池耀威，王曉雅，初少華，周培，張丹

（上海交通大學(xué)農(nóng)業(yè)與生物學(xué)院，上海200240）

近年來，隨著工業(yè)化進(jìn)程的推進(jìn)、各種化肥、農(nóng)藥的大量使用、工業(yè)污泥及廢水在農(nóng)業(yè)上的利用和日益嚴(yán)重的重金屬大氣沉降，農(nóng)田土壤中重金屬污染狀況日趨嚴(yán)重[1]。據(jù)農(nóng)業(yè)部門調(diào)查，國內(nèi)經(jīng)污水灌溉的農(nóng)用土地面積為140 萬hm2，而重金屬污染占總量的64.8%，其中又以鎘（Cd）污染最為突出。我國Cd 污染農(nóng)田面積約27.86 萬hm2，每年約有146 萬t 的大田作物產(chǎn)品Cd 含量超標(biāo)[2]。因此，亟須針對Cd 污染農(nóng)田土壤開展修復(fù)技術(shù)研究。

一些物理化學(xué)方法，如化學(xué)沉淀、離子交換、膜過濾和蒸發(fā)等可用于從污染物中去除Cd[3-4]。然而這些方法通常成本高昂，且當(dāng)Cd2+濃度較低時(shí)（1～100 mg·L-1）幾乎沒有效果[5]。近年來，微生物（包括酵母，真菌和細(xì)菌）由于其所具備的吸附金屬能力，及其作為修復(fù)載體的低成本和環(huán)境友好性特征，越來越受到人們的關(guān)注[6-7]。

但是，從種類繁多的微生物群體中鑒定出有價(jià)值的Cd生物修復(fù)候選者具有一定挑戰(zhàn)性。植物生長促進(jìn) 微 生 物（Plant growth promoting microorganism，PGPM）通常被認(rèn)為是潛在的候選者，因?yàn)樗鼈兛梢栽谖紺d 的同時(shí)刺激植物的生長，從而實(shí)現(xiàn)與植物的協(xié)同修復(fù)或抑制谷物作物對Cd的吸收[8]。然而，當(dāng)利用外來菌株進(jìn)行修復(fù)時(shí)，其與土著微生物群落之間可能存在的負(fù)競爭會(huì)導(dǎo)致相關(guān)環(huán)境如土壤或水體的各種生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[9]。而利用土著PGPM 進(jìn)行污染土壤的原位修復(fù)則可以很好地避免這一點(diǎn)。一般采用高耐性微生物以外源添加的方式修復(fù)污染場所的重金屬[10-11]。因此，篩選去除效率高的耐Cd微生物對污染環(huán)境中Cd的修復(fù)具有重要意義。在本團(tuán)隊(duì)之前的研究中，從Cd超積累植物龍葵（Solanum nigrum L.）的根際土壤篩選了一批PGPM，發(fā)現(xiàn)菌株AXY1 表現(xiàn)出較優(yōu)異的植物生長促進(jìn)作用，包括吲哚-3-乙酸（IAA）的分泌、產(chǎn)鐵載體和解磷功能[12]。菌株可能對Cd 具有抗性、并能夠幫助植物應(yīng)對Cd 脅迫。例如細(xì)菌可能會(huì)吸收可溶性Cd2+，從而降低Cd 的生物可利用性，進(jìn)而緩解其對植物的毒性。Xu 等[13]將從重金屬污染土壤中篩選獲得的耐Cd 細(xì)菌Raoultella sp.strain X13接種于小白菜，發(fā)現(xiàn)其在促進(jìn)小白菜生長的同時(shí)還能通過對Cd2+的吸附降低小白菜對Cd2+的生物可利用性。而Jin 等[7]將從污染土壤篩選獲得的Simplicillium chinense QD10 接種于蘆葦時(shí)，發(fā)現(xiàn)其可能通過對Cd、Pb 的吸附使Cd、Pb 在根部富集而提高植物的修復(fù)作用。然而，菌株AXY1 對Cd 的抗性、吸附能力和吸附方式并不清晰，這限制了其在原位修復(fù)上的實(shí)際應(yīng)用。

