1. 引言
由于越来越多的人类活动，海洋环境受到的金属污染日益严重。航运、矿石开采、垃圾处理、矿物燃料提取等工业活动都会直接或间接地将金属、类金属排入大海 [1] 。这些活动会污染沿海地区的海水和沉积物，使人类暴露在金属污染的风险之下。金属在海洋环境中的迁移和在食物链中的积累，会对海洋生态环境带来严重污染。
传统的金属修复技术包括底泥疏浚、自然修复、原位覆盖等，这些传统技术工程量大，施工成本高，可能造成二次污染。此外，当金属含量较低时(1~100 mg/L)，传统修复技术的修复效果会受到影响 [2] 。与传统修复技术相比，新兴的生物修复技术具有节省费用、不破坏原有生态环境、金属去除效率高等优点，因此受到人们的广泛关注。目前，对海洋环境中金属的生物修复技术的研究较少，且少有全面综述。因此，本文将对海洋微生物及其衍生物对海洋环境中金属的生物修复技术及其作用机理和影响因素进行介绍。
2. 生物修复技术机理
微生物自身具备对金属的生理抗性机制，可以降低金属的毒性以防止金属的毒害作用 [3] 。这些机制及其遗传基础为开发有效的生物修复技术提供了理论支持。总的来说，微生物对金属的生物累积基本上包括以下两个过程：
被动吸收：利用细胞表面基团的静电作用，将金属离子吸附到细胞表层结构中。这一过程包括物理吸附、离子交换、络合、沉淀等物理化学反应。这个过程与细胞的生理活性无关。
主动吸收：过程缓慢，金属利用主动运输通过细胞膜，然后在细胞内转换和累积。这个过程需要细胞具有新陈代谢的能力。
具体来说，微生物对金属的解毒作用涉及摄入/排出作用、细胞表面吸附作用、细胞内螯合作用、生物转化及化学改性作用。微生物与金属的相互作用是多种反应联合作用的结果。
2.1. 摄入/排出作用
金属的体内平衡需要微生物细胞内环境对金属离子的严格控制 [4] 。通过微生物染色体中基因的活化作用，可以减少金属的摄入量或增加金属的排出量。这些基因对膜转运蛋白进行编码，从而控制着金属的摄入/排出。如前所述,金属的吸收分为两个过程，一个是被动的、快速的、不需要能量的过程；一个是主动的、缓慢的，需要消耗ATP的过程。因此，金属环境中的微生物细胞膜上存在较多的金属运载蛋白，游离的金属离子与这些蛋白结合，形成表面金属复合物，有利于将金属摄入到细胞中 [5] 。Keung等人使用具有高Cd和Zn富集能力的海洋芽孢杆菌来研究金属运输过程的动力学及不同金属的干扰作用，发现Zn会干扰Cu吸收，但不影响Cd流出。因此，芽孢杆菌并不通过排出作用调节细胞内金属浓度 [6] 。
2.2. 细胞表面吸附作用
细胞表面吸附作用是微生物最主要的金属去除方式。金属离子主要通过生物吸附作用附着在不同的生物结构上：微生物细胞，微生物的衍生物和代谢产物(例如生物膜产生的细胞外聚合物质)、有机配体(生物表面活性剂)。
微生物的细胞壁是抵御金属毒性的第一道防线。由于阳离子和阴离子官能团(例如羟基，磷酸酯，羧基，胺基团)的存在，细胞壁上具有许多金属结合点位。这些点位可以与金属离子结合，避免金属离子进入细胞内，从而保持体内环境的金属平衡。Acharya and Apte利用鱼腥藻处理水体中的U，发现65%的U固定在细胞表面的聚磷酸盐中 [7] 。
尽管在生物修复技术中的应用较少，但是真菌也可以利用表面生物吸附作用去除水环境中的金属离子。海洋物种中的曲霉菌和青霉菌能够从海水富集培养基中吸附Cu，Pb和Cr。然而，死亡的真菌对于某些金属具有更高的去除效率。Bankar等人观察到死亡的黑曲霉对Cr(VI)的去除率更高 [8] 。
细胞外聚合物质(EPSs)可以在金属的细胞表面吸附作用中起关键作用。在生物膜中，EPSs可以提供营养物质、维持环境稳定、保护微生物生长。EPSs由蛋白质，核酸，脂质和复合碳水化合物构成，具有不同的金属结合点位，包括羧酸，巯基，氨基，磷酸酯和羟基官能团等。因此，EPSs可以对金属如Pb，Cr，Co，Ag，Cu，Cd，Zn和Fe进行有效吸附。
除了EPSs之外，其他微生物衍生的有机配体也可以与金属结合。铁载体是由低分子量的化学成分组成的有机配体，由真菌或细菌排出体外，极易与Fe结合，有助于将Fe运入细胞体内。尽管对Fe具有特异性，但铁载体也可以与Cr，As，Mn，Pb，Zn，Cu等金属结合。其他海洋微生物代谢物，如环状芽孢杆菌生产的生物表面活性剂，对Cd和Pb的去除率几乎达到100% [9] 。
2.3. 细胞内螯合作用
通过细胞壁和细胞膜的金属在细胞内的生物螯合作用分为以下四种情况：
1) 形成不溶性沉淀物(即生物矿化和生物沉淀)。
2) 与蛋白质结合(如金属硫蛋白)。
3) 细胞内聚合进入液泡中(真菌)。
4) 通过氧化还原反应由毒性较高的形态转化为低毒性的形态。
