林 海 秦康佳 董穎博,3 李 冰 侯學(xué)文 唐亞魯

(1.北京科技大學(xué)能源與環(huán)境工程學(xué)院,北京 100083;2.工業(yè)典型污染物資源化處理北京市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京 100083;3.礦物加工科學(xué)與技術(shù)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京102628)

采礦和選礦活動(dòng)對(duì)礦區(qū)周邊土壤產(chǎn)生有機(jī)和無(wú) 機(jī)復(fù)合污染[1]。《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)(2014)》顯示，礦區(qū)超過(guò)33.4%的土壤受到過(guò)度污染。隨著礦產(chǎn)資源的枯竭，貧、細(xì)、雜的難選礦已成為主礦源。該類礦石常采用浮選法進(jìn)行提純，不可避免地導(dǎo)致大量浮選藥劑殘留。而丁基黃藥作為常見(jiàn)的金屬硫化礦石捕收劑，對(duì)水生動(dòng)物和土壤微生物活性具有顯著的毒性作用[2]。同時(shí)，丁基黃藥與重金屬Cd之間的相互作用會(huì)急劇增加生物毒性，改變重金屬和丁基黃藥在環(huán)境中的遷移、轉(zhuǎn)化和停留時(shí)間，從而使復(fù)合污染更加嚴(yán)重[3]。當(dāng)前，礦山環(huán)境中有機(jī)污染物和重金屬的共存現(xiàn)象已經(jīng)非常普遍，這不僅增加了人類的健康風(fēng)險(xiǎn)，而且使礦山土壤的修復(fù)和處理更加困難。因此，修復(fù)金屬礦區(qū)周邊黃藥和Cd復(fù)合污染的土壤迫在眉睫。

土壤修復(fù)技術(shù)有土壤置換法、土壤分離法、電動(dòng)修復(fù)法、洗土法、固定法和生物法等，其中生物法因成本低、維護(hù)簡(jiǎn)單以及環(huán)境友好而更具有吸引力[4]。生物修復(fù)策略包括自然衰減、生物刺激和生物強(qiáng)化修復(fù)3種，根據(jù)污染物類型的不同進(jìn)行選擇，而生物修復(fù)法的關(guān)鍵是適宜微生物的選擇。生絲微菌屬(Hyphomicrobium)的細(xì)菌通常被認(rèn)為是降解有機(jī)污染物的生態(tài)友好型微生物。研究表明，Hyphomicrobium對(duì)多種有機(jī)污染物(農(nóng)藥[5]、氯霉素[6]、鹵素[7]、二甲基亞砜(DMSO)、二氯甲烷(DCM)、二甲基硫醚(DMS)等)均具有良好降解作用。而通過(guò)微生物誘導(dǎo)碳酸鹽沉淀(MICP)對(duì)重金屬進(jìn)行生物礦化是一種新興有效的重金屬污染生物修復(fù)方法，巴氏芽孢桿菌屬(Sporosarcina)可將尿素水解為NH4+和CO32-，產(chǎn)生的CO32-與重金屬離子反應(yīng)形成穩(wěn)定的碳酸鹽晶體，從而降低重金屬生物毒性[8]。同時(shí)，在修復(fù)過(guò)程中，土壤中微生物群落也會(huì)針對(duì)不同環(huán)境變化調(diào)整自身代謝活動(dòng)以及群落結(jié)構(gòu)，其中微生物生物量、酶活性和微生物群落結(jié)構(gòu)都可直接作為修復(fù)過(guò)程中土壤質(zhì)量的生物指標(biāo)[9-10]，通過(guò)分析其響應(yīng)變化，有助于對(duì)菌群修復(fù)效果進(jìn)行生物調(diào)控。

本試驗(yàn)選取某金屬礦尾礦庫(kù)周邊農(nóng)田土壤，模擬復(fù)合污染土壤生物修復(fù)過(guò)程，研究雙功能菌群SDMC修復(fù)丁基黃藥和重金屬Cd復(fù)合污染土壤的效果，分析其中微生物代謝和群落結(jié)構(gòu)的響應(yīng)變化，對(duì)金屬礦區(qū)周邊土壤生物修復(fù)提供技術(shù)理論指導(dǎo)。

