湖南石門磺廠礦區尾礦庫抗砷菌株的分離、鑒定及性質研究

管思琪等

摘要：在湖南石門磺廠采集含砷尾砂樣品和水樣，利用選擇性培養基富集培養和分離，獲得13株對砷有抗性的菌株，這些菌株屬于Pseudomonas otitidis和銅綠假單胞菌（Pseudomonas aeruginosa），均能在較高濃度的砷培養液中生存，主要通過還原砷達到對砷的高抗性作用。其中，菌株SM-T1對As（Ⅲ）和As（Ⅴ）的抗性分別達到了60 mmol/L和100 mmol/L，該菌株最適生長pH值為7.0～8.0，最適生長溫度為20 ℃；在砷濃度未達到致死濃度時，砷濃度對 SM-T1 的生長速度影響較大，對其最終的生長狀況影響較小。這為進一步利用砷抗性菌開展含砷環境的生物修復奠定了良好的基礎。

關鍵詞：湖南石門；砷礦區；砷抗性菌；氧化還原；最適生長條件

中圖分類號： X172 文獻標志碼： A 文章編號：1002-1302（2014）04-0300-03

收稿日期：2013-08-29

基金項目：國家自然科學基金（編號：40930742）；國家重點基礎研究發展計劃（編號：2014CB846004）。

作者簡介：管思琪（1987—），女，江蘇南通人，碩士，從事環境微生物研究。

通信作者：王睿勇。Tel：（025）83592685；E-mail：wangry@nju.edu.cn。隨著社會經濟發展，自然環境正面臨著空前壓力，砷污染日益加重便是其中之一。砷（As）是一種類金屬，廣泛存在于巖石圈、水圈和生物圈[1]，可能導致膀胱癌、腎癌、肝癌、肺癌、皮膚癌等的發生，被美國環境保護署列為典型致癌物[2]。砷可導致急性中毒和慢性中毒，在砷污染嚴重地區比如孟加拉國和印度引起極大關注。在我國很多地區也存在不同程度的砷污染，目前超過10個省、自治區發現了飲用水型砷中毒，因此，含砷化合物污染和防治已引起人們的普遍關注[3]。

砷污染對人類主要影響來自地方性的砷中毒和飲用水中砷含量超標。2001年，世界衛生組織建議將飲用水中砷的最高限度由原來的50 μg/L調整為10 μg/L[4]，如何治理砷污染，特別是如何從源頭上防止砷污染引起了人們的廣泛關注。目前主要的砷污染治理方法是將高毒性的砷轉化為低毒性的砷，或者將水體中的砷轉化為低水溶性或不溶于水的物質。近年來，研究者發現砷抗性菌可以通過對砷的氧化/還原、吸附/去吸附、甲基化/去甲基化、沉淀/溶解等途徑來降低環境中砷的毒性[5-7]。砷抗性菌對砷的各種作用為治理砷污染提供了新的思路。

礦業活動是導致砷污染的重要原因之一。從1850年工業革命到21世紀初，全球人為活動向環境排放的砷含量逐年增加，其中礦業活動產生的砷量占72.6%[8]。全球砷礦分布不均，其中，砷探明儲量的70%集中在中國。湖南石門有國內外最大的雄磺礦，距今已有1 500年的開采歷史，年產砷礦3 000 t左右，在礦物開采過程中，極大污染了周圍的大氣、水和土壤環境，曾經引起居民砷中毒事件的發生。本試驗以該礦區的尾砂、水樣為研究對象，篩選分離砷抗性菌，對其進行鑒定，并研究抗性菌對砷的氧化還原能力，為砷抗性菌的生物修復利用奠定基礎。

1材料與方法

1.1含砷尾砂、水樣采集及其地化分析

尾砂來源于湖南省石門縣白云鄉界牌村的磺廠礦部選礦廠（29°38.727′N，111°2.049′E）；水樣來自礦廠一號窿二平硐口（29°38.760′N，111°2.130′E），現場測定pH值。采回的新鮮樣品充分混勻后，取一部分立刻進行細菌分離，剩余的樣品經冷凍干燥，參照孫青等的方法[9]測定元素含量。

