周野, 王一莹, 李哲, 张秀芳, 吴迪, 冷粟, 李明堂
吉林农业大学资源与环境学院, 长春 130118
收稿日期: 2018-04-19; 修回日期: 2018-05-22; 录用日期: 2018-05-22
基金项目: 国家重点研发计划项目(No.2017YFD0801104);吉林省科技发展计划项目(No.20160204025SF); 吉林省自然科学基金(No.20180101084JC)
作者简介: 周野(1992-), 男, E-mail:57913155@qq.com
通讯作者（责任作者）: 李明堂(1976—), 教授, 目前主要从事环境污染控制与修复方面的研究.E-mail:limtdoc2008@163.com

摘要: 我国土壤重金属复合污染较为突出，是目前亟待解决的土壤环境问题之一.本文研究了一株氧化木糖无色杆菌LAX2对Cu、Pb和Cd共存体系的生物矿化作用及其复合污染土壤的矿化修复作用.结果表明，菌株LAX2的发酵液、无菌发酵液和菌体细胞对3种重金属的去除能力大小顺序均为Pb²⁺ > Cd²⁺ > Cu²⁺.X-射线衍射、扫描电镜、红外光谱和能谱分析表明，3种重金属共存时菌株LAX2发酵液可诱导形成PbCO₃和CdCO₃晶体，而Cu不能单独成矿，混合矿物晶体呈长杆状.菌株LAX2发酵液能够明显降低黑钙土和白浆土中Cu、Pb和Cd的有效态含量，矿化修复30 d后，黑钙土中Cu、Pb、Cd的有效态含量分别降低了48.0%、71.4%、62.8%，白浆土中Cu、Pb、Cd的有效态含量分别降低了42.0%、63.2%、53.6%；碳酸盐结合态和铁锰氧化物结合态含量明显增加，可交换态和有机物结合态含量明显降低.矿化修复后的土壤中重金属的浸出毒性随修复时间的增长而降低，黑钙土中Cu、Pb、Cd浸出量分别降低了90.3%、93.2%、92.8%，白浆土中Cu、Pb、Cd浸出量分别降低了82.5%、86.1%、84.3%.以上结果说明，菌株LAX2可通过碳酸盐矿化作用固定土壤中的复合重金属，且在相同条件下对黑钙土的修复效果好于白浆土.
关键词:重金属复合污染生物矿化浸出毒性土壤修复氧化木糖无色杆菌
The remediation of complex Cu, Pb and Cd polluted soil through biomineralization by Achromobacte rxylosoxidans LAX2
ZHOU Ye, WANG Yiying, LI Zhe, ZHANG Xiufang, WU Di, LENG Su, LI Mingtang
College of Resource and Environmental Science, Jilin Agricultural University, Changchun 130118
Received 19 April 2018; received in revised from 22 May 2018; accepted 22 May 2018
Supported by the National Key Research and Development Program (No.2017YFD0801104), the Program of Science and Technology Development Plan of Jilin Province(No.20160204025SF) and the Natural Science Foundation of Jilin Province(No.20180101084JC)
Biography: ZHOU Ye(1992—), male, E-mail:57913155@qq.com
^*Corresponding author: LI Mingtang, E-mail:limtdoc2008@163.com
Abstract: The soil pollution by complex heavy metals, which is one of the soil environmental problems needed to be urgently solved, is particularly severe in China. In this study, the biomineralization of Cu, Pb and Cd in coexisting system and the remediation of soil polluted by complex Cu, Pb and Cd through biomineralization by Achromobacter xylosoxidans LAX2. The results indicated that the removal of heavy metals by fermentation broth, sterile fermentation broth, and bacterial cells was in the same order of Pb²⁺ > Cd²⁺ > Cu²⁺. X-ray diffraction, scanning electron microscope analysis, infrared spectrum and energy spectrum analysis showed that LAX2 fermentation broth could induce the formation of PbCO₃ and CdCO₃ minerals when Cu, Pb and Cd coexsiting, while no Cu carbonate minerals was formed, and the crystal of the mixed minerals was long rod-shaped. Strain LAX2 fermentation