重金屬-PAHs污染土壤植物微生物修復效果及機理

賈建麗,高小龍,張 犇,趙燊煒,韓宇欣,原浩坤,王業荃

(中國礦業大學(北京) 化學與環境工程學院,北京 100083)

0 引 言

煤炭作為我國能源行業的支柱性產業,其加工利用過程中存在的環境問題及防護是研究重點。多環芳烴和重金屬是焦化行業最典型的特征污染物[1]。在焦化廠、煤化工廠等長期生產過程中,隨著大氣沉降、固廢堆積、降雨淋濾等引起的煤及其加工產物、廢物中含有的有害物質發生淋濾或遷移,導致焦化廠、煤氣化廠等以煤為主要原料的企業場地或周邊土壤中多環芳烴(PAHs)如苯并[a]芘(Benzo[a]pyrene, BaP)、菲(Phenanthrene, Phe)和重(類)金屬如砷(As)、鉻(Cr)含量高、毒性大、環境風險突出[2-3]。煤化工場地中Pb、As、Cr等重金屬及高環PAHs集中分布在土壤表層,濃度隨深度增加而減小[4]。

目前,對焦化廠、煤化工廠及其周邊土壤的修復研究主要以熱解吸、固化/穩定化、化學淋洗等物理化學修復為主[5]。物理化學修復總體效率高、周期短,但多數對土壤生態環境造成不同程度破壞,甚至改變土壤基本形貌,屬于典型的高能量密度、高成本修復[6-7]?！丁笆奈濉蓖寥?、地下水和農村生態環境保護規劃》指出“土壤污染風險得到基本管控”,在此大背景下“鼓勵綠色低碳修復”成為污染土壤修復新技術研發和推廣的主導方向[8]。然而,目前針對大量重金屬或/和有機污染土壤的修復技術中,植物、微生物及其聯合修復技術僅占5%左右,開發綠色低碳污染土壤修復技術及應用體系任重道遠。

馬溪平等[9]利用植物與微生物對沈撫灌區土壤進行聯合修復,土壤重金屬污染水平降低的同時有機污染物得到一定程度降解;CHIBUIKE等[10]研究了玉米對Cr和BaP復合污染土壤60 d的修復效果,結果表明復合污染并未影響植物生長,BaP的存在增強了玉米對Cr的吸收和轉運,植物的存在增強了高濃度Bap消散;萬玉山等[11]對Cd-BaP的復合污染土壤進行修復植物篩選(黑麥草、芥菜、苜蓿和高羊茅)。結果表明,黑麥草對Cd-BaP復合污染土壤中Cd和BaP去除效果良好,75 d后去除率分別達58.55%和89.95%,發現BaP的存在可能會促進黑麥草對Cd的富集。XU等[12]采用植物-微生物聯合修復焦化廠污染土壤中的PAHs,植物和微生物共同作用使土壤中PAHs更好地去除。王傳花[13]以芘優勢降解菌和Cr(VI)還原菌構建混合菌群,聯合水蜈蚣修復芘-Cr(VI)復合污染土壤,42 d后芘和Cr(VI)的去除率分別達63.6%和約80%,與空白對照組相比,顯著提高了芘和Cr(VI)的去除率。然而,焦化廠、煤化工廠等多種重金屬和復雜PAHs共存會多方面抑制微生物、植物等生長發育、功能活性能,其修復效率、修復機理等均與單一污染物或單種重金屬與單種PAHs的復合污染土壤相比存在較大差異,有必要針對焦化廠和煤化工廠復雜重金屬-PAHs復合污染土壤的植物、微生物修復效果及其機理進行深入探究。

筆者采用植物和微生物共同作用對重金屬-PAHs復合污染土壤進行聯合修復,探究不同修復措施的效果,耦合污染物去除動態效率、不同形態重金屬含量動態變化,微生物酶活性及其群落特性等揭示植物微生物聯合修復機理,為焦化廠、煤化工廠等重金屬-PAHs復合污染土壤綠色低碳修復提供技術依據和應用基礎。

