羅 倩，林鳳蓮，袁 鋒，潘國營，高倩倩，李 鍵，吳承禎，陳 燦

(1.福建農(nóng)林大學(xué)，福州 350002; 2.武夷學(xué)院生態(tài)與資源工程學(xué)院，福建 南平 354300)

【研究意義】世界范圍內(nèi)工農(nóng)業(yè)和生活污水重金屬污染嚴(yán)重，使得污水處理成為亟待解決的技術(shù)難題[1-2]，日益受到關(guān)注[3-4]。Cd2+、Cu2+、Pb2+和Zn2+降解因難、長期性、大規(guī)模和不可逆的特性[5]，為水體污染最為嚴(yán)重的重金屬，嚴(yán)重威脅居民生命安全。植物和微生物是人工濕地系統(tǒng)重要組成成分，開展人工濕地植物根際微生物對(duì)重金屬吸附能力研究是解決水體重金屬污染問題的重要途徑?！厩叭搜芯窟M(jìn)展】目前，處理重金屬污染有物理、化學(xué)和生物修復(fù)法[6-8]。其中，人工濕地法運(yùn)行成本低、維護(hù)簡便、負(fù)荷能力強(qiáng)、污水凈化效率高，微生物降解重金屬越來越受到青睞[9-12]，并被廣泛應(yīng)用[13]。前人十分重視微生物對(duì)重金屬的抗性和解毒作用，構(gòu)建了植物-微生物-基質(zhì)的復(fù)合緩沖系統(tǒng)，將微生物活細(xì)胞作為廉價(jià)、高效吸附劑凈化重金屬污水[14-15]。例如：馬佳林等[16]研究得到酵母菌和枯草芽孢桿菌對(duì)鈾(VI)的最佳吸附率分別高達(dá)97.19%、98.03%；馮旭等[17]研究表明，人工濕地組合回流立式對(duì)重金屬As、Cd、Pb、Cu和Zn的平均去除率在50%以上。類似研究大多針對(duì)單一金屬離子或停留于重金屬某一時(shí)刻去除效果，實(shí)際污水成分復(fù)雜，面對(duì)高濃度污水，菌株存在一定忍耐上限，超過一定閾值，極可能喪失吸附能力甚至死亡，吸附過程中菌株的吸附率也處于動(dòng)態(tài)變化，但內(nèi)在規(guī)律所知甚少，忽視污水中重金屬的初始濃度和動(dòng)態(tài)變化將對(duì)菌株吸附能力準(zhǔn)確評(píng)估產(chǎn)生誤差，也會(huì)對(duì)篩選最優(yōu)菌株造成偏差，錯(cuò)失最優(yōu)的濕地凈化重金屬方案并對(duì)菌劑的配制產(chǎn)生不利影響。【本研究切入點(diǎn)】本文以前期篩選10株優(yōu)質(zhì)菌株為研究對(duì)象，測量其在不同重金屬初始濃度、不同反應(yīng)時(shí)間去除重金屬離子(Cd2+、Cu2+、Pb2+和Zn2+)的效果，以期挑選不同初始濃度下重金屬降解能力突出的高效菌株，并進(jìn)一步探討真菌和細(xì)菌吸附污水重金屬的內(nèi)在機(jī)制?！緮M解決的關(guān)鍵問題】為城市重金屬污水處理系統(tǒng)中高效菌種的選擇提供依據(jù)，為微生物菌劑研發(fā)提供參考。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

1.1.1 供試菌株 所用菌種采自武夷山市污水處理人工濕地植物再力花(Thaliadealbata)、香根草(Vetiveriazizanioides)、花葉蘆荻(Arundodonaxvar.versicolor)根際土壤，篩選和鑒定所得5株高效細(xì)菌B2(Bacilluscereus)、B5(B.thuringiensis)、B19(B.megaterium)、B21(B.thuringiensis)、B35(B.cereus)和5株高效真菌F9(Westerdykelladispersa)、F16(Aspergillusnigerstrain)、F25(Penicilliumjanthinellumstrain)、F26(A.iizukae)、F30(Paecilomyceslilacinusstrain)。其中菌株B2、B5、B35、F9和F16篩選自花葉蘆荻根際土壤，B19、B21和F26篩選自香根草根際土壤，F(xiàn)25和F30篩選自再力花根際土壤。

