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文章信息
- 郭东北, 唐晨, 张敏, 范春, 岳紫钰, 李佳瑶, 陈群, 赵苒
- GUO Dongbei, TANG Chen, ZHANG Min, FAN Chun, YUE Ziyu, LI Jiayao, CHEN Qun, ZHAO Ran
- 金属离子和小分子物质对耐铬(Ⅵ)菌株M52还原能力的影响
- Effects of metal ions and small molecules on reduction of Cr(Ⅵ) resistant strain M52
- 吉林大学学报(医学版), 2019, 45(05): 1003-1008
- Journal of Jilin University (Medicine Edition), 2019, 45(05): 1003-1008
- 10.13481/j.1671-587x.20190505
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文章历史
- 收稿日期: 2019-03-20
2. 厦门大学公共卫生学院预防医学系, 福建 厦门 361102
2. Department of Preventive Medicine, School of Public Health, Xiamen University, Xiamen 361102, China
重金属铬(chromium, Cr)在电镀、木材保藏、染料生产、合金生产和制革等多行业中的广泛应用造成含Cr废水大量排放。由于Cr在环境中长期存在、不易还原,且具有通过食物链的生物聚集和放大作用,因此人为活动产生未经处理的Cr不仅对环境造成严重的污染[1],还可能威胁公众健康[2-3]。Cr在环境中通常以三价铬[trivalent chromium, Cr(Ⅲ)]和六价铬[hexavalent chromium, Cr(Ⅵ)]的形式存在。Cr(Ⅲ)较稳定,是对人体有益的微量元素,毒性低;Cr(Ⅵ)具有强烈的生物毒性和极强的水相迁移性[4],毒性约为Cr(Ⅲ)的100倍,Cr(Ⅵ)的强氧化性使其具有潜在的致癌、致畸和致突变性[5],致突变性约为Cr(Ⅲ)的1000倍[6],是国际公认的3种致癌金属物之一,并被美国环境保护局列为A类污染物。如何安全有效地去除环境中的Cr污染,成为亟待解决的问题。将高毒性的Cr(Ⅵ)还原为毒性较低的Cr(Ⅲ)是在工业废水或自然水体中开展Cr(Ⅵ)无害化处理的思路之一[7]。其中,离子交换、膜分离和化学沉淀等传统的物理化学修复方法[8]因工艺程序复杂、治理成本高、易引发二次污染等弊端,在实际应用中备受限制[9]。生物修复作为一种新兴的环境友好型Cr(Ⅵ)污染处理技术,是通过特定生物(主要是藻类、细菌和真菌等微生物)将水或土壤中的污染物还原为低毒或无毒化合物的过程,其具有修复效率高、过程安全和无二次污染等优点[10],正成为修复环境Cr(Ⅵ)污染的新趋势。
本课题组[11]前期从厦门近岸海域沉积物样品中分离筛选出一株经验证具有高效Cr(Ⅵ)还原能力的芽孢八叠球菌属菌株Sporosarcina saromensis M52,该菌株在pH值≥ 7.5、温度≥ 30℃时,24 h可完全还原100 mg·L-1 Cr(Ⅵ),对200 mg·L-1 Cr(Ⅵ)的还原率达80%以上。为阐明影响M52还原Cr(Ⅵ)的因素,本实验通过研究不同浓度Cr(Ⅵ)条件下M52的生长情况,菌株胞内、胞外活性物质对Cr(Ⅵ)的还原效果,以及金属离子和小分子物质对M52还原Cr(Ⅵ)的影响,为M52还原Cr(Ⅵ)的条件优化提供实验依据。
1 材料与方法 1.1 菌株、主要试剂和仪器选用的M52菌株是本实验室从厦门马銮湾近海沉积物经不断富集、筛选而来,经生理生化实验和16S rDNA分子生物学鉴定,确定所筛选的菌种为芽孢八叠球菌属(Sporosarcina sp.),将其命名为Sporosarcina saromensis M52,简称M52。LB肉汤培养基购自青岛海博生物技术有限公司,重铬酸钾、吐温80、Triton X-100、乙二胺四乙酸二钠、SDS和丙酮等化学试剂均为国产分析纯。VCX130PB型超声波破碎仪(美国Sonics公司),Epoch2型全波长酶标仪[美国伯腾(BioTek)仪器有限公司],FE20型pH计和EL204型电子天平[瑞士梅特勒-托利多(METTLER TOLEDO)公司],GI54TW型全自动灭菌锅[致微(厦门)仪器有限公司],SW-CJ-2F型超净工作台(上海智诚分析仪器制造有限公司),U410-86型超低温冰箱(美国NBS公司)。
