环境科学学报  2018, Vol. 38 Issue (4): 1613-1620
一株苯并[a]芘降解菌-紫茉莉联合修复污染土壤的研究    [PDF全文]
顾平1,3 , 周启星2 , 王鑫2 , 张倩茹3 , 伍跃辉1 , 陈威1 , 赵伟1 , 李博1     
1. 黑龙江省环境监测中心站, 哈尔滨 150056;
2. 南开大学环境科学与工程学院, 环境污染过程与基准教育部重点实验室/天津市城市生态环境修复与污染防治重点实验室, 天津 300071;
3. 中国科学院沈阳应用生态研究所, 沈阳 110016
摘要: 从长期受多环芳烃(PAHs)污染的土壤中获得1株高效降解菌BB-1,经鉴定为巨大芽孢杆菌Bacillus megaterium.为了考察菌株的降解特性,将10和20 mg·L-1的苯并[a]芘(B[a]P)加入到培养液中并在30℃下振荡培养8 d.结果表明,BB-1对不同浓度的B[a]P的降解率分别为52.1%和23.5%,B[a]P浓度为10 mg·L-1时降解效果更优.将不同重金属外加到培养液中,Cu2+(50 mg·L-1)和Cd2+(100 mg·L-1)能在一定程度上影响BB-1对B[a]P的生物降解作用,但菌株仍有很强的耐受性;Zn2+(200 mg·L-1)和Pb2+(300 mg·L-1)会显著影响降解效果.为了研究菌BB-1与植物的联合降解修复作用,通过对比研究将该菌株加入到种植紫茉莉的B[a]P污染土壤中,在未加入BB-1的污染土壤中,紫茉莉在开花期和成熟期对B[a]P的降解率分别为27.42%±1.99%和51.31%±3.06%,在加入BB-1的污染土壤中降解率分别为68.22%±1.21%和77.16%±0.62%,可见加入菌株BB-1后能显著提高紫茉莉对土壤中B[a]P的降解效率.为确定降解作用的菌株来源,分别对比了非根际和根际土壤中的B[a]P含量,发现在开花期和成熟期任何一种处理的根际土中B[a]P残留浓度都小于非根际土,说明土壤中B[a]P的去除主要是源于根际的作用.在植物修复的基础上,添加能耐受一定重金属浓度的高效B[a]P降解菌,能提高B[a]P降解率,有望为日后大规模田间应用提供可靠的技术参数.
关键词: 多环芳烃     苯并[a]芘     污染土壤     生物降解     微生物-植物联合修复     根际效应    
Joint remediation of contaminated soil by an effective degradation bacteria of B[a]P and Mirabilis jalapa
GU Ping1,3, ZHOU Qixing2 , WANG Xin2, ZHANG Qianru3, WU Yuehui1, CHEN Wei1, ZHAO Wei1, LI Bo1    
1. Heilongjiang Provincial Environmental Monitoring Center Station, Harbin 150056;
2. Ministry of Education Key Laboratory of Pollution Processes and Environmental Criteria/Tianjin Key Laboratory of Environmental Remediation and Pollution Control, College of Environmental Science and Engineering, Nankai University, Tianjin 300071;
3. Institute of Applied Ecology, Chinese Academy of Sciences, Shenyang 110016
Received 23 August 2017; received in revised from 10 October 2017; accepted 11 October 2017
Supported by the Special Funds for Basic Scientific Research Services of Central Colleges and Universities and the "111" Program, Ministry of Education, China (No.T2017002)
Biography: GU Ping(1983—), female, associate senior engineer, E-mail:guping2708@163.com
*Corresponding author: ZHOU Qixing, E-mail:zhouqx@nankai.edu.cn
Abstract: An effective degrading bacterium BB-1 which was identified as Bacillus megaterium was obtained from the soil contaminated with polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) for a long time. In order to investigate the degradation characteristics of the strain, 10 mg·L-1 and 20 mg·L-1 B[a]P was respectively added to the culture medium at 30℃ for 8 days, and the results showed that the degradation rate for B[a]P by BB-1 was 52.1% and 23.5% respectively, and the degradation ability was better when the added concentration of B[a]P was 10 mg·L-1. The addition of different heavy metals into the culture medium showed that Cu2+ (50 mg·L-1) and Cd2+ (100 mg·L-1) could affect the biodegradation of B[a]P by BB-1 to a certain extent, however, still with very strong tolerance; Zn2+ (200 mg·L-1) and Pb2+ (300 mg·L-1) significantly affected the degradation of B[a]P. In order to examine the degradation ability by the combination of BB-1 and remediation plants, the strain was added to B[a]P contaminated soil with growing Mirabilis jalapa. The results showed that the degradation rate of B[a]P in the contaminated soil without addition of BB-1 was 27.42%±1.99% and 51.31%±3.06%, respectively, during the flowering period and mature period, and, the degradation rate in the contaminated soil with addition of BB-1 was up to 68.22%±1.21% and 77.16%±0.62%, respectively. It is thus clear that the addition of the strain BB-1 could significantly improve the degradation of B[a]P in the soil. The results also showed that the residual concentration of B[a]P in rhizosphere soil was less than that in non-rhizosphere soil, with any processing during the flowering period and the mature period, in other words, the removal of B[a]P in soil was mainly attributed to the rhizosphere of plants. On the basis of phytoremediation, the addition of highly efficient B[a]P degrading bacteria, which could tolerate a certain concentration of heavy metals, could improve the degradation rate of B[a]P, that is expected to provide the basis for future large-scale field experiment.
Key words: polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs)     benzo[a]pyrene (B[a]P)     contaminated soil     biodegradation     joint microbiological-phytoremediation     rhizospheric effect    
1 引言(Introduction)