本研究以前期篩選獲得的龍葵根際促生菌AXY1為研究對象，通過形態(tài)特征和系統(tǒng)發(fā)育學(xué)分析對該菌株進(jìn)行鑒定，并研究了其生長特性，考察了其對重金屬Cd 的吸附和活化特性，以期為生物修復(fù)Cd 污染農(nóng)田土壤提供優(yōu)異的菌種資源。

1 材料與方法

1.1 材料

1.1.1 菌株來源

菌株AXY1 由Cd 超積累植物龍葵（Solanum nigrum L.）根際土壤篩選分離獲得。首先稱取5 g 土樣，加入盛有玻璃珠和95 mL 無菌水的錐形瓶中，充分混勻后，再取10 mL轉(zhuǎn)移至含有90 mL LB培養(yǎng)基的錐形瓶中，28 ℃振蕩培養(yǎng)7 d，稀釋涂布平板，并劃線分離。

1.1.2 培養(yǎng)基及主要試劑

Luria-Bertani（LB）液體培養(yǎng)基：酵母粉5 g·L-1，蛋白胨10 g·L-1，氯化鈉10 g·L-1。

主要試劑：氯化鎘（CdCl2·2.5H2O，分析純，國藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司）、碳酸鎘（CdCO3，分析純，上海麥克林生化科技有限公司）。

1.2 菌株鑒定

1.2.1 菌株形態(tài)特征觀察

對菌株的菌落形態(tài)、顏色、大小和邊緣等進(jìn)行觀察，并用革蘭氏染色法在光學(xué)顯微鏡（Axio Examiner，德國）下觀察其形貌。

1.2.2 系統(tǒng)發(fā)育學(xué)分析

菌株于LB 液體培養(yǎng)基活化，35 ℃、180 r·min-1下培養(yǎng)24 h 后轉(zhuǎn)接于LB 固體培養(yǎng)基劃線，35 ℃恒溫培養(yǎng)24 h后，送上海派森諾生物科技股份有限公司進(jìn)行16S rRNA基因測序。

1.3 菌株的生長特性研究

1.3.1 溫度對菌株生長的影響

從LB 固體培養(yǎng)基上挑選菌株的單菌落于LB 液體培養(yǎng)基中，35 ℃、180 r·min-1下振蕩培養(yǎng)12 h，取1 mL 菌液接種于50 mL LB 液體培養(yǎng)基中，在不同溫度（15、20、25、30、35、40 ℃）、180 r·min-1下振蕩培養(yǎng)24 h 后用多功能酶標(biāo)儀（M200PRO，德國/瑞士）測定OD600，每個(gè)處理3個(gè)重復(fù)。

1.3.2 pH對菌株生長的影響

配制不同pH（4.0、5.0、6.0、7.0、8.0、9.0，用0.1 mol·L-1的HCl 和NaOH 溶液進(jìn)行調(diào)節(jié)）的LB 液體培養(yǎng)基，其他條件同1.3.1，35 ℃搖床培養(yǎng)后測定OD600，每個(gè)處理3個(gè)重復(fù)。

1.3.3 菌株的生長曲線

挑取單菌落培養(yǎng)后，取1 mL 菌液分別接種于不含Cd2+及濃度為10 mg·L-1Cd2+的50 mL LB 液體培養(yǎng)基中，35 ℃、180 r·min-1下振蕩培養(yǎng)，每4 h 測定一次OD600，培養(yǎng)36 h，每個(gè)處理3個(gè)重復(fù)。

1.4 菌株的Cd耐性和活化性測定

Cd 耐受性測定：采用最小抑菌濃度（Minimal inhibitory concentration，MIC）來評估菌株對Cd的耐受能力。將菌株接種于Cd2+濃度不斷升高的LB 液體培養(yǎng)基中（0～140 mg·L-1），并在搖床中以35 ℃和180 r·min-1的轉(zhuǎn)速孵育24 h。通過檢測OD600來測定細(xì)菌的生長狀況。

