譯文--鉛污染土壤的生物修復(fù)

1、<p>　　鉛污染土壤的生物修復(fù)</p><p>　　實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行了利用培養(yǎng)好的白腐菌和秸稈對(duì)被鉛污染的土壤進(jìn)行生物修復(fù)模擬。監(jiān)測(cè)了土壤的pH值，鉛濃度，土壤微生物，微生物代謝商，微生物商和微生物生物量C和N的比值。以上指標(biāo)用來(lái)學(xué)習(xí)土壤中鉛的強(qiáng)度和微生物在生物修復(fù)過(guò)程中的影響。研究表明被施以白腐菌和秸稈的土壤含有更低的可溶性交換鉛，更低的生物商和生物量C和N的比值（0 mg /kg干土，1.9 mg CH

2、2-C，生物量C 和4.9 在60天時(shí)），和更高的微生物生物量和微生物代謝商（2258 mg /kg 干土和7.86% 在第60天）。另外，在logistic等式中的動(dòng)力參數(shù)是用BIOLOG數(shù)據(jù)進(jìn)行計(jì)算。對(duì)動(dòng)力參數(shù)進(jìn)行分析后，就能得到一些微生物群的微生物量的信息。所有數(shù)據(jù)顯示含鉛土壤的生物利用度被減少，這樣潛在鉛的強(qiáng)度被緩解，并且土壤微生物影響和微生物群的微生物量有所提高。</p><p><b>　　

3、簡(jiǎn)介</b></p><p>　　土壤中的重金屬是最常見的環(huán)境污染。鉛被認(rèn)定是所有重金屬中危害最為嚴(yán)重的。鉛污染的主要來(lái)源是采礦、冶煉、含鉛汽油、污水污泥、廢棄電池以及其他含鉛產(chǎn)品。這些種類繁多的鉛來(lái)源導(dǎo)致土壤中含鉛量偏高。Linet al的報(bào)道指出在瑞典Falun西南部大量工廠廢物聚集地，土壤含鉛量超1000 mg /kg。Buatier et al.指出在法國(guó)一個(gè)污染地，地表鉛濃度達(dá)到460–26

4、70 mg/kg。鉛的毒性和生物利用度受土壤pH、氧化還原和鉛種類的影響。土壤中的含鉛化合物主要通過(guò)可交換物、碳酸鹽類、Fe/Mn 氧化物有機(jī)物和殘留態(tài)流失。可溶性可交換狀態(tài)鉛的最大危害是鉛非常容易浸入地下水，地表以及農(nóng)作物。然而鉛在有機(jī)物和殘留狀態(tài)卻無(wú)害，這是由于有機(jī)健的強(qiáng)度和硫化物，特別是在重污染土壤中。因此，相對(duì)其他狀態(tài)下的鉛，鉛在可溶狀態(tài)時(shí)對(duì)環(huán)境，生態(tài)和人類更加有害。這樣怎樣減小土壤中鉛變?yōu)榭扇軤顟B(tài)是值得關(guān)注的。</p&g

5、t;<p>　　相比傳統(tǒng)的物理化學(xué)方法，生物修復(fù)是一種既不會(huì)加劇其他污染又能有效修復(fù)污染甚至還原土壤原先狀態(tài)的技術(shù)。之前的研究著重于物理方法研究含重金屬土壤的微生物。然而沒有可用的信息用于向含穩(wěn)定金屬污染的土壤微生物接種。但是重金屬是非降解性污染并且很難在一些情況下用一般方法移除，因此總金屬量很難大量減少。為了阻止金屬離子從土壤進(jìn)入食物鏈或地下水，要添加微生物吸附和積累金屬離子作用于土壤中的固定污染金屬。之前的研究表明白腐

