磁性炭基茵球降解土壤阿特拉津性能的研究

關(guān)鍵詞：阿特拉津；DNS32降解菌；磁性生物炭；固定化技術(shù)；土壤修復(fù)

阿特拉津（ATZ），又稱莠去津，是一種合成的三嗪類除草劑，因具有效率高、毒性低、價(jià)格便宜、用途廣泛等優(yōu)勢而成為受歡迎的除草劑之一。ATZ具有多種特性，例如高泄漏潛力、易被有機(jī)材料和黏土吸收等，是一種危險(xiǎn)的地表和地下水污染物。ATZ的三氮苯結(jié)構(gòu)穩(wěn)定，不易被微生物降解，殘留在土壤深層的時(shí)間較長以及可持續(xù)從土壤深層釋放到地下水中，導(dǎo)致了ATZ在環(huán)境中的含量及留存時(shí)間持續(xù)增加。此外，ATZ也會(huì)對人體健康產(chǎn)生影響，包括對多種細(xì)胞成分中結(jié)構(gòu)蛋白和運(yùn)輸?shù)鞍椎缺磉_(dá)的影響、DNA損傷、精子突變以及提高多種癌癥的得病率（如非霍奇金淋巴瘤、乳腺癌和前列腺癌）。

目前ATZ污染的修復(fù)方法主要包括化學(xué)修復(fù)技術(shù)和生物修復(fù)技術(shù)?；瘜W(xué)修復(fù)技術(shù)一般通過添加氧化劑到土壤中使之與污染物反應(yīng)來將其降解。例如，芬頓法是處理除草劑和農(nóng)藥污染土壤的高級(jí)氧化方法之一，但其在實(shí)際修復(fù)土壤污染的過程中成本巨大、操作復(fù)雜，而且可能會(huì)對土壤造成二次污染。生物修復(fù)技術(shù)主要依靠微生物或植物自身的代謝過程來達(dá)到修復(fù)污染土壤的目的，具有適用范圍廣、程序相對簡單、成本低、無二次污染等優(yōu)點(diǎn)。其中，微生物降解是修復(fù)ATZ污染的主要方法之一。許多研究者已在環(huán)境中分離出可以降解ATZ的微生物，包括細(xì)菌、真菌、放線菌以及藻類，其中以細(xì)菌為主。不同的細(xì)菌會(huì)通過不同的降解途徑對ATZ進(jìn)行降解。但是，利用生物修復(fù)技術(shù)進(jìn)行實(shí)際修復(fù)時(shí)，土壤環(huán)境的復(fù)雜性和污染環(huán)境的惡劣性，即環(huán)境溫度、pH值、營養(yǎng)物質(zhì)含量、有毒物質(zhì)等因素，以及與土著微生物的競爭，限制了微生物對污染物的修復(fù)效率。為解決上述問題，利用微生物固定化技術(shù)將微生物固定在無機(jī)材料（如活性炭和硅藻土）或高分子材料（如纖維素和聚乙烯醇）等載體材料上，提供微生物適宜的生存條件，并且保護(hù)微生物免受極端的物理或化學(xué)環(huán)境變化的影響，使其具有較高的活性以降解污染物。其中海藻酸鈉是一種具有生物相容性且可生物降解的物質(zhì)，其能夠?qū)⑽⑸锇窆潭ɑ纬晌⑶?。通過海藻酸鈉對細(xì)菌進(jìn)行固定化后，細(xì)菌的生存能力和對極端條件的抵抗力被提高，從而提升了細(xì)菌的活性。