碳酸鎘活化性測定：在配制LB 液體培養(yǎng)基的基礎(chǔ)上加入碳酸鎘粉末（0.06 g·L-1；Cd 濃度：39.12 mg·L-1），取1 mL 菌液接種于50 mL 培養(yǎng)基中（以不加菌液為對照），35 ℃、180 r·min-1下振蕩培養(yǎng)2 d，離心取上清液過0.22 μm 濾膜，濾液用電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀（ICP-OES，Optima 800，美國）進(jìn)行Cd2+濃度分析。每個(gè)處理3 個(gè)重復(fù)。菌株對碳酸鎘的活化率按公式（1）計(jì)算：

1.5 菌株對Cd2+的吸附性評估

1.5.1 吸附條件研究

實(shí)驗(yàn)在50 mL 離心管中進(jìn)行，離心管中含有20 mL Cd2+溶液，每組3 個(gè)重復(fù)，固定條件為35 ℃和180 r·min-1搖床反應(yīng)。在1.0 g·L-1生物量（濕質(zhì)量）和10 mg·L-1Cd2+條件下測定pH 值對吸附的影響，初始pH值為3.0～8.0，反應(yīng)時(shí)間為4 h；在pH 7.0 和10 mg·L-1Cd2+下，測定生物量對吸附的影響，生物量（濕質(zhì)量）為1.0～11.0 g·L-1，反應(yīng)時(shí)間為4 h；在pH 7.0 和1.0 g·L-1生物量（濕質(zhì)量）下，測定不同初始Cd2+濃度對吸附的影響，反應(yīng)時(shí)間為4 h。同樣，在1.0 g·L-1生物量（濕質(zhì)量）、10 mg·L-1Cd2+和pH 7.0 下，測定吸附時(shí)間（0～4 h）對吸附的影響[9]。生物吸附后，離心（9 000 r·min-1、10 min），收集上清液，采用ICP-OES 進(jìn)行Cd2+濃度分析。吸附率按公式（2）計(jì)算：

式中：C0和Ct分別為上清液中初始時(shí)刻和t 時(shí)刻的Cd2+濃度，mg·L-1。

1.5.2 等溫線模型擬合

Langmuir等溫線模型（3）適用于均質(zhì)力作用下的單層生物吸附[14]。

式中：Ce為吸附平衡時(shí)溶液中Cd2+濃度，mg·L-1；qe為吸附平衡時(shí)吸附量，mg·g-1；qm為單分子層飽和吸附量，mg·g-1；b為與吸附相關(guān)的Langmuir常數(shù)，L·mg-1。

式中：RL為Langmuir 模型平衡參數(shù)，C0為溶液不同Cd2+初始濃度，mg·L-1；RL<1，可利用吸附劑進(jìn)行吸附；RL=0，吸附反應(yīng)不可逆；RL=1，為線性；RL>1，不利于吸附。

Freundlich等溫線模型用于模擬金屬離子對非均質(zhì)表面的生物吸附[15]。其線性方程（5）如下所示：

式中：Ce吸附平衡時(shí)溶液中Cd2+濃度，mg·L-1；qe為吸附平衡時(shí)吸附量，mg·g-1；kf為吸附或分配系數(shù)；n 為Freundlich常數(shù)，代表生物吸附的有利度。

1.5.3 解吸實(shí)驗(yàn)

在35 ℃和180 r·min-1（pH 值7.0、10 mg·L-1Cd2+和1.0 g·L-1生物量）下吸附4 h 后，反應(yīng)液離心，收集上層清液進(jìn)行進(jìn)一步分析。沉淀物用3 種不同的解吸劑解吸[16]：Milli-Q H2O、1.0 mol·L-1NH4NO3和0.1 mol·L-1EDTA-Na2。反應(yīng)液在180 r·min-1、35 ℃反應(yīng)4 h。離心后，采用ICP-OES 法測定上清液中Cd2+的濃度。