6、菌能夠很好地吸收來(lái)自他稀釋的金屬和少量鉛離子的轉(zhuǎn)移。白腐菌中能夠積累在其細(xì)胞內(nèi)的金屬離子攝取。正如大多數(shù)研究者所說(shuō)，也可以與活躍細(xì)胞（包括死細(xì)胞）壁表面的官能團(tuán)羧基，基或其他金屬離子結(jié)合。同時(shí)，白腐菌能夠在固體和液體環(huán)境中以及營(yíng)養(yǎng)不足的環(huán)境中成長(zhǎng)。所以它能適應(yīng)各種復(fù)雜的污染環(huán)境并且比其他微生物成長(zhǎng)更好。</p><p>　　此研究的目標(biāo)是種白腐菌和秸稈在含鉛土壤中去減少可溶的鉛并提高生物活性。系統(tǒng)分析了生物修復(fù)過(guò)

7、程中的鉛含量和微生物指標(biāo)的變化，數(shù)據(jù)用來(lái)評(píng)估由孵化和無(wú)接種白腐菌中的鉛污染土壤的修復(fù)效果。這些結(jié)果預(yù)計(jì)對(duì)減輕金屬污染土壤接種白腐菌和秸稈對(duì)環(huán)境的影響提供有益的參考。</p><p><b>　　2. 材料和方法</b></p><p><b>　　2.1 微生物準(zhǔn)備</b></p><p>　　采用白腐擔(dān)子菌和含有BKM-

8、F-1767的白腐菌。備用種在4℃的條件下被保存在麥芽分解瓊脂斜面上。在無(wú)菌蒸餾水中制備孢子懸浮液。測(cè)量真菌濃度并將其調(diào)整至2.0 × 106 CFU? ml?1。</p><p>　　2.2 土壤性質(zhì)和孵育</p><p>　　在中國(guó)長(zhǎng)沙岳麓山人跡罕至的山坡上，大量礫石和有機(jī)肥料被移除的地下100cm處收集未受污染的土壤。土壤是自然風(fēng)干并通過(guò)2mm尼龍網(wǎng)，它的主要物理化學(xué)性質(zhì)如

9、下：39%的粘土，含有0.83%有機(jī)碳，N總量為0.059%， PH值為4.9，總的Cu，Cd，Pb分別為11.5，0和17.9 mg/ kg。然后土壤和Pb(NO3)2溶液混合，為了增加含400mg Pb2+的孵育5周的干土，這樣刺激含鉛土壤成為相對(duì)穩(wěn)定的狀態(tài)。</p><p><b>　　2.3 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)</b></p><p>　　實(shí)驗(yàn)儀器包括試驗(yàn)用反應(yīng)堆，二氧

10、化碳移除器，加濕器，和降解產(chǎn)生的二氧化碳收集器。吹風(fēng)機(jī)用于空氣流動(dòng)，空氣流動(dòng)由流量計(jì)控制在0.1 m3/h?？諝饬鬟^(guò)2M的氫氧化鈉時(shí)二氧化碳被移除。含純凈水的加濕器被用來(lái)阻止任何堿性溶液進(jìn)入反應(yīng)器，并能夠增加進(jìn)入空氣的濕度。反應(yīng)器是5L的玻璃密閉瓶。被加濕無(wú)二氧化碳的空氣從底部的塑料孔進(jìn)入反應(yīng)器。氫氧化鈉中的二氧化碳每三天更新一次。準(zhǔn)備兩組相同的實(shí)驗(yàn)儀器并標(biāo)明A和B。每組反應(yīng)器加入1.5Kg之前準(zhǔn)備的土壤。每組反應(yīng)器放入等量的秸稈，其和

11、土壤的比值為1:6,此混合物要被調(diào)整至60%的含水量。上述準(zhǔn)備的孢子懸浮液要按1:2的重量比接種在B反應(yīng)器中，A不需要接種。A中不含白腐菌污染的土壤被添加的秸稈孵育，而B中含白腐菌接種污染的土壤菌和秸稈被孵育。剩余的秸稈提高了土壤孔隙度使其有更好的通風(fēng)并提供必要的代謝底物營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的微生物。多余的反應(yīng)控制器中有土壤和白腐菌，并標(biāo)為C。在準(zhǔn)備一個(gè)反應(yīng)器D，其中放入不接種也無(wú)秸稈的受污染的土壤。這樣兩組可以更好地看出內(nèi)在固定土壤中鉛的指標(biāo)。兩

