铁_锰氧化菌诱导土壤重金属生物成矿研究进展.pdf

第 60 卷 第 4 期 土 壤 学 报 Vol.60，No.4 2023 年 7 月 ACTA PEDOLOGICA SINICA Jul.，2023 *国家自然科学基金项目（42177392）和湖南省重点研发计划项目（2020WK2005）资助 Supported by the National Natural Science Foundation of China（No.42177392）and the Key R&D Program of Hunan Province，China（No.2020WK2005）通讯作者 Corresponding author，E-mail： 作者简介：吴 川（1983），女，教授，主要研究方向为土壤污染控制与生态修复。E-mail： 收稿日期：20220107；收到修改稿日期：20220809；网络首发日期（）：20220926 http:/ DOI：10.11766/trxb202201070648 吴川，罗雨轩，薛生国，钱子妍，漆彦婷.铁/锰氧化菌诱导土壤重金属生物成矿研究进展J.土壤学报，2023，60（4）：953968.WU Chuan，LUO Yuxuan，XUE Shengguo，QIAN Ziyan，QI Yanting.Research Progress of Heavy Metal Biomineralization Induced by Iron and Manganese-Oxidizing Bacteria in SoilsJ.Acta Pedologica Sinica，2023，60（4）：953968.铁/锰氧化菌诱导土壤重金属生物成矿研究进展*吴 川，罗雨轩，薛生国，钱子妍，漆彦婷（中南大学冶金与环境学院，长沙 410000）摘 要：综述了铁锰氧化菌诱导成矿对重金属环境行为的影响，分别从铁/锰氧化菌与生物成矿、铁/锰氧化菌诱导铁锰氧化物沉淀耦合重金属稳定化以及铁锰氧化物对土壤中重金属的作用方面进行阐述；并从铁/锰氧化菌生物成矿方式、铁/锰氧化菌诱导生物成矿过程对土壤重金属的稳定化机制等方面进一步总结了铁/锰氧化菌在不同重金属生物成矿修复中的应用，以及微生物诱导成矿过程的调控因素，分析胞外聚合物、温度与酸碱度、共存离子和其他因素对成矿过程的影响，以期为微生物诱导成矿修复重金属污染提供理论参考。未来工作可进一步关注生成矿物稳定重金属的长效性，不同微生物菌群组合对成矿效果的调控，以及铁/锰氧化菌在重金属复合污染场地土壤修复中的应用等方面。关键词：生物成矿；铁氧化菌；锰氧化菌；重金属；稳定化 中图分类号：X53 文献标志码：A Research Progress of Heavy Metal Biomineralization Induced by Iron and Manganese-Oxidizing Bacteria in Soils WU Chuan,LUO Yuxuan,XUE Shengguo,QIAN Ziyan,QI Yanting(School of Metallurgy and Environment,Central South University,Changsha 410000,China)Abstract:The effects of iron-manganese oxidizing bacteria-induced mineralization on the environmental behavior of heavy metals were reviewed,including iron/manganese-oxidizing bacteria and biomineralization,iron/manganese-oxidizing bacteria-induced iron-manganese oxide precipitation coupled with heavy metal stabilization,and the effect of iron-manganese oxide on heavy metals in soils.The application of iron/manganese-oxidizing bacteria in the bioremediation of different heavy metals