雙功能菌群在金屬礦區黃藥、鎘復合污染土壤修復中的應用

林 海 秦康佳 董穎博,3 李 冰 侯學文 唐亞魯

(1.北京科技大學能源與環境工程學院,北京 100083;2.工業典型污染物資源化處理北京市重點實驗室,北京 100083;3.礦物加工科學與技術國家重點實驗室,北京102628)

采礦和選礦活動對礦區周邊土壤產生有機和無 機復合污染[1]。《全國土壤污染狀況調查公報(2014)》顯示，礦區超過33.4%的土壤受到過度污染。隨著礦產資源的枯竭，貧、細、雜的難選礦已成為主礦源。該類礦石常采用浮選法進行提純，不可避免地導致大量浮選藥劑殘留。而丁基黃藥作為常見的金屬硫化礦石捕收劑，對水生動物和土壤微生物活性具有顯著的毒性作用[2]。同時，丁基黃藥與重金屬Cd之間的相互作用會急劇增加生物毒性，改變重金屬和丁基黃藥在環境中的遷移、轉化和停留時間，從而使復合污染更加嚴重[3]。當前，礦山環境中有機污染物和重金屬的共存現象已經非常普遍，這不僅增加了人類的健康風險，而且使礦山土壤的修復和處理更加困難。因此，修復金屬礦區周邊黃藥和Cd復合污染的土壤迫在眉睫。

土壤修復技術有土壤置換法、土壤分離法、電動修復法、洗土法、固定法和生物法等，其中生物法因成本低、維護簡單以及環境友好而更具有吸引力[4]。生物修復策略包括自然衰減、生物刺激和生物強化修復3種，根據污染物類型的不同進行選擇，而生物修復法的關鍵是適宜微生物的選擇。生絲微菌屬(Hyphomicrobium)的細菌通常被認為是降解有機污染物的生態友好型微生物。研究表明，Hyphomicrobium對多種有機污染物(農藥[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。而通過微生物誘導碳酸鹽沉淀(MICP)對重金屬進行生物礦化是一種新興有效的重金屬污染生物修復方法，巴氏芽孢桿菌屬(Sporosarcina)可將尿素水解為NH4+和CO32-，產生的CO32-與重金屬離子反應形成穩定的碳酸鹽晶體，從而降低重金屬生物毒性[8]。同時，在修復過程中，土壤中微生物群落也會針對不同環境變化調整自身代謝活動以及群落結構，其中微生物生物量、酶活性和微生物群落結構都可直接作為修復過程中土壤質量的生物指標[9-10]，通過分析其響應變化，有助于對菌群修復效果進行生物調控。

本試驗選取某金屬礦尾礦庫周邊農田土壤，模擬復合污染土壤生物修復過程，研究雙功能菌群SDMC修復丁基黃藥和重金屬Cd復合污染土壤的效果，分析其中微生物代謝和群落結構的響應變化，對金屬礦區周邊土壤生物修復提供技術理論指導。

1 試驗材料與方法

1.1 供試土壤及菌群

采集某金屬礦尾礦庫周邊農田土壤作為供試土壤，土壤理化性質見表1。

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

將部分土壤進行滅菌處理，每隔24 h在蒸汽滅菌鍋中121 ℃下滅菌1 h，重復3次。根據研究區域周邊土壤中丁基黃藥和Cd離子的濃度，試驗配制丁基黃藥和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(TCLP)浸出熟化土壤，Cd提取量為2.91 mg/kg。試驗所用試劑中丁基黃藥來自山東棲霞選礦試劑廠;其余均購自國藥化學試劑有限公司，分析純。

所用菌群為實驗室已成功構建的菌群，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 試驗方法

1.2.1 生物修復試驗

本試驗采用4種處理方式，具體試驗設計見表2。

表2 各組試驗處理方式Table 2 Experiment treatment methods of each group

每個處理設置3個平行試驗組，研究不同處理對土壤修復效果的影響規律與差異。土壤接菌濃度為108CFU/kg，生物強化組每周進行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基溶液。

1.2.2 種子發芽試驗

為對比不同處理方式修復后土壤的生物毒性，對生菜(Lactuca sativa)進行種子發芽試驗。將30顆種子放入無菌培養皿中，培養皿中含有15 g經28 d修復的土壤樣品，(22±2) ℃下密封黑暗孵育5 d，在孵化期結束時，記錄發芽種子的數量。

1.3 土壤采樣及分析

1.3.1 土壤采集及污染物含量、形態分析

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

土壤中丁基黃藥的測定方法如下[11]:將5 g土壤轉移到離心管中，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濾，并采用紫外分光光度法于波長301 nm處分別測定樣品加酸前后的吸光度，由2次吸光度差值計算丁基黃藥的濃度。

通過電感耦合等離子體質譜(ICP-MS，Perkin Elmer，美國)測量TCLP試驗中可浸出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。丁基黃藥降解率θ的計算公式為:

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

Cd礦化率δ的計算公式為:

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

1.3.2 可培養微生物豐度

使用稀釋平板計數法確定土壤中可培養微生物的數量[12]。將10 g新鮮土壤置于90 mL滅菌生理鹽水中，于恒溫搖床振蕩30 min，逐級稀釋后在LB固體培養基上孵育。在28 ℃下孵育5 d后，對具有30-300菌落形成單位(CFU)的固體培養基進行計數。每次測定進行3次，結果以CFU/g表示。

1.3.3 土壤微生物酶活性

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

1.3.4 土壤微生物代謝

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

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構均由上海美吉生物醫藥科技有限公司采用16S rRNA高通量測序技術進行表征，數據在生物云平臺(www.majorbio.com)進行分析。

2 試驗結果與討論

2.1 雙功能菌群特征

通過篩選和馴化丁基黃藥降解菌和脲酶分解菌，成功構建了一個雙功能復合菌群(SDMC)，并分別對2種菌群進行16S rRNA高通量測序，明確功能菌屬，結果見圖1。

圖1 丁基黃藥降解菌與Cd礦化菌16S rRAN鑒定結果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，由圖2可以看出，在50 mg/L丁基黃藥和30 mg/L Cd復合污染的水溶液中，SDMC表現出了優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到100%和99.5%。因此，采用該菌群對丁基黃藥和Cd復合污染土壤進行生物修復研究。

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 復合污染土壤生物修復效果

2.2.1 生物修復方式對丁基黃藥降解率、重金屬礦化率及種子發芽率的影響

圖3為4種不同生物修復方式下丁基黃藥降解率、重金屬礦化率及種子發芽率。

圖3 4種生物修復方式下丁基黃藥降解率、重金屬礦化率和種子發芽率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個百分點、69.69個百分點。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對比，SE的丁基黃藥降解率、Cd礦化率分別降低了16.13個百分點、14.71個百分點，這可能是因為非滅菌土壤具有更高的微生物代謝多樣性，而土壤微生物的代謝多樣性更有助于促進微生物的生長繁殖，通過細菌共享代謝物和信號分子，從而促進污染物的降解轉化[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%，表明其對土壤修復無明顯貢獻，這與NWANKWEGU等[15]人關于自然衰減和生物刺激的研究一致，證明了該菌群的生長代謝作用為污染物降解轉化的主要驅動力，并且相較于滅菌土壤，該菌群在實際環境中應用效果更佳。

由圖3(c)可知，NE種子發芽率高達82.38%，較NC提高了76.23個百分點。結果表明NE中生物毒性顯著減小，污染土壤的生態可利用性大幅提高，說明對于礦區周邊丁基黃藥、Cd復合污染土壤，投加菌群SDMC進行生物強化修復方法可取得較好的修復效果。

2.2.2 生物修復方式對土壤中Cd形態的影響

菌群的礦化作用會改變土壤中Cd的存在形態，不同生物修復方式對土壤重金屬Cd形態的影響如圖4所示。

圖4 生物修復方式對土壤重金屬Cd形態的影響Fig.4 Effect of bioremediation methods on soil heavy metal Cd morphology

由圖4可知，接種處理后殘渣態Cd含量顯著增加。相較于NC，NE與SE殘渣態Cd含量分別提高了44.21個百分點、30.11個百分點，并且弱酸可提取態Cd含量明顯下降了51.21個百分點、33.54個百分點。研究表明，礦化菌在水解尿素時產生的CO32-會吸附陽離子(如Cd2+和Ca2+)形成穩定的方解石晶體，推動重金屬Cd從弱酸可提取態向殘渣態轉化[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Cd下降效果更為顯著，降低了17.67個百分點，對于其他處理，Cd形態則無明顯差異，其中弱酸可提取態均為主要存在形式，而重金屬弱酸可提取態因其易溶出而生物毒性最大，殘渣態因其抗性晶格結構可降低重金屬的浸出潛力，從而降低其生物毒性[17-18]。以上結果表明，接種菌群SDMC極大降低了Cd的生物可利用性，對污染土壤表現出良好的修復效果，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變化

2.3.1 土壤可培養微生物豐度

圖5顯示了修復過程中土壤可培養微生物的豐度變化。

圖5 生物修復方式對土壤可培養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，在修復期間，接種處理的可培養微生物數量先增加后緩慢降低，其中NE豐度在前21 d內逐漸增加，在21 d達到最大值400×107CFU/g，較NC提高了9倍，SE則在14 d達到最大值340×107CFU/g。不同時期的非生物修復土壤微生物數量變化不大，NS微生物數量較少，NC表現出最低水平，僅為30×107CFU/g左右。非接種處理的微生物數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節污染土壤中微生物活動和生長機制，提高其代謝潛力以及它們對環境改變的反應能力[19]。同樣，土壤中有毒物質會減少微生物的數量[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Cd在微生物修復后迅速減少。此外，在菌群的修復作用下，土壤微生物在復合污染土壤中迅速生長，表明了菌群SDMC對污染物的高耐受性以及修復的高效性。