磁性生物炭是一種穩(wěn)定的碳基材料，具有高比表面積和較多活性官能團(tuán)，并且擁有十分優(yōu)異的磁性。此外，引入磁性生物炭不僅可以提高微球?qū)TZ的吸附性能，還可以將復(fù)合微球與土壤進(jìn)行有效分離，從而避免材料對環(huán)境的二次污染，實(shí)現(xiàn)微球的重復(fù)利用。因此，本研究目的為：（1）將ATZ降解菌DNS32與磁性生物炭結(jié)合，并通過海藻酸鈉一氯化鈣對復(fù)合材料進(jìn)行包埋固定化制備磁性炭基菌球；（2）通過表征綜合評(píng)價(jià)磁性炭基菌球化學(xué)特征和表面形貌；（3）考察磁性炭基菌球?qū)π迯?fù)ATZ污染土壤的效能、機(jī)制及其對土壤環(huán)境的影響；（4）探究磁性炭基菌球緩解ATZ對大豆幼苗的脅迫。

1材料與方法

1.1供試土壤及菌株

本試驗(yàn)所使用的土壤采集于黑龍江省哈爾濱市阿城區(qū)某處未污染農(nóng)田（0～20cm），土壤pH6.94，有機(jī)質(zhì)、有效磷、速效鉀的含量分別為13.89g·kg-1、95.60mg·kg-1、5.26mg·kg-1。將收集到的土壤在室內(nèi)風(fēng)干，然后去除雜質(zhì)并過20目篩網(wǎng)。ATZ污染土壤是通過添加含有ATZ的丙酮溶液進(jìn)行制備，樣品混合均勻后置于通風(fēng)櫥內(nèi)使丙酮完全揮發(fā)，最終得到22mg·kg-1的ATZ污染土壤用于后續(xù)修復(fù)試驗(yàn)。

試驗(yàn)采用的菌株是DNS32 （Acinetobacter lwoffii），來自實(shí)驗(yàn)室前期在受ATZ污染的土壤中篩選出的一株降解菌。培養(yǎng)DNS32菌株所需的培養(yǎng)基為無機(jī)鹽培養(yǎng)基：1.6g·L-l K2HP04、0.4g·L-1 KH2P04、0.2g·L-1MgS04.0.1g·L-1 NaCl、3.0g·L-1 C6H1206和100mg·L-1ATZ。

1.2磁性生物炭耦合降解菌微球的制備

磁性炭基菌球的制備包括：（1）將Acinetobacterlwoffii DNS32接種至無機(jī)鹽培養(yǎng)基中，在30℃、150r·min-1的恒溫?fù)u床中振蕩培養(yǎng)48h。在菌株生長至對數(shù)期，即菌液在紫外分光光度計(jì)600nm處光密度為0.9～1.0時(shí)獲取菌懸液。然后將菌懸液置于高速離心機(jī)中離心（12000r·min-1，3min），倒掉上清液后獲得濕細(xì)胞，重復(fù)上述操作步驟多次，以獲得足夠量的濕細(xì)胞，最后使用少量無菌水將濕細(xì)胞重新懸浮備用；（2）將過篩后的玉米秸稈粉（2mm）置于管式爐內(nèi)，在N2氛圍下以10℃·min-1的速率升溫至500℃并熱解2h，經(jīng)過酸洗、水洗、干燥和研磨過篩后得到生物炭（BC）。然后，將9.44g FeC13·6H20和3.44g FeCl2·4H20加入到400mL無氧水中形成混合溶液，邊滴加NH3·H20（20mL）邊使用機(jī)械攪拌器攪拌1h，使其發(fā)生共沉淀反應(yīng)形成Fe304。最后將10g BC加入到上述溶液并繼續(xù)攪拌30min。對得到的顆粒進(jìn)行水洗、醇洗后放于80℃干燥箱內(nèi)烘干，經(jīng)研磨過篩后獲得磁性BC（MBC）；（3）將2.0g海藻酸鈉（SA）加入到100mL無菌水中，超聲攪拌至完全溶解，溶液經(jīng)過高溫滅菌后冷卻至室溫。然后將2.0g MBC和2.0g DNS32濕細(xì)胞與上述溶液混合均勻，用滴管將混合物滴人到2%的CaC12溶液中，形成磁性炭基菌球（DMBC-P）。將其置于4℃冰箱中鈣化24h，再用0.9%的NaCl溶液洗滌DMBC-P3次，最后把DMBC-P浸泡于NaCI溶液中，并放置在4℃冰箱保存?zhèn)溆谩?/p>