was further summarized from the aspects of the biological mineralization pattern of iron/manganese-oxidizing bacteria(direct or indirect catalytic mineralization of iron oxide protein/enzyme,dual electron transfer reaction of manganese oxidase dominated by polycopper oxidase and the mineralization induced by external factors),heavy metal stabilization mechanisms of iron/manganese-oxidizing bacteria biological mineralization in soils(precipitation/coprecipitation,adsorption/complexation and redox).The effects of extracellular polymers,temperature and pH,coexisting ions and other factors on the mineralization process were also analyzed,in order to provide theoretical references for microbial-induced mineralization to remediate heavy metal 954 土 壤 学 报 60 卷 http:/ pollution.Future work should focus on the long-term stability of heavy metals generated by minerals,the regulation of different microbial species combinations on mineralization,and the application of iron/manganese-oxidizing bacteria in the remediation of soil multi-heavy metal contaminated sites.Key words:Biomineralization;Iron-oxidizing bacteria;Manganese-oxidizing bacteria;Heavy metals;Stabilization 重金属暴露是全世界普遍存在的环境问题。据报道，自然和人为原因导致水、土壤和沉积物中的重金属含量持续增加。重金属天然存在于富含金属的铁（氢）氧化物和/或硫化物矿物中，是污染的主要地质成因与来源1。同时，重金属的浓度和空间分布与人类活动密切相关，采矿、冶炼、木材加工和农业等实践活动均可能造成人为来源的重金属暴露。土壤重金属污染是一个重大的生态环境问题，修复土壤及地下水重金属污染势在必行。微生物能形成矿物、分解以及转化矿物，而矿物的存在能够促进微生物的生长，使微生物与矿物之间协同作用得到强化，微生物和矿物的交互作用影响着土壤中重金属的环境行为2。而细菌诱导重金属成矿已成为一种环保、高效的固化稳定化方法。在污染介质中，重金属与细菌生命活动生成的酸性阴离子沉淀可达到类似水泥的稳定效果3，细菌诱导成矿法对重金属的固定率可达 70%99%4。细菌诱导成矿固化稳定化技术环境友好，具有较好的透水性、强度提升能力和长期稳定性，对土壤中砷（As）、镉（Cd）、锌（Zn）、铬（Cr）、铜（Cu）、铅（Pb）等重金属均具有修复潜力。1 重金属与生物成矿 1.1 微生物与生物成矿 生物成矿是在生物的参与下，无机元素选择性地沉积在环境中特殊有机物表面的过程。生物成矿与非生物成矿的显著区别在于是否存在生物基质的调控，生物成矿产物的形态、特征及晶型等会受到生物代谢过程或环境因素的影响调控5。生物成矿根据其类型可分为生物诱导成矿（Biologically Induced Mineralization，BIM）和生物控制成矿（Biologically Controlled Mineralization，BCM）。