1 試 驗

1.1 材料與儀器

供試土壤采自某地農田未污染土,土質為粉壤土,過2 mm篩備用。玉米(禾本科玉蜀黍屬一年生草本植物)和黑麥草(禾本科黑麥草屬多年生或一年生草本)種子均購于巨豐種業集團有限公司。食醚紅球菌(Rhodococcusaetherivorans,BW2)為筆者課題組于焦化廠復合污染土壤中經馴化分離得到的以Phe和Bap為唯一碳源的細菌,經鑒定該菌株與食醚紅球菌(Rhodococcusaetherivorans)具有100%的相似度。

環己烷、丙酮、正己烷使用色譜純,重鉻酸鉀、七水砷酸氫二鈉、十二水合磷酸氫二鈉、磷酸二氫鉀、丙酮、FDA、三氯甲烷、苯并[a]芘、菲等均使用分析純,購自麥克林,試驗用水均為去離子水。

LS-50HG高壓蒸汽滅菌鍋,江陰濱江醫療設備有限公司制造;THZ-98AB恒溫震蕩培養箱,上海一恒科學儀器制造;WFJ 7200分光光度計,尤尼柯儀器有限公司制造;TGL-16M高速離心機,長沙湘儀離心機儀器有限公司制造。

1.2 研究方法

1.2.1 污染土壤的配置

按照Cr6+40 mg/kg、As 60 mg/kg、菲 75 mg/kg、苯并[a]芘 25 mg/kg向采集的土樣中加入污染物。使用砷酸氫二鈉和重鉻酸鉀配制混合重金屬溶液,使用菲和苯并[a]芘配制混合PAHs丙酮溶液,將配制好的污染物溶液加入未污染土壤中并浸沒,攪拌均勻,放置暗處老化15 d后,經測定,加上原始土樣背景值,土壤中總Cr和As初始質量分數分別為192.91和84.61 mg/kg,菲和苯并[a]芘的初始質量分數分別為76.83和25.36 mg/kg。盆栽(修復)試驗前對土壤進行研磨過篩并再次攪拌均勻。

1.2.2 盆栽試驗

前期對修復重金屬污染土壤的植物進行篩選試驗,結果證明黑麥草和玉米耐受性較好,故選用黑麥草、玉米為修復植物聯合食醚紅球菌(Rhodococcusaetherivorans,BW2)對配制的污染土壤進行修復。修復試驗設計4個試驗組,分別為植物+降解菌、僅植物、僅降解菌及未污染土壤種植植物,同時設置污染土壤空白及未污染土壤空白,每組設置3個平行。在需要添加降解菌的試驗組中,添加培養至對數期且吸光值OD600調至1的菌懸液100 mL;在需要種植植物的試驗組中,每盆裝土1 kg并播種15粒黑麥草和4粒玉米種子,發芽穩定后間苗至黑麥草12棵、玉米2棵。修復試驗共63 d,溫度保持(28±1)℃,光照保持10 h/d,期間定時定量澆水,保持含水率15%,隨機改變盆栽位置,并在第7、28和49天對土壤取樣測定,第63天時收獲植物及土壤。

1.2.3 植物生長的測定

在黑麥草、玉米生長期間,定期對其生長高度進行監測記錄。

1.2.4 土壤重金屬總量及不同形態含量測定

土壤重金屬總量測定:土壤烘干后研磨過篩,取過篩土壤放入消解罐并依次加入5 mL 40% HF、2 mL 65% HNO3和1 mL 30% H2O2作為消解液,通過升溫程序進行微波消解[14-15]。微波消解儀的功率均為1 600 W。將消解完的溶液進行趕酸,定容至50 mL。

參考Tiesser連續提取法提取土壤中5種形態的重金屬[16],取10 mL不同重金屬形態提取液待測。

各待測組使用ICP-MS進行Cr和As濃度測定。ICP-MS工作參數:射頻功率1 550 W;霧化室溫度2.5 ℃;采樣深度5 mm;冷卻氣流速14 L/min;輔助器流速0.79 L/min;霧化氣流速0.99 L/min;蠕動泵速率40 r/min;積分時間0.02 s。

1.2.5 土壤PAHs的測定

將土壤冷凍干燥后過篩,加入替代物(屈-d12,二萘嵌苯-d12)后密封24 h。用體積比1∶1丙酮和正己烷溶液進行索氏提取20 h后脫水并濃縮,采用氣相色譜-質譜聯用儀(GC/MS)測定16種US EPA優先控制的PAHs含量。色譜柱為30 m×0.25 mm×0.25 μm,DB-5MS。進樣口溫度290 ℃,無分流進樣,GC采用程序升溫:初溫40 ℃,保持2 min,5 ℃/min升溫至290 ℃,保持4 min。載氣為氦氣,恒流模式,流速為1.00 mL/min,溶劑延遲8 min[17-18]。