1.2試驗方法

1.2.1抗砷菌的富集、分離與純化抗砷富集培養基：1 L 去離子水中加入（NH）2SO4 2.0 g、乙酸鈉2.0 g、酵母提取物0.5 g 、胰蛋白胨1.0 g、葡萄糖0.2 g，pH值為7.5±0.2。培養基滅菌后，無菌加入NaAsO2至終濃度為10 mmol/L。制備固體培養基時，1 L培養基加入10.0 g瓊脂。取尾砂1.0 g或水樣20 mL加入100 mL抗砷富集培養基中，30 ℃、120 r/min搖床培養3 d；取1 mL富集培養液轉接到新的抗砷富集培養基中，轉接2次；將第3次轉接的富集培養物梯度稀釋后，涂布于抗砷富集培養基平板上，30 ℃培養3 d后劃線分離至純培養，獲得單菌落，轉接斜面保存備用。

1.2.2抗砷菌的鑒定 參照東秀珠等的方法[10]進行。

1.2.3抗砷菌的抗性試驗采用含有As的R2A培養基進行抗性鑒定。將R2A培養基中As（Ⅲ）濃度調節為10、20、30、40、50、60 mmol/L，將As（Ⅴ）濃度調節為20、40、60、80、100、120 mmol/L；然后分別接入菌液，接種細胞密度約為 1×106個/mL，30 ℃、120 r/min條件下培養120 h；600 nm下測定吸光度D值，確定As（Ⅲ）的最小致死濃度和最大抗砷濃度。以大腸桿菌為對照菌株。

1.2.4菌株氧化、還原砷能力確定采用高錳酸鉀法。原理：高錳酸鉀具有強氧化性，與As（Ⅲ）接觸時氧化As（Ⅲ），同時自身還原而褪去紅色。檢驗方法為：取50 μL R2A培養液、4 μL 0.01 mol/L高錳酸鉀溶液和946 μL無菌水搖勻。空白1為不加砷、高壓滅菌的R2A培養基50 μL，空白2為不接種、高溫高壓滅菌的R2A培養基50 μL，檢測樣為含有 10 mmol/L As（Ⅲ）或As（Ⅴ）的R2A培養基50 μL。

將菌種接入As（Ⅲ）濃度為10 mmol/L的R2A培養基，30 ℃、120 r/min下培養168 h。72 h和168 h各檢測1次，空白樣1中紅色不褪去，空白樣2中紅色褪去，樣品紅色不褪去或變淡，即該菌種具有砷氧化功能（圖1）。endprint

將菌種接入As（Ⅴ）濃度為10 mmol/L的R2A培養基，30 ℃、120 r/min下培養168 h，72 h和168 h各檢測1次，空白樣1中紅色不褪去，空白樣2中紅色不褪去，樣品紅色褪去，即該菌種具有砷還原功能（圖2）。

1.2.5菌株SM-T1的最適生長條件試驗

1.2.5.1pH值對SM-T1生長的影響分別將As（Ⅲ）濃度為10 mmol/L的R2A培養基初始pH值調為5.0、6.0、70、8.0、9.0，接種SM-T1種子液，孢子濃度控制在 1×106個/mL，30 ℃、120 r/min條件下培養48 h，測定D值，確定細菌在不同pH值下的生長情況。

1.2.5.2溫度對SM-T1生長的影響將溫度分別設置為15、20、25、30、35 ℃，接種SM-T1種子液，孢子濃度 1×106個/mL，120 r/min下培養48 h，測定D值，確定細菌在不同溫度下的生長情況。

1.2.5.3不同砷濃度對SM-T1生長的影響在獲得最適pH值和最適溫度條件下，將As（Ⅲ）濃度設置為0、10、20、30 mmol/L，接種SM-T1種子液，孢子濃度1×106個/mL，120 r/min 條件下培養72 h，每隔4 h用分光光度計測定D值1次，確定細菌在不同濃度As（Ⅲ）條件下的生長曲線。

2結果與分析

2.1尾砂和水樣的化學分析結果

本研究共采集10個尾砂樣品和3個水樣，典型樣品的元素分析結果（表1）表明，尾礦SM-T-1和SM-T-6的砷含量極高，超過了質量的30%，除Ca、Mg、Al外，2個樣品的其他金屬含量也均高于其他尾礦樣品；水樣SM-S-4的砷含量也達到了24.0%，除Ca、Mg外，主要金屬含量也均高于其他樣品。參照國標GB 15618—1995《土壤環境質量標準》，所有樣品砷含量均達到重度污染程度。水樣分析表明，pH值為中性，砷含量嚴重超標，達到30 mg/L以上。

