放射性污染的微生物修复机理及展望

饶苗苗 郑立莉

(东华理工大学，水资源与环境工程学院，江西 南昌 330013)

前言

核电发展给人们带来福利的同时也给人类带来了巨大的灾难，核试验、核武器的使用以及核事故的发生都对环境造成了巨大的污染，尤其是通过地表浸流和土壤放射性核素迁移的方式对周围环境产生巨大的危害。放射性核素对周围环境的污染程度一直是人们密切关注的问题，近年来我国许多研究人员对放射性核素的污染状况展开了大量的调查和研究。2011年3月11日福岛核电站核泄漏事故，研究人员对我国归国人员以及兰州地区部分土壤、河流等进行放射性核素(α、β和γ)污染检测，结果表明，从日本归国人员的体表放射性核素污染接近本底水平，兰州地区的自来水、黄河水样品的总α放射性、总β放射性监测结果均低于国家生活饮用水卫生标准中的限值。未对人体健康构成危害[1-2]。尽管实验数据表明放射性核素污染对人体暂未产生不良后果，但由于放射性矿物具有迁移性和积累性，放射性矿物污染的修复和治理已经得到关注。

用于治理放射性核素污染的常规方法有物理方法和化学方法，如沸石吸附[3]、离子交换、溶剂萃取等。但这些方法成本较高，易造成二次污染，且难以用于治理环境中的大面积污染。随着现代生物科技的发展，利用微生物法修复受重金属或放射性核素污染的环境得到越来越多的重视[4]。微生物由于个体微小、比表面积大、繁殖快、对环境变化的适应能力强等特点，被广大学者用于浸矿和修复放射性污染的研究。微生物主要通过吸附、吸收和转化重金属的方式达到修复放射性重金属的目的，而微生物法由于安全、易得、费用低等特点被广泛应用于湿法冶金、酶的生物脱硫、有毒有机物的土壤修复等领域，并取得相应的进展。本文将从放射性污染的来源、放射性污染的微生物修复机理等方面进行论述，并对该领域未来的研究方向提出了展望。

1 放射性污染的主要来源及危害

放射性核素通常分为两类。根据放射性核素来源的不同，将其分为两类，一类为天然放射性核素，即地球诞生时就存在的放射性核素，如铀238、钍232、镭226等。另一方面，人类出于不同的目的制造了一些具有放射性的核素，这种核素叫做人工放射性核素，如：碘131、铯137、钴60等都是人工放射性核素。

自1945年以来，美国，前苏联，英国，法国，中国以及印度，巴基斯坦和朝鲜在全球范围内进行了2000多次核武器试验，放射性核素总产量达到4.4亿吨[5-6]。这些实验是迄今为止人工生产放射性核素对环境的最大来源。稳定的铯(133Cs)是碱金属中最稀少的元素，经济价值不高，也不是生物必需的营养元素。据报道，北半球进行过的423次核试验导致向环境释放137Cs 7.4×1017Bq。放射性核素(如134Cs，137Cs，131I和99Tc)的释放导致环境污染，并已成为全世界的热门问题，因为它对人类和其他生物体具有高度毒性[7-10]。放射性铯(137Cs的半衰期长达30年)是切尔诺贝利事故和福岛事故等核灾难中释放到环境中的潜在有害物质[11-12]。此外，铯因其高流动性和水溶性而进入人类和动物食物链，对人类和动物造成潜在的危害。

大量的人为活动如采矿、燃料加工、武器生产或核事故等与核过程导致铀(U)污染环境[13-14]。铀的密度为19克立方厘米，是一种天然存在的长寿命放射性核素，主要存在于土壤，岩石，海洋和海洋中[15]。据报道，在河水中，铀浓度范围为0.01-6.6μg l-1(取决于地层)，而在自然条件下，地下水和海水中的铀浓度分别为30和3.32μg l-1U[16]。由于各种核活动，世界一些地区也报告了非常高浓度的铀。例如，在美国能源部(DOE)的各个地点[17]，地下水中的浓度高达11.7g l-1，土壤和沉积物中的浓度高达16 mg g-1。据报道，美国田纳西州橡树岭国家实验室的核废料储存地点的U含量也很高(0.8mg g-1)[18]。根据瑞典，芬兰和美国的人体研究，饮用水中铀的化学准则值从1998年的2μg l-1增加到2004年的15μg l-1，随后增加到30μg l-1[19]。与其他一些金属不同，铀在生物体中没有任何生物学作用。该金属对磷酸基团的亲和力增加，并与磷酸化肽强烈结合[20]。体内研究表明，由于谷胱甘肽(一种有效的抗氧化剂)和超氧化物歧化酶(SOD)酶的损失，U处理在肺上皮细胞中对自由基清除活性产生负面影响[21]。已知U对人类造成肝，肺和肾损伤[22]。