1.2.6 污染物降解率的計算

污染物降解率為

(1)

式中,Y為污染物降解率,%;C0為污染物初始質量分數,mg/kg;Ct為第t天的污染物質量分數,mg/kg。

1.2.7 土壤酶活性的測定

采用熒光素二乙酸酯分光光度法測定土壤熒光素雙醋酸酯(FDA)酶。采用靛酚藍比色法測定土壤脲酶活性[19]。采用TTC比色法測定土壤脫氫酶活性[20]。

1.2.8 土壤中微生物群落的測定

采集的土壤樣品由北京百邁客生物科技有限公司,使用土壤DNA試劑盒(MN NucleoSpin 96 Soil)提取細菌DNA并擴增后分析。使用PCR擴增法測定微生物群落,對16S V3+V4區域進行擴增,擴增引物為338F(5′- ACTCCTACGGGAGGCAGCA-3′)和806R(5′- GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3′)。

使用Mothur軟件進行Alpha指數分析(versionv.1.30,(http://www.mothur.org/));基于R語言平臺繪制樣本主坐標分析及環境因子與樣本組成相關性分析。

2 結果與討論

2.1 植物生長特性

黑麥草和玉米的生長曲線如圖1所示,重金屬-PAHs復合污染土壤中3個試驗組中的黑麥草和玉米均可以正常生長,復合污染并未對2種植物生長造成不利影響 。

圖1 黑麥草和玉米的生長曲線

由圖1可知,2種植物中,空白組(未污染土+植物)植物生長較快,且株高顯著高于2組污染組(顯著性值p<0.05)。對比聯合修復和僅植物修復,黑麥草的株高并無顯著差異(p>0.05),而僅植物修復組的玉米株高在修復中期高于聯合修復組,在修復后期趨于一致。63 d收獲植物后,聯合修復組黑麥草株高為空白組黑麥草的0.88倍,玉米為0.82倍,僅植物修復組黑麥草高度為空白組的0.85倍,玉米為0.83倍。

應用專用軟件程序對響水澗發電電動機的阻尼系統進行全面分析計算。分析計算表明，對應額定容量長期不對稱負荷運行工況，當負序電流的標么值為9%時，阻尼繞組的最高溫升和溫度值分別為47.2 K和100.2 ℃。

通過研究聯合修復、單一植物修復和空白組土壤中重金屬濃度研究不同組之間重金屬的去除效果,63 d修復期間,土壤中重金屬濃度變化如圖2所示。由圖2可知,土壤中添加Cr和As后的初始質量分數分別為192.91和84.61 mg/kg?？瞻捉MCr和As濃度存在一定波動,但修復土壤中重金屬濃度逐漸降低。63 d后,聯合修復組土壤中Cr質量分數為174.33 mg/kg,低于僅植物修復組(177.95 mg/kg)及空白組(185.74 mg/kg)。而As濃度在整個修復期間,2組修復組差異不大,聯合修復組為80.12 mg/kg,僅植物組為80.86 mg/kg。對比污染土壤空白,不同處理方法下,土壤中Cr去除存在差異,聯合修復組土壤中Cr質量分數下降9.63%,As下降5.28%,在單一植物修復組土壤中Cr質量分數下降7.75%,As質量分數下降4.42%。土壤中接種降解菌雖然未提高植物的生物量,但在一定程度上可以提高植物對重金屬的吸收[21]。

圖2 修復過程中土壤Cr、As濃度變化

2.2 土壤中重金屬形態變化

修復過程中Cr在不同試驗組的形態變化如圖3(a)所示。隨修復進行,可交換態和碳酸鹽結合態含量逐漸降低,在聯合修復組,可交換態含量降低2.79%,碳酸鹽結合態降低8.49%;在僅植物修復組中,可交換態降低2.23%,碳酸鹽結合態降低6.35%。植物主要吸收土壤中可交換形態的重金屬,土壤環境改變后,碳酸鹽結合態重金屬向可交換態轉變從而更易于被植物吸收[22-23]。在僅降解菌修復組,可交換態減少1.55%,碳酸鹽結合態減少4.26%。土壤中一些微生物的氧化還原作用可改變土壤中重金屬狀態,重金屬與強離子鍵結合或與有機質等結合從而形成更難被吸收的鐵錳氧化物結合態和有機物結合態[24]。污染土空白組各形態含量基本保持不變。試驗用土在未人為添加重金屬前即可檢測到Cr,說明土壤本身存在殘渣態Cr,因其與礦物質等緊密結合而不易被植物提取。