1.6 SEM-EDS和FTIR分析

1.6.1 SEM-EDS分析

采用掃描電子顯微鏡（SEM，NOVA NanoSEM 230，美國）和X 射線能譜儀（Oxford X-max 80，英國）對菌株吸附前后進(jìn)行形貌觀察和元素分析。將培養(yǎng)后的細(xì)菌離心收集菌體，經(jīng)2.5%戊二醛固定、PB 緩沖液清洗、乙醇逐級(jí)梯度脫水和干燥等操作后，上機(jī)檢測。

1.6.2 FTIR分析

使用傅里葉變換紅外光譜儀（FTIR，Nicolet 6700）對各吸附劑吸附前后表面官能團(tuán)變化進(jìn)行分析。用真空冷凍機(jī)（BTP-3ES00X Bench Toop Pro，美國）對吸附劑進(jìn)行凍干，在4 000～400 cm-1范圍內(nèi)以4 cm-1的分辨率記錄了所有紅外光譜。觀察所用樣品由2 mg吸附劑封裝在200 mg KBr中制備而成。

1.7 數(shù)據(jù)分析

使用Excel 2010、Origin 2018 和SPSS 22.0 軟件對數(shù)據(jù)進(jìn)行分析處理。使用單因素方差分析（ANOVA）和Duncan多重比較分析（P<0.05）對數(shù)據(jù)進(jìn)行評估。

2 結(jié)果與討論

2.1 菌株鑒定

2.1.1 菌株形態(tài)特征

在LB 固體培養(yǎng)基上AXY1 菌落呈圓形，乳白色，黏液狀，表面光滑（圖1）。在光學(xué)顯微鏡下觀察呈細(xì)小的短棒狀，革蘭氏陰性。

2.1.2 菌株的系統(tǒng)發(fā)育學(xué)分析

將測序所得序列在美國國家生物技術(shù)信息中心（NCBI）中進(jìn)行比對，發(fā)現(xiàn)其與Rhizobium pusense NRCPB10 的序列相似度最高，達(dá)99.71%。目前研究者普遍認(rèn)為當(dāng)16S rRNA 基因序列同源性高于97%時(shí)，可認(rèn)為是屬內(nèi)同種。進(jìn)一步通過MEGA 7.0軟件，采用Neighbour-Joining 方法構(gòu)建了菌株AXY1的系統(tǒng)發(fā)育進(jìn)化樹（圖2）。結(jié)果顯示，AXY1 菌株與Rhizobi?um pusense NRCPB10 親緣關(guān)系最近，結(jié)合菌株形態(tài)特征，進(jìn)一步確認(rèn)該菌株屬于Rhizobium pusense。菌株的測序序列已提交至NCBI GeneBank 數(shù)據(jù)庫，登錄號(hào)為MT774560。

2.2 菌株的生長特性研究

2.2.1 溫度和pH對菌株生長的影響

研究了不同溫度下AXY1 菌株的生長狀況，結(jié)果如圖3（a）所示。在較低溫度下，菌株生長受到嚴(yán)重抑制。隨著溫度的升高，菌株OD600值迅速上升，并在35 ℃時(shí)達(dá)到最高值1.51，但隨著溫度的繼續(xù)升高，OD600值又顯著下降（P<0.05），表明AXY1菌株生長的最適生長溫度在35 ℃左右。

研究了不同pH 條件下AXY1 菌株的生長狀況，結(jié)果如圖3（b）所示。隨著培養(yǎng)基pH 的升高，菌株生長呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢。在酸性條件下，菌株生長受到嚴(yán)重抑制，在pH為4.0時(shí)，幾乎無法生長；而當(dāng)pH 為9.0 時(shí)，培養(yǎng)基呈堿性，菌株生長同樣受到一定程度抑制，OD600值顯著下降（P<0.05）。結(jié)果表明，AXY1 菌株的最適生長pH 在7.0 左右，過酸或過堿均不適合其生長。