1.3磁性炭基菌球修復(fù)農(nóng)田ATZ污染土壤的試驗(yàn)

1.3.1不同處理對于ATZ的去除性能

設(shè)置對照（CK）、SA微球（Pellet）、游離菌（DNS32）、MBC、磁性生物炭負(fù)載ATZ降解菌（MBC-P）和DMBC-P6個(gè)處理，每個(gè)處理重復(fù)3次。分別將1.2mLDNS32 （OD600-9.0）和0.5 9 Pellet、MBC、MBC-P、DMBC-P加入到50mL含有100mg·L-1ATZ的污染溶液中，然后將其分別置于30℃、150r·min-1的恒溫?fù)u床中振蕩培養(yǎng)9h，分別在0、3、6h和9h取樣，測定樣品中ATZ的濃度。

1.3.2磁性生物微球?qū)TZ的去除能力

①溶液初始pH對DMBC-P去除ATZ性能的影響：用0.1mmol·L-1 HCI和NaOH溶液調(diào)節(jié)含有100mg·L-1 ATZ的培養(yǎng)基的pH值，分別將pH調(diào)節(jié)至3.3、4.3、5.3、6.3、7.3、8.3和9.3。然后將1.2mL DNS32菌懸液（OD600-9.0）、0.5g MBC-P和0.5g DMBC-P分別加入到50mL上述不同pH的ATZ污染溶液中；②環(huán)境溫度對DMBC-P去除ATZ性能的影響：在不同溫度下（10、20、30、40℃和50℃），將1.2mL DNS32菌懸液（ OD600-9.0）、0.5g MBC-P和0.5g DMBC-P分別投加到含有50mL 100mg·L-1 ATZ的培養(yǎng)基中；③溶液初始ATZ濃度對DMBC-P去除ATZ性能的影響：將1.2mL DNS32菌懸液（OD600-9.0）、0.5g MBC-P和0.5g DMBC-P分別投加到含有50mL不同ATZ濃度（30、60、100、120mg·L-1及140mg·L-1）的培養(yǎng)基中；④DMBC-P的投加量對其去除ATZ性能的影響：稱取不同質(zhì)量的DNS32菌懸液（OD600-9.0）、MBC-P和DMBC-P（1%、2%、3%、4%和5%）分別投加到含有50mL 100mg·L-1 ATZ的培養(yǎng)基中。每個(gè)處理均進(jìn)行3組平行試驗(yàn)，將培養(yǎng)基置于30℃、150r·min-1的恒溫?fù)u床中振蕩培養(yǎng)，反應(yīng)48h后的溶液過0.22um有機(jī)系濾膜，測定溶液中ATZ的濃度并計(jì)算去除率。

1.3.3不同體系對土壤中殘留ATZ的修復(fù)效果

設(shè)置CK、DNS32、MBC-P和DMBC-P4個(gè)處理，每個(gè)處理3組平行試驗(yàn)。分別將1.2mL DNS32（OD600-9.0）．0.5g MBC-P和0.5g DMBC-P加入到100g含有22mg·kg-1 ATZ的污染土壤中，并保持土壤最大持水量為60%（水的質(zhì)量：干土質(zhì)量），室溫（25℃）下靜置培養(yǎng)7d，每隔1d取一次土樣，測定其中ATZ的含量，同時(shí)計(jì)算相應(yīng)的表觀速率常數(shù)，公式如下：式中：C和Co分別為土壤中ATZ的殘余含量和初始含量；t為反應(yīng)時(shí)間。

具體測定方法如下：將土壤樣品風(fēng)干、充分研磨后過100目篩網(wǎng)。稱取1.0g土壤樣品于50mL離心管中，向其加入10mL甲醇，蓋緊蓋子后用渦旋機(jī)渦旋1min，將土壤和甲醇溶液充分混勻。然后將離心管放人超聲萃取儀中萃取2h。萃取結(jié)束后使用高速離心機(jī)離心10min（5000r·min-1）。將離心后的上清液倒人10mL離心管，在50℃的條件下進(jìn)行氮吹，將溶液吹至剩余1mL時(shí)，使用三氯甲烷再次定容至10mL。最后通過0.22um有機(jī)系濾膜過濾后，使用氣相色譜儀測定溶液中ATZ的濃度。