多环芳烃(PAHs)是一类常见的土壤有毒有机污染物(Ghosh et al., 2014), 在河流及其沉积物中也有发现, 且沉积物中高环PAHs含量显著高于水中(王林芳等, 2017).苯并[a]芘(B[a]P)作为一种具有5环结构的强致癌性多环芳烃(包贞等, 2003; Jules et al., 2012), 其来源有天然源和人为源, 人为源多来自于石油、煤炭、木材及其他有机物不完全燃烧或高温裂解过程(Sun et al., 2011; Gómez et al., 2009; Gan et al., 2009).近年来, 石油开采的泄漏和炼制过程的排放, 成为石油开采区PAHs污染的重要来源(张宏波等, 2010张亚楠等, 2015), 使得土壤中PAHs污染尤为严重.Wild等(1999)指出, 环境中90%以上的PAHs都存在于土壤中.国内也有资料显示, 辽河油田严重污染区土壤中含油量已达10 g·kg-1(姜昌亮等, 2001);某些城市工业污染场地表层土壤中PAHs平均含量达17.64 mg·kg-1 (廖晓勇等, 2011).由于PAHs稳定、难降解的特点, 使其在环境中呈不断增加的趋势, 给工业发达地区的人们带来了巨大的健康危害.同时, PAHs具有亲脂性, 水解和光解速率都非常缓慢(Zhou et al., 2005), 微生物降解(Huang et al., 2004; Parrish et al., 2004; 2005;Haritash et al., 2009; 孙姗姗等, 2016)、植物修复(范淑秀等, 2007; Zhou et al., 2011; 梁宵等, 2012)、微生物-植物联合修复成为其从环境中降解的主要途径, 而植物根际圈对其降解作用也值得探讨.如范淑秀等(2007)采用盆栽试验方法研究了苜蓿对菲污染土壤的修复, 结果发现, 经过60 d的修复, 根际和非根际土壤中菲的降解率分别为85.68%~91.40%和75.25%~86.61%.Kahng等(2005)研究了韩国新村湾附近分布的芦苇根际的PAHs降解菌的分解代谢基因, 发现双加氧酶的氨基酸序列是萘、菲、芘分解代谢编码酶的一部分, 而萘、菲、芘的分解也是由于芦苇根际细菌的作用.Wu等(2008)建立了一个使用生物刺激(添加磨碎的玉米棒)和生物添加(接种键核盘菌Monilinia菌株W5-2)手段修复PAHs污染土壤的微环境, 在30 d后发现, 接种菌株的一组PAHs总量降低了35%, 添加玉米棒的一组PAHs总量降低了16%, 而空白组PAHs总量仅降低了3%;接种菌株W5-2的一组, B[a]P和蒽的降解率分别为70%和72%, 而添加玉米棒和对照组的2种污染物降解率要低得多;之后作者又进行了基因毒理实验, 确定土壤的毒性降解主要是真菌修复发挥的作用.刘鑫等(2017)利用紫花苜蓿与PAHs降解菌株Rhizobium petrolearium SL-1联合修复土壤中PAHs, 发现盆栽试验中, 苜蓿+菌处理20和60 d时的苜蓿株高和干质量指标均优于仅种植苜蓿处理;苜蓿+菌联合降解PAHs效果明显优于只种植苜蓿或只接菌处理.Wu等(2008)将丛枝菌根(AM)真菌(Glomus etunicatum)与非离子表面活性剂(Triton X-100)掺杂在含菲的土壤中测定菲的降解, 发现土壤中残留的菲浓度显著降低, 菌根处理可以增加根际土壤中的菲消耗.同样, 将筛选出的高效降解菌株投入到受污染土壤中, 并结合植物修复手段进行修复试验(Peng et al., 2009), 对比降解效果, 是本研究的最终目的.