broth could significantly reduce the content of available Cu, Pb and Cd in Chernozem and Albic soils. After 30 d of remediation by biomineralization, the content of available Cu, Pb and Cd in Chernozem and Albic soils were reduced by 48.0% and 42.0%, 71.4% and 63.2%, 62.8% and 53.6%, respectively; the content of carbonate bound and Fe-Mn oxides bound increased significantly, and the content of exchangeable and organic matter bound decreased significantly. The leaching toxicity of heavy metals in soil remedied by biomineralization was reduced with the increasing of remediation time, and the leaching content of Cu, Pb and Cd in Chernozem and Albic soils were 90.3% and 82.5%, 93.2% and 86.1%, 92.8% and 84.3% respectively. The above indicated that strain LAX2 could immobilize complex heavy metals in soil by carbonate mineralization, and more heavy metals were immobilized in chernozem soil than that in Albic soil under the same conditions.
Keywords: complex heavy metal pollutionbiomineralizationleaching toxicitysoil remediationAchromobacter xylosoxidans
1 引言(Introduction)我国土壤重金属污染来源广泛, 主要包括污水灌溉、污泥使用、化肥和农药的过度施用、工业“三废”排放及大气沉降等, 每种污染源往往同时含有多种重金属, 且同一区域的土壤也通常会同时受到多种类型的污染, 导致我国的土壤重金属复合污染现象较为突出, 成为亟待解决的土壤环境问题之一(吴劲楠等, 2018；蔡燕子等, 2018).随着土壤重金属污染问题的日渐凸显, 各种重金属污染土壤修复技术应运而生, 并且取得了迅速发展.目前主要的修复技术包括物理法、化学法和生物法, 其中, 物理法主要适合小范围重污染土壤的治理, 工程量大且成本高(Sierra et al., 2014)；化学法虽然简单易行、效果明显, 但化学试剂对土壤结构和功能可能会产生影响, 且容易造成二次污染(Kim et al., 2016)；生物法主要是利用植物和微生物的生长代谢作用对重金属进行富集、转化和固定, 基于植物超富集能力的植物修复法虽然环境友好, 但超富集植物生物量少, 并且往往只对某种重金属具有较强的抗性和超富集能力, 对重金属复合污染土壤的修复能力存在不足, 后期不当处理还容易产生二次污染(Lee et al., 2018)；基于微生物的吸附、吸收和代谢转化的微生物修复法由于具有生态友好、适应性强、操作简单、成本低和无二次污染等优点, 在重金属污染土壤修复方面逐渐引起人们的关注(Andreaza et al., 2011；Mahbub et al., 2017).其中, 基于微生物代谢和调控的生物矿化作用可以将有效态重金属转化成结构稳定、不易活化的矿物晶体, 在重金属污染土壤修复方面正成为研究热点(Zhu et al., 2016; Su et al., 2017; 王茂林等, 2018).目前关于生物矿化作用固定重金属的研究主要针对单一的重金属, 或重金属与Ca的共沉淀, 而对微生物矿化固定复合重金属的研究相对较少.许多研究表明, 微生物在生物矿化过程中可通过类质同象置换方式并通过共沉淀作用将金属固结于CaCO₃晶体中(Li et al., 2010).陆兆文等(2013)的研究表明, 当Zn²⁺、Pb²⁺和Cu²⁺共同存在时, Zn²⁺与Cu²⁺可固结在一起形成矿化产物, 而Pb²⁺则单独结晶成矿.许燕波等(2013)研究了一株碳酸盐矿化菌对某矿厂附近重金属复合污染土壤的修复作用, 结果发现, 碳酸盐矿化菌可明显降低土壤中As、Pb、Cd、Zn和Cu的有效态含量, 表明碳酸盐矿化菌在修复重金属复合污染土壤方面具有重要的应用价值.本课题组曾从蔬菜根际土壤中分离获得一株对Pb、Cd、Cu和Zn均具有较强抗性的氧化木糖无色杆菌LAX2, 该菌可通过碳酸盐矿化作用固定单一的Cu和Pb, 且形成的碳酸盐矿物在土壤中具有较高的稳定性(李哲等, 2017a；2017b).因此, 本文试图研究菌株LAX2对Cu、Pb和Cd共存体系的生物矿化作用及对重金属复合污染土壤的修复效果, 以期为利用该菌进行重金属复合污染土壤的生物矿化修复提供理论依据和技术支持.
2 材料与方法(Materials and methods)2.1 供试菌株和土壤供试菌株为本课题组分离获得的一株氧化木糖无色杆菌LAX2, 该菌可通过碳酸盐矿化作用对单一的Cu和Pb进行固定(李哲等, 2017a；2017b).
供试土壤为从吉林省不同区域的金属冶炼厂附近分别采集的受到重金属复合污染的黑钙土和白浆土, 基本性质如表 1所示.
表 1(Table 1)

