许多细菌(如枯草芽孢杆菌、棉铃虫)可以产生生物表面活性剂, 如表面活性剂、鼠李糖脂、槐脂、七叶皂苷和皂甙, 以溶解土壤中的金属。一般认为微生物从水溶液中去除重金属离子的主要机制是微生物细胞可以将重金属离子吸附到细胞表面, 然后通过细胞膜将重金属离子输送到细胞中, 并“ 积聚” 在细胞体内^[18]。当农药量达到对微生物膜产生有害影响时, 它可以改变重金属在生物膜上的迁移。农药可麻醉微生物并与生物膜的亲脂性成分相互作用, 从而改变生物膜的通透性, 使重金属容易渗入微生物细胞。由于酶-底物复合物的形成, 微生物产生的酶将促进农药的降解。由于酶-金属-底物复合物的形成, 某些低浓度重金属可能会促进农药的酶降解。这些重金属可以作为蛋白质的辅助因子, 并负责蛋白质的生物活性。然而, 过量的重金属会与大量的营养元素(如Mg²⁺、Ca²⁺)竞争, 抑制微生物产生酶或蛋白质的活性。

生物修复是一个将有害污染物转化成无毒化合物的活生物体的过程^[19]。微生物具有巨大的分解代谢潜力, 可以对污染物进行生物修复, 然后将其分解成活性/毒性较低的化合物或使其不能移动。包括放线菌、真菌、细菌和植物在内的生物已显示出修复重金属和农药复合污染土壤的能力。Polti M A等^[20]研究表明, 添加链霉菌M7(从重金属和农药复合污染的环境中分离出来)后, 林丹的生物有效性降低了42%, Cr(Ⅵ )的生物有效性降低了52%。放线菌联合体也是一种很有前途的生物技术工具, 可以降解林丹, 并减少复合污染土壤中的Cr(Ⅵ )。由链霉菌M7、MC1、A5和土库曼拟青霉AB0组成的放线菌群被接种在6种不同程度的受林丹和Cr(Ⅵ )复合污染的土壤中, 14天后, 6种土壤中有5种成功修复^[21]。除Cr(Ⅵ )外, 利用细菌或真菌对土壤进行微生物修复, 可修复农药和Cd、Cu、Pb、Zn、As等几种常见重金属的复合污染。

与放线菌不同的是, 用于修复重金属和农药复合污染系统的细菌主要是工程菌。对能同时处理重金属和农药的天然细菌研究较少。农药降解菌已被人工赋予去除重金属的能力, 用于修复复合农药重金属污染场地。Yang C等^[22]在实验室液体环境中成功地利用γ -HCH降解菌, 降解鞘氨醇UT26和毒死蜱的同时, 解毒重金属镉。一些研究还着重探讨了抗重金属的农药降解菌在重金属和农药共同污染土壤中降解农药的可能性。例如, Tiwary M等^[23]研究发现, 当存在多种金属时, 氯氰菊酯已被芽孢杆菌AKD1降解。水溶液中存在砷、铜和镉的情况下, 铜绿假单胞菌YNS-85降解了超过55%的初始五氯硝基苯(40 mg· L^-1)^[24]。李亚茹等^[25]分离得到一株拉乌尔菌, 水溶液实验结果表明, 该菌种能同时去除芘与Cr(Ⅵ ), 芘的存在对Cr(Ⅵ )还原有轻微促进作用, 而Cr(Ⅵ )对芘降解有抑制作用。真菌也被研究和应用于重金属和农药共污染土壤的修复, 研究最多的是蘑菇, 与放线菌和细菌相比, 蘑菇能将土壤中的污染物吸收到体内, 更容易与土壤分离。同时蘑菇分泌的漆酶和MnP(锰过氧化物酶)促进修复。通过这些机制, 大杯蕈、杏鲍菇和鸡腿菇成功地修复了重金属和农药共同污染的土壤^{[26, 27]}。废蘑菇基质也具有修复重金属和农药共污染的潜力。Jia Z等^[28]将废弃香菇基质应用于镉-二氯酚共污染土壤, 二氯酚降解率为85.0%~96.9%。重金属的生物累积和农药的生物降解在其他真菌属中也有发现, 包括黄曲霉、灰黄霉素、康宁木霉、马尔坎迪拟青霉^[29]。