2.2抗砷菌的富集培養、分離、純化和鑒定

經過含AS（Ⅲ）濃度為10 mmol/L的抗砷培養基富集培養、相同濃度抗性平板篩選及多次劃線分離，所有樣品都分離得到了抗砷菌株，說明砷抗性菌在該環境中普遍存在。對分離獲得的13株細菌（均為好氧桿菌）進行形態學和生理學鑒定，結合16S rDNA序列分析，初步鑒定這13株細菌為Pseudomonas otitidis和銅綠假單胞菌（Pseudomonas aeruginosa）。典型菌株的16S rDNA序列分析結果如圖3所示。

2.3菌株的抗砷試驗

由表2可見，13個菌株都有很強的抗砷能力：除菌株 SM-S-7 外，其他菌株對As（Ⅲ）的抗性都超過40 mmol/L，對AS（Ⅴ）的抗性超過60 mmol/L。對砷抗性最強的是菌株SM-T1，其對As（Ⅲ）和As（Ⅴ）的抗性分別達到60 mmol/L和 100 mmol/L；As（Ⅲ）的毒性雖然比As（Ⅴ）的毒性要大得多，但是13個菌株對兩者的抵抗能力差異不大，這可能是菌株對砷發生氧化還原作用所致。

2.4抗砷菌對砷的氧化、還原作用

用高錳酸鉀法鑒定結果表明，大部分菌株對As（Ⅴ）有還原性，As（Ⅴ）被還原為As（Ⅲ）后，As（Ⅲ）對細胞的毒性更強，這可能也是這些菌株對As（Ⅲ）和As（Ⅴ）耐受能力差別不大的原因。

2.5菌株SM-T1最適生長條件

3小結與討論

通過在湖南石門璜礦采集含砷尾砂樣品和水樣，在實驗室利用選擇性培養基富集培養和分離，獲得13株對砷有抗性的菌株；對菌株的鑒定表明，它們屬于Pseudomonas otitidis和銅綠假單胞菌（Pseudomonas aeruginosa）。對砷的抗性試驗表

明，13個菌株均能在較高濃度的砷培養液中生存，主要通過還原砷達到對砷的高抗性作用，其中，菌株SM-T1對As（Ⅲ）和As（Ⅴ）的抗性分別達到了60 mmol/L和100 mmol/L。

對典型抗性菌株SM-T1研究表明，菌株SM-T1能在pH值5.0～9.0、溫度15～35 ℃范圍內生長，最適生長pH值為7.0～8.0、最適生長溫度為20 ℃。在砷濃度未達到致死濃度時，砷濃度對SM-T1生長影響較大，對其最終的生長狀況影響較小，細菌可以進行正常旺盛的細胞分裂。這為進一步利用砷抗性菌開展含砷環境的生物修復奠定了良好基礎。

參考文獻：

[1]Cullen W R，Reimer K J. Arsenic speciation in the environment[J]. Chemical Review，1989，89（4）：713-764.

[2]Chen M，Ma L Q，Harris W G. Arsenic concentrations in florida surface soils：influence of soil type and properties[J]. Soil Sci Soc J，2002，66：632-640.

[3]王薇，徐炎華. 水體中砷污染和治理概況[J]. 微量元素與健康研究，2005，22（5）：59-61.

[4]Gomez-Caminero A，Howe P，Hughes M，et al. Environmental health criteria 224 arsenic and arsenic compounds[R]. Geneva：World Health Organization，2001.

[5]Turpeinen R，Pantsar-Kallio M，Hggblom M，et al. Influence of microbes on the mobilization，toxicity and biomethylation of arsenic in soil[J]. Science of the Total Environment，1999，236（1/3）：173-180.

[6]Silver S，Phung L T. Genes and enzymes involved in bacterial oxidation and reduction of inorganic arsenic[J]. Applied and Environmental Microbiology，2005，71（2）：599-608.

[7]Kashyap D R，Botero L M，Franck W L，et al. Complex regulation of arsenite oxidation in Agrobacterium tumefaciens[J]. Journal of Bacteriology，2006，188（3）：1081-1088.

[8]Han F X，Su Y，Monts D L，et al. Assessment of global industrial-age anthropogenic arsenic contamination[J]. Naturwissenschaften，2003，90（9）：395-401.

[9]孫青，邢輝，何斌，等. 安徽銅陵獅子山硫化物礦山酸礦水中微生物功能群的研究[J]. 巖石礦物學雜志，2009，28（6）：547-552.