生物诱导成矿是由生物生理活动引起的，并通过改变周围环境的物理化学条件来诱导发生。在 BIM 过程中，生物体细胞成分（如胞外聚合物、细胞壁和一 些孢子）进入局部微环境时，生物诱导成矿发生。这些细胞成分具有带电荷表面，可作为吸附位点与金属离子发生相互作用，从而导致矿物的成核和生长。生物控制成矿是由生物生理活动引起的，其成矿过程不受各种环境因素影响或诱发。在 BCM 过程中，生物质对矿物的成核和生长有高度的控制，该过程通常发生在细胞内或划定的封闭空间。通过这种方法形成的矿物通常含有大量有机物，且具有矿物形状均匀、结晶习性独特、排列规则等特点。环境中的重金属污染具有隐蔽性、持久性、不可逆转性等特点，其无法被生物降解修复，主要通过凝聚、吸附沉淀、氧化还原、甲基化等作用进行转化以降低其在环境中的生物利用性。而传统的物理化学修复技术成本较高，易破坏土壤生态环境，造成二次污染等。微生物诱导的生物成矿是一种很有前景的环境重金属污染原位修复技术。生物矿物的组成各不相同，根据成矿产物的类型主要可分为碳酸盐矿物、铁锰氧化物、硫化物和磷酸盐矿物6，而适于介导成矿的细菌应无毒、能成矿，并能在土壤基质的真实环境中存活，其中与铁锰氧化物的形成过程相对应的微生物为铁细菌和锰氧化菌。在成矿过程中，铁呼吸是最重要的微生物胞外呼吸，纤铁矿、水铁矿、赤铁矿和磁赤铁矿等能够接受胞外电子，直接参与胞外呼吸电子传递过程，铁细菌介导的电子传递过程对铁生物成矿耦合重金属固定具有重要意义7。1.2 微生物诱导铁锰氧化物沉淀 铁锰氧化物（矿物）形成过程包括非生物过程和生物过程，铁锰氧化物的形成机制可能涉及非生物反应、酶催化或两者的结合。如在中性 pH 附近氧化条件下 Fe（）可通过非生物氧化使之转化为溶解性较小的 Fe（）矿，活性铁渗透 Fe（）-针铁矿系统，或过氧化氢反应可形成的 Fe（）等7。而在生物过程中，环境氧化还原反应可通过微生物氧化不稳定有机碳或无机化合物作为电子供体，再加上电子受体（包括腐殖物质、过渡金属、类金属 4 期 吴 川等：铁/锰氧化菌诱导土壤重金属生物成矿研究进展 955 http:/ 和锕系元素），其在铁锰矿物相的形成过程中起着重要作用7。此外，氮的循环与铁、锰的氧化还原循环之间存在诸多联系，由微生物参与的固氮、硝化、反硝化等反应会影响氮的可利用性，从而影响矿物相的形成8。铁/锰氧化菌是一个系统发育多样的类群，能够催化 Fe（）、Mn（）形成铁锰氧化物，其广泛分布于土壤环境中9。铁/锰氧化菌介导 Fe（）、Mn（）氧化形成铁锰氧化物过程中，通过吸附共沉淀和氧化来影响重金属在环境中的迁移转化。铁/锰氧化菌能够将 Fe（）、Mn（）作为电子供体，将其氧化为 Fe（）、Mn（）和 Mn（），这类氧化态的 Fe（）、Mn（）容易发生水解而生成不溶性的氧化铁与氧化锰沉淀，从而使这类细菌在铁、锰自然循环中起重要作用10（图 1）。Mn（）氧化为 Mn（）并生成锰氧化物沉淀，通常由锰氧化菌（Manganese-Oxidizing Bacteria，MOB）的代谢活性催化，而铁氧化菌（Iron-Oxidizing Bacteria，FeOB）能够催化 Fe（）氧化为 Fe（），耦合生成铁氧化物，上述铁锰氧化物具有较大的比表面积和表面正电荷，其特殊的化学和结构性质使其对重金属离子有很强的吸附和沉淀能力11，上述铁锰氧化物能够将 As、Pb、Cd、Zn 等重金属结合固定到它们的结构中或吸附在它们的表面12，从而固定环境中的重金属。典型的锰氧化菌包括海洋芽孢杆菌（Bacillus sp.）、恶臭假单胞菌（Pseudomonas putida）和松下短杆菌（Brevibacillus panacihumi），其促进了生物锰氧化物的形成13。而铁氧化菌在环境中广泛存在，如嗜酸氧化亚铁硫杆菌、假单胞菌、沼泽红假单胞菌和脱氮硫杆菌等14。上述细菌生成的铁锰氧化物对重金属具有很高的亲和力。锰氧化物与铁/锰氧化菌的代谢活动有关，也可通过 Mn（）在铁锰氧化物表面进行非生物氧化形成。大多数锰氧化菌可通过产生与锰氧化相关的多铜氧化酶（multicopper oxidase，MCO），将可溶性 Mn（）转化为不溶性生物锰氧化物15。生物锰氧化物是一 注：a，氧化；b，吸附/共沉淀；c，氧化还原；d，歧化；T，转运蛋白；F，铁氧化酶；C，固碳酶；NiRs，亚硝酸盐还原酶；P，固碳循环途径；？E，？酶；MCOs，多铜氧化酶。