表 1 供试土壤基本理化性质 Table 1 Basic physicochemical properties of test soil

表 1 供试土壤基本理化性质 Table 1 Basic physicochemical properties of test soil 土壤类型 有机质/(g·kg-1) pH 重金属总量/(mg·kg-1) DTPA提取态含量/(mg·kg-1) Cu Pb Cd Cu Pb Cd 黑钙土 13.55 7.12 146.70 537.50 7.25 5.40 32.25 0.29 白浆土 12.20 5.11 87.50 308.50 4.50 5.20 26.20 0.28

2.2 主要培养基与菌悬液的制备碳酸盐矿化培养基：蛋白胨5 g, 牛肉膏3 g, NaCl 3 g, 蒸馏水定容至900 mL, 121 ℃高压灭菌25 min, 待培养基恢复到室温时, 加入过0.45 μm滤膜的200 g·L^-1尿素溶液100 mL, 调节pH为7.0~7.1.
菌悬液的制备：挑取单个菌落接种于少量的牛肉膏蛋白胨培养基中, 在25 ℃、160 r·min^-1条件下活化24 h后移入新鲜的牛肉膏蛋白胨培养基中, 在相同条件下富集培养24 h, 将培养物在4 ℃、6000 r·min^-1下离心5 min获得菌体细胞, 用无菌水洗清洗菌体细胞2~3次后, 重新悬浮于无菌水, 制备成OD₆₀₀为0.4左右的菌悬液(每mL约含2×10⁷个菌体细胞).
2.3 菌株LAX2发酵液组分对Cu、Pb和Cd的去除发酵液的制备及各组分的获取：按2%的比例将菌悬液接种到碳酸盐矿化培养基中, 于25 ℃、160 r·min^-1下培养24 h, 即为发酵液.将发酵液于8000 r·min^-1下离心5 min, 上清液过0.22 μm滤膜后, 即为无菌发酵液；菌体细胞利用无菌水清洗2次后再重新悬浮于与发酵液体积相同的无菌水中, 即为菌体细胞.
分别向50 mL的发酵液、无菌发酵液和菌体细胞中加入Cu²⁺、Pb²⁺和Cd²⁺浓度均为100 mg·L^-1的复合重金属溶液50 mL, 随后振荡混合均匀, 在室温下静置4 h后于8000 r·min^-1下离心5 min, 上清液过0.45 μm滤膜后测定Cu²⁺、Pb²⁺和Cd²⁺的浓度, 利用公式η=(C₀-C_t)/C₀×100%计算Cu²⁺、Pb²⁺和Cd²⁺的去除率(η), 其中, C₀、C_t分别为去除前、后重金属离子的浓度.
2.4 复合重金属的生物矿化产物特征分析向200 mL发酵液中加入20 mL浓度均为0.5 mol·L^-1的Cu²⁺、Pb²⁺和Cd²⁺复合重金属溶液, 20 ℃下静止矿化24 h, 将沉淀物过滤后在50 ℃烘箱中烘干, 然后分别进行扫描电镜(SEM)、X-射线衍射(XRD)、红外光谱(FIRT)和能谱(EDS)分析, 具体分析方法见参考文献(Huag et al., 2014; Lin et al., 2016; 李哲等, 2017a).