12、種土壤都要培養(yǎng)60天。</p><p>　　2.4 土壤pH和鉛的確定</p><p>　　土壤pH用搖晃30分鐘1:10的水進(jìn)行測(cè)量。鉛的5個(gè)分?jǐn)?shù)用一下表示：</p><p>　?。╥）可溶性交換：1g干土和8ml的1 M MgCl2 (pH=7.0)分解1小時(shí)。</p><p>　?。╥i）碳酸類：（i）中的殘留物和pH為5的1 M

13、的NaOAc分解5小時(shí)。</p><p>　?。╥ii）Fe-Mn 氧化物: (ii)中的殘留物和0.04 M NH2OH?HCl分解6小時(shí)。</p><p>　?。╥v）有機(jī)物：（iii）中殘留物被加入0.02M HNO3 和30% H2O2，用HNO3將pH調(diào)為2，混合液加熱至85°C并保持兩小時(shí)。再加入3ml 過(guò)氧化氫。</p><p>　　（v

14、）殘留態(tài)：減去其他四步所有的鉛就是殘留的鉛。</p><p>　　2.5 微生物生理指標(biāo)分析</p><p>　　這部分可以提供土壤中微生物化學(xué)的信息。和微生物C(Cmic)的測(cè)量是用樣品的熏蒸。土壤qCO2是土壤產(chǎn)生二氧化碳和Cmic的比值。二氧化碳的產(chǎn)量是用測(cè)量的。樣品置于80度烤箱中烘干，然后移至550°C排氣管5小時(shí)。碳鍵可以通過(guò)在點(diǎn)火時(shí)失去的重量被估測(cè)。微生物商是Cm

15、ic與 Corg的比值。</p><p>　　2.6 BIOLOG菌落生理分析</p><p>　　Kell和Tate評(píng)估土壤微生物群落代謝多樣性的潛在使用結(jié)構(gòu)BIOLOG。這表明碳的唯一土壤生物源利用率。5g新鮮的土壤增加100瓶的無(wú)菌水和動(dòng)搖搖床為硝酸混合物加熱至85℃ 2小時(shí)10分鐘，10倍系列稀釋這種土壤。10-3稀釋（150μL），然后到每一個(gè)結(jié)構(gòu)BIOLOG GN板以及用于接種

16、。這些板塊在25℃的156h培養(yǎng)。展色在590 nm處測(cè)定光密度（OD），OD590為每12小時(shí)的間隔讀取。其他各井OD590減去OD590控制以及不含碳源。平均吸光度（平均顏色的發(fā)展，AWCD），然后計(jì)算出每個(gè)板塊，每個(gè)閱讀時(shí)間，對(duì)時(shí)間AWCD曲線繪制。用動(dòng)力學(xué)模型參數(shù)和曲線擬合時(shí)間評(píng)估AWCD每個(gè)土壤樣品。</p><p><b>　　2.7 數(shù)據(jù)分析</b></p>&l

17、t;p>　　每次試驗(yàn)，分3組平行實(shí)驗(yàn)反應(yīng)堆運(yùn)行。取三個(gè)反應(yīng)堆的平均值，用標(biāo)準(zhǔn)偏差來(lái)總結(jié)實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)。BIOLOG分析，SPSS 12.0軟件用于Windows（SPSS德國(guó)）的軟件包，從獲得的動(dòng)力學(xué)參數(shù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析。這些測(cè)試包括：（1）非線性回歸分析動(dòng)力學(xué)參數(shù)值，并提出了密度依賴的Logistic生長(zhǎng)曲線來(lái)描述每個(gè)土壤樣品的AWCD；（2）單向方差分析（ANOVA）單一的時(shí)間點(diǎn)OD值和動(dòng)力學(xué)模型參數(shù)。</p><p