虽然有研究者提出许多微生物可吸附铀[23]，但是铀抑制了微生物活性且在微生物中具有毒性[24]，铀会使细胞活力丧失[25]，转录和翻译过程中断[26]，生长停滞和DNA复制的中止等[27]。为了抵抗铀毒性，微生物采用各种机制，这些机制显示出铀固定化和生物修复的潜力。

2 放射性污染的微生物修复机理

放射性金属污染对人类，环境健康和安全构成重大威胁，因此需要有效解决问题。用于处理金属污染的物理化学方法，例如膜过滤，化学沉淀，电化学处理，离子交换树脂的使用，焚烧，挖掘和用有机溶剂萃取通常是成本太高。此外，它们无法有效去除大量有毒金属，导致产生有害副产物。通过使用微生物系统可以克服物理化学方法相关的难题[28]。

生物技术的发展使得研究学者们对微生物与金属之间相互作用机理展开深人研究，人们逐渐认识到微生物法治理重金属产生的环境污染是一种极有应用前景的方法。微生物在生物地球化学技术中发挥重要作用，因为它们具有良好的性能，低成本和大量的可用量。各种类型的微生物，包括藻类[29]，真菌[30]，细菌和酵母[31]，已被用于去除铯。众多研究表明，微生物修复放射性污染的机理主要包含以下三个方面，即微生物吸附、积累和转化。

2.1 微生物吸附

众多研究者发现利用细胞表面结构可固定或吸附金属离子。活细胞和灭活的生物质均可以生物吸收；而灭活的生物量通常比活生物质吸收更多的金属[32]。微生物细胞壁上的羟基、梭基、羰基、胺基等官能团对重金属的吸附具有重要作用[33]。细菌生物膜是微生物群体的固着紧密组合，其可能产生与周围环境不同的微环境。铁还原菌株(Shewanella)的生物膜能有效地固定铀，在外膜细胞色素减少的情况下，Shewanella胞外聚合物在固定铀中发挥了非常大的作用[34]。然而，还原能力取决于生物膜结构和用于测量该结构的反应器[35]。根据硫还原杆菌生物的检查结果表明，与浮游生长的培养物相比，当铀的抗药性增加到5mM时，固定效果更好；且导电菌毛和细胞色素是生物膜增强抗性的主要原因[36]。由于生物膜固定化的增加，一些修复策略包括以生物膜作为捕获铀的生物屏障形式，或者正致力于开发生物膜以部署在可渗透的反应性屏障中[36-37]。新荧光技术可以检测生物膜环境中铀的化学种类[38]。生物膜可以增加微生物之间的相互作用，这使得微生物与铀的相互作用增强。

微生物将铀捕获在细胞表面或细胞外基质中的EPS、细胞外聚合物等物质上。同时，可以在外膜上发现酶磷酸酶并且也可以排泄到细胞外基质中，通过从可溶性磷酸盐有机化合物或矿物质中水解磷酸盐来产生无机磷酸盐。表面复合的铀，磷酸盐和钙通常会反应形成固定化的矿物质[39-40]。斯汤顿等人发现放射性铯的分配系数随着土壤中有机质的增加而降低，严重影响了放射性铯的吸附，生物吸收过程可以是主动的也可以是被动的，活跃的生物吸收是一个相对较慢的过程，需要更多的能量，并且可以依赖或独立于新陈代谢。活细胞和灭活的生物量可以生物吸收，而失去活性的生物量通常比活的生物量吸收更多的金属[41]。