1.2 种子液配制取保存于-80℃的M52菌液30~50 μL,置于100 mL的LB培养基中,150 r·min-1震荡培养12~14 h,检测吸光度[A(600)]值达到0.6~0.7时停止培养,即得种子液。
1.3 M52菌株在不同浓度Cr(Ⅵ)中的生长情况分别配制初始含Cr(Ⅵ)浓度为0、50、100、200、400和600 mg·L-1的LB培养液,按照4%的接种量接种M52种子液,在pH7.5、37℃、150 r·min-1条件下培养,分别在初始时刻(0 h),12、24和48 h检测A(600)值,以A值反映M52菌株生长情况。
1.4 Cr(Ⅵ)还原酶的提取和定位将M52菌液离心(4℃、12 000 r·min-1离心5min),收集上清液即为胞外活性物质;菌液离心去上清,用Tris-HCl(pH 7.5)洗涤菌体,再离心去上清,加入原培养基的1/20体积的Tris-HCl,漩涡振荡。将菌液倒入无菌玻璃容器中,在冰浴条件下超声波破碎,4℃、12 000 r·min-1离心20 min,将上清液转到新的离心管中,即得胞内活性物质[Cr(Ⅵ)还原酶][12]。将上述胞外和胞内活性物质分别加入含100 mg·L-1重铬酸钾溶液中,于培养0、12、24和48 h(37℃、pH 7.5,摇床培养条件下)以二苯碳酰二肼分光光度法分别测定溶液中的Cr(Ⅵ)浓度,计算0、12、24和48 h时Cr(Ⅵ)的还原率。菌株对Cr(Ⅵ)还原率计算:实验初始测得Cr(Ⅵ)浓度记为ρ0,待测时刻测得Cr(Ⅵ)浓度记为ρ1,代入下列公式计算待测时刻菌株的还原率X:X=(ρ0-ρ1)/ρ0×100%。依据各时间点胞外和胞内活性物质中Cr(Ⅵ)的还原率高低判断菌株对Cr(Ⅵ)的还原情况。
1.5 二苯碳酰二肼分光光度法测定不同金属离子组中Cr(Ⅵ)的还原率分别配制浓度为0.2 mmol·L-1的Mn2+、Fe2+和Cu2+溶液,以不含金属离子的LB液体培养基为对照,在pH 7.5、37℃、150 r·min-1条件下与100 mg·L-1 Cr(Ⅵ)反应0、6、12、24、36和48 h,用二苯碳酰二肼分光光度法分别测定溶液中的Cr(Ⅵ)浓度,计算不同时间点Cr(Ⅵ)的还原率。依据不同金属离子组中Cr(Ⅵ)的还原率高低判断金属离子是否抑制或促进M52还原Cr(Ⅵ)。
1.6 二苯碳酰二肼分光光度法测定不同小分子物质组中Cr(Ⅵ)的还原率配制浓度为1 mmol·L-1的SDS和1%的Triton X-100、吐温80,以未作处理的LB液体培养基为对照,在pH 7.5、37℃、150 r·min-1条件下与100 mg·L-1 Cr(Ⅵ)反应0、6、12、24、36和48 h,用二苯碳酰二肼分光光度法分别测定溶液中的Cr(Ⅵ)浓度,计算不同时点Cr(Ⅵ)的还原率。依据不同小分子物质组中Cr(Ⅵ)的还原率高低判断小分子物质是否抑制或促进M52还原Cr(Ⅵ)。
1.7 二苯碳酰二肼分光光度法测定溶液中Cr(Ⅵ)及总Cr浓度参考生活饮用水标准检验方法-金属指标-水质Cr(Ⅵ)的测定——二苯碳酰二肼分光光度法(GB/T 5750.6-2006)检测溶液中的Cr(Ⅵ)浓度;参考水质总Cr的测定法——二苯碳酰二肼分光光度法(GB 7466-1987)测定溶液中总Cr(Ⅵ)浓度。
1.8 统计学分析采用Excel 2016软件制作图表,应用SPSS 20.0统计软件进行统计学分析。胞内和胞外活性物质对Cr(Ⅵ)的还原率以及金属离子和小分子物质对Cr(Ⅵ)的还原率均服从正态分布与方差齐性,以x±s表示,多组间样本均数比较采用单因素方差分析,运用方差分析前还原率数据经平方根反正弦变换处理。以P<0.05为差异有统计学意义。