2.5 发酵液对重金属复合污染土壤的矿化修复研究将5 mL发酵液分别均匀加入到装有10 g白浆土和黑钙土的培养皿内, 并以加入等体积无菌水作为对照, 在25 ℃的恒温培养箱中培养, 每种处理重复3次.连续培养30 d, 每天采集土壤样品.将采集的样品利用DTPA溶液浸提, 测定土壤重金属的有效态含量, 并计算培养30 d后有效态下降的比例(刘凤芝等, 2010).
采用国标方法(HJ/T300—2007)醋酸缓冲液浸提法测定土壤中重金属的含量.称取3 g土壤样品, 置于100 mL离心管中, 加入60 mL浸提剂, 盖紧瓶盖后固定在回旋式振荡装置上, 调节转速为200 r·min^-1, 于23 ℃下振荡18 h, 测定浸提液中重金属含量.采用Tessier五步提取法研究培养30 d后土壤样品中Cu、Pb和Cd的形态变化(Tessier et al., 1979).
2.6 重金属的分析测定所有预处理过的样品过0.45 μm滤膜后利用安捷伦MP-AES 4100型微波等离子体原子发射光谱仪进行测定, 在预处理和测定过程中加入土壤标准品和标准溶液以保证数据测定的可靠性.
2.7 数据分析试验数据利用Excel 2013进行处理, 数据表示为3次重复试验数据的平均值±标准差.用DPS进行差异显著性分析, 用Jade5软件对矿化产物进行晶形分析.
3 结果与分析(Results and analysis)3.1 菌株LAX2发酵液组分对共存体系中Cu²⁺、Pb²⁺和Cd²⁺的去除特征菌株LAX2的发酵液、无菌发酵液及菌体细胞对复合重金属溶液中Cu²⁺、Pb²⁺和Cd²⁺的去除率如图 1所示.从图中可以看出, 发酵液各组分对3种重金属均具有较好的去除作用, 其中, 菌体细胞对重金属的去除能力强于发酵液和无菌发酵液, 发酵液各组分对重金属去除能力的大小顺序均为Pb²⁺>Cd²⁺>Cu²⁺.表明菌株LAX2的菌体细胞对共存的3种重金属均具有较强的吸附能力, 矿化作用在一定程度上则降低了菌体细胞对重金属的吸附.
图 1(Fig. 1)

图 1 发酵液组分对复合重金属的去除效果 Fig. 1Removal of complex heavy metals by the components of fermentation broth

3.2 复合重金属的生物矿化产物特征复合重金属在菌株LAX2发酵液中的矿化产物特征如图 2所示.电镜扫描结果表明, 复合重金属的矿化产物呈长短和粗细不均的长条状(图 2a).能谱图表明, 矿化产物中主要含有Cu、Pb、Cd、C和O 5种元素(图 2b).X-射线衍射图谱表明, 矿化产物的主要衍射峰与标准PDF卡片(47-1734)和(42-1342)中的波峰的晶面相吻合, 其分子式分别为PbCO₃和CdCO₃(图 2c).红外光谱图表明, 矿化产物表面带有C—O基团(图 2d).综合上述特征, 可以推断菌株LAX2的发酵液可通过碳酸盐矿化作用单独形成PbCO₃和CdCO₃晶体, 二者复合后呈长条状, Cu不能单独结晶成矿, 但可通过共沉淀或类质同象置换的方式进入矿物晶格中或吸附于矿物表面, 具体机理有待进一步研究.
图 2(Fig. 2)