18、><b>　　3. 結(jié)果</b></p><p>　　3.1 土壤PH值隨孵化的變化</p><p>　　在土壤培養(yǎng)的早期階段，樣品從反應(yīng)器A和B的pH值略有下降。9天之后，兩個(gè)樣品的pH值顯著增加，然后趨于穩(wěn)定。pH值上60天，A變?yōu)?.7，B變?yōu)?.3。在B土壤的pH值呈中性，高于在A的土壤。</p><p>　　3.2 土壤鉛濃度和

19、擴(kuò)散系數(shù)（γi）</p><p>　　所有土壤在孵化過(guò)程中的鉛濃度變化。最高值在A-Ç土壤鉛含量的可溶性交換顯示的第6天，然后顯著下降。經(jīng)過(guò)60天的潛伏期，在B土壤鉛可溶性交換濃度甚至下降到0 mg/Kg，仍分別為100.5和77.0mg/Kg，而在C土壤。結(jié)果表明，其他四個(gè)PB的分?jǐn)?shù)在D土壤對(duì)可溶性交換鉛含量略有下降。經(jīng)過(guò)6天的潛伏期，碳酸鹽結(jié)合鉛，有機(jī)結(jié)合鉛和A至C土壤中的殘留鉛明顯增加，而鐵錳氧化

20、物限制的鉛18天后增加。與對(duì)照土壤相比碳酸鹽結(jié)合鉛，有機(jī)綁定鉛和鉛殘留，和交換可溶性鉛的最低濃度最高濃度，發(fā)現(xiàn)乙孵化后的土壤，它提供了B土壤中鉛的最低的流動(dòng)性和鉛的生物利用度。</p><p>　　3.3 微生物生理指標(biāo)</p><p>　　微生物生物量，土壤有機(jī)質(zhì)的生活的一部分，可以是一個(gè)很好土壤中鉛的毒性的指標(biāo)比較。在培養(yǎng)期間Cmic發(fā)生了顯著的變化。qCO2， CO2-C-Cmic比

21、例計(jì)算，高于乙土壤在整個(gè)孵化后12天。經(jīng)過(guò)6天的潛伏期，Cmic土壤有機(jī)碳的比例，遠(yuǎn)低于在B土壤。在B土壤Cmic/ Corg第24天的最高值。Cmic/ Corg在A和B土壤的變化是相似的，這表明對(duì)整個(gè)孵化期間的跌勢(shì)。發(fā)現(xiàn)在土壤B 中的Cmic/ Nmic整個(gè)孵化過(guò)程中的比例要低得多。</p><p>　　3.4 動(dòng)力模型和參數(shù)</p><p>　　樣品AWCD由BIOLOG和非線性與土

22、壤樣品接種的微孔板孵育時(shí)間決定，色彩的發(fā)展曲線的形狀一般是S型，可以通過(guò)描述基于密度依賴的Logistic生長(zhǎng)方程的動(dòng)力學(xué)模型。我們用特羅姆修改公式。</p><p><b>　　4. 討論</b></p><p>　　以往的研究表明，重金屬總量，不能反映金屬的流動(dòng)性和生物利用度，而有效濃度的金屬與金屬的毒性和工廠的可用性有顯著關(guān)系。同一種重金屬，可溶性鹽，在交換階段

23、最容易被植物吸收，因此可以通過(guò)觀察在哪個(gè)階段對(duì)存在的金屬進(jìn)行評(píng)估。重金屬的生物利用度和轉(zhuǎn)移能力的降低與提取。經(jīng)過(guò)60天的生物修復(fù)主要在B土壤鉛的殘留態(tài)和有機(jī)較少的流動(dòng)性和活動(dòng)性，而在土壤中的鉛主要是鐵錳氧化物和可溶性交換分?jǐn)?shù)。我們的研究結(jié)果表明生物體的鉛毒性，從鉛合作孵化白腐菌中添加秸稈的土壤相比在B土壤鉛的顯著減少對(duì)環(huán)境的壓力。</p><p>　　另一個(gè)可以解釋為低鉛后在B土壤活性生物修復(fù)的機(jī)制，是在B土壤較