2 结果 2.1 M52在不同浓度Cr(Ⅵ)中的生长情况测得各剂量组初始A(600)值为0.068~0.074,表明菌株初始接种量是一致的,M52在各时间点的生长情况见表 1。当Cr(Ⅵ)浓度低于100 mg·L-1时,随浓度增加可促进菌株生长;当100 mg·L-1≤Cr(Ⅵ)浓度 < 600 mg·L-1时,随浓度增加,菌株生长受到抑制。与0 mg·L-1Cr(Ⅵ)组比较,50和100mg·L-1Cr(Ⅵ)浓度时A(600)值升高(P<0.05),且浓度越高,菌量越低。100 mg·L-1Cr(Ⅵ)组A(600)值高于0、200、400和600 mg·L-1Cr(Ⅵ)组(P<0.05),表明Cr(Ⅵ)浓度为100 mg·L-1时菌量最高;50和100 mg·L-1Cr(Ⅵ)组中,菌量起初增长速度较快,12 h后菌量增长速度变缓。200和400 mg·L-1Cr(Ⅵ)组中,前12 h菌株增长较缓慢,但12 h后菌量增长速度较快。600 mg·L-1 Cr(Ⅵ)组中菌株菌量几乎不增长。见表 1。
(n=18, x ±s) | |||
Cr(Ⅵ) (mg·L-1) |
A value | ||
(t/h) 12 | 24 | 48 | |
0 | 0.36±0.01△ | 0.56±0.12 | 0.76±0.10△ |
50 | 0.53±0.03* | 0.54±0.03 | 0.83±0.04 |
100 | 0.49±0.05* | 0.65±0.11 | 1.01±0.14 |
200 | 0.20±0.04*△ | 0.40±0.10*△ | 0.72±0.18△ |
400 | 0.06±0.01*△ | 0.37±0.05*△ | 0.74±0.10△ |
600 | 0.00±0.00*△ | 0.31±0.04*△ | 0.26±0.01*△ |
* P < 0.05 compared with 0 mg·L-1 Cr(Ⅵ) group; △ P < 0.05 compared with 100 mg·L-1 Cr(Ⅵ) group. |
胞外活性物质组对Cr(Ⅵ)的还原率明显低于对照组和胞内活性物质组(P<0.05)。见表 2。
(n=9, x ±s, η/%) | |||
Group | Reduction rate of Cr (Ⅵ) | ||
(t/h) 12 | 24 | 48 | |
Control | 37.99±3.30 | 84.98±2.30 | 88.98±0.50 |
Intracellular active substance | 49.42±5.80 | 88.78±0.50 | 96.98±6.20 |
Extracellular active substance | 7.19±6.40*△ | 47.98±9.30*△ | 49.04±6.20*△ |
* P < 0.05 compared with control group; △ P < 0.05 compared with intracellular active substance group. |
在12和24 h,Cu2+和Fe2+金属离子处理组Cr(Ⅵ)还原率较对照组升高(P<0.05),Cu2+和Fe2+不同程度地促进M52对Cr(Ⅵ)的还原,且促进作用为Cu2+> Fe2+;Mn2+处理组与对照组比较Cr(Ⅵ)还原率降低(P<0.05),表明Mn2+抑制M52对Cr(Ⅵ)的还原。见表 3。
(n=20, x ±s, η/%) | |||||
Group | Reduction rate of Cr (Ⅵ) | ||||
(t/h) 6 | 12 | 24 | 36 | 48 | |
Control | 21.92±5.02 | 32.36±1.72 | 57.11±1.20 | 66.46±2.47 | 94.78±5.77 |
Mn2+ | 12.39±2.48* | 24.21±2.64* | 48.31±3.38* | 64.62±2.08 | 94.50±5.05 |
Cu2+ | 27.05±4.35 | 42.63±2.40* | 83.78±2.79* | 100.09±0.42* | 100.46±0.57* |
Fe2+ | 22.28±7.13 | 37.68±1.11* | 64.72±1.61* | 84.69±1.79* | 99.36±0.32 |
* P < 0.05 compared with control group. |
SDS、Triton X-100和吐温80的小分子物质处理组在各时间点与对照组比较Cr(Ⅵ)还原率均降低(P<0.05),SDS、Triton X-100和吐温80均表现为不同程度地抑制M52对Cr(Ⅵ)的还原。见表 4。