1 試驗(yàn)材料與方法

1.1 供試土壤及菌群

采集某金屬礦尾礦庫(kù)周邊農(nóng)田土壤作為供試土壤，土壤理化性質(zhì)見(jiàn)表1。

表1 供試土壤理化性質(zhì)Table 1 Physical and chemical properties of the test soil

將部分土壤進(jìn)行滅菌處理，每隔24 h在蒸汽滅菌鍋中121 ℃下滅菌1 h，重復(fù)3次。根據(jù)研究區(qū)域周邊土壤中丁基黃藥和Cd離子的濃度，試驗(yàn)配制丁基黃藥和Cd濃度分別為50 mg/kg、3 mg/kg的滅菌和非滅菌污染土壤，土壤在試驗(yàn)前熟化兩周。熟化后土壤中丁基黃藥少量自然降解，其濃度為46.67 mg/kg，采用固體廢物毒性浸出試驗(yàn)(TCLP)浸出熟化土壤，Cd提取量為2.91 mg/kg。試驗(yàn)所用試劑中丁基黃藥來(lái)自山東棲霞選礦試劑廠;其余均購(gòu)自國(guó)藥化學(xué)試劑有限公司，分析純。

所用菌群為實(shí)驗(yàn)室已成功構(gòu)建的菌群，該菌群是由丁基黃藥和重金屬污染沉積物中分離的丁基黃藥降解菌與Cd礦化菌構(gòu)建而成，其中巴氏芽孢桿菌屬和生絲微菌屬為主要菌屬。培養(yǎng)基組分為:NH4Cl 1 g/L，MgSO4·7H2O 0.4 g/L，CaCl2·2H2O 3.675 g/L，尿素30 g/L以及豆粕提取物3 g/L。

1.2 試驗(yàn)方法

1.2.1 生物修復(fù)試驗(yàn)

本試驗(yàn)采用4種處理方式，具體試驗(yàn)設(shè)計(jì)見(jiàn)表2。

表2 各組試驗(yàn)處理方式Table 2 Experiment treatment methods of each group

每個(gè)處理設(shè)置3個(gè)平行試驗(yàn)組，研究不同處理對(duì)土壤修復(fù)效果的影響規(guī)律與差異。土壤接菌濃度為108CFU/kg，生物強(qiáng)化組每周進(jìn)行1次接種處理，自然衰減組和生物刺激組分別添加同等體積的蒸餾水和培養(yǎng)基溶液。

1.2.2 種子發(fā)芽試驗(yàn)

為對(duì)比不同處理方式修復(fù)后土壤的生物毒性，對(duì)生菜(Lactuca sativa)進(jìn)行種子發(fā)芽試驗(yàn)。將30顆種子放入無(wú)菌培養(yǎng)皿中，培養(yǎng)皿中含有15 g經(jīng)28 d修復(fù)的土壤樣品，(22±2) ℃下密封黑暗孵育5 d，在孵化期結(jié)束時(shí)，記錄發(fā)芽種子的數(shù)量。

1.3 土壤采樣及分析

1.3.1 土壤采集及污染物含量、形態(tài)分析

在第7、14、21、28 d接種前對(duì)所有土壤樣品進(jìn)行取樣，共采樣4次。采樣后立即測(cè)定土壤中殘余丁基黃藥含量和TCLP浸出液中Cd離子濃度、可培養(yǎng)微生物數(shù)量、微生物酶活性。此外，28 d所取樣品另需做重金屬形態(tài)分析、微生物代謝活性、DNA提取和16S rRNA基因擴(kuò)增測(cè)序。

土壤中丁基黃藥的測(cè)定方法如下[11]:將5 g土壤轉(zhuǎn)移到離心管中，與10 mL水-甲醇-硫化鈉溶液(混合比例為4∶1∶5)混合，密封并振蕩30 min。使用0.45 μm的濾膜將離心后的溶液過(guò)濾，并采用紫外分光光度法于波長(zhǎng)301 nm處分別測(cè)定樣品加酸前后的吸光度，由2次吸光度差值計(jì)算丁基黃藥的濃度。