1.1.2 供試污水 參照武夷山市生活污水處理廠和工業(yè)污水處理廠進(jìn)水水質(zhì)，用KH2PO4、葡萄糖、蛋白胨、硫酸銨、銅、鋅、鉛、鎘標(biāo)準(zhǔn)溶液、超純水模擬配置不同濃度的模擬污水[19]，詳見表1。

1.2 試驗(yàn)方法

1.2.1 試驗(yàn)設(shè)計(jì) 吸附前后5株細(xì)菌和真菌培養(yǎng)和測定參考文獻(xiàn)[20]，重復(fù)3組，共測定396個(gè)樣品[20]。

表1 不同濃度污水各項(xiàng)指標(biāo)濃度

1.2.2 重金屬濃度測定方法 取100 mL水樣和5 mL硝酸于200 mL燒杯中，電熱板加熱消解至10 mL左右后滴入5 mL硝酸和2 mL高氯酸，消解至1 mL左右。冷卻定容至100 mL后采用原子吸收分光光度計(jì)測定。吸附率公式[21]如下：

R=(C0-Ct)/C0×100%

(1)

式中，C0為溶液中重金屬離子初始濃度(mg/L)；Ct為吸附時(shí)間為t時(shí)的濃度(mg/L)。

1.3 數(shù)據(jù)處理和統(tǒng)計(jì)分析

采用Microsoft Excel 2013軟件和IBM SPSS Statistics 19.0軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)分析整合，采用多項(xiàng)式模型對(duì)細(xì)菌和真菌擬合，基于單因素方差分析(One-Way ANOVA)和多因素方差分析(Multi-Factor ANOVA)，采用最小顯著差異法(LSD法)進(jìn)行顯著性檢驗(yàn)和多重比較，顯著性水平為0.05，并采用指數(shù)和多項(xiàng)式方程對(duì)吸附過程擬合及Origin 2018繪圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 高效菌株對(duì)不同濃度污水Pb2+的吸附效果

整體上10株菌株對(duì)Pb2+均有不同程度的吸附作用，吸附時(shí)間越長，Pb2+含量越少。由圖1可知，菌株B21和高濃度下B35污水Pb2+濃度變化呈反“J”字型趨勢(shì)，菌株F26和F16呈倒“N”字型趨勢(shì)，其余菌株均隨時(shí)間變化呈下降趨勢(shì)，不同時(shí)間各菌株濃度變化存在顯著差異(P< 0.05)。不同菌株12 h節(jié)點(diǎn)Pb2+濃度微下降，趨勢(shì)平穩(wěn)。48 h后，高濃度污水菌株吸附Pb2+能力表現(xiàn)為B19>F25> B5>F30>F9>F16>B2>B35>F26>B21>CK，吸附率為27.30%～52.27%，其中菌株B19、F25和B5表現(xiàn)優(yōu)異，吸附能力突出，吸附速率顯著高于其他處理(P<0.05,圖1-A)。

菌株吸附Pb2+效果與污水濃度顯著相關(guān)(P< 0.01)，且較低濃度污水中菌株吸附效果顯著優(yōu)于高濃度污水。菌株B19、F25和F16中濃度污水吸附效果略優(yōu)于低濃度污水。3種濃度處理48 h后，菌株吸附能力排名表現(xiàn)為B19>F25>B5>F9>F16>F30>B2>F26>B35>B21>CK，吸附率為32.17%～56.07%，3種濃度下菌株的時(shí)間越長，菌株吸附率越高，其中菌株B19、F25、B5表現(xiàn)優(yōu)異(圖1-B)。低濃度下B21、F16和F26的Pb2+濃度呈先下降后上升的趨勢(shì)，說明3株菌株吸附率呈突擊式變化趨勢(shì)，時(shí)間因素對(duì)吸附率影響較大。低濃度污水菌株吸附能力排名：B19>F25>F30>B5>F9>F16>B2>B35>F26>B21>CK，吸附率為32.17%～56.07%，其中菌株B19、F25和F30表現(xiàn)優(yōu)異(圖1-C)。

