譯文--鉛污染土壤的生物修復

1、<p>　　鉛污染土壤的生物修復</p><p>　　實驗室進行了利用培養(yǎng)好的白腐菌和秸稈對被鉛污染的土壤進行生物修復模擬。監(jiān)測了土壤的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。以上指標用來學習土壤中鉛的強度和微生物在生物修復過程中的影響。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），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等式中的動力參數(shù)是用BIOLOG數(shù)據(jù)進行計算。對動力參數(shù)進行分析后，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、簡介</b></p><p>　　土壤中的重金屬是最常見的環(huán)境污染。鉛被認定是所有重金屬中危害最為嚴重的。鉛污染的主要來源是采礦、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源導致土壤中含鉛量偏高。Linet al的報道指出在瑞典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.指出在法國一個污染地，地表鉛濃度達到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可交換物、碳酸鹽類、Fe/Mn 氧化物有機物和殘留態(tài)流失?？扇苄钥山粨Q狀態(tài)鉛的最大危害是鉛非常容易浸入地下水，地表以及農作物。然而鉛在有機物和殘留狀態(tài)卻無害，這是由于有機健的強度和硫化物，特別是在重污染土壤中。因此，相對其他狀態(tài)下的鉛，鉛在可溶狀態(tài)時對環(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)是值得關注的。</p&g

5、t;<p>　　相比傳統(tǒng)的物理化學方法，生物修復是一種既不會加劇其他污染又能有效修復污染甚至還原土壤原先狀態(tài)的技術。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自他稀釋的金屬和少量鉛離子的轉移。白腐菌中能夠積累在其細胞內的金屬離子攝取。正如大多數(shù)研究者所說，也可以與活躍細胞（包括死細胞）壁表面的官能團羧基，基或其他金屬離子結合。同時，白腐菌能夠在固體和液體環(huán)境中以及營養(yǎng)不足的環(huán)境中成長。所以它能適應各種復雜的污染環(huán)境并且比其他微生物成長更好。</p><p>　　此研究的目標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)分析了生物修復過

7、程中的鉛含量和微生物指標的變化，數(shù)據(jù)用來評估由孵化和無接種白腐菌中的鉛污染土壤的修復效果。這些結果預計對減輕金屬污染土壤接種白腐菌和秸稈對環(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 微生物準備</b></p><p>　　采用白腐擔子菌和含有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。在無菌蒸餾水中制備孢子懸浮液。測量真菌濃度并將其調整至2.0 × 106 CFU? ml?1。</p><p>　　2.2 土壤性質和孵育</p><p>　　在中國長沙岳麓山人跡罕至的山坡上，大量礫石和有機肥料被移除的地下100cm處收集未受污染的土壤。土壤是自然風干并通過2mm尼龍網(wǎng)，它的主要物理化學性質如

9、下：39%的粘土，含有0.83%有機碳，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穩(wěn)定的狀態(tài)。</p><p><b>　　2.3 實驗設計</b></p><p>　　實驗儀器包括試驗用反應堆，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。吹風機用于空氣流動，空氣流動由流量計控制在0.1 m3/h。空氣流過2M的氫氧化鈉時二氧化碳被移除。含純凈水的加濕器被用來阻止任何堿性溶液進入反應器，并能夠增加進入空氣的濕度。反應器是5L的玻璃密閉瓶。被加濕無二氧化碳的空氣從底部的塑料孔進入反應器。氫氧化鈉中的二氧化碳每三天更新一次。準備兩組相同的實驗儀器并標明A和B。每組反應器加入1.5Kg之前準備的土壤。每組反應器放入等量的秸稈，其和

11、土壤的比值為1:6,此混合物要被調整至60%的含水量。上述準備的孢子懸浮液要按1:2的重量比接種在B反應器中，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并提供必要的代謝底物營養(yǎng)物質的微生物。多余的反應控制器中有土壤和白腐菌，并標為C。在準備一個反應器D，其中放入不接種也無秸稈的受污染的土壤。這樣兩組可以更好地看出內在固定土壤中鉛的指標。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的水進行測量。鉛的5個分數(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。</p><p>　　（ii）碳酸類：（i）中的殘留物和pH為5的1 M

13、的NaOAc分解5小時。</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。</p><p>　?。╥v）有機物：（iii）中殘留物被加入0.02M HNO3 和30% H2O2，用HNO3將pH調為2，混合液加熱至85°C并保持兩小時。再加入3ml 過氧化氫。</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 微生物生理指標分析</p><p>　　這部分可以提供土壤中微生物化學的信息。和微生物C(Cmic)的測量是用樣品的熏蒸。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。碳鍵可以通過在點火時失去的重量被估測。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評估土壤微生物群落代謝多樣性的潛在使用結構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瓶的無菌水和動搖搖床為硝酸混合物加熱至85℃ 2小時10分鐘，10倍系列稀釋這種土壤。10-3稀釋（150μL），然后到每一個結構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處測定光密度（OD），OD590為每12小時的間隔讀取。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），然后計算出每個板塊，每個閱讀時間，對時間AWCD曲線繪制。用動力學模型參數(shù)和曲線擬合時間評估AWCD每個土壤樣品。</p><p><b>　　2.7 數(shù)據(jù)分析</b></p>&l