24、高的pH值。原土的pH值只有4.9。pH值是影響離子的形式和化學(xué)的流動(dòng)性。高pH值可能有助于減少金屬在介質(zhì)中的溶解度，這也是在我們的研究結(jié)果的證實(shí)，少的水溶性可交換鉛濃度的兩種土壤中的pH值上升較低，土壤中活躍的鉛濃度具有較高的pH值?？赡苁怯捎谌找嬖黾拥膒H值有利于陽(yáng)離子重金屬保留土壤表面通過(guò)內(nèi)部球體表面絡(luò)合，吸附，沉淀和多核型反應(yīng)。 guttormsen等人發(fā)現(xiàn)，土壤pH值影響金屬水解，離子對(duì)的形成，有機(jī)物的溶解度，以及表面電荷的鐵

25、和鋁的氧化物，有機(jī)質(zhì)，粘土邊緣。阿佩爾和馬報(bào)道了pH值，土壤中重金屬的吸附的重要作用，因?yàn)樗苯涌刂平饘贇溲趸?，以及金屬碳酸鹽和磷酸鹽的溶解度，因此較高的pH值有利于降水和固定金屬。所形成的氨溶液導(dǎo)致有機(jī)氮氨化銨的形成和在土壤中的pH值的增加。</p><p>　　這也許可以解釋在A和B的土壤pH值在孵化時(shí)間的觀察。在B土壤的pH值上升比在土壤A中快，其原因可能是，在B土壤菌體育促進(jìn)有機(jī)物降解和氨或有機(jī)揮發(fā)溶酸

26、。在B土壤有效的鉛濃度低于對(duì)照組，這有利于減少毒性。</p><p>　　布魯克斯建議，可以通過(guò)比較微生物參數(shù)評(píng)價(jià)重金屬污染土壤生態(tài)系統(tǒng)功能的相對(duì)影響，越來(lái)越多的證據(jù)表明，土壤菌群起著生態(tài)等級(jí)養(yǎng)分循環(huán)過(guò)程，微生物的一個(gè)重要的角色比土壤生長(zhǎng)在同一土壤重金屬動(dòng)物或植物都更為敏感。因此，我們分析了一些微生物參數(shù)，以評(píng)估微生物的生長(zhǎng)和微生物活動(dòng)。微生物生物量是更為敏感的指標(biāo)，比總有機(jī)質(zhì)含量變化的土壤條件和微生物生物合成的

27、抑制。長(zhǎng)期土壤菌群暴露于高重金屬含量將減少Cmic / Corg，因?yàn)榻饘俚亩拘越档屯寥牢⑸锷锪亢痛x效率。因此，減少鉛脅迫對(duì)土壤菌群可以促進(jìn)微生物的生長(zhǎng)，可能是負(fù)責(zé)在A土壤和B土壤。Cmic和Cmic / Corg增加，在孵化期間兩種土壤的表示，在碳基板轉(zhuǎn)換成生物代謝效率提高。</p><p>　　更高的qCO2在大部分金屬污染土壤和qCO2大于未被污染的土壤中約2.0倍。傣族等也發(fā)現(xiàn)，qCO2緩解金屬毒性

28、并降低。12天的生物修復(fù)，這可能表明，兩種土壤中的鉛毒性緩解后，在兩種土壤qCO2顯著下降。在A土壤中的qCO2比B土壤整治后大1.6倍。微生物代謝效率，抑制金屬的存在，微生物合成需要更多的能量。主要是利用土壤中有機(jī)碳，為維護(hù)能源金屬污染的條件下生長(zhǎng)的微生物，所以二氧化碳的釋放增加，并轉(zhuǎn)換成生物有機(jī)碳下降。相反，微生物可以轉(zhuǎn)換成生物基板，有效地減少或無(wú)金屬污染。這些發(fā)現(xiàn)也許可以解釋qCO2在我們的研究中觀察到的變化。</p>