A.高濃度污水；B.中濃度污水;C.低濃度污水A.High concentration sewage; B.Medium concentration sewage; C.Low concentration sewage圖1 不同菌株處理下不同污水Pb2+濃度的動(dòng)態(tài)變化Fig.1 The dynamic change of Pb2+ concentration in different sewages and strains

由表2可知，不同菌株與濃度、不同菌株與時(shí)間、濃度與時(shí)間及三者之間均存在顯著的交互作用，不同時(shí)間、不同濃度均對(duì)菌株吸附率有顯著影響，吸附率顯著高于CK，時(shí)間越長，吸附率越高。

處理時(shí)間、污水濃度對(duì)菌株吸附率影響顯著，不同菌株對(duì)Pb2+、Cd2+、Cu2+、Zn2+的吸附率均顯著高于CK。在3個(gè)污水濃度中，菌株吸附效果在低濃度和48 h最優(yōu),中濃度污水條件下次之，真菌對(duì)不同濃度污水重金屬離子吸附效果優(yōu)于細(xì)菌。

2.2 高效菌株對(duì)不同濃度污水Cd2+的吸附效果

由圖2可知，不同菌株在不同處理時(shí)間段吸附能力存在顯著差異(P< 0.05)，吸附能力差異較大，污水中Cd2+濃度顯著低于CK(P< 0.05)。菌株F26和F30處理下污水Cd2+濃度呈“N字型變化趨勢(shì)”，高低濃度下菌株B2和B21處理下Cd2+濃度呈梯度下降后略微上升的趨勢(shì)，中濃度處理下的B21趨勢(shì)變化較小，其他菌株Cd2+濃度隨時(shí)間推移呈下降趨勢(shì)。

各菌株的吸附速度及在不同污水濃度吸附能力差異大。菌株F26和B19在高濃度污水和低濃度污水中Cd2+的吸附速度較快，顯著高于其他處理(P< 0.05)，表現(xiàn)優(yōu)異，其中低濃度污水中菌株F2624 h吸附率達(dá)37.57%。中濃度污水下菌株F30、F26、F25和B2吸附速度較快，24 h后吸附率分別為29.67%、25.26%、24.58%和24.24%。48 h后，高濃度污水中不同菌株吸附能力表現(xiàn)為B19>F9>F16>F30>B5>F25>B2>F26>B21>B35>CK，吸附率為29.63%～56.00%，其中菌株B19、F9、F16處理下污水中Cd2+濃度分別為4.400、4.540和4.560 mg/L，吸附率分別高達(dá)56.00%、54.60%、54.40%。中濃度污水中不同菌株吸附能力表現(xiàn)為F9>B19>F16>F30>F25>B5>B21>B2>F26>B35>CK，吸附率為31.03%～58.70%，其中菌株F9、B19、F16處理下污水中Cd2+濃度分別為2.065、2.090和2.217 mg/L，吸附率分別達(dá)58.70%、58.20%、55.66%。低濃度污水中不同菌株吸附能力表現(xiàn)為：F9>F16>B19>F30>F25>B5> B21>B2>F26>B35>CK，吸附率為31.53%～59.23%，其中菌株B19、F25、B5處理下污水Cd2+濃度分別為0.408、0.414和0.419 mg/L，吸附率分別達(dá)59.23%、58.63%、58.07%。

2.3 高效菌株對(duì)不同濃度污水Cu2+的吸附效果

由圖3可知，不同菌株對(duì)不同濃度Cu2+的吸附能力差異較大，各濃度污水中Cu2+濃度顯著低于

表2 不同濃度、菌株和時(shí)間的相關(guān)性

A.高濃度污水；B.中濃度污水;C.低濃度污水A.High concentration sewage; B.Medium concentration sewage; C.Low concentration sewage圖2 不同菌株處理下不同污水Cd2+濃度的動(dòng)態(tài)變化Fig.2 The dynamic change of Cd2+concentration under different sewages and strains treatments