(n=20, x ±s, η/%) | |||||
Group | Reduction rate of Cr (Ⅵ) | ||||
(t/h) 6 | 12 | 24 | 36 | 48 | |
Control | 21.92±5.02 | 32.36±1.72 | 57.11±1.20 | 66.46±2.47 | 94.78±5.77 |
SDS | 6.15±0.57* | 3.68±4.30* | 9.73±2.71* | 4.69±2.64* | 20.82±2.62* |
Triton X-100 | 8.90±2.48* | 6.25±3.57* | 12.02±1.80* | 11.10±1.59* | 21.64±2.20* |
Tween 80 | 7.71±2.91* | 22.37±3.54* | 54.54±1.11 | 56.93±1.51* | 83.60±0.32* |
* P < 0.05 compared with control group. |
M52在不同浓度Cr(Ⅵ)中的生长情况显示:Cr(Ⅵ)浓度低于100 mg·L-1时,M52增长速度较快,特别是在12 h内,而当Cr(Ⅵ)≥600 mg·L-1时,菌株几乎不生长,提示适宜浓度的Cr(Ⅵ)可促进M52的生长。部分从Cr污染环境中分离出的耐Cr菌株已被证明具有还原铬酸盐的能力[12-13]。在高浓度Cr(Ⅵ)水平下观察到的菌株生长速率较慢,会使与金属结合的吸附表面减少,还原效率降低。暴露在适量浓度的重金属环境下会引发适应性反应,如诱导金属硫蛋白,从而使细胞对重金属引起的毒性具有抗性[14]。GONZALEZ等[15]认为:Cr(Ⅵ)进入菌体后才被还原为Cr(Ⅲ)。PRIESTER等[16]发现:Pseudomonas putida菌体溶解后释放还原酶催化Cr(Ⅵ)在胞外被还原为Cr(Ⅲ)。胞浆Cr还原酶[12]或膜相关Cr还原酶[17]都可能参与Cr(Ⅵ)的还原。上述研究提示细胞内外均有可能是活性物质(Cr还原酶)还原Cr(Ⅵ)的场所。本研究对Cr(Ⅵ)还原活性物质的定位结果显示:M52对Cr(Ⅵ)的还原在细胞内外均有发生,但以胞内为主,在适宜条件下,菌株M52胞内活性物质对Cr(Ⅵ)的最高还原率为96.98%,高于M52对照组的88.98%。
Cu2+离子可以有效提高Cr(Ⅵ)的还原率。肖伟等[18]研究表明:Cu2+有增强Cr(Ⅵ)还原酶活性的作用,这可能是由于Cu2+是很多还原酶的辅基,其可以运输电子或者作为电子的氧化还原中心,并在某些情况下,以在蛋白质亚基之间起穿梭电子的作用[19];魏斐等[20]的研究也证实Cu2+对苏云金芽孢杆菌有明显的促进Cr(Ⅵ)还原作用。本研究同样观察到:Cu2+和Fe2+可促进M52对Cr(Ⅵ)的还原,而Mn2+则表现为抑制M52对Cr(Ⅵ)的还原;SDS、Triton X-100和吐温80不同程度抑制M52对Cr(Ⅵ)的还原。本研究结果与魏斐等[20]的研究结果部分一致,其研究显示Triton X-100对Cr(Ⅵ)的还原无明显的影响,而SDS和吐温80则可抑制Cr(Ⅵ)的还原。不同金属离子和小分子物质对M52还原Cr(Ⅵ)能力的不同作用方式提示,在将M52用于修复环境Cr污染的实践中应注意其他因素对还原效率的影响,并可通过添加Cu2+和Fe2+等离子提升修复效果。
Cr(Ⅵ)还原菌在天然水体、土壤和沉积物中大量存在,但迄今从天然环境中发现并筛选出的具有Cr(Ⅵ)还原能力的土著微生物还非常有限,更多的菌株是分离自污染环境[12, 17, 20-22]。源于Cr(Ⅵ)污染地带的微生物因在高Cr(Ⅵ)环境下生存,可能进化出特有的还原机制[15]。本研究所选用Sporosarcina saromensis M52菌株分离自厦门马銮湾近岸海域沉积物样品,是一株首次被报道于近岸海域发现的新型Cr(Ⅵ)还原菌物土著细菌,自然水体和土壤的适应性和实用性好,更适用于科学研究和实际应用。本研究通过对M52中Cr(Ⅵ)还原酶定位及其影响因素初步探讨,为阐明还原酶介导M52还原Cr(Ⅵ)的分子生物学机制、构建高选择性的Cr(Ⅵ)抗性基因工程菌奠定实验基础,具有一定的应用和理论意义。
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