[10]東秀珠，蔡妙英. 常見細菌系統鑒定手冊[M]. 北京：科學出版社，2001：370-398.endprint

將菌種接入As（Ⅴ）濃度為10 mmol/L的R2A培養基，30 ℃、120 r/min下培養168 h，72 h和168 h各檢測1次，空白樣1中紅色不褪去，空白樣2中紅色不褪去，樣品紅色褪去，即該菌種具有砷還原功能（圖2）。

1.2.5菌株SM-T1的最適生長條件試驗

1.2.5.1pH值對SM-T1生長的影響分別將As（Ⅲ）濃度為10 mmol/L的R2A培養基初始pH值調為5.0、6.0、70、8.0、9.0，接種SM-T1種子液，孢子濃度控制在 1×106個/mL，30 ℃、120 r/min條件下培養48 h，測定D值，確定細菌在不同pH值下的生長情況。

1.2.5.2溫度對SM-T1生長的影響將溫度分別設置為15、20、25、30、35 ℃，接種SM-T1種子液，孢子濃度 1×106個/mL，120 r/min下培養48 h，測定D值，確定細菌在不同溫度下的生長情況。

1.2.5.3不同砷濃度對SM-T1生長的影響在獲得最適pH值和最適溫度條件下，將As（Ⅲ）濃度設置為0、10、20、30 mmol/L，接種SM-T1種子液，孢子濃度1×106個/mL，120 r/min 條件下培養72 h，每隔4 h用分光光度計測定D值1次，確定細菌在不同濃度As（Ⅲ）條件下的生長曲線。

2結果與分析

2.1尾砂和水樣的化學分析結果

本研究共采集10個尾砂樣品和3個水樣，典型樣品的元素分析結果（表1）表明，尾礦SM-T-1和SM-T-6的砷含量極高，超過了質量的30%，除Ca、Mg、Al外，2個樣品的其他金屬含量也均高于其他尾礦樣品；水樣SM-S-4的砷含量也達到了24.0%，除Ca、Mg外，主要金屬含量也均高于其他樣品。參照國標GB 15618—1995《土壤環境質量標準》，所有樣品砷含量均達到重度污染程度。水樣分析表明，pH值為中性，砷含量嚴重超標，達到30 mg/L以上。

2.2抗砷菌的富集培養、分離、純化和鑒定

經過含AS（Ⅲ）濃度為10 mmol/L的抗砷培養基富集培養、相同濃度抗性平板篩選及多次劃線分離，所有樣品都分離得到了抗砷菌株，說明砷抗性菌在該環境中普遍存在。對分離獲得的13株細菌（均為好氧桿菌）進行形態學和生理學鑒定，結合16S rDNA序列分析，初步鑒定這13株細菌為Pseudomonas otitidis和銅綠假單胞菌（Pseudomonas aeruginosa）。典型菌株的16S rDNA序列分析結果如圖3所示。

2.3菌株的抗砷試驗

由表2可見，13個菌株都有很強的抗砷能力：除菌株 SM-S-7 外，其他菌株對As（Ⅲ）的抗性都超過40 mmol/L，對AS（Ⅴ）的抗性超過60 mmol/L。對砷抗性最強的是菌株SM-T1，其對As（Ⅲ）和As（Ⅴ）的抗性分別達到60 mmol/L和 100 mmol/L；As（Ⅲ）的毒性雖然比As（Ⅴ）的毒性要大得多，但是13個菌株對兩者的抵抗能力差異不大，這可能是菌株對砷發生氧化還原作用所致。

2.4抗砷菌對砷的氧化、還原作用

用高錳酸鉀法鑒定結果表明，大部分菌株對As（Ⅴ）有還原性，As（Ⅴ）被還原為As（Ⅲ）后，As（Ⅲ）對細胞的毒性更強，這可能也是這些菌株對As（Ⅲ）和As（Ⅴ）耐受能力差別不大的原因。

2.5菌株SM-T1最適生長條件

3小結與討論

通過在湖南石門璜礦采集含砷尾砂樣品和水樣，在實驗室利用選擇性培養基富集培養和分離，獲得13株對砷有抗性的菌株；對菌株的鑒定表明，它們屬于Pseudomonas otitidis和銅綠假單胞菌（Pseudomonas aeruginosa）。對砷的抗性試驗表

明，13個菌株均能在較高濃度的砷培養液中生存，主要通過還原砷達到對砷的高抗性作用，其中，菌株SM-T1對As（Ⅲ）和As（Ⅴ）的抗性分別達到了60 mmol/L和100 mmol/L。

對典型抗性菌株SM-T1研究表明，菌株SM-T1能在pH值5.0～9.0、溫度15～35 ℃范圍內生長，最適生長pH值為7.0～8.0、最適生長溫度為20 ℃。在砷濃度未達到致死濃度時，砷濃度對SM-T1生長影響較大，對其最終的生長狀況影響較小，細菌可以進行正常旺盛的細胞分裂。這為進一步利用砷抗性菌開展含砷環境的生物修復奠定了良好基礎。

參考文獻：

[1]Cullen W R，Reimer K J. Arsenic speciation in the environment[J]. Chemical Review，1989，89（4）：713-764.