非生物因素可以显著影响金属和农药的生物修复, 如pH值、温度、土壤湿度、土壤类型、氧化还原电位(Eh)、阳离子交换容量(CEC)、生物化学过程和土壤中污染物。生物可利用率是生物修复效率的关键, 并对生物修复的成败产生重大影响。

土壤pH值可以通过多种方式影响微生物修复。(1)影响金属生物有效性。土壤pH值的降低通常导致金属生物有效性的提高。在较低的pH值下, 土壤颗粒表面的金属离子与H⁺的交换容量大于较高pH值时的交换容量, 粘土矿物颗粒和胶体表面的金属离子进入土壤溶液; 而且金属离子间的溶解-沉淀平衡被打破, 金属离子被释放到土壤溶液中^[30]。(2)对微生物影响。①不同物种的最适pH值范围不同; ②金属的氧化还原和溶解度也受到pH值的影响, 金属的不同形态和价态对微生物产生不同的毒性作用^[31]。(3)影响吸附过程。pH值的变化影响吸附反应中结合金属离子的有效性。(4)影响土壤中的有机成分。随着pH值的增加, 配体离子对金属阳离子的亲和力会随着土壤中有机组分的官能团如醇、羰基、羧基和酚官能团的离解而增强。

土壤温度是影响金属和农药生物修复的关键因素。首先, 随着温度的升高, 金属和农药的溶解度增加, 从而提高了金属和农药的生物利用率。温度也会影响有机污染物的物理性质和化学组成。温度直接影响微生物或土壤颗粒对金属和农药的吸附和解吸过程。在适当条件下, 吸附容量和吸附强度会随着温度的升高而增大。其次, 温度影响微生物的生长、活性和降解潜力。在适当的范围内, 温度的升高有利于微生物的降解。此外, 不适当的土壤含水量会阻碍生物修复过程。土壤含水量低限制了微生物的生长和代谢, 而含水量高则减少了土壤通气量。通常, 在较高的土壤湿度条件下, 重金属的吸附率会得到提高。金属离子和农药的生物可利用率与土壤颗粒的质地密切相关。细密结构的粘土有效性最低, 其次是粘壤土, 壤土和砂的有效性最高^[32]。土壤类型的差异也可能影响金属和农药之间的相互作用^[33]。

土壤的氧化还原电位是一种在土壤溶液中获得或提供电子的趋势的量度。许多金属离子以多种氧化还原形式存在于土壤中。金属的溶解度和迁移率在很大程度上取决于氧化状态^[32]。同时, 氧化还原电位在很大程度上决定了细菌群落的代谢类型, 是土壤生物活性的重要参数。每种微生物类型都适合其特定的氧化还原电位条件。

土壤阳离子交换容量是土壤成分保持金属离子能力的量度。随着阳离子交换容量的增加, 金属离子利用率降低。阳离子交换容量越低, 固定化的金属离子越少, 土壤中金属离子的生物有效性越高^[32]。金属的迁移、转化和生物有效性可受到金属与某些土壤成分(如腐植酸和低分子量有机酸)之间的表面吸附、离子交换和配位络合作用的影响。粘土含量、氧含量、盐度、矿物质和营养物质的有效性都会影响金属和农药的生物修复过程。同时, 土壤特性, 如土壤类型、有机质含量等, 会影响生物对多种污染物的反应以及不同污染物之间的相互作用。

土壤中生物修复的效率在很大程度上取决于接种密度、存活率、繁殖能力、竞争力、微生物活性和物理扩散能力等^[34]。生物修复成功的基础是物种的生存。接种后死亡的细胞数应在可接受的范围内。接种剂与原生生物之间的相互作用在生物修复过程中起关键作用, 如生态位、捕食和营养竞争^[5]。在存活后, 生物修复还受到生物活性和许多可能影响生物活性因素的影响, 如物种、生物量、营养源、适当的温度、湿度、pH范围。此外, 由于污染物的有毒中间产物, 接种剂的活力可能会受到抑制, 并且在生物修复过程中, 接种剂的降解能力可能会降低。如果在接种过程中失去了太多的微生物活力, 那么生物修复的目标就很难实现。在寻找目标生物的过程中, 还需要考虑到在目标生物环境中具有持久性和功能活性的其他基本特征, 土壤中重金属农药的生物修复需要一套系统的非生物因子和生物因子来维持污染物的高生物有效性和微生物的高生物修复能力。