图 2 矿化产物扫描电镜(a)、能谱图(b)、XRD图(c)及红外光谱图(d) Fig. 2The SEM(a), EDS(b), XRD(c) and FTIR(d) of biomineralization products

3.3 菌株LAX2发酵液对不同类型土壤中有效态重金属的固定作用菌株LAX2发酵液对重金属复合污染黑钙土和白浆土中有效态Cu、Pb、Cd的去除特征如图 3所示.从图中可以看出, 在试验周期内两种土壤中3种重金属的有效态含量一直下降, 且下降趋势和程度与土壤类型和重金属种类有关.矿化修复30 d后黑钙土中Cu、Pb和Cd的有效态含量分别下降了48.0%、71.4%、62.8%, 白浆土中Cu、Pb和Cd的有效态含量分别下降了42.0%、63.2%、53.6%.以上结果表明, 菌株LAX2发酵液对两种土壤中的重金属均具有较好的固定作用, 但对黑钙土的修复效果好于白浆土.
图 3(Fig. 3)

图 3 生物矿化对土壤中有效态重金属的去除作用(a.黑钙土, b.白浆土) Fig. 3Removal of available heavy metals in soils by biomineralization

3.4 生物矿化对土壤中重金属形态分布的影响菌株LAX2发酵液矿化修复30 d后土壤中3种重金属的形态分布如图 4所示.从图中可以看出, 2种土壤中3种重金属的可交换态和有机物结合态含量明显下降, 碳酸盐结合态和铁锰氧化物结合态含量明显上升, 残渣态的含量无明显变化.表明生物矿化作用通过降低高活性形态的含量和增加低活性形态的含量来固定土壤重金属, 从而降低重金属的危害.
图 4(Fig. 4)

图 4 生物矿化对土壤重金属形态分布的影响(a.Cu, b.Pb, c.Cd) Fig. 4Effect of biomineralization on heavy metal distributions in different fractions of soils

3.5 修复后土壤Cu、Pb和Cd的浸出毒性菌株LAX2发酵液矿化修复后土壤中Cu、Pb和Cd的浸出毒性如图 5所示.从图中可以看出, 浸提液中Cu、Pb和Cd的浓度随着矿化时间的延长而下降, 下降趋势与有效态含量的下降趋势一致, 与对照相比, 矿化修复30 d后黑钙土中Cu、Pb、Cd的浸出量分别降低了90.3%、93.2%、92.8%, 白浆土Cu、Pb、Cd的浸出量分别降低了82.5%、86.1%、84.3%.表明菌株LAX2发酵液通过生物矿化作用固定的重金属具有较高的稳定性, 不易被酸浸出.
图 5(Fig. 5)

图 5 生物矿化对土壤重金属浸出毒性的影响(a.Cu, b.Pb, c.Cd) Fig. 5Effects of biomineralizaiton on leaching toxicity of heavy metals in soils