2.2.2 菌株的生長曲線研究

研究了AXY1菌株的生長曲線，結(jié)果如圖4所示。在正常情況下，AXY1 菌株的遲緩期較長，8 h 后才進(jìn)入指數(shù)生長期，并在20 h 時(shí)OD600達(dá)到最高值。培養(yǎng)超過28 h 后，菌株生長進(jìn)入衰亡期。在10 mg·L-1Cd2+脅迫下，菌株的生長顯得更為遲緩，在28 h 時(shí)OD600才達(dá)到最高值。

2.3 菌株的Cd耐性和活化性測定

研究了AXY1 菌株對Cd 的耐受能力，結(jié)果如圖5（a）所示。菌株對Cd 的MIC 值為120 mg·L-1，與前人報(bào)道的耐Cd 菌株P(guān)seudomonas alcaliphila Cd-t1（100 mg·L-1）[17]和Cedecea sp. SC19（120 mg·L-1）[18]相近，而略低于Bacillus sp.GZ-22（250 mg·L-1）[19]。在低Cd濃度下（<20 mg·L-1），菌株能正常生長，表明其具備低Cd 濃度Cd 污染修復(fù)的先決條件。當(dāng)Cd 濃度超過20 mg·L-1時(shí)，菌株的生長受到大幅度抑制。

研究了AXY1 菌株對碳酸鎘的活化特性，結(jié)果如圖5（b）所示。培養(yǎng)結(jié)束后，菌液中Cd2+濃度為3.60 mg·L-1，活化率為9.21%。Tessier 等[20]將土壤中重金屬形態(tài)分為可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)物結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)5 種。其中碳酸鹽結(jié)合態(tài)指金屬離子與碳酸鹽沉淀相結(jié)合的部分，該形態(tài)易受環(huán)境變化，尤其是pH 變化的影響。促生菌在生長的過程中可能會(huì)通過分泌各類有機(jī)酸溶解碳酸鎘，提高土壤Cd 的生物有效性，進(jìn)而提高植物對Cd 的萃取效率。

2.4 菌株對Cd2+的吸附性評估

2.4.1 吸附條件研究

研究了不同pH對AXY1菌株吸附Cd2+的影響，結(jié)果如圖6（a）所示。溶液的pH是影響吸附過程的最重要因素之一，它會(huì)影響金屬離子的溶解度和菌株表面功能基團(tuán)的活性。菌株AXY1 在pH 值為7.0 時(shí)，對Cd2+的吸附率達(dá)到最大值41.52%。在pH<6.0 時(shí)，菌株的生物吸附率顯著降低（P<0.05），這是因?yàn)樵谒嵝匀芤褐?，存在大量的H+與Cd2+競爭結(jié)合位點(diǎn)[21]。另一方面，當(dāng)水溶液的pH > 8.0 時(shí)，菌株的吸附率同樣顯著降低（P<0.05），這是由于金屬氫氧化物沉淀會(huì)在堿性條件下產(chǎn)生，導(dǎo)致Cd2+吸附量降低。

研究了不同生物量對AXY1 菌株吸附Cd2+的影響，結(jié)果如圖6（b）所示。生物量是一個(gè)重要的因素，它決定了給定初始濃度下的菌株的生物吸附率。當(dāng)生物量為1.0 g·L-1時(shí)，菌株的吸附率顯著高于其余組（P<0.05）。在較低的生物量濃度下，有著較高的吸附率可能是較高的金屬離子濃度與生物量比率所致。在生物量為5.0 g·L-1時(shí)，AXY1 對Cd2+的吸附率達(dá)到最低點(diǎn)（31.44%）。這可能是由于部分細(xì)胞聚集導(dǎo)致暴露的生物吸附表面積有所減少，缺乏吸附位點(diǎn)，從而降低了菌株的吸附率[9]。進(jìn)一步提高生物量，生物吸附率恢復(fù)增加趨勢。這與生物吸附劑數(shù)量的增加有關(guān)，表面積的增多為吸附提供了更多的活性位點(diǎn)[22]。