29、<p>　　不同C / N比的微生物（如真菌和細(xì)菌）土壤生物量C / N比貢獻(xiàn)。一般來(lái)說(shuō)，有污染土壤和未被污染的土壤中的細(xì)菌，真菌，因真菌耐受金屬的主導(dǎo)地位。由于微生物C / N比值（如真菌，細(xì)菌等）之間的差異，在土壤中的生物量，C / N比變化與不同的微生物的不平等的增長(zhǎng)。Cmic/ Nmic顯示減少CMIC增加，這可能是樣品，因?yàn)榈虲 / N比的微生物的增長(zhǎng)速度比那些高C / N比的快。約根森等人也證實(shí)，是大量的微生物

30、生物量C / N比值增加真菌重金屬污染下土壤微生物生物量比率造成的，他們報(bào)道的C / N為3.5:1和真菌，細(xì)菌的比率低，從10到15:1。雖然B土壤比在孵化過(guò)程中的一個(gè)土壤Cmic / Nmic下降，我們的研究結(jié)果表明具有較高的污染水平和更高的的Cmic / Nmic土壤在B土壤60天的污染水平較低（低Cmic在土壤/ Nmic表1和2），這是以往的研究和我們上面得到的結(jié)論相反。 Cmic/ Nmic是不適合用來(lái)作為估計(jì)污染土壤中金屬

31、毒性和污染程度與微生物的接Cmic種，這可能是因?yàn)镃mic / Nmic接種的微生物會(huì)影響這個(gè)估計(jì)指數(shù)。</p><p>　　上面提到的微生物指標(biāo)下鉛污染的土壤中的微生物和微生物活動(dòng)的增長(zhǎng)反映的差異，但不表明微生物群落狀態(tài)的變化。結(jié)構(gòu)BIOLOG程序可以表明土壤微生物群落代謝能力。</p><p>　　微生物群落的代謝活動(dòng)之間的差異可以通過(guò)分析對(duì)Biolog板碳源的利用進(jìn)行評(píng)估。整治后，觀

32、察B土壤表明在我們的研究通過(guò)共同培養(yǎng)法提高土壤中的微生物利用碳源的高K和低S。有人還指出，有動(dòng)力學(xué)參數(shù)K和S之間的顯著性差異，符合Logistic生長(zhǎng)曲線在土壤和那些在B土壤，在A土壤中AWCD和顯著性差異，而沒有在B土被發(fā)現(xiàn)。上述結(jié)果表明，動(dòng)力學(xué)參數(shù)比AWCD，是用來(lái)評(píng)估微生物群落的活動(dòng)和土壤生態(tài)狀況，按照以前的報(bào)告中的微生物群落的代謝能力的變化更加敏感。</p><p><b>　　5. 結(jié)論<

33、;/b></p><p>　　總之，我們的研究結(jié)果表明，孵化污染土壤接種白腐菌中，作為營(yíng)養(yǎng)補(bǔ)充的秸稈在一起，可以減少活動(dòng)的鉛，減輕鉛應(yīng)力，并穩(wěn)定鉛污染的土壤。此外，治療比較對(duì)照組改善土壤的整治。所有這些結(jié)果可能是因?yàn)殂U離子被吸收白腐菌中的菌絲體，并在孵化過(guò)程中形成的腐殖質(zhì)螯合。然而，進(jìn)一步的研究需要進(jìn)行調(diào)查和確認(rèn)鉛的固定機(jī)制的機(jī)制。依靠傳統(tǒng)的生物修復(fù)技術(shù)對(duì)植物可能很難修復(fù)一些瘦肉與重金屬污染的土壤，因?yàn)橥寥?/p>