圖3 修復過程中土壤Cr和As各形態含量及百分比

黑麥草和玉米對土壤中的As吸收富集能力不及Cr,但植物能在As存在的土壤中正常生長,植物在土壤中的根系分泌物及投入土壤的微生物均會影響土壤中As存在的狀態。3個試驗組土壤中可交換態As隨時間逐漸增加,第63天時,增幅在1.27%～3.13%,土壤中植物和微生物的存在改變了土壤環境,從而改變土壤中重金屬不同形態含量。鐵錳氧化物結合態As逐漸降低,聯合修復組降低1.25%,僅植物組降低1.01%,僅降解菌組保持不變?？瞻讓φ战M各形態As保持在一個穩定水平。

2.3 土壤中菲和苯并[a]芘的修復效率

黑麥草和玉米對PAHs都有一定降解作用,土壤中加入PAHs降解菌后,將進一步提升土壤中PAHs降解[25]。復合污染土壤修復63 d后,土壤中PAHs濃度變化如圖4所示。

圖4 修復過程土壤菲、苯并[a]芘濃度

土壤中菲濃度隨時間增加逐漸降低,不同修復組之間菲的去除效果有所不同。經過63 d修復,聯合修復組中菲質量分數降至42.15 mg/kg,僅植物組為45.60 mg/kg,僅降解菌組為52.24 mg/kg,空白組土壤中菲也有一定損失,63 d后,質量分數降至54.51 mg/kg。

因苯并[a]芘在土壤中較難去除,本研究中不同修復組之間差異較小。聯合修復組、僅植物組、僅降解菌組和空白組第63天時,土壤中苯并[a]芘質量分數分別為18.55、19.03、19.72和21.09 mg/kg。

土壤中的菲在聯合修復組降解45.14%,在僅植物組降解40.64%,僅降解菌組降解32.00%,空白組29.05%菲的降低則來自土壤中土著微生物的降解及非生物損失(如光解和揮發)。對比空白組,加入降解菌使菲降解提高2.95%,僅植物試驗組對菲的去除高于僅降解菌試驗組,在聯合修復組中,加入降解菌使菲降解較僅植物組提高4.50%,聯合修復組中植物的存在使菲降解較僅降解菌組提高13.14%。苯并[a]芘在土壤中降解較少,經過63 d修復,聯合修復組苯并[a]芘降低26.87%,僅植物組降低25.01%,僅降解菌組降低22.26%,空白組降低16.88%。土壤對外源進入的污染物具有一定自凈作用,土壤中土著微生物長期受到污染脅迫,能適應變化的環境,對污染的土壤進行一定程度的自凈[26]。

2.4 污染土壤修復過程中生物學特性變化

2.4.1 修復過程中土壤酶活性變化

未污染土壤中酶活性變化如圖5所示,對比未污染空白土壤與未污染種植物土壤,種植物對土壤的酶活性有一定程度提高,但2組之間的酶活性差異不顯著。對比未污染土壤酶活性變化,復合污染土壤酶活性變化明顯。污染土空白組的3種酶活性隨時間增加持續降低,重金屬和PAHs使土壤環境不斷惡化,繼而影響土壤中生理生化反應[27]。較未污染土空白,污染土空白FDA酶活性降低43.75%,脲酶活性降低28.54%,脫氫酶活性降低74.43%,脫氫酶所受抑制最強。