在实际污染土壤中, 如辽宁污灌区(李名升等, 2008), 重金属和PAHs往往被同时发现(王红旗等, 2011), 两者的复合污染已成为现今全球研究的热点(周启星等, 2004; Wang et al., 2006; Bao et al., 2013).例如, 孙约兵等研究了用观赏性花卉万寿菊来修复重金属和B[a]P复合污染土壤的效果(Sun et al., 2011);杨传杰等将一种镉超积累植物龙葵种在镉和PAHs复合污染土壤中, 通过施加化学试剂(包括EDTA、半胱氨酸、水杨酸和TW80), 来测试单独和共同作用下对污染土壤的修复效果(Yang et al., 2011).

紫茉莉既是一种观赏性花卉, 又是Cd污染土壤的超积累植物(刘家女等, 2007; Yu et al., 2009).但将紫茉莉作为供试植物来修复B[a]P污染土壤的研究还未曾有报道.因此, 本研究从长期受PAHs污染的土壤中筛选出B[a]P高效降解细菌, 将其投放到含Cd的B[a]P污染土壤中, 结合能耐受高浓度Cd的超积累植物紫茉莉, 进行联合修复, 在开花期和成熟期分别监测降解效果, 旨在为未来的重金属及PAHs复合污染治理及微生物-植物联合修复应用提供理论和数据支持.

2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 实验材料 2.1.1 土样来源

供试污染土样取自沈抚污灌区四方台大棚南一带表层(0~20 cm)污染土壤, 此地为石油污水灌溉多年的蔬菜田.土壤理化性质见表 1, 其中, Cd含量超过国家土壤环境质量标准(GB15618—1995)的农业用地2级标准(pH介于6.7~7.5之间, Cd含量为0.6 mg·kg-1)3.5倍;16种PAHs总量为0.569 mg·kg-1, 2~4环PAHs含量为0.462 mg·kg-1, 5~6环PAHs含量为0.106 mg·kg-1, B[a]P含量为0.041 mg·kg-1, 与荷兰土壤修复目标值相比, 所采集土壤中PAHs含量明显超标.空白土为对照的清洁土, 采自中国科学院沈阳生态站, 土壤类型及其理化性质见表 1.土壤风干后过4 mm尼龙筛, 备用.

表 1 供试土样理化性质 Table 1 Physical and chemical characters of the tested contaminated soil
2.1.2 降解用液体培养基

(NH4)2SO4 0.5 g, NaNO3 0.5 g, CaCl2 0.02 g, MgS04 0.2 g, KH2P04 1.0 g, NaH2PO4·H2O 1.0 g, 水1000 mL, pH=7.0, 121 ℃、蒸气灭菌30 min, 所用碳源为B[a]P(5、10、20 mg·L-1), 以丙酮溶液形式加入.

2.1.3 菌悬液制备

将分离纯化后的菌种BB-1从斜面各挑取一环接入活化富集培养基(牛肉膏5 g, 蛋白胨10 g, NaCl 5 g, 蒸馏水1000 mL, pH =7.0, 灭菌条件同2.1.2节)中, 30 ℃摇床振荡培养48 h (此时处于对数生长期)后, 分别取3 mL菌液于离心管内, 离心10 min(8000 r·min-1), 用磷酸缓冲溶液清洗后离心15 min(10000 r·min-1), 反复3次.制成一定浓度的菌悬液冷藏备用.以上操作在无菌条件下进行, 以洗去培养基中的碳源.