2.3.2 土壤酶活性

土壤酶活性是微生物驅動土壤養分循環和污染物變化的敏感指標，圖6顯示了不同生物修復方式下土壤酶活性。

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

由圖6(a)、(b)可知，接種處理后過氧化氫酶與脲酶活性均表現出隨時間增加而增加的趨勢。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，微生物過氧化氫酶和脲酶分別是有機污染物降解轉化和重金屬礦化的關鍵酶。過氧化氫酶可以降解土壤中有機污染物，其活性越高，降解污染物能力越強[21]。同時，脲酶活性與重金屬含量呈顯著負相關，因此可作為評價重金屬毒性的指標[22]。這些結果表明，接種處理提高了土壤中過氧化氫酶和脲酶活性，促進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物可能會抑制酶的活性[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對土壤酶活性的調控能力。同時，不斷降低的污染物生物毒性也會減少對酶活性的抑制作用，這也是NE修復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和有機磷轉化的關鍵酶，其活性會影響土壤營養結構。已有研究表明，蔗糖酶可增加土壤中易溶性營養物質的含量，提高土壤肥力。而在缺磷環境下，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。這可能是因為接種微生物后促進溶磷，提高了土壤磷含量。結果表明，接種菌群SDMC會影響土壤的理化性質，提高土壤肥力，進而影響土壤微生物群落結構。

2.3.3 微生物代謝活性和底物利用

圖7顯示了生物修復方式對微生物代謝活性和底物利用的影響。

圖7 生物修復方式對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平均顏色變化率AWCD進行評估，較高的AWCD表明較高的微生物代謝活性。由圖7(a)可知，4種生物修復方式下AWCD曲線變化趨勢隨時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]。隨后微生物進入快速生長階段，在175～200 h左右達到穩定，NE和SE的AWCD分別穩定在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，NE中胺的利用分數含量提高了9個百分點。

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。先前的研究表明，重金屬和有機物的存在可以刺激微生物的代謝活動。此外，微生物群落的細菌數量會引起微生物代謝活動的動態變化[28]。在接種處理中，由于微生物豐度較高，AWCD增長迅速。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量和自身代謝能力，有助于促進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，隨著修復時間的增加，接種處理中污染物生物毒性下降，土壤酶活性變化，改變土壤營養結構，刺激了微生物的生命活動，導致底物利用譜發生變化。這些結果表明，接種菌群SDMC后有助于形成代謝多樣化的土壤微生物群落，同時代謝多樣化的微生物群落也會有助于污染物的降解轉化，提高受污染的土壤中丁基黃藥和Cd的修復效率[29]。

2.3.4 土壤微生物群落特征

采用Shannon指數和Simpson指數評價不同生物修復方式下土壤的Alpha多樣性，結果見圖8。

圖8 生物修復方式對土壤Shannon指數和Simpson指數的影響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指數降低，Simpson指數升高，尤其NE達到顯著水平，與NC相比，其Shannon指數降低了0.29倍，Simpson指數提高了4.67倍。微生物多樣性指數的變化，說明接種菌群改變了土壤的微生物多樣性，使得物種更均勻，這可能是因為所接種的菌群在修復土壤的過程中占據了主導地位，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，采用熱圖表示每個菌屬的相對微生物豐度。結果表明，未接種處理主要集中在少數幾種細菌上，表明當暴露于丁基黃藥和重金屬Cd復合污染時，敏感微生物的生物活性和種群數量都大大降低。接種處理后的細菌分布更加均勻，相對于NC，NE中部分菌屬的相對豐度有明顯的提高，例如芽孢桿菌屬(Sporosarcina、Bacillaceae、Pseudogracilibacillus、Bacillus)均提高了43.75個百分點、7.91個百分點、3.96個百分點、6.43個百分點，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個百分點、4.25個百分點和2.10個百分點。研究表明，這些豐度明顯增加的菌屬均有助于環境修復，尤其是對土壤修復具有一定作用。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)對難降解有機物有極為廣泛的代謝能力，如殺蟲劑、農藥等[31-32]。以上結果表明，接種處理后土壤微生物群落可降解或礦化污染物的細菌相對豐度明顯增加，可以加速土壤中污染物的降解和礦化，有助于生態修復。

3 結 論

(1)菌群SDMC對金屬礦區周邊丁基黃藥、Cd復合污染土壤具有良好的修復效果，其中丁基黃藥降解率、Cd礦化率可分別達到63.34%、71.83%，同時相較于對照組，種子發芽率提高了76.23個百分點。

(2)菌群修復對土壤微生物豐度、酶以及代謝活性均表現出顯著的促進作用，土壤微生物豐度、過氧化氫酶、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，可明顯改變土壤營養結構，提高土壤肥力，促進污染物降解礦化。

(3)具有降解礦化復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)的相對豐度分別提高了43.75個百分點、21.32個百分點和4.25個百分點，表明該菌群已成為修復優勢菌，可實現土壤修復長效性。