CK(P<0.05)。菌株F26和F16處理下Cu2+濃度呈下降—微上升—下降的趨勢(shì)，菌株B21和B35處理下Cu2+濃度呈下降—下降—微上升的趨勢(shì)，其他處理Cu2+濃度均呈下降趨勢(shì)。高低濃度中菌株F16、F26和F30對(duì)Cu2+的吸附較快，其中高中低濃度下菌株F16處理24 h后吸附率最高，分別達(dá)36.67%、25.90%、29.23%。

不同菌株在不同處理時(shí)間下吸附Cu2+能力各異。高濃度污水中菌株處理48 h后，吸附能力表現(xiàn)為F25>B19>F9>F30>F16>B5>B2>F26>B35>B21>CK，吸附率為29.03%～55.73%，其中菌株F25、B19、F9處理下Cu2+濃度為4.427、4.716和4.990 mg/L，吸附率為55.73%、52.83%和50.10%。中濃度污水菌株處理48 h后，吸附能力表現(xiàn)為F25>B19>F30>F9>F16>B5>B2>F26>B35>B21>CK，吸附率為29.83%～57.73%，其中菌株F25、B19、F9處理下污水中Cu2+濃度分別為2.113、2.288和2.491 mg/L，吸附率為57.73、54.23%和50.17%。低濃度污水菌株處理處理48 h后，吸附能力表現(xiàn)為F25>B19>F9>F30>F16>B5>B2>F26>B21>B35> CK，吸附率為35.10%～59.00%，其中菌株F25、B19、F9處理下污水中Cu2+濃度分別為0.410、0.429和0.445 mg/L，吸附率為59.00%、57.06%和55.53%。

2.4 高效菌株對(duì)不同濃度污水Zn2+的吸附效果

由圖4可知，不同菌株對(duì)Zn2+吸附能力強(qiáng)且差異較大 (P<0.05)?？傮w來說，菌株B2處理下Zn2+濃度呈下降—微上升—下降的趨勢(shì)，菌株F26和F30處理下Zn2+濃度呈下降—下降—微上升的趨勢(shì)，高濃度污水中菌株B21和中濃度污水中菌株F9呈同樣趨勢(shì)，其他處理污水Zn2+濃度均呈下降趨勢(shì)。

不同濃度污水中各菌株吸附Zn2+濃度存在顯著差異(P< 0.05)。48 h后，高濃度污水中菌株吸附能力表現(xiàn)為F16>F25>B19>F9>B5>B35>F30>B21>B2>F26>CK，吸附率為29.67%～56.73%，其中菌株F16、F25、B19處理下污水中Zn2+濃度分別為4.327、4.973和5.023 mg/L，吸附率分別為56.73%、50.27%和49.77%。中濃度污水中吸附能力表現(xiàn)為F16>F25>B19>F9>B5>F30> B35>B2>F26>B21>CK，吸附率為31.27%～58.10%，其中菌株F16、F25、B19處理下污水中Zn2+濃度分別為2.095、2.348和2.500 mg/L，吸附率分別為58.10%、53.03%和50.00%，低濃度污水中菌株吸附能力表現(xiàn)為F16> F25>F9>B19>B5>F30>B35>B21>B2>F26>CK，吸附率為36.00%～60.27%，其中菌株F16、F25、F9處理下污水中Zn2+濃度分別為4.327、4.973和5.023 mg/L，吸附率分別為60.27%、54.00%和49.77%。

A.高濃度污水；B.中濃度污水;C.低濃度污水.A.High concentration sewage; B.Medium concentration sewage; C.Low concentration sewage圖3 不同菌株處理下不同污水Cu2+濃度的動(dòng)態(tài)變化Fig.3 The dynamic change of Cu2+ concentration under different sewages and strains