4 讨论(Discussion)基于产脲酶菌诱导形成碳酸盐矿物的生物修复技术由于具有生态友好、成本低和无二次污染等优点, 在重金属污染环境修复领域越来越受到人们的关注.目前, 科研人员已从不同环境介质中分离出了以芽孢杆菌为主的多种可以通过碳酸盐矿化作用固定Cu、Pb、Cd、Zn和Ni等重金属的微生物(王茂林等, 2018).微生物不仅可以通过生物矿化作用对单一重金属进行矿化固定(成亮等, 2008), 而且还可以通过类质同象置换方式让重金属占据CaCO₃中的Ca²⁺位置, 从而固定重金属.因此, 一些****基于重金属Ca共结晶的方式来固定重金属, 例如, 王瑞兴等(2008)研究了在碳酸盐矿化菌菌株A的作用下, Ca²⁺与Cd²⁺共存体系中的矿化规律, 发现部分Ca²⁺与Cd²⁺能够单独结晶, 形成CaCO₃和CdCO₃, 也有一部分Ca²⁺与Cd²⁺能够共结晶, 形成一种稳定的Ca_0.67Cd_0.33CO₃.这表明碳酸盐矿化菌对共存的多种重金属均具有较强的抗性, 可以被用于这些重金属复合污染土壤的修复.菌株LAX2是本课题组从土壤中分离获得的一株可通过碳酸盐矿化作用固定单一Pb和Cu的氧化木糖无色杆(李哲等, 2017a；2017b).本研究发现, 菌株LAX2也可以通过生物矿化作用同时去除共存体系中的Cu、Pb和Cd, 去除率大小顺序为Pb²⁺>Cd²⁺>Cu²⁺.由于微生物首先吸附重金属, 然后碳酸根离子再与重金属离子结合, 以微生物为晶核逐渐形成较大的晶体, 因此, 本文也研究了菌株LAX2无菌发酵液和菌体细胞对重金属的去除作用, 发现菌体细胞对3种重金属均具有很强的吸附去除作用, 明显大于发酵液的矿化作用和无菌发酵液的沉淀作用对重金属的去除能力, 说明菌株LAX2可能通过生物矿化作用包裹了菌体细胞, 从而减少了菌体细胞对重金属的吸附量.本课题组的前期研究发现, 菌株LAX2可通过生物矿化作用单独固定Cu和Pb, 分别形成球形Cu₂(OH)₂CO₃和PbCO₃矿物(李哲等, 2017a；2017b), 本研究发现, 菌株LAX2还可以对共存的Cu、Pb和Cd进行生物矿化作用, 但矿化产物是以PbCO₃和CdCO₃为主的呈长杆状的复合晶体, Cu²⁺不能单独结晶成矿, 关于Cu与Pb还是Cd进行共沉淀, 还是被矿物晶体修复, 相关机理需要进一步研究.陆兆文等(2013)在室内研究发现, 当Zn²⁺、Pb²⁺和Cu²⁺共存时, Zn²⁺和Cu²⁺可固结在一起形成矿化产物, 而Pb²⁺则单独结晶.说明碳酸盐矿化菌对单一和共存体系中的重金属的矿化作用可能会产生差别, 而这种差别对矿化产物在土壤中的稳定性是否会产生影响需要进一步研究.
许燕波等(2013)利用一株碳酸盐矿化菌对As、Pb、Cd、Zn和Cu复合污染的土壤进行了生物矿化修复研究, 结果表明, 生物矿化作用可以同时固定共存的重金属, 但固定效率与重金属种类有关.本研究发现, 菌株LAX2发酵液对重金属复合污染的黑钙土和白浆土中Pb和Cd具有很好的修复效果, 修复30 d后, 二者有效态含量降低了50%以上, 但对Cu的效果稍差一些, 修复周期内有效态含量下降不到50%.总体上菌株LAX2在黑钙土中对重金属的矿化修复效果好于白浆土, 原因可能是白浆土的pH较低, 对发酵液产生中和作用从而影响了矿化修复效果(王明明等, 2013).土壤重金属形态分布对重金属在土壤中的有效性和稳定性具有重要的指示意义(Govarthanan et al., 2013), 菌株LAX2发酵液矿化修复重金属复合污染土壤30 d后, 碳酸盐结合态和铁锰氧化物结合态Cu、Pb和Cd的含量明显增加, 并且黑钙土中这两种形态重金属的增加量高于白浆土.残渣态的含量变化不明显, 可交换态和有机物结合态的含量则明显下降, 说明菌株LAX2可通过生物矿化作用将土壤中活性强的重金属形态转化成活性相对较低的形态, 从而起到固定的作用.对菌株LAX2矿化修复的土壤进行浸出毒性试验发现, 随着矿化时间的增加, 浸出毒性不断降低, 趋势与土壤有效态含量降低趋势基本一致, 表明生物矿化作用固定的有效态重金属不易被酸浸出, 对土壤酸化会有很好的抗性, 可保证稳定的修复效果.
总之, 氧化木糖无色杆菌LAX2是本课题组从土壤中分离获得的一株对多种重金属均具有较强抗性、可单一或复合矿化重金属的土著优势菌, 因此, 该菌在土壤中的定植能力会比较强, 在土壤重金属污染修复过程中还可以通过自然代谢来矿化固定重金属.在实际应用中可以利用菌株LAX2的发酵液直接修复重金属污染土壤, 形成的矿化产物虽然对土壤酸化均有很高的抗性, 但在pH较低的土壤中的矿化效果会稍差一些, 因此, 可能需要增加用量.
5 结论(Conclusions)1) 菌株LAX2发酵液可通过生物矿化作用同步去除溶液中的重金属离子, 去除能力大小顺序为Pb²⁺>Cd²⁺>Cu²⁺, 复合重金属的生物矿化产物为由PbCO₃和CdCO₃晶体组成的呈长杆状的复合晶体, Cu²⁺不能单独结晶成矿, 但可随着复合晶体的形成而被去除.
2) 菌株LAX2发酵液能够明显降低土壤中有效态重金属的含量, 重金属有效态含量下降比例的大小顺序为Pb>Cd>Cu, 且在黑钙土中的效果好于白浆土.
3) 菌株LAX2发酵液能够明显降低土壤中Cu、Pb和Cd的可交换态和有机物结合态含量, 增加碳酸盐结合态和铁锰氧化物结合态含量, 对残渣态含量没有明显影响.随着矿化时间的增加, 矿化修复土壤重金属的浸出毒性逐渐降低, 30 d后均可达标.

