性菌株进行修复.微生物应用于土壤和灌溉水的重金属修复ꎬ可降低重金属对作物的毒害ꎬ增加产量.Ｆａｗｚｙ等[６６]发现ꎬ蓝藻菌对灌溉污水中Ｆｅ㊁Ｐｂ㊁Ｃｄ㊁Ｚｎ㊁Ｃｕ和Ｍｎ的去除率分别为６２ ０％㊁８３ １％㊁８８ ５％㊁６８ ８％㊁５５ ２％和４２ ４％ꎬ降低了污水灌溉的甜菜体内重金属㊁过氧化氢和脂质过氧化反应产物的含量ꎬ说明蓝藻菌可有效减少灌溉污水中重金属对甜菜的氧化应激压３３９１㊀㊀㊀环㊀境㊀科㊀学㊀研㊀究第３３卷力[６６].稻田土壤中施加粉煤灰可为水稻提供Ｋ㊁Ｎａ㊁Ｐ㊁Ｚｎ和Ｆｅ等营养元素ꎬ也会引入Ｐｂ㊁Ｃｒ和Ｃｄ等毒性重金属元素ꎬ在施肥的同时加入１ ０ｋｇ∕ｍ３的固氮蓝藻菌可显著提高水稻的固氮能力ꎬ同时蓝藻菌对重金属元素的吸附作用可减少毒性重金属元素进入水稻中[６７].根际微生物对植物吸收重金属起重要的调控作用[６８].超富集植物可大量吸收重金属ꎬ但大部分植物由于生物量低㊁生长缓慢和对重金属具有选择性等原因不适用于大规模地应用于修复重金属污染[６９].一些有益的微生物可直接或间接地溶解营养元素(氮㊁磷㊁钾和铁等)ꎬ分泌植物激素和促生酶(如１￣氨基环丙烷￣１￣羧基脱氨酶)等物质ꎬ从而促进植物的生长[７０].在大麻的根际土壤中接种丛枝菌根真菌ꎬ大麻的生物量增加６４ ２％ꎬ根际有效态Ｃｄ含量增加４６ ３％ꎬＣｄ的吸收量增加１０７ ８％[７１].从尾矿区花叶芒的根际土壤中分离出的假单胞菌(Ｐｓｅｕｄｏｍｏｎａｓｋｏｒｅｅｎｓｉｓ)接种在矿区的土壤中ꎬ花叶芒的生物量㊁叶绿素和蛋白质含量均分别增加５４％㊁２７％和２８％ꎬ根中重金属的增加量分别为２３％(Ａｓ)㊁３１％(Ｃｄ)㊁７％(Ｃｕ)㊁１８％(Ｐｂ)和１５％(Ｚｎ)ꎬ茎中重金属的增加量分别为３１％(Ａｓ)㊁７１％(Ｃｄ)㊁６１％(Ｃｕ)㊁２２％(Ｐｂ)和２１％(Ｚｎ)ꎬ超氧化物歧化酶和过氧化氢酶活性分别增加４２％和３３％ꎬ羟基自由基减少ꎬ说明接种该菌可提高花叶芒的抗氧化应激压力的能力[９].微生物还可通过酸化㊁沉淀㊁络合和氧化还原等作用改变重金属的生物有效性ꎬ降低重金属的毒性ꎬ诱导植物对重金属的抵御机制.根际微生物可改变重金属的形态ꎬ影响其生物有效性ꎬ其机制如下:①真菌(如黄曲霉)可通过新陈代谢活动产生的有机酸㊁氨基酸及其他代谢产物溶解重金属ꎬ增强重金属的生物有效性ꎻ②部分特异性丛枝菌根可以通过对重金属的鳌合作用ꎬ增加重金属的有机结合态ꎬ从而影响植物对重金属的吸收富集[４７].Ｂａｕｍ等[７２]从重金属污染的植物根部分离出真菌淡黄曲霉菌接种到污染土壤中ꎬ重金属Ｃｄ㊁Ｃｕ㊁Ｐｂ和Ｚｎ的硝酸铵提取态含量增加了１１％~３３％ꎬ其中Ｃｄ的生物有效性提高了２２％.与非超富集植物相比ꎬ硒的超富集植物根际的微生物种类更为丰富.超富集植物利用硫酸盐转运蛋白吸收土壤中的硒酸盐ꎬ并将其转化为硒半胱氨酸(ＳｅＣｙｓ)和硒甲硫氨酸(ＳｅＭｅｔ)[７３].从硒的超富集植物碎米芥根际分离出一种氧化微杆菌属(Ｍｉｃｒｏｂａｃｔｅｒｉｕｍｏｘｙｄａｎｓ)可耐受高达１５ｍｇ∕Ｌ的亚硒酸盐.将其暴露于１ ５ｍｇ∕Ｌ的亚硒酸盐中ꎬ可检测到大量的ＳｅＣｙｓ２ꎬ该机制可能是超富集植物能富集大量硒的重要原因[７４].３㊀结论ａ)微生物可通过自身生长的过程中产生的蛋白质㊁多肽㊁羧酸㊁核酸和氨基酸等物质与重金属络合ꎬ氧化还原难溶矿石中的硫化物或碘化物ꎬ或直接对重金属进行异化还原等过程促进重金属的溶解迁移.ｂ)微生物细胞外ＥＰＳ的活性基团中Ｎ㊁Ｏ㊁Ｐ和Ｓ等提供的孤对电子可对重金属离子进行吸附ꎬ被吸附的重金属离子从活细胞外侧通过细胞膜运输进入细胞质ꎬ从而富集在细胞内.ｃ)微生物可通过氧化还原㊁生物矿化㊁甲基化和去甲基化等过程改变重金属的毒性ꎬ从而影响重金属在环境中的生物地球化学循环.４㊀展望微生物应用于重金属污染环境中的生物修复越来越受到关注.目前有关微生物对重金属的解毒和耐受机制以及微生物在实际的环境修复应用中仍存在以下问题有待进一步深入研究.ａ)在重金属污染地区ꎬ特异性菌株对于重金属的解毒和耐受性的机制仍需要进一步研究.ＸＲＦ和ＸＡＮＥＳ技术虽然可原位获得重金属元素在细胞体内外的分布及其形态特征ꎬ但由于仪器机时的限制ꎬ难以展开大量的研究工作.同时ꎬ由于微生物细胞个体小ꎬ仅为数微米ꎬ受光斑大小的限制ꎬ难以分辨出元素在细胞内外的准确位置.在今后的研究中可以采用相应的分离和提取技术ꎬ分别获取细胞的胞外聚合物㊁细胞上的结合蛋白和胞内蛋白质与重金属相互作用ꎬ探究其解毒过程中起主要作用的物质及其解毒机制.ｂ)微生物对重金属的修复效果与重金属的存在形态有关.在实际应用过程中可以考虑利用一些特定的微生物促进重金属元素的溶解释放后ꎬ再利用对重金属具有耐受性的特异性菌株进行生物修复.目前对于混合菌株应用于修复重金属污染这方面的研究工作较少.ｃ)植物根际￣微生物￣重金属之间的相互作用是一个复杂的过程ꎬ目前植物根系分泌物和微生物的新陈代谢产物对重金属形态及生物有效性的协同拮抗作用以及植物与微生物相互作用微观的界面过程尚未明晰.加强相关机理的研究可为微生物修复环境中重金属污染的应用提供重要依据.参考文献(Ｒｅｆｅｒｅｎｃｅｓ):[１]㊀ＡＢＤＵＮꎬＡＢＤＵＬＬＡＨＩＡＡꎬＡＢＤＵＫＡＤＩＲＡ.Ｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓａｎｄｓｏｉｌｍｉｃｒｏｂｅｓ[Ｊ].ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＣｈｅｍｉｓｔｒｙＬｅｔｔｅｒｓꎬ２０１７ꎬ１５(１):４３９１。