2.2 实验方法 2.2.1 B[a]P的测定

B[a]P浓度的分析采用GC-FID法.设备条件:HP-6890, PLUS GC(Version A.03.07)气相色谱仪, 装有氢火焰检测器(FID), HP-5毛细管色谱柱(30.0 m×0.25 mm×0.25 μm);采用自动进样方式;进样口无分流模式, 温度250 ℃, 柱流量1.5 mL·min-1, 高纯氮气(99.999%)作载气, 炉温80 ℃, 氢火焰离子化检测器(FID)温度310 ℃.B[a]P在1.30~9.75 mg·L-1的范围内, 浓度与峰面积呈较好的线性关系, 线性方程为y=10.408x-2.1324, 其中, y为峰面积, x为B[a]P浓度, R2=0.9935.对样品进行加标回收率测定, 加标浓度为5 mg·L-1, 回收率测定结果为93.6%~108.1%, 符合100%±25%的规定.说明该方法可以用于培养液中B[a]P浓度的测定.

培养后的样品瓶从培养箱中取出后立即放入冰箱中(4 ℃)平衡l h以上.拿出后分别用移液管均匀取适量移至分液漏斗, 然后加入15 mL二氯甲烷, 振荡萃取10 min, 静置后收集有机相, 经过无水硫酸钠去水后存于茄形瓶中, 向水相中再加入10 mL二氯甲烷, 振荡萃取5 min, 同样过无水硫酸钠去水, 合并2次萃取的有机相, 于氮吹仪上将其溶剂蒸至微干, 最后用色谱纯的正己烷定容至5 mL, 立即转移到气谱进样瓶中上机测定.

2.2.2 菌株BB-1对B[a]P的降解实验

无菌条件下, 将去掉碳源的供试菌悬液接入B[a]P浓度分别为5、10、20 mg·L-1的三角瓶中.同时设不接菌对照CK, 各3个重复, 每个重复两瓶.30 ℃恒温下振荡培养(200 r·min-1), 其中一瓶用于分析培养液中残留B[a]P浓度, 另一瓶用于测定OD600值.以时间为横坐标, 以B[a]P浓度和OD600为纵坐标做出曲线.

2.2.3 实验设计

培育紫茉莉幼苗的同时, 将风干后过4 mm筛的供试土壤准确称量1 kg装入塑料盆, 取部分土壤加入溶于丙酮的B[a]P母液, 使投加的B[a]P浓度为2 mg·L-1, 待丙酮完全挥发后(1~2 d), 再与大量供试土壤混合, 搅拌均匀.放置1~2周沉化后, 土壤中B[a]P的初始含量为2.039 mg·kg-1, 选择生长一致的紫茉莉幼苗分别移入各处理盆中, 每盆栽2棵, 摆放时完全随机分组.移栽7 d后, 对应各处理分别投加菌剂, 不施底肥且露天栽培, 根据盆中土壤缺水情况, 不定期浇水(水中未检出Cd), 使土壤含水量经常保持在田间持水量的80%左右.于植物开花期和成熟期后取土壤样品.植物生长时间约为100 d.

实验设计了以下处理:①CK, 取清洁土壤做对照, 单一种植紫茉莉;②在复合污染土壤上, A.单一种植紫茉莉, 记为P;B.单一投加功能菌株BB-1, 记为BB;C.接种功能菌株BB-1并种植紫茉莉, 记为P+BB;D.未加菌株且未种紫茉莉, 记为B0.共计5个处理, 每处理重复6次.分两次取样, 一次在开花期, 随机取3次平行样品, 记为Ⅰ;另一次在成熟期, 取剩余3次重复样品,记为Ⅱ.

2.2.4 根际与非根际土壤

根际土和非根际土土样采集参照《根际研究法》(刘芷宇, 1997), 土壤采集后, 充分混匀, 放置于低温冰箱中待分析.由于紫茉莉的根系在植物生长的盆钵中较为发达、致密, 盆钵中土壤被紧紧包围在根区, 因此, 将种植紫茉莉的土壤作为根际土壤, 而没有种植紫茉莉的土壤看成非根际土壤.前人也有类似的做法(Binet et al., 2001).

2.2.5 土壤中B[a]P测定方法

参照文献(Sun et al., 2011; 宋玉芳等, 1999)方法, 提取后用气相色谱(GC)分析, 设备条件同上, 分析条件同文献(范淑秀等, 2007).方法回收率为93.07%±7.01%.