2.5 不同培養(yǎng)時(shí)間菌株對(duì)污水的吸附效果

由圖5可知，不同濃度污水中，菌株B19、F9、F25和F16表現(xiàn)優(yōu)異，吸附速率高，明顯超過其他菌株。在高濃度污水中，不同菌株對(duì)重金屬離子的平均吸附率為42.51%，6個(gè)菌株吸附率在平均值之上，B2、B21、B35和F26未達(dá)吸附率平均值，吸附效率表現(xiàn)較差。菌株B19、 F16和F25吸附率高，平均值分別為4.7283、4.9867和5.0283 mg/L，吸附率達(dá)52.80%、50.22%和49.80%，吸附效果較好。其中，菌株F16對(duì)重金屬離子Cd2+和Zn2+吸附效果明顯優(yōu)于Pb2+和Cu2+，前者的平均吸附率為55.63%，后者的平均吸附率為44.8%，吸附率相差10.83%。

中濃度污水中，菌株B19、F25和F16吸附速率較高，平均值分別達(dá)2.2687、2.3984 和2.3540 mg/L，吸附率分別為54.65%、52.94%及52.05%。

低濃度污水中，不同菌株對(duì)重金屬離子的平均吸附率為46.24%，較高濃度污水吸附率高3.73%，中濃度污水2.13%，6個(gè)菌株吸附率在平均值之上，B2、B21、B35和F26未達(dá)吸附率平均線，吸附效率表現(xiàn)較差。菌株B19、F16、F25和F9表現(xiàn)較好，吸附率分別達(dá)55.12%、53.96%、53.51%、53.29%。

由圖6可知，隨菌株培養(yǎng)時(shí)間延長，吸附率呈明顯上升趨勢(shì)。12～24 h時(shí)，真菌與細(xì)菌平均吸附率均表現(xiàn)為急劇吸附階段，真菌平均吸附率達(dá)24.66%，細(xì)菌達(dá)22.38%，幾乎達(dá)到平衡時(shí)吸附量的50%，其中細(xì)菌中Zn2+24 h吸附率達(dá)24.43%，高出平均吸附率2.05%。24～36 h時(shí)，真菌增長趨勢(shì)趨緩，與之不同的是，Zn2+離子吸附率增速加快，平均吸附率為40.54%，高出Cd2+吸附率10.08%，細(xì)菌平均吸附率仍呈現(xiàn)快速增長階段，36 h對(duì)Pb2+

A.高濃度污水；B.中濃度污水;C.低濃度污水A.High concentration sewage; B.Medium concentration sewage; C.Low concentration sewage圖4 不同菌株處理下不同污水Zn2+濃度的動(dòng)態(tài)變化Fig.4 The dynamic change of Zn2+ concentration under different sewages and strains

離子吸附率為31.15%。36～48 h時(shí)，真菌中Pb2+、Cd2+和Cu2+離子重新進(jìn)入快速吸附階段，吸附平均增長率為15.66%，Zn2+離子吸附增長放緩，增長率僅5.10%，48 h平均吸附率排名為Cu2+> Cd2+> Zn2+> Pb2+。細(xì)菌中4種金屬離子吸附率增速趨緩，平均增長率僅7.06%，48 h平均吸附率排名為Pb2+> Zn2+> Cd2+> Cu2+。真菌平均吸附率為46.38%，細(xì)菌平均吸附率為40.11%，真菌優(yōu)于細(xì)菌6.27%。

2.6 菌株吸附效果隨時(shí)間的模型擬合

為更好揭示菌株吸附過程，基于細(xì)菌與真菌平均吸附率變化趨勢(shì)線，實(shí)驗(yàn)擬合多項(xiàng)式模型如表3所示。

表3 細(xì)菌與真菌擬合模型

圖5 不同菌株處理下不同濃度污水的變化Fig.5 The change of different concentration sewages under different sewages and strains

圖6 不同菌株培養(yǎng)時(shí)間下真菌與細(xì)菌的平均吸附率Fig.6 The average adsorption rate of fungi and bacteria under different strain culture time