2.2 微生物生物积累

生物累积是“在生物体内保留和浓缩物质” Jorgensen[42]将生物积累概括为“相对于该环境的生物体中污染物的富集”。累积可以是细胞内或细胞外的，放射性核素的细胞内积累可直接归因于相应放射性核素转运蛋白的存在与否，核素对细胞膜通透性的影响[43]。Francis[44]等人的一项研究表明，在柠檬酸杆菌和盐单胞菌的系统中U(VI)的细胞内积累主要是以磷酸盐形式，如：羟基磷酸盐或多磷酸盐或磷酸氢铀。土壤枯草芽孢杆菌细胞壁上的碘化物积累在加入葡萄糖时会增强，在接种72小时后，芽孢杆菌(Bacillus vallismortis)显示在5mg /L浓度下发生生物累积U(VI)[45]。利用分离因子确定了铀与质子之间放射性核素交换的一项研究结果表明，革兰氏阳性细菌，即藤黄微球菌，枯草芽孢杆菌和藤黄微球菌在溶液中都显示出Th的积累潜力，可积累Th和U。放射性核素和许多稳定元素通过传统的传输系统穿透细胞，类似于细胞生理学的离子(Cs+而不是K+，Sr2+和Ra2+代替Ca2+)，一旦进入细胞，有毒金属(放射性或非放射性)被富含半胱氨酸的金属硫蛋白螯合[46]。对于较重的放射性核素，如锕系元素，这种代谢依赖性转运机制的吸收较差。有研究表明由于铀毒性导致的膜通透性增加而不是代谢依赖性转运机制导致的细胞内铀积累[47]。

2.3 微生物转化

微生物对重金属的转化作用主要包括：①通过其主动和被动堆积作用而使重金属转化为不活动相；②通过微生物的金属转化作用，如氧化一还原作用，使重金属从一种状态转化为另一种状态，如氧化亚铁硫杆菌可以将Fe2+氧化为Fe3+，有些微生物可以将Hg2+干还原为挥发性Hg，有些微生物在厌氧条件下将As5+还原为As3+等；③微生物在代谢过程中形成的化合物可以络合环境中的重金属，实现不同重金属形态间的转化[33]。

微生物还可通过酶促机制催化有毒金属和类金属直接转化为溶解度较低或更易挥发的形式。生物还原可以通过酶促还原，沉淀固体金属，或产生挥发性衍生物(通过生物甲基化，例如Se，Te，Hg[48])。在厌氧条件下，几种微生物可以通过减少替代电子受体而呼吸，微生物在存在氧气和不存在氧气的情况下，其氧化还原反应于硝酸盐，硫酸盐和二氧化碳中得到充分识别，并且被称为生物还原或异化还原。研究[49]表明，特殊生物(Fe(III)，Mn(IV)，U(VI)，Se(VI)，Tc(VII))的无氧呼吸过程中，较高价态的金属，放射性或非放射性，也可作为替代电子受体。生物甲基化可产生挥发性甲基衍生物，如Se，Tc，Hg，I，因此在微生物的作用下可降低水或土壤中可溶性污染物的浓度。此外，利用柠檬酸盐可观察到相关有机化合物的生物降解，柠檬酸盐与高度可溶的放射性核素柠檬酸盐络合物结合，然后在某些情况下会被微生物降解，从而产生放射性核素的沉淀，如观察到的铜绿假单胞菌和恶臭假单胞菌能降解有机化合物[50]。就铀矿的研究而言，微生物将可溶性的U(Ⅵ)还原成不溶性的U(Ⅳ)，可阻止渗透水中的有毒有害元素的迁移。将生理性电子供体(如乙酸盐、乳酸盐或乙醇)引入污染的水层可以促进其土著菌群对U(Ⅵ)的还原反应[51]。

3 研究展望

随着生物技术的迅猛发展与微观机理的深入研究，为开展特异性微生物修复放射性核素污染开辟了新途径。微生物修复技术由于具有投资低、环保效益好等优点已成为国内外研究者广泛关注的对象，然而由于微生物的生存环境受到气候、温度、地质及酸碱度等的影响，微生物修复还存在一些有待解决的问题，对微生物修复放射性核素提出以下几点展望：

(1)国内对微生物修复放射性核素污染的机理研究不够深入，可以进一步进行理论研究，微生物的细胞壁和细胞膜国外已经研究的较为成熟，可以展开对微生物的细胞质以及遗传物质和放射性矿物相互作用的机理研究。

(2)我们可以联合微生物修复与植物修复技术，探究联合技术的修复机理，研究表明生物联合修复技术的修复效果比单一植物或者微生物的修复效果显著，可以联合不同的植物和微生物修复放射性核素的污染。

(3)针对研究的前景，我们可以将基因工程技术利用到微生物的特定基因改造中，如还原基因、生物膜改造基因、DNA/RNA损伤修复基因等，可利用基因工程技术提高微生物对放射性核素的选择性、吸附能力以及亲和性，增强其辐射抗性，将会提高放射性污染的修复研究效果。

(4)针对本论文推荐的修复技术可以对矿山污染场地进行治理，根据现场情况进行研究改进，在投入实际场地环境修复前，我们需要加大开展利用实际尾矿坑液对微生物的驯化，这样可以缩短菌种从实验室培养基环境中到实际修复场地环境下的适应时间，增加修复技术的现场应用。