Note：a，Oxidization；b，Adsorption/co-precipitation；c，Redox reaction；d，Disproportionation；T，Transfer protein；F，Ferroxidase；C，Carbon fixation enzymes；NiRs，Nitrite reductase；P，Carbon cycle pathways；？E，?enzymes；MCOs，Multicopper oxidase.图 1 铁/锰氧化菌诱导生物成矿11，15，19 Fig.1 The biomineralization induced by iron/manganese-oxidizing bacteria11，15，19 956 土 壤 学 报 60 卷 http:/ 类短程和纳米尺寸的锰氧化物16-17。Nelson 等18通过 X 射线晶体学研究表明，生物铁锰氧化物主要是无定形的或结晶差的矿物。1.3 铁锰氧化物对土壤中重金属的作用 土壤矿物是土壤固相的主要组成部分，约占土壤质量的 95%以上。其中铁（氢）氧化物是土壤中重要的次生黏粒矿物，它们不仅具有巨大的比表面积，而且表面还拥有大量的活性官能团，对污染物有很强的界面反应能力，对重金属离子的固定能力强。已有研究20发现，重金属 Pb、Cd、Cu、镍（Ni）、Zn、As、锑（Sb）、Cr 等可被含铁矿物沉淀而稳定。铁（氢）氧化物对重金属滞留作用影响重金属的赋存形态进而影响重金属的迁移转化，可通过沉淀、络合、晶格取代等滞固 Pb、Cd、As 等。嗜中性铁氧化菌介导下，Fe（）快速氧化生成结晶度低的无定形 Fe（）氧化物，钴（Co）、Cr、Cd、Pb、铀（U）和镭（Ra）等金属会被这种铁矿物形态快速吸附，但其在环境中处于亚稳定状态，被吸附或络合的重金属也会解吸或解离21。在化学或微生物作用下，无定形 Fe（）氧化物还会转化为结晶度较高的针铁矿或赤铁矿等矿物。重金属可通过与这些矿物的晶体结构结合共沉淀或通过吸附至它们的表面而被固定12。Wu 等22报道，在淹水的水稻土中，铁膜通过吸附或与铁氧化物共沉淀来固定 As，从而影响根际 As 的生物有效性，降低 As 向水稻根内 部 的 迁 移。Wu等23研 究 脱 氮 新 草 螺 菌（Noviherbaspirillum destinicicans HC18）氧化Fe（）产生的针铁矿对 As（）的吸附氧化可达 95%，而不存在菌株 HC18 的缺氧条件下，少于 5%的 As（）被针铁矿氧化为 As（）。此外，在天然土壤环境中，重金属从铁（氢）氧化物上的溶解释放与二次固定通常伴随着微生物的铁还原过程。在富含铁矿物的环境中，铁还原细菌可将 Fe（）还原为 Fe（），从而影响土壤中重金属的形态与迁移转化21。锰氧化物是环境中重要的强氧化剂，已证明可氧化 As（）、Fe（）、Co（）、U（）和 Cr（）等。Fe 和 Mn 的氢氧化物特别是 Mn 的氢氧化物对Pb2+、Cd2+有很强的专性吸附能力。由于生物锰氧化物的表面积和单位面积的结合能均较高，生物锰氧化物较非生物锰氧化物吸附重金属的能力更强17，其对铅的吸附能力是非生物锰氧化物的 25 倍18。He等9发现，恶臭假单胞菌（Pseudomonas putida MnB1）介导生成的锰氧化物可能通过其空位层八面体结构将 As（）螯合固定，从而降低土壤 As 污染程度。Mayanna 等24在酸性土壤环境中鉴定并表征了沙福芽孢杆菌（Bacillus safensis）、高地芽孢杆菌（Bacillus altitudinis）和短芽孢杆菌（Brevibacillus reuszeri）等六株锰氧化细菌，发现生成的不稳定结晶六方水钠锰矿有效地固定了钡（Ba）、Ni、Co、Cd、Zn和铈（Ce）。此外，锰氧化菌表面结壳的锰氧化物可能起到保护性屏障作用，使其免受有毒金属离子的危害25。2 铁/锰氧化菌生物成矿在重金属污染土壤修复中的应用 2.1 铁/锰氧化菌生物成矿方式 不同铁/锰氧化菌通过不同的氧化和转运机制，导致铁锰矿物与细胞之间的各种相互作用。在适宜环境条件下，不同的 Fe（）氧化菌使用 O2（需氧和微需氧 Fe（）氧化菌）或硝酸盐/氯酸盐（厌氧Fe（）氧化菌）作为电子受体进行酶催化，将 Fe（）氧化为 Fe（），而锰氧化菌也可利用 O2作为电子受体将 Mn（）氧化为 Mn（）。