通過(guò)電感耦合等離子體質(zhì)譜(ICP-MS，Perkin Elmer，美國(guó))測(cè)量TCLP試驗(yàn)中可浸出Cd濃度。采用BCR順序提取法分析土壤樣品中重金屬Cd的形態(tài)。丁基黃藥降解率θ的計(jì)算公式為:

式中:C0為修復(fù)前土壤中丁基黃藥總量，mg/kg;Ct為修復(fù)后土壤中丁基黃藥殘余量，mg/kg。

Cd礦化率δ的計(jì)算公式為:

式中:CCd0為修復(fù)前土壤浸出液Cd含量，mg/L;CCdt為修復(fù)后土壤浸出液Cd含量，mg/L。

1.3.2 可培養(yǎng)微生物豐度

使用稀釋平板計(jì)數(shù)法確定土壤中可培養(yǎng)微生物的數(shù)量[12]。將10 g新鮮土壤置于90 mL滅菌生理鹽水中，于恒溫?fù)u床振蕩30 min，逐級(jí)稀釋后在LB固體培養(yǎng)基上孵育。在28 ℃下孵育5 d后，對(duì)具有30-300菌落形成單位(CFU)的固體培養(yǎng)基進(jìn)行計(jì)數(shù)。每次測(cè)定進(jìn)行3次，結(jié)果以CFU/g表示。

1.3.3 土壤微生物酶活性

通過(guò)比色法分析3種土壤酶活性，使用蔗糖溶液作為底物測(cè)定蔗糖酶活性;通過(guò)測(cè)定尿素和檸檬酸鹽緩沖液24 h后所釋放的銨鹽來(lái)測(cè)定尿酶活性;通過(guò)測(cè)定苯二鈉轉(zhuǎn)化量測(cè)定堿性磷酸酶活性[13];通過(guò)高錳酸鉀滴定法測(cè)定過(guò)氧化氫酶活性。

1.3.4 土壤微生物代謝

微生物群落的代謝特征試驗(yàn)使用Biolog-ECO微孔板(Biolog，美國(guó))完成。該板由96個(gè)孔組成，其中包含31個(gè)碳源(12個(gè)碳水化合物、6 個(gè)氨基酸、1個(gè)羧酸類、4個(gè)多聚物類、6個(gè)酚酸類、2個(gè)胺類)和1個(gè)水空白。通過(guò)軟件MicroStationTM每12 h自動(dòng)讀取590 nm和750 nm的光密度。其中，平均顏色變化率(AWCD)用于評(píng)估微生物代謝活性。

1.3.5 土壤微生物群落分析

土壤樣品微生物群落多樣性和結(jié)構(gòu)均由上海美吉生物醫(yī)藥科技有限公司采用16S rRNA高通量測(cè)序技術(shù)進(jìn)行表征，數(shù)據(jù)在生物云平臺(tái)(www.majorbio.com)進(jìn)行分析。

2 試驗(yàn)結(jié)果與討論

2.1 雙功能菌群特征

通過(guò)篩選和馴化丁基黃藥降解菌和脲酶分解菌，成功構(gòu)建了一個(gè)雙功能復(fù)合菌群(SDMC)，并分別對(duì)2種菌群進(jìn)行16S rRNA高通量測(cè)序，明確功能菌屬，結(jié)果見(jiàn)圖1。

圖1 丁基黃藥降解菌與Cd礦化菌16S rRAN鑒定結(jié)果Fig.1 16S rRAN identification results of butyl xanthatedegrading bacteria and Cd-mineralizing bacteria

由圖1可知，丁基黃藥降解功能菌屬為生絲微菌屬(Hyphomicrobium)，Cd礦化功能菌屬為巴氏芽孢桿菌屬(Sporosarcina)。同時(shí)，由圖2可以看出，在50 mg/L丁基黃藥和30 mg/L Cd復(fù)合污染的水溶液中，SDMC表現(xiàn)出了優(yōu)異的降解和礦化效果，與ck下丁基黃藥降解率和Cd礦化率相比，菌群處理5 h后，其降解率和礦化率分別達(dá)到100%和99.5%。因此，采用該菌群對(duì)丁基黃藥和Cd復(fù)合污染土壤進(jìn)行生物修復(fù)研究。