圖5 未污染土壤中酶活性變化

對比分析聯合修復組、僅植物修復組、僅降解菌修復組和污染土空白組的土壤酶活性在整個修復過程中的變化,且不同酶活性在不同處理組之間變化不同,結果如圖6所示。

圖6 修復過程中土壤FDA酶、脲酶和脫氫酶活性的動態變化

FDA酶活性代表土壤中大多數水解酶的活性,反映土壤中微生物活性,污染土空白組的FDA酶活性隨時間增加不斷降低,FDA酶活性變化說明土壤中污染物存在使一些酶持續失活,因而降低土壤中微生物活性[28]。整個修復時期,聯合修復組的FDA活性高于其他3組。對比僅植物修復和僅降解菌組發現,僅植物修復組隨時間增加,FDA酶活性由初期低于僅降解菌組(低7.29%),到后期高于僅降解菌組(高3.59%),說明本研究中植物對土壤中酶的作用大于非土著降解菌的加入。外源降解菌的加入可提高土壤中微生物數量,隨土著微生物和降解菌逐漸適應土壤環境改變,FDA酶活性逐漸升高。

土壤中脲酶活性反映土壤中尿素的利用,但脲酶活性受到土壤中污染物的影響。63 d修復過程中,聯合修復組脲酶活性逐漸降低,降低13.98%,僅植物組和僅降解菌組變化幅度不大。脫氫酶參與有機物的脫氫反應,具有氫的中間傳遞體的作用。雖然整體上脫氫酶活性在4個試驗組均降低,但聯合修復組始終高于另外3組,因此,聯合修復組中,PAHs去除率始終高于另外3組。對比僅植物組和僅降解菌組,發現僅植物組的脫氫酶活性高于僅降解菌組,植物對于土壤中脫氫酶活性的提升高于外源添加微生物。

2.4.2 土壤微生物群落結構分析

土壤微生物在分解、養分循環、植物生產力和氣候調節方面發揮關鍵作用。微生物群落結構是土壤微生物的重要方面,群落結構變化與土壤環境改變相關。土壤環境改變促使微生物群落變化,進而影響土壤環境中生化活動,最終表現為土壤質量變化。在測序數據97.0%的相似度水平下進行聚類,獲得OTU(Operational Taxonomic Units)。本研究土壤樣品中,共獲得1 288個不同OTU。以SILVA為參考數據庫使用樸素貝葉斯分類器對特征序列進行分類學注釋,進而對土壤樣品群落組成進行分析,結果如圖7所示(CS為未污染土壤;CK0為污染土壤初始;CK、M、P、PM分別為污染土空白組、僅降解菌組、僅植物組、植物-降解菌聯合修復組;1、2、3、4分別為取樣時間7、28、49、63 d)。

由圖7可知,不同修復組變形菌門豐度均先升高后降低,但其所占比例均高于初始和未污染土壤。放線菌門在污染土空白組、僅降解菌組和僅植物組逐漸降低,而在聯合修復組保持穩定。Patescibacteria在各處理組初期豐度在10.88%～16.52%,但試驗后期降至1.93%～2.55%,DUAN等[29]也發現該菌門在修復后期有所降低。綠灣菌門的豐度逐漸升高,污染土空白組提高8.14%,僅降解菌組提高5.03%,僅植物組提高7.11%,聯合修復組提高8.32%。

土壤受到污染后,土壤中微生物最敏感,多樣性減少的同時群落發生變化,學者認為多樣性減少源于生物體無法在生理上應對壓力源,且這些土壤中,污染物的存在對多樣性的影響最明顯[30]。酸桿菌門分布廣泛,土壤受到污染后,其生長受污染物抑制,豐度降低[31-33]。與對照土壤相比,受污染的土壤以變形桿菌為主,而放線菌和酸桿菌(通常在原始土壤中含量豐富)是降解菌群落的次要成分。未受污染的位點具有相似的門水平特征,其中放線菌、變形桿菌和綠灣菌門是存在最豐富的門[30,34-35]。在本研究中也得到類似結果。

對比圖7中不同時間點和試驗組的群落結構發現,修復時間對群落結構的影響大于不同修復試驗組。隨時間增加,豐度降低的菌門為放線菌門、Patescibacteria門和厚壁菌門(Firmicutes),分別降低8.71%、11.60%和3.17%,而其余菌門均有不同程度增加。一般來說,有毒污染物會降低正常土壤微生物群的相對豐度,同時迫使具有抗性微生物增加[36]。據報道,變形桿菌含有絕大多數重金屬抗性基因,其次是放線菌和擬桿菌[37]。研究指出綠灣菌門的豐度與Cr含量呈正相關,微生物通過抗氧化反應或生物轉化而對重金屬具有抗性,相對豐度增加,其在重金屬生物去除中發揮作用,進而改變微生物群組成[32]。而變形桿菌門和綠灣菌門是含有As代謝基因宿主微生物的顯性門[38]。另一個核心門擬桿菌門被發現是蜈蚣草根際中的主要門,且具有減少As(V)的能力[39]。