地下水系统中富里酸-铁-砷的共沉淀行为赵华淼;甘义群;赵琪【期刊名称】《安全与环境工程》【年(卷),期】2024(31)1【摘要】地下水系统中砷酸盐与Fe(Ⅲ)的共沉淀可以有效减少砷向水生环境的释放。

有机质易参与Fe(Ⅲ)的沉淀过程,从而影响砷的固定,但目前对基于共沉淀反应的C-Fe-As耦合机制的认识还非常有限。

选取富里酸(FA)为典型有机质,通过开展室内批试验,探讨不同Fe(Ⅲ)浓度和pH值条件下地下水系统中FA-Fe(Ⅲ)-As(Ⅴ)的共沉淀行为,并综合采用三维荧光光谱(3D-EEMs)、X射线衍射(XRD)、扫描电子显微镜与能谱分析(SEM-EDS)和X射线光电子能谱(XPS)等表征手段,揭示地下水系统中有机质-铁(氢)氧化物共沉淀(OFC)的固砷机理。

结果表明:地下水系统中较高的Fe(Ⅲ)浓度促进水解共沉淀发生,有利于砷的固定及FA的组分分馏,FA中大分子量、强芳香性组分优先与水铁矿结合形成OFC;As(Ⅴ)通过占据OFC中类腐殖质组分与水铁矿的结合位点而被固定;地下水系统中较高的pH值抑制共沉淀发生,FA提高了Fe(Ⅲ)的溶解度,不利于砷的固定。

该研究结果有助于深入理解地下水系统中砷与碳元素的地球化学循环过程,可为地下水砷污染的治理与防治提供理论基础。

【总页数】10页(P205-214)【作者】赵华淼;甘义群;赵琪【作者单位】中国地质大学(武汉)环境学院【正文语种】中文【中图分类】X523【相关文献】1.胡敏酸、富里酸对土壤-地下水系统中BDE-47迁移的影响2.硝酸镧共沉淀ICP-AES法测定纯铜中砷、铋、铁、锰、铅、锑3.铁砷共沉淀-氢化物发生-原子荧光光谱法测定铜矿中的砷4.共沉淀法制备的铁酸锌纳米材料的晶化与晶粒生长行为5.高钙高铁煤渣处置含砷污酸的除砷行为及机理因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。