圖2 雙功能菌群降解和礦化效果Fig.2 Degradation and mineralization effects of bifunctional flora

2.2 復(fù)合污染土壤生物修復(fù)效果

2.2.1 生物修復(fù)方式對(duì)丁基黃藥降解率、重金屬礦化率及種子發(fā)芽率的影響

圖3為4種不同生物修復(fù)方式下丁基黃藥降解率、重金屬礦化率及種子發(fā)芽率。

圖3 4種生物修復(fù)方式下丁基黃藥降解率、重金屬礦化率和種子發(fā)芽率Fig.3 Degradation rate of butyl xanthate，heavy metal mineralization rate，and seed germination rate under four bioremediation methods

由圖3(a)、(b)可知:接種菌群處理均表現(xiàn)出良好的降解丁基黃藥和礦化Cd的效果，其中NE效果最為顯著，丁基黃藥降解率、Cd礦化率分別達(dá)到63.34%和71.83%。相較于NC，NE的丁基黃藥降解率、Cd礦化率分別提高了60.22個(gè)百分點(diǎn)、69.69個(gè)百分點(diǎn)。但是同為接種處理，在滅菌土壤中菌群效果則略微較差，與NE對(duì)比，SE的丁基黃藥降解率、Cd礦化率分別降低了16.13個(gè)百分點(diǎn)、14.71個(gè)百分點(diǎn)，這可能是因?yàn)榉菧缇寥谰哂懈叩奈⑸锎x多樣性，而土壤微生物的代謝多樣性更有助于促進(jìn)微生物的生長(zhǎng)繁殖，通過(guò)細(xì)菌共享代謝物和信號(hào)分子，從而促進(jìn)污染物的降解轉(zhuǎn)化[14]。由圖3(a)、(b)還可知，在非接種處理中，丁基黃藥降解率和Cd礦化率均未觀察到明顯變化且效果均小于7%，表明其對(duì)土壤修復(fù)無(wú)明顯貢獻(xiàn)，這與NWANKWEGU等[15]人關(guān)于自然衰減和生物刺激的研究一致，證明了該菌群的生長(zhǎng)代謝作用為污染物降解轉(zhuǎn)化的主要驅(qū)動(dòng)力，并且相較于滅菌土壤，該菌群在實(shí)際環(huán)境中應(yīng)用效果更佳。

由圖3(c)可知，NE種子發(fā)芽率高達(dá)82.38%，較NC提高了76.23個(gè)百分點(diǎn)。結(jié)果表明NE中生物毒性顯著減小，污染土壤的生態(tài)可利用性大幅提高，說(shuō)明對(duì)于礦區(qū)周邊丁基黃藥、Cd復(fù)合污染土壤，投加菌群SDMC進(jìn)行生物強(qiáng)化修復(fù)方法可取得較好的修復(fù)效果。

2.2.2 生物修復(fù)方式對(duì)土壤中Cd形態(tài)的影響

菌群的礦化作用會(huì)改變土壤中Cd的存在形態(tài)，不同生物修復(fù)方式對(duì)土壤重金屬Cd形態(tài)的影響如圖4所示。

圖4 生物修復(fù)方式對(duì)土壤重金屬Cd形態(tài)的影響Fig.4 Effect of bioremediation methods on soil heavy metal Cd morphology

由圖4可知，接種處理后殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量顯著增加。相較于NC，NE與SE殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量分別提高了44.21個(gè)百分點(diǎn)、30.11個(gè)百分點(diǎn)，并且弱酸可提取態(tài)Cd含量明顯下降了51.21個(gè)百分點(diǎn)、33.54個(gè)百分點(diǎn)。研究表明，礦化菌在水解尿素時(shí)產(chǎn)生的CO32-會(huì)吸附陽(yáng)離子(如Cd2+和Ca2+)形成穩(wěn)定的方解石晶體，推動(dòng)重金屬Cd從弱酸可提取態(tài)向殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化[16]。另外，在接種處理中，與滅菌土壤相比，非滅菌土壤中弱酸可提取態(tài)Cd下降效果更為顯著，降低了17.67個(gè)百分點(diǎn)，對(duì)于其他處理，Cd形態(tài)則無(wú)明顯差異，其中弱酸可提取態(tài)均為主要存在形式，而重金屬弱酸可提取態(tài)因其易溶出而生物毒性最大，殘?jiān)鼞B(tài)因其抗性晶格結(jié)構(gòu)可降低重金屬的浸出潛力，從而降低其生物毒性[17-18]。以上結(jié)果表明，接種菌群SDMC極大降低了Cd的生物可利用性，對(duì)污染土壤表現(xiàn)出良好的修復(fù)效果，提高了土地利用的安全性。