修復過程中土壤微生物群落結構的主坐標分析如圖8所示(CK、M、P、PM分別為污染土空白組、僅降解菌組、僅植物組、植物-降解菌聯合修復組)?？芍寥罉悠肺⑸锶郝涞闹髯鴺朔治鰣D中樣品點距離越近,則群落結構越相似。對比不同修復試驗組和不同修復時間,對群落結構影響較大的因素是修復時間,這與前述群落豐度結果一致。本研究中群落結構的改變主要受時間驅動,不同生物修復處理組之間差異較小。

圖8 修復過程中土壤微生物群落結構的主坐標分析

2.5 重金屬-PAHs復合污染土壤植物微生物聯合修復機理

2.5.1 污染物去除率及與土壤酶活性的相關性

土壤中不同污染物去除可能相互影響,其去除或降解離不開酶,將復合污染土壤修復過程中4種污染物去除率之間及其與酶活性進行相關性分析,結果如圖9所示(顏色表示正負相關性,紅色為正相關,顏色越深,相關性越顯著。右上半區數字表示兩兩之間的相關性系數;左下半區圖形表示兩兩之間的正負相關性及相關性大小,圖形越扁、顏色越深表示相關性越強,數字表示顯著性水平,小于0.05即為顯著(未標出))。

圖9 土壤不同污染物去除率及其與酶活性的相關性

由圖9可知,FDA酶活性與4種污染物的去除均呈現正相關性,且與苯并[a]芘和As的去除相關性顯著。由前文已知土壤中種植植物和接種降解菌后,土壤中FDA酶活性隨修復進行逐漸提高,在此處得到印證,一方面土壤中污染物去除減輕了對酶的抑制,另一方面,酶活性提高也促進了污染物去除。與文獻報道微生物對污染物脅迫的適應和修復過程中微生物通過群落調節、環境適應等不同策略增加其功能活性較一致[40]。脲酶活性與4種污染物的去除呈正相關性,污染物去除提高了脲酶活性。脫氫酶活性與4種污染物的去除呈顯著負相關,土壤中污染物的去除并未提高脫氫酶的活性,說明脫氫酶活性受其他因素影響。

由污染物去除之間的相關性可知(圖9),4種污染物去除率之間的相關關系為顯著正相關,其中菲降解率和Cr去除率的相關系數達0.91,與本研究前述污染物去除情況一致,相較苯并[a]芘和As,菲和Cr在當前修復體系中更易去除,且去除率高于前者。分析上述原因,多環芳烴的生物降解效率與環數和生物毒性關系密切,如有報道指出菲等3環多環芳烴的微生物降解效率高于苯并[a]芘等5環多環芳烴的同時期降解效率[41-42]。

2.5.2 修復過程中土壤微生物群落冗余分析

將不同環境因子和土壤微生物進行冗余分析以得到環境因子對微生物群落的影響,結果如圖10所示(F1～F5為土壤中重金屬5個形態,分別為可交換態、碳酸鹽結合態、鐵錳氧化物結合態、有機結合態和殘渣態;RDA為解釋度)。

圖10 土壤微生物群落冗余分析

可交換態As和碳酸鹽結合態As對多數細菌門具有正相關性,且相關性較大。其中擬桿菌門、裝甲菌門、FBP菌門和浮霉菌門與可交換態As和碳酸鹽結合態As的正相關關系及前述4個菌門與脫氫酶活性的負相關關系印證了土壤中脫氫酶活性在As存在時持續降低的現象?？山粨Q態Cr和碳酸鹽結合態Cr對土壤中放線菌門的正相關性較大,影響土壤中放線菌門的豐度。