参考文献

Achal V, Pan X, Fu Q, et al. 2012. Biomineralization based remediation of As(Ⅲ) contaminated soil by Sporosarcina ginsengisoli[J]. Journal of Hazardous Materials, 202(1): 178–184.

Achal V, Pan X, Zhang D, et al. 2012. Bioremediation of Pb-contaminated soil based on microbially induced calcite precipitation[J]. Journal of Microbiology & Biotechnology, 22(2): 244–247.

Andreaza R, Pieniz S, Okeke B C, et al. 2011. Evaluation of copper resistant bacteria from vine yard soils and mining waste for copper biosorption[J]. Brazilian Journal of Microbiology, 42(1): 66–74.DOI:10.1590/S1517-83822011000100009

蔡燕子, 谢湉, 于淑玲, 等. 2018. 黄河三角洲农田土壤-作物系统重金属污染风险评估[J]. 北京师范大学学报(自然科学版), 2018, 54(1): 48–55.

成亮, 钱春香, 王瑞兴, 等. 2008. 碳酸盐矿化菌株A固结土壤Cd2+的矿化过程[J]. 硅酸盐学报, 2008, 36(S1): 215–221.

Govarthanan M, Lee K J, Cho M, et al. 2013. Significance of autochthonous Bacillus sp.KK1 on biomineralization of lead in mine tailings[J]. Chemosphere, 90(8): 2267–2272.DOI:10.1016/j.chemosphere.2012.10.038

Huang F, Guo C L, Lu G N, et al. 2014. Bioaccumulation characterization of cadmium by growing Bacilluscereus RC-1 and its mechanism[J]. Chemosphere, 109: 134–142.DOI:10.1016/j.chemosphere.2014.01.066

Jiang C X, Sun H W, Sun T H, et al. 2009. Immobilization of cadmium in soils by UV-mutated Bacillus subtilis 38 bioaugmentation and NovoGro amendment[J]. Journal of Hazardous Materials, 167(1/3): 1170–1177.