3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 重金属离子对菌株BB-1降解B[a]P的影响

从长期受PAHs污染的土壤中获得1株高效降解菌BB-1, 以其总DNA为模板, 采用细菌16S rDNA特异引物F27和R1492进行扩增, 获得1.5 kb大小的PCR产物, 用Blast软件将该片段测序结果和GenBank中已登录的核苷酸序列进行同源性比较, 发现菌株BB-1与Bacillus megaterium同源性为100%.根据形态及序列特征, 菌株BB-1被鉴定为巨大芽孢杆菌(Bacillus megaterium), 属细菌.在前期工作的基础上, 考察了几种常见重金属存在条件下菌株BB-1对B[a]P的降解效能(表 2).

表 2 不同重金属离子对菌株BB-1降解B[a]P的影响 Table 2 The effect of different heavy metal ions on B[a]P degradation by strain BB-1

通过8 d培养发现, 与同时间未添加重金属离子的对照组相比, Cu2+的存在基本不影响菌株BB-1对B[a]P的降解效能.继续培养发现, 在含Pb2+的培养基中细菌生长缓慢, 对B[a]P的降解效能处于一个较低水平.而Zn2+对菌株BB-1有明显的抑制作用, B[a]P几乎未被降解, 光密度值OD600=0.0081±0.0164, 显示菌株BB-1基本全部死亡.这表明Zn2+对该菌株存在明显的毒害作用, 因此, 菌株BB-1不能在存在Zn2+的环境中良好生长.路薇等(2015)通过酶活性检测发现, 邻苯二酚1, 2-双加氧酶活性显著高于邻苯二酚2, 3-双加氧酶活性, 表明其在荧蒽生物降解中起主导作用.重金属对菌株BB-1产生的毒害作用可能与其对酶活性的影响有关.尽管Cd2+也降低了菌株的降解率(降至14.44%±1.52%), 但仍然具有一定的降解效果及耐受性, 不至于产生毒性, 具备进一步将菌株投加到镉污染土壤中的条件.

3.2 不同浓度的外源B[a]P对菌株BB-1降解B[a]P的影响

考察了不同初始浓度B[a]P对菌株BB-1降解率的影响, 同时设置未添加菌株的空白(CK), 结果如图 1所示.通过8 d的培养发现, 当B[a]P作为培养基中唯一碳源时, 随着其浓度由5 mg·L-1增加到20 mg·L-1, 菌株BB-1对B[a]P的降解效能逐渐下降, 降解率由66.36%降为23.50%, 下降了42.86%.由此可见, 菌株BB-1对较高浓度的B[a]P也具有降解效能, 但随着B[a]P浓度的增加, 对该菌株产生了一定的毒害作用, 5 mg·L-1和10 mg·L-1处理组间的差异并不显著, 但与20 mg·L-1处理组间存在显著差异, 且组间差异也很明显(F=24.619), 说明菌株BB-1对于中低浓度B[a]P的降解率大于其对高浓度B[a]P的降解率.而细菌的光密度结果与降解率的变化趋势相一致, 在B[a]P浓度为5、10和20 mg·L-1时, OD600分别为0.9676±0.0074、0.4903±0.0045和0.1610±0.0044.而相应的未添加菌剂的培养基中, B[a]P几乎未降解, 其降解率均在15%以下.

图 1 B[a]P浓度对菌株BB-1降解B[a]P的影响 Fig. 1 The effect of various concentrations B[a]P on B[a]P degradation by strain BB-1

《地表水环境质量标准GB3838—2002》中, 集中式生活饮用水地表水源地特定项目标准限值规定B[a]P的浓度限值为2.8×10-6 mg·L-1, 因此, 本文中设定B[a]P浓度为5、10和20 mg·L-1, 属于中高浓度, 均可以提供足够的碳源给菌体, 3种浓度下BB-1的降解率均在23%以上.当B[a]P浓度从5 mg·L-1升高到10 mg·L-1, 其与菌体的相对比例增大, 菌体对B[a]P的利用量可能会上升, 但菌体的量减少, OD600降低, 其受诱导产生的降解酶在较高的B[a]P浓度下会减少, 因此, 总体的降解率表现为下降, 但差异并不显著.而B[a]P继续增加至高浓度20 mg·L-1时, 其对菌体产生了明显的毒性, 从而抑制了菌体生长, OD600低于0.2, 导致降解率也显著下降.孙珊珊等(2006)研究了PAHs降解真菌对芘的吸收存储和降解特性, 发现培养前期培养基中芘的消解以生物降解为主, 生物降解芘在培养0~14 d内逐渐增加, 此后基本达到稳定.