此外，重金属（As 和 Cd 等）可能与细胞膜上的膜羟基、磷酰基、氨基等相互作用26，并促进细胞产生酶蛋白，如超氧化物歧化酶（Superoxide Dismutase，SOD）、过氧化 氢 酶（Catalase，CAT）和 谷 胱 甘 肽 转 移 酶（Glutathione S-Transferase，GST）27。微生物的这些官能团、酶蛋白等使它们能通过吸附络合、共沉淀和氧化还原等方式固定/稳定土壤中的重金属。铁/锰氧化菌可通过直接或间接途径氧化 Fe（）和/或 Mn（），该氧化过程有两种方式：（1）通过蛋白/酶，例如，铁氧化酶、多铜氧化酶（MCO）催化氧化 Fe（）和/或 Mn（）生成矿物；（2）通过改变环境因子产生相同的结果28。2.1.1 通过蛋白/酶催化成矿 Fe（）氧化蛋白/酶可直接氧化 Fe（）。可溶性 Fe（）游离至细胞表面，可通过扩散吸收或运输机制进入周质或结合至细胞表面，被分别位于周质或细胞表面的铁氧化酶蛋白氧化29。铁蛋白是一种可促进铁氧化物成核过程的铁储存蛋白，而氧化 Fe（）的电子转移机制和蛋白/酶是多种多样的。细胞色素 C4、CBB3 型细 4 期 吴 川等：铁/锰氧化菌诱导土壤重金属生物成矿研究进展 957 http:/ 胞色素氧化酶亚单位和外膜细胞色素 C 是表达最高的蛋白质，参与了需氧、嗜酸性亚铁氧化菌氧化 Fe（）过程30。其中，外膜细胞色素 c（Cyc2）是一种已知的存在于嗜酸氧化亚铁硫杆菌（Acidithiobacillus ferrooxidans）的铁氧化酶31，常被认为是与环境中重金属直接作用的电子转移蛋白32。另一个广泛研究的是中性厌氧铁氧化菌氧化 Fe（）的蛋白/酶机制。紫色非硫细菌（Rhodobacter ferrooxidans SW2）通过 foxEYZ 编码的细胞色素 c 操纵 Fe（）氧化过程33。Miot 等34在厌氧硝酸盐依赖性铁氧化菌株Acidovorax sp.BoFeN1 的周质内发现无定形磷酸铁沉淀，胞外聚合物可能促进磷酸铁成核或磷酸铁胶体在细胞外聚集。蛋白/酶可间接氧化 Fe（）。在缺氧且存在硝酸盐条件下，硝酸盐依赖型铁氧化菌氧化 Fe（）存在不同途径35。首先，自养型硝酸盐还原 Fe（）氧化菌（NRFeOx）可用 Fe（）作为电子供体，硝酸盐作为氮源，二氧化碳作为碳源35。有学者报道，自养型 Fe（）氧化细菌，如硫单胞菌属株（Thiomonas strains）36，在固定无机碳过程中可能同时氧化 Fe（）和 As（）。据报道，含有亚砷酸氧化酶基因（aioA）同源物的细菌在微氧条件下能氧化 As（）和 Fe（）37，表明 Fe（）氧化过程也可能氧化 As（），但亚砷酸氧化酶基因（aioA）是否直接或间接参与 Fe（）氧化过程尚不确定。其次，缺氧条件下，铁氧化菌介导硝酸盐还原生成亚硝酸盐，Fe（）与亚硝酸盐进行非生物反应驱动 Fe（）氧化，但该途径无酶/蛋白直接参与38-39。部分铁氧化菌菌株中亚硝酸盐还原酶功能性 nirK 基因的不表达或缺失可能导致亚硝酸盐积累，并赋予突变菌株间接氧化 Fe（）的能力，例如 Paracoccus sp.QY30 菌株11。Wu 等23获得了一株 As（）和 Fe（）氧化菌脱氮新草螺菌（Noviherbaspirillum denitrificans HC18），发现在厌氧硝酸盐还原条件下，菌株 HC18 对 As（）的固定发生在 As（）生物氧化和 Fe（）的非生物氧化形成 Fe（）矿物后。第三，许多 NRFeOx 细菌是混合营养的，它们利用 Fe（）作为电子供体，有机碳基质作为生长能源39-40。与紫硫细菌（Thiodictyon sp.strain F4）、绿细菌（Chlorobium ferrooxidans strain KoFox）、紫色非硫细菌（Rhodobacter ferrooxidans strain SW2）等菌株相对比，混合营养型硝酸盐还原铁氧化菌株 Acidovorax sp.BoFeN1 与铁沉淀物相关程度最大29。Mn（）氧化酶可催化 Mn（）进行双电子转移反应。锰氧化是双电子转移过程，锰氧化菌使用细胞表面或胞内独特的 Mn（）氧化酶通过单电子转移直接介导 Mn（）生成 Mn（），随后可能歧化为 Mn（）和 Mn（）41，或通过第二个电子转移反应形成 Mn（）15。这两个连续的单电子步骤均为酶催化的，但这两步单电子转移反应是否为同一 Mn（）氧化酶催化尚不能确定。Mn（）氧化酶包括多铜氧化酶（MCOs）和锰过氧化物酶15。