研究了溶液不同初始Cd2+濃度對AXY1 菌株吸附Cd2+的影響，結(jié)果如圖6（c）所示。隨著Cd2+濃度的增加，菌株的吸附率明顯降低，在10 mg·L-1時(shí)有著最高的吸附率40.88%。Cd2+濃度的增加可能導(dǎo)致細(xì)胞表面缺乏足夠的游離位點(diǎn)和競爭性吸附[23]。另一個(gè)重要原因是高濃度的Cd對細(xì)胞有毒害性并影響細(xì)胞活力[19]。

研究了不同吸附時(shí)間對AXY1 菌株吸附Cd2+的影響，結(jié)果如圖6（d）所示。菌株在開始的5 min 內(nèi)迅速達(dá)到了27.14%的高吸附率，之后，菌株的吸附率在5～60 min內(nèi)繼續(xù)快速增加。隨后，吸附率緩慢增加并在120 min 后逐漸穩(wěn)定（P>0.05），并達(dá)到最大值41.98%。菌株對Cd2+的快速吸附可能歸因于細(xì)胞壁的表面吸附機(jī)理：吸附初始，菌株的所有結(jié)合位點(diǎn)都是游離的，并且可供吸附的Cd2+濃度很高[5]。

2.4.2 吸附等溫線模型擬合

對吸附數(shù)據(jù)進(jìn)行等溫線模型擬合，結(jié)果如圖7 和表1 所示。Langmuir 和Freundlich 線性化模型描繪了吸附劑Cd2+吸收量（qe）和溶液中Cd2+殘留濃度（Ce）之間的關(guān)系。從R2值可以看出，AXY1 菌株的吸附數(shù)據(jù)符合Langmuir 模型（R2=0.957），但并不符合Freun?dlich 模型（R2=0.091），表明其表面主要為單層生物吸附。高濃度的Cd 對細(xì)胞造成了相當(dāng)大的損害，甚至導(dǎo)致某些細(xì)胞的死亡，這時(shí)Freundlich 模型并不特別合適[24]。

AXY1 菌株基于Langmuir 模型獲得的預(yù)測qm值為4.85 mg·g-1；代表菌株對Cd2+的結(jié)合力強(qiáng)弱的Lang?muir 親和系數(shù)（b）為-1.38 L·mg-1，表明被菌株吸附的Cd2+可能較易被解吸劑洗脫[25]。Langmuir模型平衡參數(shù)（RL）<1，表明可利用菌株對Cd2+進(jìn)行吸附。此外，發(fā)現(xiàn)菌株的Freundlich 常數(shù)（n）>1，表明AXY1菌株對Cd2+的生物吸附即使在較高的Cd2+濃度下也是可以進(jìn)行的。

2.5 解吸實(shí)驗(yàn)

為了進(jìn)一步研究AXY1 菌株對Cd2+的吸附方式，分別用Milli-Q 水、1.0 mol·L-1NH4NO3和0.1 mol·L-1EDTA-Na2解吸液，對AXY1 菌株吸附的Cd2+進(jìn)行解吸。上述3 種洗脫液分別可以解吸由吸附劑吸附的不同部分的金屬離子：（1）物理包裹，其結(jié)合力弱并且容易被水解吸；（2）與細(xì)胞壁上的Na+、Mg2+、K+和Ca2+進(jìn)行離子交換，可被NH4NO3溶液解吸；（3）與細(xì)胞壁上官能團(tuán)進(jìn)行絡(luò)合，可以被EDTA-Na2溶液解吸。剩余部分被認(rèn)為是在胞內(nèi)積累。