2.3 土壤微生物代謝及群落特征響應(yīng)變化

2.3.1 土壤可培養(yǎng)微生物豐度

圖5顯示了修復(fù)過(guò)程中土壤可培養(yǎng)微生物的豐度變化。

圖5 生物修復(fù)方式對(duì)土壤可培養(yǎng)微生物種群豐度的影響Fig.5 Effect of bioremediation methods on the abundance of soil culturable microbial populations

由圖5可知，在修復(fù)期間，接種處理的可培養(yǎng)微生物數(shù)量先增加后緩慢降低，其中NE豐度在前21 d內(nèi)逐漸增加，在21 d達(dá)到最大值400×107CFU/g，較NC提高了9倍，SE則在14 d達(dá)到最大值340×107CFU/g。不同時(shí)期的非生物修復(fù)土壤微生物數(shù)量變化不大，NS微生物數(shù)量較少，NC表現(xiàn)出最低水平，僅為30×107CFU/g左右。非接種處理的微生物數(shù)量顯著低于接種處理，且NE明顯高于SE，這可能是由于菌群對(duì)丁基黃藥和Cd的降解和礦化作用，降低了污染物的生物毒性。研究表明，添加功能微生物有利于調(diào)節(jié)污染土壤中微生物活動(dòng)和生長(zhǎng)機(jī)制，提高其代謝潛力以及它們對(duì)環(huán)境改變的反應(yīng)能力[19]。同樣，土壤中有毒物質(zhì)會(huì)減少微生物的數(shù)量[20]，然而NE中的微生物種群在前21 d迅速增加，這可能是由于丁基黃藥以及弱酸可提取態(tài)Cd在微生物修復(fù)后迅速減少。此外，在菌群的修復(fù)作用下，土壤微生物在復(fù)合污染土壤中迅速生長(zhǎng)，表明了菌群SDMC對(duì)污染物的高耐受性以及修復(fù)的高效性。

2.3.2 土壤酶活性

土壤酶活性是微生物驅(qū)動(dòng)土壤養(yǎng)分循環(huán)和污染物變化的敏感指標(biāo)，圖6顯示了不同生物修復(fù)方式下土壤酶活性。

圖6 生物修復(fù)方式對(duì)土壤酶活性的影響Fig.6 Effect of bioremediation methods on the soil enzyme activities

由圖6(a)、(b)可知，接種處理后過(guò)氧化氫酶與脲酶活性均表現(xiàn)出隨時(shí)間增加而增加的趨勢(shì)。其中NE增加最為顯著，相比于NC，2種酶28 d活性分別提高了1.22、5.92倍。已有研究表明，微生物過(guò)氧化氫酶和脲酶分別是有機(jī)污染物降解轉(zhuǎn)化和重金屬礦化的關(guān)鍵酶。過(guò)氧化氫酶可以降解土壤中有機(jī)污染物，其活性越高，降解污染物能力越強(qiáng)[21]。同時(shí)，脲酶活性與重金屬含量呈顯著負(fù)相關(guān)，因此可作為評(píng)價(jià)重金屬毒性的指標(biāo)[22]。這些結(jié)果表明，接種處理提高了土壤中過(guò)氧化氫酶和脲酶活性，促進(jìn)了污染物的降解和礦化[23]。此外，土壤中高濃度的重金屬和有機(jī)物可能會(huì)抑制酶的活性[24-25]。但是在本研究中，接種處理后，2種酶活性均得到明顯提高，表明接種菌群SDMC對(duì)土壤酶活性的調(diào)控能力。同時(shí)，不斷降低的污染物生物毒性也會(huì)減少對(duì)酶活性的抑制作用，這也是NE修復(fù)效果最為顯著的原因。