多铜氧化酶是一种单电子氧化剂，其将单电子通过铜离子从底物转移至氧气来氧化底物41。研究较多的多铜氧化酶是 MnxG（Bacillus sp.strain SG-1）42、CumA（Pseudomonas putida GB-1）28、CopA（Brevibacillus panacihumi MK-8）43和 CotA（Bacillus pumilus WH4）44。来自芽孢杆菌属（Bacillus sp.）的 Mn（）氧化酶 MnxG 是目前最具特征的氧化酶45。遗传证据表明，MnxG 是一种与 MnO2形成相关的一条单一天然凝胶蛋白带，MnxG 的大尺寸和结构使其在一定程度上类似于人类的一种铁氧化酶铜蓝蛋白42。此外，锰氧化酶（CotA 和 CopA）能在胞体外氧化 Mn（），而MnxG 从大肠杆菌（E.coli）表达载体中产生时，不能在体外氧化 Mn（）41，43-44。2.1.2 诱导成矿作用 在复杂环境中，细胞产生的蛋白质与外界干扰因素有关，重金属胁迫可使细胞产生蛋白质。（1）生物成矿过程中存在的不同矿物表面可改变成矿产物8。在 Fe（）氧化过程中，不添加矿物及存在针铁矿或赤铁矿的情况下会形成针铁矿，仅磁铁矿的存在会导致除针铁矿外还生成磁铁矿，而腐殖酸和磁铁矿的添加仅会形成针铁矿而无磁铁矿8。这项研究表明，矿物的形成不仅取决于铁的地球化学循环，而且还可能受到其他矿物成核点的影响，这些不同矿物成核点可能引发相同的矿物相沉淀。在硝酸盐还原过程中，亚硝酸盐作为代谢中间产物出现，亚硝酸盐可非生物氧化 Fe（），导致针铁矿、磁铁矿等矿物成核点的生长或生成亚稳定状态 Fe（）-Fe（）混合价矿物相，如绿锈8。该亚稳矿物的形成揭示了成矿途径，即通过铁氧化菌和厌氧硝酸盐还原过程来氧化 Fe（），生成沉淀绿锈，然后绿锈再转化为 Fe（）或 Fe（）-958 土 壤 学 报 60 卷 http:/ Fe（）矿物相35。亚稳矿物相的再结晶也可能促进磁铁矿等矿物的生长46。（2）除了矿物表面，缓冲液、氧气等也可影响成矿产物。对于 Acidovorax sp.BoFeN1，研究47表明，不同的缓冲液（碳酸氢盐或3-吗啉丙磺酸缓冲液）和磷酸盐的存在影响了 Fe（）矿物的矿物学特征。As 的存在也可改变氧化产物的结晶度和特性，尤其是 As（）浓度的增加会导致矿物结晶度降低，并形成由针铁矿和铁氢化物组成的矿物混合物48。而在矿物介质碳酸氢盐缓冲液中，其他厌氧铁氧化菌氧化 Fe（）的最终产物会形成针铁矿40。Shewanella loihica PV-4 和其他属于Shewanella 属的菌株是典型的 Mn（）还原菌，可利用 MnO2作为厌氧呼吸的电子受体49。然而，它们在好氧条件具有氧化 Mn（）的能力，这表明相同菌株在不同条件下可以可逆地驱动 Mn 氧化还原反应，从而诱导生成或溶解锰矿物50。（3）重金属浓 度 的 变 化 可 改 变 成 矿 产 物。Xiu 等51发 现Pseudogulbenkiania sp.strain 2002 在厌氧条件下能生成水铁矿-针铁矿两相铁矿物，且初始 Fe/As 比会导致铁砷成矿方式不同，从而影响 As 的固定效果。当铁锰比为 15 时，As（42%）、Pb（6%）和 Cu（1%）的去除效果最好，而有效态镉在铁锰比为51 时的去除率最高52。生物成因的水钠锰矿及其合成类似物吸附的 Pb/Mn 的摩尔比与比表面积之间的强正相关性，表明 Pb（）在颗粒边缘表面显著保留53。2.2 铁/锰氧化菌诱导的生物成矿过程对土壤重金属的稳定化机制 铁/锰氧化菌可通过诱导铁锰氧化物沉淀固化/稳定化修复土壤重金属污染。以专性吸附形式吸附在土壤铁锰氧化物上的铁锰结合态重金属迁移性很低，相对较稳定，且相对而言不具有生物有效性。（1）固化修复主要是通过微生物产生的矿物联结土壤颗粒或增加土壤密度来固化土壤54。对于泥沙或粉土，除上述功能外，微生物的黏性分泌物还可在一定程度上提高土体强度。生物矿物含量越高，土体强度越高。研究人员得出，经处理土壤的无侧限抗压强度随生物矿物含量增多而呈指数增长54-55。细菌诱导成矿处理土壤的黏结剂含量大多在 2%10%范围内，其最大无侧限抗压强度可达 16 MPa。而水泥基处理的土壤中黏结剂含量大多高于 10%，但在黏结剂含量为 10%30%范围内，土壤的最大无侧限抗压强度仅达到 4 MPa。细菌介导成矿抗压强度更高。