土壤微生物在生態系統維持中的作用至關重要,其多樣化的酶促機制促進了必需的常量/微量營養素的生物地球化學循環,而酶活性對重金屬等的存在高度敏感,且這些污染可改變微生物活性,從而改變種群[43]。如果關鍵酶生產者受其他非酶生產者降解菌物種的刺激或競爭,這些降解菌物種的存在可能通過互利或互斥的降解菌-降解菌相互作用對酶活性產生積極或負面影響;降解菌對土壤中酶的功能具有調節作用,微生物多樣性可能提供更大比例的物種,產生一種酶或更多刺激產酶功能的物種,相反,在某些情況下,更大的微生物多樣性可能會提供更大比例的物種,而這些物種不產生酶或抑制酶的產生[44]。

2.5.3 重金屬-PAHs污染土壤植物微生物聯合修復機理

土壤中種植的植物和添加的微生物使土壤中重金屬形態發生改變,土壤中可提取態的重金屬含量增加,一方面更利于植物對其吸收富集,使重金屬從土壤中去除;另一方面,可提取態的重金屬生物毒性較高,對土壤中微生物及酶活性產生負面影響。

修復過程中土壤可交換態重金屬含量變化如圖11所示(a、b、c、d、e代表顯著性差異分析,各組間有一個相同字母即為差異不顯著,不同字母為差異顯著),土壤中可提取態Cr含量降低,說明植物對土壤中Cr的吸收富集提取的是可交換態Cr,雖然土壤中As被吸收富集較少,但生物修復提高了土壤中可交換態As含量[20-21]。而可提取態的As與土壤中一些細菌的菌門豐度表現出一定正相關性,這些細菌與脫氫酶活性呈負相關關系。試驗組觀察到聯合修復組的脫氫酶活性高于僅植物組和僅降解菌組,因而PAHs在聯合修復組的降解率高于另外2組。

圖11 修復過程中土壤可交換態重金屬含量變化

綜合分析重金屬-PAHs復合污染土壤的植物微生物聯合修復機理可知,土壤中投加高效降解菌在一定程度上可提高植物對重金屬的吸收;植物和微生物是對土壤中不同污染物起作用的主體,重金屬的去除主要依賴植物,而PAHs的去除則很大程度取決于微生物及其與植物的相互作用。在重金屬-PAHs復合污染土壤的植物微生物聯合修復過程中,不同類型污染物去除效率之間存在明顯正相關關系,同時綜合修復效率受酶活性和不同功能微生物豐度的動態影響,反之土壤微生物群落結構和功能也會受土壤中污染物種類、濃度及理化性質等綜合作用發生一定改變,即植物微生物聯合修復可調節土壤微生態環境,使土壤環境在一定程度上完善并向有利于生物生長發育或風險降低的方向改變,是一種可持續的綠色低碳修復技術。

3 結 論

1)通過黑麥草-玉米-Rhodococcusaetherivorans聯合修復,63 d后土壤中Cr、As、菲、苯并[a]芘質量分數分別下降9.63%、5.28%、45.14%、26.87%。其中重金屬的去除主要依賴植物,PAHs的去除在很大程度上取決于微生物及其與植物的相互作用。

2)植物主要吸收可提取態重金屬,63 d后不同修復組土壤中可交換態Cr平均下降2.19%;由于植物對As的富集較少,降解菌的投加影響土壤中As形態變化,增加土壤中可交換態As,導致各修復組土壤中可交換態As隨時間增長逐漸增加,63 d增幅在1.27%～3.13%。

3)植物和降解菌可提高土壤中FDA、脲酶和脫氫酶活性,FDA、脲酶活性均與4種污染物的去除呈正相關(p<0.05),脫氫酶活性與4種污染物的去除呈顯著負相關(p<0.05);可交換態Cr和碳酸鹽結合態Cr與土壤中放線菌門為強正相關,可交換態As和碳酸鹽結合態As則與擬桿菌門、裝甲菌門、FBP菌門和浮霉菌門呈正相關。

4)作為重金屬-PAHs復合污染土壤聯合修復的功能主體,重金屬的去除主要依賴植物,PAHs的去除則很大程度上取決于微生物及其與植物的相互作用。在重金屬-PAHs復合污染土壤的植物微生物聯合修復過程中,污染物去除效率之間存在明顯相互作用,同時受酶活性和不同功能微生物豐度的動態影響,反之土壤微生物群落結構和功能也受土壤中污染物種類、濃度及理化性質等綜合作用,發生一定改變。