土壤中蔗糖酶和堿性磷酸酶作為碳循環(huán)和有機(jī)磷轉(zhuǎn)化的關(guān)鍵酶，其活性會(huì)影響土壤營(yíng)養(yǎng)結(jié)構(gòu)。已有研究表明，蔗糖酶可增加土壤中易溶性營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的含量，提高土壤肥力。而在缺磷環(huán)境下，磷酸酶活性則更高[26]。由圖6(c)、(d)可以看出，接種處理后蔗糖酶活性隨時(shí)間增加而增加，堿性磷酸酶則相反，相較于NC，NE中蔗糖酶28 d活性提高了1.15倍，堿性磷酸酶28 d活性降低了0.71倍。這可能是因?yàn)榻臃N微生物后促進(jìn)溶磷，提高了土壤磷含量。結(jié)果表明，接種菌群SDMC會(huì)影響土壤的理化性質(zhì)，提高土壤肥力，進(jìn)而影響土壤微生物群落結(jié)構(gòu)。

2.3.3 微生物代謝活性和底物利用

圖7顯示了生物修復(fù)方式對(duì)微生物代謝活性和底物利用的影響。

圖7 生物修復(fù)方式對(duì)微生物代謝活性和底物利用的影響Fig.7 Effect of bioremediation methods on microbial metabolic activity and substrate utilization

土壤微生物代謝活性通過(guò)平均顏色變化率AWCD進(jìn)行評(píng)估，較高的AWCD表明較高的微生物代謝活性。由圖7(a)可知，4種生物修復(fù)方式下AWCD曲線變化趨勢(shì)隨時(shí)間基本為先停滯后增加。在前期，AWCD幾乎保持不變，這可能是由于微生物的滯后期[27]。隨后微生物進(jìn)入快速生長(zhǎng)階段，在175～200 h左右達(dá)到穩(wěn)定，NE和SE的AWCD分別穩(wěn)定在0.72和0.54左右，較NC分別提高了1.18和0.64倍。在未接種處理中，AWCD明顯受到污染物的抑制作用，最高僅達(dá)到0.41。

由圖7(b)可知，接種處理顯著影響了土壤中微生物對(duì)不同碳源的利用能力。碳水化合物作為熟知的碳源之一，其占比始終位居前列。然而，在接種處理中，碳水化合物的百分比下降，這可能是由于碳源總利用率增加了。此外，未接種處理中胺類的占比始終保持在1%以下，但由于微生物的利用不同，接種處理中胺的微生物利用明顯增強(qiáng)，NE中胺的利用分?jǐn)?shù)含量提高了9個(gè)百分點(diǎn)。

微孔板中AWCD值代表了土壤微生物利用不同碳源的能力，是微生物功能多樣性的重要指標(biāo)。先前的研究表明，重金屬和有機(jī)物的存在可以刺激微生物的代謝活動(dòng)。此外，微生物群落的細(xì)菌數(shù)量會(huì)引起微生物代謝活動(dòng)的動(dòng)態(tài)變化[28]。在接種處理中，由于微生物豐度較高，AWCD增長(zhǎng)迅速。在本研究中，NE的AWCD一直位于最高值，表明接種SDMC增加了土壤微生物的數(shù)量和自身代謝能力，有助于促進(jìn)污染物的降解和礦化。碳源的利用在很大程度上受微生物種類和土壤理化特性的影響。在本研究中，這種差異有可能是由接種SDMC引起的，隨著修復(fù)時(shí)間的增加，接種處理中污染物生物毒性下降，土壤酶活性變化，改變土壤營(yíng)養(yǎng)結(jié)構(gòu)，刺激了微生物的生命活動(dòng)，導(dǎo)致底物利用譜發(fā)生變化。這些結(jié)果表明，接種菌群SDMC后有助于形成代謝多樣化的土壤微生物群落，同時(shí)代謝多樣化的微生物群落也會(huì)有助于污染物的降解轉(zhuǎn)化，提高受污染的土壤中丁基黃藥和Cd的修復(fù)效率[29]。

2.3.4 土壤微生物群落特征

采用Shannon指數(shù)和Simpson指數(shù)評(píng)價(jià)不同生物修復(fù)方式下土壤的Alpha多樣性，結(jié)果見(jiàn)圖8。