经固结处理后，在 03 MPa 的无侧限抗压强度范围内，细菌介导成矿土壤的渗透性明显优于水泥基固化土壤的渗透性56。干湿循环和冻融循环对细菌介导成矿处理后的土壤破坏较小，细菌诱导成矿处理过的土壤在大多数情况下可使用超过 50 年57，表明细菌介导成矿固化修复的土壤有较好的长期稳定性。固化体中重金属易由离子交换态和碳酸盐结合态这类生物有效性高的形态向铁锰氧化物结合态、有机结合态和残渣态转换，重金属的稳定性逐渐增加。（2）稳定化修复细菌主要通过三种形式实现：沉淀或共沉淀、吸附或络合、氧化还原反应。其中，生物沉淀和共沉淀起主要作用，因为细胞吸附、络合以及重金属氧化还原反应均伴随着沉淀生成。2.2.1 沉淀/共沉淀 重金属离子与细菌分泌的阴离子结合形成不溶性沉淀58。一些学者对铁/锰氧化菌通过沉淀/共沉淀这一主要途径修复重金属污染应用进行了研究（表 1）。铁氧化菌形成的铁矿物特性和形态可能受到 As、硅（Si）等共存离子的影响59-60。例如，在矿物初始形成过程中，As 的存在可将矿物形成导向为结晶性较差的无定形 Fe（）矿物，而不是结晶性更强的针铁矿59。如果矿物与Si 共沉淀，则该转化过程可能受到抑制，因为 Si可稳定铁（氢）氧化物和针铁矿等矿物相60。与硝酸盐依赖型铁氧化菌产生的生物源铁矿物类似，光合铁氧化菌产生的铁矿物与环境中某物质发生反应，可通过沉淀或共沉淀过程去除环境中的重金属，这种结合是通过形成铁-金属键来介导的35。通过扫描透射 X 射线显微镜（STXM）发现，Rhodobacter ferrooxidans SW2 或 Rhodovulum iodosum 产生的生物源铁矿物中镍优先与铁而非硅关联61。Dong 等62证实了铁/锰氧化细菌能促进水稻根系铁锰膜的形成，减少 Cd 在根系铁膜和水稻叶片中的积累。据文献63报道，土壤中无定形铁氧化物通过酸碱度升高形成不溶性氢氧化物或在铁氧化物形成过程中与镉吸附共沉淀来降低土壤中镉的生物有效性。Morin 等12发现，一种氧化亚铁硫杆菌基因型的菌株，在有足够的 Fe（）氧化下，快速氧化 Fe（）导致大量的As 与Fe（）共沉淀，从而促进混合 As（）-Fe（）和 As（）-Fe（）氢氧化物的形成。Peng 等64根据扫描电镜能谱分析（SEM-EDS）和 4 期 吴 川等：铁/锰氧化菌诱导土壤重金属生物成矿研究进展 959 http:/ 960 土 壤 学 报 60 卷 http:/ X 射线光电子能谱分析（XPS）推断，Mn2+被芽孢杆菌氧化并生成多孔海绵状水钠锰矿过程中，Cd 被捕获并嵌入固定在锰氧化物晶格结构中，大大降低了 Cd 的生物有效性。在 Fe（）-Mn（）-As（&）-锰氧化菌体系中，原位形成的生物锰氧化物可进一步氧化 Fe（）和 As（）生成 FeOOH 和 As（），同时生物铁锰氧化物可通过形成双齿双核内球配合物有效固定 As（）65。2.2.2 吸附/络合 细菌表面官能团和细胞周围胞外聚合物对重金属的吸附与络合是稳定重金属的第二大途径70。铁/锰氧化菌的成矿过程可通过吸附/络合作用机制固定或者转化重金属（表 2）。Satapute等27对 Pseudomonas taiwanensis 的研究中发现金属胁迫促进了细胞蛋白质的合成，P.taiwanensis 细胞表面的官能团（羟基、羧基、磷酸盐、氨基等）与金属离子相互作用，完成了对重金属离子的吸附。有证据证明 Acinetobacter sp.SZ28 在以 Fe（）和 Mn（）作电子供体时，Cd（）的最大去除效率分别为 80.63%和 84.58%71。同时，镉在微生物成因锰氧化物上的吸附速率较在蒙脱石上的吸附速率快25。Lack 等72研究表明，Dechlorosoma suillum strain PS 在厌氧条件下，以醋酸盐、硝酸盐或氯酸盐为电子受体快速氧化 Fe（），铀以 U（）的形式结合至生物 Fe（）氧化物上，并在表面形成双齿和三齿内球络合物。锰氧化菌介导生成的锰氧化物能强烈结合金属阳离子，如 Zn（）（八面体和四面体配位）、Pb（）（具有立体活性电子孤对的扭曲三角锥体）和 U（）（六角双锥体）41，而成熟的层状锰氧化物主要是表面与重金属相互作用73。在 Mn（）-Sb（）-锰氧化微生物体系中，生成的生物锰氧化物能够将 Sb（）氧化为 Sb（），并将 Sb（）吸附至其表面16，可能由于在锰氧化物的表面形成了内球络合物。最近的研究表明，生物铁矿物对 As（）的吸附能力大约为化学合成水铁矿的三倍74。