Kim E J, Jeon E K, Baek K. 2016. Role of reducing agent in extraction of arsenic and heavy metals from soils by use of EDTA[J]. Chemosphere, 152: 274–283.DOI:10.1016/j.chemosphere.2016.03.005

Lee J, Park K Y, Cho J, et al. 2018. Releasing characteristics and fate of heavy metals from phytoremediation crop residues during anaerobic digestion[J]. Chemosphere, 191: 520–526.DOI:10.1016/j.chemosphere.2017.10.072

Li L, Qian C X, Cheng L, et al. 2010. A laboratory investingation of microbe-inducing CdCO3 precipitate treatment in Cd2+ contaminated soil[J]. J Soils Sediments, 10: 248–254.DOI:10.1007/s11368-009-0089-6

李哲, 陈潼樾, 冷粟, 等. 2017a. 一株氧化木糖无色杆菌对Pb的生物矿化作用及其应用效果研究[J]. 农业环境科学学报, 2017a, 36(10): 2014–2020.

李哲, 张欢, 张秀芳, 等. 2017b. 一株碳酸盐矿化菌的分离鉴定及其对Cu的固定作用[J]. 环境科学学报, 2017b, 37(10): 3687–3695.

Lin W T, Huang Z, Li X Z, et al. 2016. Bio-remediation of acephate-Pb(Ⅱ) compound contaminants by Bacillus subtilis FZUL-33[J]. Science Direct, 45: 94–99.

刘凤芝, 马锦秋. 2010. 土壤监测分析实用手册[M]. 北京: 化学工业出版社.

陆兆文, 钱春香, 许燕波, 等. 2013. 不同污染条件下微生物矿化固结Zn2+的作用及机理[J]. 东南大学学报, 2013, 43(2): 365–370.

Mahbub K R, Krishnan K, Naidu R, et al. 2017. Mercury remediation potential of a mercury resistant strain Sphingopyxis sp.SE2 isolated from contaminated soil[J]. Science Direct, 1: 128–137.

Sierra C, Martinez-Blanco D, Blanco J A, et al. 2014. Optimisation of magnetic separation:A case study for soil washing at a heavy metals polluted site[J]. Chemosphere, 107: 290–296.DOI:10.1016/j.chemosphere.2013.12.063

Su J F, Shi J X, Ma F. 2017. Aerobic denitrification and biomineralization by a novel heterotrophic bacterium, Acinetobacter sp.H36[J]. Marine Pollution Bulletin, 116: 209–215.DOI:10.1016/j.marpolbul.2017.01.014

Tessier A, Campbell P G C, Bisson M. 1979. Sequential ex-traction procedure for the speciation of particulate trace metals[J]. Analytical Chemistry, 51(7): 844–851.DOI:10.1021/ac50043a017

王茂林, 吴世军, 杨永强, 等. 2018. 微生物诱导碳酸盐沉淀及其在固定重金属领域的应用进展[J]. 环境科学研究, 2018, 31(2): 206–214.

王明明, 钱春香. 2013. 磷酸盐矿化菌矿化重金属离子Zn2+的研究[J]. 功能材料, 2013, 44(3): 393–395.DOI:10.3969/j.issn.1001-9731.2013.03.022

王瑞兴, 钱春香, 吴淼, 等. 2007. 微生物矿化固结土壤中重金属研究[J]. 功能材料, 2007, 38(9): 1523–1527.DOI:10.3321/j.issn:1001-9731.2007.09.037

吴劲楠, 龙健, 刘灵飞, 等. 2018. 某铅锌矿区农田重金属分布特征及其风险评价[J]. 中国环境科学, 2018, 38(3): 1054–1063.DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2018.03.032

许燕波, 钱春香, 陆兆文, 等. 2013. 微生物矿化修复重金属污染土壤[J]. 环境工程学报, 2013, 7(7): 2763–2768.

Zhu T T, Dittrich M. 2016. Carbonate precipitation through microbial activities in natural environment, and their potential in biotechnology:A Review[J]. Frontiers in Bioengineering and Biotechnology, 4: 1–20.