圖8 生物修復(fù)方式對(duì)土壤Shannon指數(shù)和Simpson指數(shù)的影響Fig.8 Effect of bioremediation methods on Shannon and Simpson indices of the soil

由圖8可知，接種處理使土壤微生物群落Shannon指數(shù)降低，Simpson指數(shù)升高，尤其NE達(dá)到顯著水平，與NC相比，其Shannon指數(shù)降低了0.29倍，Simpson指數(shù)提高了4.67倍。微生物多樣性指數(shù)的變化，說(shuō)明接種菌群改變了土壤的微生物多樣性，使得物種更均勻，這可能是因?yàn)樗臃N的菌群在修復(fù)土壤的過(guò)程中占據(jù)了主導(dǎo)地位，從而使微生物的多樣性降低。

為了更好地了解土壤中的微生物群落組成，采用熱圖表示每個(gè)菌屬的相對(duì)微生物豐度。結(jié)果表明，未接種處理主要集中在少數(shù)幾種細(xì)菌上，表明當(dāng)暴露于丁基黃藥和重金屬Cd復(fù)合污染時(shí)，敏感微生物的生物活性和種群數(shù)量都大大降低。接種處理后的細(xì)菌分布更加均勻，相對(duì)于NC，NE中部分菌屬的相對(duì)豐度有明顯的提高，例如芽孢桿菌屬(Sporosarcina、Bacillaceae、Pseudogracilibacillus、Bacillus)均提高了43.75個(gè)百分點(diǎn)、7.91個(gè)百分點(diǎn)、3.96個(gè)百分點(diǎn)、6.43個(gè)百分點(diǎn)，生絲微菌屬(Hyphomicrobium)、假單胞菌屬(Pseudomonas)和包西氏屬(Bosea)分別提高了21.32個(gè)百分點(diǎn)、4.25個(gè)百分點(diǎn)和2.10個(gè)百分點(diǎn)。研究表明，這些豐度明顯增加的菌屬均有助于環(huán)境修復(fù)，尤其是對(duì)土壤修復(fù)具有一定作用。芽孢桿菌屬(Sporosarcina、Bacillaceae、Pseudogracilibacillus)常用于分解尿素礦化重金屬[8，30]。芽孢桿菌屬(Bacillus)、生絲微菌屬(Hyphomicrobium)和假單胞菌屬(Pseudomonas)對(duì)難降解有機(jī)物有極為廣泛的代謝能力，如殺蟲(chóng)劑、農(nóng)藥等[31-32]。以上結(jié)果表明，接種處理后土壤微生物群落可降解或礦化污染物的細(xì)菌相對(duì)豐度明顯增加，可以加速土壤中污染物的降解和礦化，有助于生態(tài)修復(fù)。

3 結(jié) 論

(1)菌群SDMC對(duì)金屬礦區(qū)周邊丁基黃藥、Cd復(fù)合污染土壤具有良好的修復(fù)效果，其中丁基黃藥降解率、Cd礦化率可分別達(dá)到63.34%、71.83%，同時(shí)相較于對(duì)照組，種子發(fā)芽率提高了76.23個(gè)百分點(diǎn)。

(2)菌群修復(fù)對(duì)土壤微生物豐度、酶以及代謝活性均表現(xiàn)出顯著的促進(jìn)作用，土壤微生物豐度、過(guò)氧化氫酶、脲酶、蔗糖酶活性以及AWCD分別提高了9、1.22、5.92、1.15和1.18倍，可明顯改變土壤營(yíng)養(yǎng)結(jié)構(gòu)，提高土壤肥力，促進(jìn)污染物降解礦化。

(3)具有降解礦化復(fù)合污染物作用的芽孢桿菌屬(Sporosarcina)、生絲微菌屬(Hyphomicrobium)和假單胞菌屬(Pseudomonas)的相對(duì)豐度分別提高了43.75個(gè)百分點(diǎn)、21.32個(gè)百分點(diǎn)和4.25個(gè)百分點(diǎn)，表明該菌群已成為修復(fù)優(yōu)勢(shì)菌，可實(shí)現(xiàn)土壤修復(fù)長(zhǎng)效性。