在大多数条件下，镉的吸附是一个自发过程。生物锰氧化物较低的 G0值表明，Cd（）优先吸附在生物锰氧化物上，而不是非生物合成的锰氧化物上，这是由于它们较非生物锰氧化物（二氧化锰和酸性水钠锰矿）具有更高的 Cd（）吸附容量和更多的 Cd（）吸附位点75。2.2.3 氧化还原 对于铁还原菌、铁氧化菌等微生物，与其代谢相关的氧化还原过程可改变剧毒重金属离子的价态，形成毒性较小的离子3。锰氧化细菌氧化 Mn（）生成 Mn（）氧化物过程中产生的酶-Mn（）中间体是潜在的 Cr（）氧化剂78。钚（Pu）在环境中的氧化主要通过与 Mn（）矿物的反应发生，Mn（）矿物可将 Pu（）、Pu（）和 Pu（）迅速氧化为 Pu（）79。而在缺氧和中性 pH 环境中，铁的氧化还原过程在很大程度上受微生物的驱动46，针铁矿和 Fe（）同时存在可将 As（）氧化为 As（）。此外，依赖硝酸盐型铁氧化菌生成的亚硝酸盐的积累导致了 Fe（）氧化，同时还可间接氧化 U（），增加了 U（）氧化的反应速率。电子转移是任何氧化还原过程的基础，而微生物和矿物之间的电子转移机制和速率仍需进一步研究。Borch 等7表示电子转移的三种主要机制可能是通过外膜细胞色素或导电菌毛直接转移至矿物表面中心，或通过电子穿梭，或通过配体介导的增溶。这些矿物的还原溶解可能导致被固定的重金属再活化。由于不同 Fe（）矿物的溶解度和特性不同，了解 Fe（）氧化过程中形成的矿物特性参数对于评估重金属行为和制定修复策略非常重要，也可通过控制 Fe（）矿物的形成过程增强铁矿物对重金属的固化稳定化去除效率。因此，对于铁还原菌、铁氧化菌、锰氧化菌等微生物对可变价重金属氧化还原能力的影响仍需进一步研究（表 3）。3 微生物介导成矿过程的影响因素 生物矿物的形成通常受到各种因素的共同作用，包括生物体与有机基质、反应条件（酸碱度、温度等）、共存离子、腐殖质与其他因素等。3.1 胞外聚合物 生物矿物中的有机基质可定义为与组分表面结合的任何有机物质，如蛋白质、磷脂、胶原和碳水化合物等。特别是细胞代谢所产生的大分子有机物胞外聚合物（EPS），在微生物成矿过程中扮演着至关重要的角色（图 2）。EPS 主要存在于细胞外部和微生物聚集体内部，它们大多具有生物吸附、螯合和络合多种有毒重金属的能力，在重金属固定和成矿方面有着不可替代的作用82。尽管生物成矿中微生物的重要性被普遍认可，但其形成的过程与机制尚不明确。Nouha 等83发现在镍和锌共存下，金属去除效率随着 EPS 浓度的增加而增加，当 EPS 4 期 吴 川等：铁/锰氧化菌诱导土壤重金属生物成矿研究进展 961 http:/ 962 土 壤 学 报 60 卷 http:/ 表 3 铁/锰氧化菌通过氧化还原对重金属的修复应用 Table 3 Application of heavy metal remediation by iron/manganese-oxidizing bacteria through redox 微生物 Microbes 重金属 Heavy metal 特征描述 Characterization 锰氧化物/铁氧化物 MnOx/FeOx机制 Mechanism 重金属浓度 Heavy metal concentration 缺点 Fault 参考文献ReferencesBacillus sp.SG-1 Cr 生物锰氧化物氧化 Cr（）的初始速率较等量合成的二氧化锰氧化 Cr（）的速率快约 7 倍 水钠锰矿 多铜氧化酶-MCO（MnxEFG）实验室模拟海水条件0、10、100 molL1 Cr（）未加实验介质前，大于 5 molL1的 Cr（）浓度抑制 Mn（）和Cr（）氧化 28，78Pseudomonas putida GB-1 Cr 100 molL1Cr（）在 24 h 内几乎 100%被氧化为 Cr（）水钠锰矿 多铜氧化酶-MCO（CumA，MnxG，McoA）；动物血红素过氧化物酶-AHP（MofA）实验室培养基实验0、10、50、100 molL1 Cr（）Cr（）可能进入细胞，间接抑制 Mn（）氧化 28，50，80-81 图 2 胞外聚合物（EPS）在生物成矿过程中的作用34，82-83 Fig.2 The role of extracellular polymeric substances（EPS）in the biomineralization34，82-83 浓度从 35 mgL1提高至 50 mgL