17、t;p>　　每次試驗，分3組平行實驗反應堆運行。取三個反應堆的平均值，用標準偏差來總結實驗數(shù)據(jù)。BIOLOG分析，SPSS 12.0軟件用于Windows（SPSS德國）的軟件包，從獲得的動力學參數(shù)進行統(tǒng)計分析。這些測試包括：（1）非線性回歸分析動力學參數(shù)值，并提出了密度依賴的Logistic生長曲線來描述每個土壤樣品的AWCD；（2）單向方差分析（ANOVA）單一的時間點OD值和動力學模型參數(shù)。</p><p

18、><b>　　3. 結果</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，樣品從反應器A和B的pH值略有下降。9天之后，兩個樣品的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、擴散系數(shù)（γi）</p><p>　　所有土壤在孵化過程中的鉛濃度變化。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。結果表明，其他四個PB的分數(shù)在D土壤對可溶性交換鉛含量略有下降。經(jīng)過6天的潛伏期，碳酸鹽結合鉛，有機結合鉛和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。與對照土壤相比碳酸鹽結合鉛，有機綁定鉛和鉛殘留，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性和鉛的生物利用度。</p><p>　　3.3 微生物生理指標</p><p>　　微生物生物量，土壤有機質的生活的一部分，可以是一個很好土壤中鉛的毒性的指標比較。在培養(yǎng)期間Cmic發(fā)生了顯著的變化。qCO2， CO2-C-Cmic比

21、例計算，高于乙土壤在整個孵化后12天。經(jīng)過6天的潛伏期，Cmic土壤有機碳的比例，遠低于在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，這表明對整個孵化期間的跌勢。發(fā)現(xiàn)在土壤B 中的Cmic/ Nmic整個孵化過程中的比例要低得多。</p><p>　　3.4 動力模型和參數(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間決定，色彩的發(fā)展曲線的形狀一般是S型，可以通過描述基于密度依賴的Logistic生長方程的動力學模型。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，因此可以通過觀察在哪個階段對存在的金屬進行評估。重金屬的生物利用度和轉移能力的降低與提取。經(jīng)過60天的生物修復主要在B土壤鉛的殘留態(tài)和有機較少的流動性和活動性，而在土壤中的鉛主要是鐵錳氧化物和可溶性交換分數(shù)。我們的研究結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環(huán)境的壓力。</p><p>　　另一個可以解釋為低鉛后在B土壤活性生物修復的機制，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的流動性。高pH值可能有助于減少金屬在介質中的溶解度，這也是在我們的研究結果的證實，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值有利于陽離子重金屬保留土壤表面通過內部球體表面絡合，吸附，沉淀和多核型反應。 guttormsen等人發(fā)現(xiàn)，土壤pH值影響金屬水解，離子對的形成，有機物的溶解度，以及表面電荷的鐵

25、和鋁的氧化物，有機質，粘土邊緣。阿佩爾和馬報道了pH值，土壤中重金屬的吸附的重要作用，因為它直接控制金屬氫氧化物，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。所形成的氨溶液導致有機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土壤菌體育促進有機物降解和氨或有機揮發(fā)溶酸

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

27、抑制。長期土壤菌群暴露于高重金屬含量將減少Cmic / Corg，因為金屬的毒性降低土壤微生物生物量和代謝效率。因此，減少鉛脅迫對土壤菌群可以促進微生物的生長，可能是負責在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，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碳，為維護能源金屬污染的條件下生長的微生物，所以二氧化碳的釋放增加，并轉換成生物有機碳下降。相反，微生物可以轉換成生物基板，有效地減少或無金屬污染。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（如真菌和細菌）土壤生物量C / N比貢獻。一般來說，有污染土壤和未被污染的土壤中的細菌，真菌，因真菌耐受金屬的主導地位。由于微生物C / N比值（如真菌，細菌等）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。Cmic/ Nmic顯示減少CMIC增加，這可能是樣品，因為低C / N比的微生物的增長速度比那些高C / N比的快。約根森等人也證實，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，他們報道的C / N為3.5:1和真菌，細菌的比率低，從10到15:1。雖然B土壤比在孵化過程中的一個土壤Cmic / Nmic下降，我們的研究結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論相反。 Cmic/ Nmic是不適合用來作為估計污染土壤中金屬

31、毒性和污染程度與微生物的接Cmic種，這可能是因為Cmic / Nmic接種的微生物會影響這個估計指數(shù)。</p><p>　　上面提到的微生物指標下鉛污染的土壤中的微生物和微生物活動的增長反映的差異，但不表明微生物群落狀態(tài)的變化。結構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之間的差異可以通過分析對Biolog板碳源的利用進行評估。整治后，觀

32、察B土壤表明在我們的研究通過共同培養(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，有動力學參數(shù)K和S之間的顯著性差異，符合Logistic生長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)。上述結果表明，動力學參數(shù)比AWCD，是用來評估微生物群落的活動和土壤生態(tài)狀況，按照以前的報告中的微生物群落的代謝能力的變化更加敏感。</p><p><b>　　5. 結論<

33、;/b></p><p>　　總之，我們的研究結果表明，孵化污染土壤接種白腐菌中，作為營養(yǎng)補充的秸稈在一起，可以減少活動的鉛，減輕鉛應力，并穩(wěn)定鉛污染的土壤。此外，治療比較對照組改善土壤的整治。所有這些結果可能是因為鉛離子被吸收白腐菌中的菌絲體，并在孵化過程中形成的腐殖質螯合。然而，進一步的研究需要進行調查和確認鉛的固定機制的機制。依靠傳統(tǒng)的生物修復技術對植物可能很難修復一些瘦肉與重金屬污染的土壤，因為土壤