3.3 紫茉莉与菌株BB-1联合修复土壤中B[a]P的去除效果

土著菌与紫茉莉单独及联合作用下降解土壤中的B[a]P, 开花期和成熟期的降解率如图 2所示.首先从外观上看, 污染土壤中的紫茉莉生长正常, 叶片没有出现如萎黄、缺绿等镉中毒现象, 可见紫茉莉对于一定浓度的重金属镉和较高浓度的B[a]P有很强的耐受力.其次, 4种处理下土壤中B[a]P的降解率(图 2)显示, 未使用任何修复手段的污染土(B0处理)在开花期和成熟期, 两次采土后测定的土壤中B[a]P的降解率都是几种处理中最低的, 分别为27.42%±1.99%和51.31%±3.06%, 与其它处理相比均有显著性差异.而添加了筛选的土著降解菌株BB-1后显著提高了B[a]P的降解率, 在开花期和成熟期分别达到了61.60%±1.64%和73.12%±2.26%, 显著高于B0处理.单一种植紫茉莉的P处理和既添加土著菌株BB-1又种植紫茉莉的P+BB处理对B[a]P的降解率最高但两者差异并不显著.综合几种修复手段来看, 植物和土著微生物联合修复处理(P+BB)的修复效果最好, 开花期和成熟期B[a]P的降解率分别为68.22%±1.21%和77.16%±0.62%.

图 2 两个时期植物与BB-1不同处理对B[a]P的降解率 Fig. 2 The degradation rate of B[a]P under different treatments between the plant and BB-1 in the two periods

在开花期, 这种变化更加明显, B0处理的降解率显著低于BB、P、P+BB处理.PAHs在土壤中的自然降解主要是依靠挥发作用和光氧化作用(Huang et al., 2004), 很难去除大部分的诸如B[a]P这种难降解、难挥发的“三致”性化合物.经过约一个月的修复, 最终的B[a]P含量为(1.48±0.04) mg·kg-1, 仍高于国家标准.菌株BB-1经过驯化后投加到供试土壤中, 发现仅仅经过了开花期, B[a]P降解率就显著提高, 证明BB-1在实际受污染土壤中仍然发挥作用, 虽然低于在液体培养基中的降解率, 但差异并不显著, 试验效果很好.P处理的效果优于BB处理, 原因可能是植物本身存在发达的根系, 会产生一些微生物需要的能量和养分, 形成一个天然培养基, 使得原本存在于土壤中能耐受B[a]P的微生物群得到大量的繁殖生长, 从而更好地降解B[a]P.如果在受污土壤中既种植可以提供微生物养分、能量的紫茉莉, 又投加本研究自主筛选的高效降解菌株BB-1, 从最终的降解率来看, 效果是最优的.Huang等(2004)从长期受PAHs污染的铁路旁土壤中分离筛选出3株细菌用于植物修复, 发现修复过程中会产生吲哚乙酸、ACC脱氨酶等物质, 这些都能够促进植物的生长, 使植物和微生物形成互相促进的关系.也可能是因为投加的菌株本来就是从同一受污土壤里筛选的, 对土中的微生物不具有排斥性, 适应性更强, 结合植物的根际环境能更好的发挥作用.