實(shí) 驗(yàn) 結(jié) 果 如 圖8 所 示。Milli-Q 水、1.0 mol·L-1NH4NO3和0.1 mol·L-1EDTA-Na2解吸液分別解吸了9.00%、55.94%和68.82%由AXY1 菌株吸附的Cd2+。因此，AXY1 菌株吸附的Cd2+中物理吸附部分為9.00%，離子交換部分為46.94%，官能團(tuán)絡(luò)合部分為12.88%，細(xì)胞內(nèi)積累部分為31.18%。這表明在對Cd2+的生物吸附過程中，AXY1 菌株的離子交換部分最多，且有部分Cd2+被轉(zhuǎn)運(yùn)進(jìn)入胞內(nèi)。

表1 等溫線模型擬合相關(guān)參數(shù)Table 1 Parameters of isotherms model fitting

2.6 SEM-EDS分析

利用SEM-EDS 對AXY1 菌株Cd2+吸附前后的形貌和表面元素進(jìn)行觀察，結(jié)果如圖9 所示。未經(jīng)Cd2+處理的AXY1 細(xì)胞呈棒狀，表面較為光滑，邊界清晰，而經(jīng)Cd2+處理后，細(xì)胞受到脅迫，形態(tài)改變、模糊、不規(guī)則，出現(xiàn)聚集現(xiàn)象。這種變化可能是由于Cd2+在細(xì)胞表面與活性官能團(tuán)的相互作用破壞了細(xì)胞表面的機(jī)械張力[6]。X 射線能譜儀（EDS）是一種應(yīng)用廣泛的生物吸附劑材料化學(xué)元素分析工具。未經(jīng)Cd處理的AXY1 菌株細(xì)胞表面沒有檢測到Cd2+信號(hào)，而經(jīng)Cd 處理后，菌株表面檢測到了Cd2+的信號(hào)，證明了Cd2+在菌株表面的存在。

2.7 FTIR分析

利用傅里葉變換紅外光譜儀（FTIR）分析獲得AXY1 菌株Cd2+吸附過程中所涉及到的官能團(tuán)信息。吸附前后結(jié)果如圖10所示，根據(jù)文獻(xiàn)結(jié)果確定了相應(yīng)的特征峰[24，26-27]，列于表2。AXY1菌株在吸附過程中，位于3 424.49、2 926.32、1 651.33、1 545.83、1 453.18、1 400.10、1 239.97、1 084.05 cm-1和644.06 cm-1處的峰發(fā)生偏移，其對應(yīng)的官能團(tuán)分別為氨基（--NH）和羥基（--OH）、烷基（--CH2）、蛋白質(zhì)酰胺Ⅰ帶（C==O）、蛋白質(zhì)酰胺Ⅱ帶（NH）、CH（苯環(huán)）、羧基（--COOH）、--SO3、羧基（C--O）、磷酸或硫酸鹽官能團(tuán)，表明上述官能團(tuán)可能參與了AXY1 菌株對Cd2+的生物吸附。此外，氨基（--NH）和羥基（--OH）、蛋白質(zhì)酰胺Ⅱ帶（NH）、C--O（羧基）和磷酸或硫酸鹽官能團(tuán)所在峰發(fā)生較大偏移，表明它們在AXY1 菌株對Cd2+的生物吸附過程中可能發(fā)揮了更為重要的作用。

表2 FTIR圖譜中的主要官能團(tuán)Table 2 Main functional groups observed from FTIR spectra

3 結(jié)論

（1）菌株AXY1 經(jīng)過鑒定為根瘤菌（Rhizobium pusense），其最適生長溫度在35 ℃左右，最適生長pH在7.0左右。

（2）菌株AXY1 對Cd 的耐受性達(dá)120 mg·L-1，對碳酸鎘的活化率為9.21%。

（3）菌株AXY1 對Cd2+的吸附以單層生物吸附為主，吸附過程符合Langmuir模型。

（4）菌株AXY1 吸附的Cd2+中，離子交換部分最多，且有部分Cd2+被轉(zhuǎn)運(yùn)進(jìn)入胞內(nèi)。此外，--OH、--NH、--COOH等官能團(tuán)可能參與了菌株對Cd2+的吸附。