3 討 論

不同菌株對(duì)不同重金屬離子親和力不同，真菌優(yōu)于細(xì)菌。有研究表明，藻體對(duì)Zn2+、Pb2+的吸附性均高于Cu2+和Cd2+，當(dāng)最高脅迫濃度 (120 mg/L) 培養(yǎng)至6 d時(shí)，桿裂絲藻對(duì)Cu2+和Cd2+吸附率差異較大，去除率分別為99.14%和87.73%[22]。與之相比，本研究中，高濃度污水中菌株培養(yǎng)2 d后，B19對(duì)Cu2+和Cd2+吸附率較低(52.87%、56.12%)。菌株F16對(duì)重金屬離子Cd2+和Zn2+吸附效果明顯優(yōu)于Pb2+和Cu2+，菌株B2對(duì)Zn2+的吸附速率顯著大于Pb2+、Cd2+和Cu2+的吸附速率，這可能與不同菌株細(xì)胞活性不同有關(guān)[22]。Neethu等[23]研究表明130株腸桿菌和假單胞菌對(duì)不同重金屬耐受性不同，原因主要在于外排泵和莢膜多糖的產(chǎn)生，但更多與細(xì)胞質(zhì)粒有關(guān)。Martins等[24]研究指出，P.citrinum,P.brasilianum,P.funiculosum和P.janczewskii4種物種比其他離子能更有效地去除鉛，真菌P.brasilianum對(duì)鉛具有更好的親和力，與本文結(jié)果一致。本試驗(yàn)中，真菌對(duì)污水中重金屬的吸附率大于細(xì)菌(6.48%)，前者平均吸附率為47.53%，后者平均吸附率為41.05%，這可能由于本試驗(yàn)中篩選出的真菌菌絲較多，搖瓶培養(yǎng)過程中與金屬離子接觸面積較大，提高了真菌的吸附率。

微生物對(duì)重金屬的吸附效果與污水中重金屬濃度密切相關(guān)，中低濃度優(yōu)于高濃度。本試驗(yàn)中，高濃度污水中菌株B21對(duì)Pb2+吸附度呈現(xiàn)上升—上升—下降的變化趨勢(shì)，從9.35 mg/L降至6.28 mg/L后又升至7.24 mg/L，說明時(shí)間越長，吸附能力越低，吸附能力與初始濃度負(fù)相關(guān)，這可能與菌株對(duì)重金屬離子濃度有一個(gè)耐受范圍有關(guān)，超過其耐受范圍可能會(huì)抑制菌株，降低菌株活性，去除率則隨時(shí)間變化呈下降趨勢(shì)[25]。趙琪琪等[26]研究表明莖點(diǎn)霉屬 (Phomasp.)最大耐受濃度為 6000 mg/L，濃度越高，生物量減少越快，印證了中低濃度下微生物對(duì)重金屬離子吸附率較高，與本文研究一致。本研究發(fā)現(xiàn)，重金屬起始濃度對(duì)重金屬吸附有一定影響，菌株在中低濃度污水中平均離子吸附率為45.17%，遠(yuǎn)高于高濃度污水中42.51%，中低濃度污水吸附率優(yōu)于高濃度，這可能由于重金屬濃度過高導(dǎo)致微生物表面結(jié)合位點(diǎn)不足，加劇離子間互相競爭，影響吸附效率[27]。毛凱等[28]研究表明溶液初始濃度為0～2 mmol/L時(shí)Zn2+的吸附量增加明顯,當(dāng)濃度超過2 mmol/L時(shí)吸附量開始趨于飽和，低濃度中吸附效率高，與本研究結(jié)果一致。不同菌株對(duì)不同重金屬離子吸附效果差異較大還受微生物遺傳特性和金屬離子屬性等因素有關(guān)[29]。