许多微生物通过生物矿化作用(金属与微生物代谢物相互作用形成不溶性沉淀物)将金属转化为氧化态，硫化态，氢氧化态，碳酸盐态，或通过聚集作用在细胞质中形成金属蛋白质聚集体。Mire等人发现细胞质中多磷酸盐的反应会促进蓝细菌中不同金属的螯合作用 [10] 。Acharya等人发现鱼腥藻中的多磷酸盐颗粒可以固化65%的U [11] 。
微生物还可以将金属与蛋白质结合，合成金属蛋白。金属蛋白一般存在于真菌中，但是在细菌中也发现了金属蛋白。1979年Olafson等人首先在海洋蓝细菌中发现了金属蛋白 [12] 。一些微生物的金属累积与细胞内的金属聚集作用和液泡浓缩作用有关，这种现象仅存在于真核生物如真菌中。Sun等人发现在青霉菌中Pb可以聚集成15~100 nm的不规则纳米颗粒存在于细胞质中，这种纳米颗粒也可以通过浓缩作用进入到液泡 [13] 。从海洋环境中分离的其他真菌菌株如曲霉菌不仅可以富集Pb，而且对As，Cd和Cu也表现出生物积累能力。
2.4. 生物转化作用
微生物还可以通过生物转化和化学改性作用将金属转化为毒性较小的形态。金属在细胞内发生氧化还原反应，生成有机金属化合物和金属结晶沉淀，以及毒性较小可挥发形态。金属的甲基化可以转化As，Hg，Pb，Se和Te等金属的形态，但是在某些特殊情况下，由细菌和真菌中金属的甲基化可能产生更多的毒性产物。Cheung和Gu提出，从沉积物中分离的大型海洋芽孢杆菌可以在有氧条件下将Cr(VI) 100%转化为不溶性的和毒性较小的Cr(III) [14] 。Labrenz等人发现硫酸还原菌(SRB)可以促进金属和硫酸盐发生反应，生成金属硫化物沉淀，从而将金属从环境中去除 [15] 。
3. 生物修复技术中的影响因素
在实际应用中，微生物与金属的相互作用会受到很多因素(如pH，温度，初始金属浓度，微生物种类和生物量浓度)的影响，从而限制生物修复技术的处理效率。
pH可以对金属的形态、毒性和溶解度产生极大的影响，它通过改变细胞表面上官能团(例如羧基，羟基，磷酸酯和胺基)的电荷以及金属离子的结合点位的来影响微生物对金属的吸附。在酸性pH下，细胞壁上的活性位点与氢离子结合，从而排斥金属阳离子。相反，碱性pH值下，带负电荷的位点增加，对金属阳离子吸附能力增强。金属和微生物的种类不同，吸附反应的pH范围也不同。例如，海洋假单胞菌属(S1)菌株对Hg(II)的吸附的pH范围为4~10 [16] ，另一种海洋假单胞菌属(SP1)Hg(II)的吸附的pH范围为8~9 [17] 。
温度也是重要的影响因素之一。温度不仅可以影响金属的溶解度和金属螯合物的稳定性，还会对微生物的生理活性产生影响。例如，随着温度的升高例如，通过不同的海洋微生物或其组分对Cr(VI)，Hg(II)和Co(II)的去除率也随之增高。
在实际海洋金属污染案例中，可能会存在多种金属共同污染的情况。这不仅会对微生物造成额外的毒害作用，而且可能因为金属之间的相互作用影响微生物对金属的去除效率。Deng和Wang在研究海洋假单胞菌属(S1)对金属的去除效果时观察到Cd(II)的存在会对Hg(II)生物吸附过程产生负面影响，这种情况在Hg(II)初始浓度较高时表现得更为显著 [16] 。
初始金属浓度也会对微生物的金属吸附作用产生影响。Das等人发现，高浓度下微生物对Pb的去除率更高 [9] 。Iyer等人发现微生物对Cu和Cd的去除率随着初始浓度升高而上升 [18] 。
另外，金属生物修复中的生物影响因素有很多，包括微生物种类，微生物金属/准金属毒性的耐受范围，生物质浓度等。
4. 结论
在对海洋环境金属污染生物修复技术的研究中，大多数存在以下四种情况：1) 针对某一种金属如Hg，Cd，As，Cr和Pb进行去除，而没有考虑多种金属污染的情况。2) 从入海河口或沿海地区的金属污染环境中采集提取金属富集微生物，研究其吸附效率、遗传特性和生理性状，然后将其应用到生物修复技术中。3) 相比于真菌，细菌因为其优势而受到更多的关注。4) 由于实际污染环境的多样性和不稳定性，生物修复技术的应用实例较少。
随着生物技术的发展和对环境保护的重视，对海洋金属污染修复的研究已越来越广泛。由于其化学性质，金属元素不会在环境中消失，只能通过吸附固化的方式来降低其毒性，生物修复技术的研究为海洋中金属污染修复带来了新的思路。目前在利用海洋生物治理金属污染方面的一些研究仍存在很多不足，例如研究内容和研究方向单一，已知金属富集微生物种类较少，缺乏对海洋生物富集重金属作用机制的了解等。
在今后的研究工作要从以下几个方面开展：1) 扩大对具有金属富集能力的海洋生物的筛选范围，加强对金属富集微生物如藻类、细菌、真菌的调查、鉴定。2) 深入研究生物金属富集作用的机理和影响因素，为生物修复技术进一步发展提供理论基础和方向指导。3) 开展更多的研究方向，例如将生物修复技术与基因工程、酶工程、细胞工程等技术相结合，培育更理想的金属富集微生物，进一步提高生物修复的处理效率，降低处理成本。4) 开发安全可靠的金属回收方法。