[2]Chen M，Ma L Q，Harris W G. Arsenic concentrations in florida surface soils：influence of soil type and properties[J]. Soil Sci Soc J，2002，66：632-640.

[3]王薇，徐炎華. 水體中砷污染和治理概況[J]. 微量元素與健康研究，2005，22（5）：59-61.

[4]Gomez-Caminero A，Howe P，Hughes M，et al. Environmental health criteria 224 arsenic and arsenic compounds[R]. Geneva：World Health Organization，2001.

[5]Turpeinen R，Pantsar-Kallio M，Hggblom M，et al. Influence of microbes on the mobilization，toxicity and biomethylation of arsenic in soil[J]. Science of the Total Environment，1999，236（1/3）：173-180.

[6]Silver S，Phung L T. Genes and enzymes involved in bacterial oxidation and reduction of inorganic arsenic[J]. Applied and Environmental Microbiology，2005，71（2）：599-608.

[7]Kashyap D R，Botero L M，Franck W L，et al. Complex regulation of arsenite oxidation in Agrobacterium tumefaciens[J]. Journal of Bacteriology，2006，188（3）：1081-1088.

[8]Han F X，Su Y，Monts D L，et al. Assessment of global industrial-age anthropogenic arsenic contamination[J]. Naturwissenschaften，2003，90（9）：395-401.

[9]孫青，邢輝，何斌，等. 安徽銅陵獅子山硫化物礦山酸礦水中微生物功能群的研究[J]. 巖石礦物學雜志，2009，28（6）：547-552.

[10]東秀珠，蔡妙英. 常見細菌系統鑒定手冊[M]. 北京：科學出版社，2001：370-398.endprint

將菌種接入As（Ⅴ）濃度為10 mmol/L的R2A培養基，30 ℃、120 r/min下培養168 h，72 h和168 h各檢測1次，空白樣1中紅色不褪去，空白樣2中紅色不褪去，樣品紅色褪去，即該菌種具有砷還原功能（圖2）。

1.2.5菌株SM-T1的最適生長條件試驗

1.2.5.1pH值對SM-T1生長的影響分別將As（Ⅲ）濃度為10 mmol/L的R2A培養基初始pH值調為5.0、6.0、70、8.0、9.0，接種SM-T1種子液，孢子濃度控制在 1×106個/mL，30 ℃、120 r/min條件下培養48 h，測定D值，確定細菌在不同pH值下的生長情況。

1.2.5.2溫度對SM-T1生長的影響將溫度分別設置為15、20、25、30、35 ℃，接種SM-T1種子液，孢子濃度 1×106個/mL，120 r/min下培養48 h，測定D值，確定細菌在不同溫度下的生長情況。

1.2.5.3不同砷濃度對SM-T1生長的影響在獲得最適pH值和最適溫度條件下，將As（Ⅲ）濃度設置為0、10、20、30 mmol/L，接種SM-T1種子液，孢子濃度1×106個/mL，120 r/min 條件下培養72 h，每隔4 h用分光光度計測定D值1次，確定細菌在不同濃度As（Ⅲ）條件下的生長曲線。

2結果與分析

2.1尾砂和水樣的化學分析結果

本研究共采集10個尾砂樣品和3個水樣，典型樣品的元素分析結果（表1）表明，尾礦SM-T-1和SM-T-6的砷含量極高，超過了質量的30%，除Ca、Mg、Al外，2個樣品的其他金屬含量也均高于其他尾礦樣品；水樣SM-S-4的砷含量也達到了24.0%，除Ca、Mg外，主要金屬含量也均高于其他樣品。參照國標GB 15618—1995《土壤環境質量標準》，所有樣品砷含量均達到重度污染程度。水樣分析表明，pH值為中性，砷含量嚴重超標，達到30 mg/L以上。