菌株培養(yǎng)時(shí)間對(duì)金屬離子吸附效果影響較大，兩者呈顯著指數(shù)正相關(guān)關(guān)系(P<0.01)。本研究中，菌株F16、F26和B2吸附率呈快速下降后趨緩的趨勢(shì)，Cd2+離子變化不明顯，這可能由于金屬離子在胞外和胞壁共同作用下，大量有機(jī)物分泌促使離子沉淀[30]，消耗過多能量，離子進(jìn)入細(xì)胞內(nèi)部時(shí)，吸附速率減小。Li等[31]研究指出實(shí)驗(yàn)開始僅1 h菌株C.lacerata對(duì)銅的吸附率高達(dá)86%，隨后緩慢降低，原因可能在于其pH值降低導(dǎo)致H+離子與Cu2+和CuOH+離子競爭，影響生物吸附位點(diǎn)。本研究發(fā)現(xiàn)，菌株F26和B21呈下降—下降—微上升的趨勢(shì)，高濃度污水中菌株B2呈同樣趨勢(shì)，這可能由于重金屬離子通過膜表面的轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白進(jìn)入細(xì)胞內(nèi)部[32]后，細(xì)胞化合有機(jī)物被分解，使部分重金屬離子回到溶液，致使?jié)舛然厣?，或因?xì)胞內(nèi)部泵加大工作力度，將內(nèi)部離子排出，具體機(jī)制待進(jìn)一步探索。本試驗(yàn)中，B5、B19、F25等菌株吸附率隨培養(yǎng)時(shí)間延長呈階梯式下降趨勢(shì)，這可能因?yàn)榘飧患?、沉淀，胞壁絡(luò)合、胞內(nèi)富集同時(shí)運(yùn)作[33]，細(xì)胞分泌有機(jī)物使離子沉淀，胞壁進(jìn)一步吸附，胞內(nèi)緩慢沉降，使得重金屬離子吸附率呈線性過程。

微生物吸收階段的參與度以及分泌物數(shù)量可能是影響重金屬吸收效果主要內(nèi)在機(jī)制。微生物吸附重金屬的過程主要分為兩個(gè)階段：第一個(gè)階段是微生物可通過自身生長的過程中產(chǎn)生的蛋白質(zhì)、多肽及羧酸等物質(zhì)與重金屬絡(luò)合快速吸附重金屬離子；第二階段是重金屬離子經(jīng)微生物活體細(xì)胞的主動(dòng)吸附，與酶結(jié)合實(shí)現(xiàn)細(xì)胞內(nèi)富集，過程較為緩慢[34]。本研究中， B35、F16和F25等菌株吸附率呈明顯上升趨勢(shì)，其中菌株F25在高濃度污水中Pb2+濃度從9.294 mg/L 經(jīng)48 h后降至4.854 mg/L，降低了4.44 mg/L，吸附速率較快，說明菌株吸附率呈突擊式變化趨勢(shì)，分泌物數(shù)量增加，這可能與微生物參與度不斷提高有密切關(guān)系，處理時(shí)間越長，微生物生物量和分泌物增加，菌株菌體及產(chǎn)生的酶與污水中重金屬離子的接觸率增加，微生物吸收階段參與度提高，明顯提高了污水離子吸附率[35]。

本試驗(yàn)利用單菌懸液凈化污水，并未進(jìn)行不同菌株間的配比試驗(yàn)及所用污水來自實(shí)驗(yàn)室自配污水，與自然條件下的污水差異較大，后續(xù)試驗(yàn)可將室內(nèi)試驗(yàn)推廣到室外試驗(yàn)，更好模擬自然條件，以探究自然條件下菌株對(duì)不同污染物的凈化效果，同時(shí)本次試驗(yàn)未涉及pH值測定和生物吸附劑等因素對(duì)菌株吸附率的影響，吸附機(jī)理尚未完全驗(yàn)證，今后研究將細(xì)化明確胞外沉淀、胞壁吸附及胞內(nèi)排放相關(guān)機(jī)制。

4 結(jié) 論

(1)從4株人工濕地植物根際土壤中所得5株真菌和5株細(xì)菌菌株，共測定396個(gè)樣品，其中B19、F16、F25、F9是中高低濃度重金屬凈化的優(yōu)勢(shì)菌株。

(2)不同處理時(shí)間、污水金屬初始濃度和菌株種類均對(duì)吸附污水中重金屬離子的效果有顯著影響。

(3)菌株對(duì)重金屬的吸附效果在低濃度和48 h最優(yōu)且真菌優(yōu)于細(xì)菌，細(xì)菌平均吸附率符合指數(shù)函數(shù)模型，真菌平均吸附率符合冪函數(shù)模型。