3.4 根际与非根际土壤中PAHs的残留情况

在开花期和成熟期两次取样, 根际与非根际土壤中B[a]P的残留量如图 3所示.可以看出, 无论是开花期还是成熟期, 任何一种处理的根际土B[a]P残留量都小于非根际土.说明土壤中PAHs的去除主要是源于根际的作用, 这种规律在未投菌的P和B0处理中尤为明显, 紫茉莉与菌株BB-1联合处理中开花期的根际残留量是(0.69±0.03) mg·kg-1, 而非根际土的残留量为(1.48±0.04) mg·kg-1, 相差0.79 mg·kg-1, 降解率相差38.74%.在成熟期也相差0.51 mg·kg-1, 降解率相差25.14%.可见, 植物根际区的存在能够明显促进PAHs的降解, 很多研究者都得到类似结论.如范淑秀等(2007)利用苜蓿修复菲污染土壤, 发现当菲的初始污染剂量达到445.22 mg·kg-1时, 根际与非根际土中菲降解率的差值最大达到8.43%;Liste等(2000)应用9种植物进行芘污染土壤的修复实验, 结果表明, 种植9种植物的土壤中芘的降解率均高于无植物对照土壤.而也有学者的研究发现, 不同植物对同一种PAHs的吸收能力不同, 如Fismes等(2002)研究发现, 生菜、马铃薯、胡萝卜在室温盆栽条件下对PAHs富集能力最大的是马铃薯, 原因可能是根系PAHs的吸收过程需要载体协助和耗能的主动过程参与, 并且这个过程与H+关系密切, 是通过和H+共运方式进行.紫茉莉根系发达, 在根际圈很可能大量存在运送载体和H+, 促进了PAHs的吸收.而且研究表明(巩宗强等, 2001), 根际圈内存在着大量的可降解PAHs的微生物, 它们除利用自身的代谢活动降解有机污染物外, 还能以根系分泌物和根际圈内有机质为主要营养源对其进行降解, 从而具有根际圈外微生物所不具有的降解PAHs的独特之处.其实从水培实验中也可以直观地看出植物根系对PAHs的吸收作用, 易修等(2013)研究了小麦根系对萘、菲、芘吸收的动力学机制, 结果表明, 小麦根系对水培环境中的萘、菲和芘均有明显的吸收和累积作用, 且吸收量均随时间延长而增加, 整个吸收过程可分为快速吸收和慢速吸收两个阶段.因此, 植物根系吸收有机污染物的机理和动力学特性是今后研究的重点.

图 3 开花期和成熟期根际与非根际土壤中B[a]P的残留量 Fig. 3 The residual concentration of B[a]P in rhizosphere and non-rhizosphere soils duiring the anthesis and the autumn period

资料显示, 随着PAHs苯环数量的增加, 其生物降解速率越来越低.许多微生物能以低分子量的PAHs(4环以内)作为唯一的碳源和能源, 并将其完全矿化.然而, 对于高分子量的PAHs, 由于其化学结构的复杂性及在水环境中的低溶解度, 难以被微生物直接降解(刘海滨等, 2011).研究表明, 大多数细菌对4环以上的高分子量PAHs的降解是以共代谢的方式进行的, 真菌对3环以上的PAHs的代谢也属于共代谢.B[a]P是一种含有5个苯环的、在土壤中难降解的PAHs, 但当适宜的共代谢底物存在时, 也可以被土壤中的微生物降解(Kanaly et al., 1997).结合根际圈的特性, 联合修复有望成为日后土壤中难降解PAHs生态修复的研究方向.

4 结论(Conclusions)

1) 一定浓度重金属的存在可以影响菌株BB-1对B[a]P的降解效能, Cu2+(50 mg·L-1)对菌株BB-1降解率的影响很小, 而Pb2+(300 mg·L-1)和Zn2+(200 mg·L-1)则明显抑制该菌株的生长, Cd2+(100 mg·L-1)对菌株降解率有一定影响, 但仍具有耐受力.

2) B[a]P浓度从5 mg·L-1升高至20 mg·L-1时, 菌株BB-1对B[a]P的降解率逐渐下降, 由66.36%降为23.50%, 而从5 mg·L-1升至10 mg·L-1时, 两处理间差异并不明显, 但与20 mg·L-1处理间存在显著差异.

3) 未使用任何修复手段的污染土(B0处理), 在开花期和成熟期两次采土中对B[a]P的降解率都是最低的, 添加降解菌株BB-1后提高了B[a]P的降解率并显著高于B0处理, 单一种植紫茉莉的P处理和既添加土著菌株BB-1又种植紫茉莉的P+BB处理, 对于B[a]P的降解率差异并不显著, 但P+BB处理的修复效果最好, 降解率分别为68.22%±1.21%(开花期)和77.16%±0.62%(成熟期).

4) 任何一种处理的根际土B[a]P残留量都小于非根际土, 说明土壤中PAHs的去除主要是源于根际的作用, 这种规律在未投菌的P和B0处理中尤为明显, 紫茉莉与菌株BB-1联合处理中开花期的根际残留量是(0.69±0.02) mg·kg-1.

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