2.2抗砷菌的富集培養、分離、純化和鑒定

經過含AS（Ⅲ）濃度為10 mmol/L的抗砷培養基富集培養、相同濃度抗性平板篩選及多次劃線分離，所有樣品都分離得到了抗砷菌株，說明砷抗性菌在該環境中普遍存在。對分離獲得的13株細菌（均為好氧桿菌）進行形態學和生理學鑒定，結合16S rDNA序列分析，初步鑒定這13株細菌為Pseudomonas otitidis和銅綠假單胞菌（Pseudomonas aeruginosa）。典型菌株的16S rDNA序列分析結果如圖3所示。

2.3菌株的抗砷試驗

由表2可見，13個菌株都有很強的抗砷能力：除菌株 SM-S-7 外，其他菌株對As（Ⅲ）的抗性都超過40 mmol/L，對AS（Ⅴ）的抗性超過60 mmol/L。對砷抗性最強的是菌株SM-T1，其對As（Ⅲ）和As（Ⅴ）的抗性分別達到60 mmol/L和 100 mmol/L；As（Ⅲ）的毒性雖然比As（Ⅴ）的毒性要大得多，但是13個菌株對兩者的抵抗能力差異不大，這可能是菌株對砷發生氧化還原作用所致。

2.4抗砷菌對砷的氧化、還原作用

用高錳酸鉀法鑒定結果表明，大部分菌株對As（Ⅴ）有還原性，As（Ⅴ）被還原為As（Ⅲ）后，As（Ⅲ）對細胞的毒性更強，這可能也是這些菌株對As（Ⅲ）和As（Ⅴ）耐受能力差別不大的原因。

2.5菌株SM-T1最適生長條件

3小結與討論

通過在湖南石門璜礦采集含砷尾砂樣品和水樣，在實驗室利用選擇性培養基富集培養和分離，獲得13株對砷有抗性的菌株；對菌株的鑒定表明，它們屬于Pseudomonas otitidis和銅綠假單胞菌（Pseudomonas aeruginosa）。對砷的抗性試驗表

明，13個菌株均能在較高濃度的砷培養液中生存，主要通過還原砷達到對砷的高抗性作用，其中，菌株SM-T1對As（Ⅲ）和As（Ⅴ）的抗性分別達到了60 mmol/L和100 mmol/L。

對典型抗性菌株SM-T1研究表明，菌株SM-T1能在pH值5.0～9.0、溫度15～35 ℃范圍內生長，最適生長pH值為7.0～8.0、最適生長溫度為20 ℃。在砷濃度未達到致死濃度時，砷濃度對SM-T1生長影響較大，對其最終的生長狀況影響較小，細菌可以進行正常旺盛的細胞分裂。這為進一步利用砷抗性菌開展含砷環境的生物修復奠定了良好基礎。

參考文獻：

[1]Cullen W R，Reimer K J. Arsenic speciation in the environment[J]. Chemical Review，1989，89（4）：713-764.

[2]Chen M，Ma L Q，Harris W G. Arsenic concentrations in florida surface soils：influence of soil type and properties[J]. Soil Sci Soc J，2002，66：632-640.

[3]王薇，徐炎華. 水體中砷污染和治理概況[J]. 微量元素與健康研究，2005，22（5）：59-61.

[4]Gomez-Caminero A，Howe P，Hughes M，et al. Environmental health criteria 224 arsenic and arsenic compounds[R]. Geneva：World Health Organization，2001.

[5]Turpeinen R，Pantsar-Kallio M，Hggblom M，et al. Influence of microbes on the mobilization，toxicity and biomethylation of arsenic in soil[J]. Science of the Total Environment，1999，236（1/3）：173-180.

[6]Silver S，Phung L T. Genes and enzymes involved in bacterial oxidation and reduction of inorganic arsenic[J]. Applied and Environmental Microbiology，2005，71（2）：599-608.

[7]Kashyap D R，Botero L M，Franck W L，et al. Complex regulation of arsenite oxidation in Agrobacterium tumefaciens[J]. Journal of Bacteriology，2006，188（3）：1081-1088.

[8]Han F X，Su Y，Monts D L，et al. Assessment of global industrial-age anthropogenic arsenic contamination[J]. Naturwissenschaften，2003，90（9）：395-401.

[9]孫青，邢輝，何斌，等. 安徽銅陵獅子山硫化物礦山酸礦水中微生物功能群的研究[J]. 巖石礦物學雜志，2009，28（6）：547-552.

[10]東秀珠，蔡妙英. 常見細菌系統鑒定手冊[M]. 北京：科學出版社，2001：370-398.endprint