1.3.4磁性炭基菌球的回收及循環(huán)使用性能

稱取投加量為0.5%的DMBC-P，加入到50g22mg·kg-1的ATZ污染土壤中，再加入蒸餾水保持土壤含水率為60%。經(jīng)過4d的修復(fù)后，用磁鐵將土壤中的DMBC-P提取出來沖洗干凈，再將其投加到另外相同質(zhì)量的污染土壤中，進(jìn)行下一輪修復(fù)，試驗(yàn)參數(shù)與第一輪一致。然后將每一輪修復(fù)后的土壤風(fēng)干并研磨過篩，測定土壤中殘留的ATZ含量。共進(jìn)行3輪循環(huán)修復(fù)試驗(yàn)。將DMBC-P按照一定量加入到不同含水率（0、60%、100%）的土壤中，攪拌均勻后，利用磁鐵進(jìn)行回收，并記錄回收狀態(tài)和性能。

1.3.5測定不同處理下大豆幼苗生理生化指標(biāo)

將不同處理組種植15d的大豆幼苗從土壤中分離出來，用蒸餾水清洗植株莖和根上殘留的土壤，沖洗干凈后將幼苗放于濾紙上瀝干水分。每個(gè)處理選取長勢相似的植株，即刻用分析天平稱量植株地上部和地下部的鮮質(zhì)量，用直尺測量植株的株高和根長。此外，稱取0.5g不同處理下于大豆幼苗相同位置取下的葉片（避開大脈），剪碎放人研缽中，加入一定量的石英砂、碳酸鈣粉和3.0mL乙醇，研磨成均漿，再加入10.0mL乙醇，繼續(xù)研磨至大豆葉片組織變白。靜置5min后過濾，用乙醇定容至100mL容量瓶中，搖勻。溶液在663、645nm和470nm的波長下測定吸光度，計(jì)算葉綠素a、葉綠素b、總?cè)~綠素和類胡蘿卜素的含量。

1.4磁性炭基茵球的表征

利用掃描電子顯微鏡（SEM）觀察DMBC-P的微觀形貌特征；利用傅里葉紅外光譜（ FT-IR）揭示不同修復(fù)材料的官能團(tuán)類型；利用X射線衍射儀（XRD）分析不同修復(fù)材料的表面晶體結(jié)構(gòu)。

1.5數(shù)據(jù)處理

數(shù)據(jù)處理以及圖表繪制均采用Origin 2019b、Photoshop 2019c和Jade 6.0完成。使用DPS數(shù)據(jù)處理系統(tǒng)，經(jīng)過單因素方差分析和Duncan多重比較后確定不同處理之間的顯著性差異。

2結(jié)果與討論

2.1材料表征分析

利用掃描電鏡分析了DMBC-P的表面微觀結(jié)構(gòu)和內(nèi)部形貌。如圖1a所示，DMBC-P呈球狀，經(jīng)過冷凍干燥后其粒徑約為2mm，具有較小的體積。從圖1b中可以看出DMBC-P的表面十分粗糙，且皺褶形態(tài)分布密集，這種結(jié)構(gòu)能夠提高DMBC-P的穩(wěn)定性和比表面積。此外，圖1c和圖1d的剖面結(jié)構(gòu)圖顯示DMBC-P具有大量的三維網(wǎng)狀多孔結(jié)構(gòu)，這是SA特有的結(jié)構(gòu)，同時(shí)也為MBC和DNS32去除ATZ以及物質(zhì)運(yùn)輸提供了良好的通道。

通過紅外光譜表征了BC、MBC、MBC-P和DMBC-P的官能團(tuán)組成。如圖2a所示，BC、MBC、MBC-P和DMBC-P中均存在-OH、-COOH和C-O官能團(tuán)的振動(dòng)峰，分別位于3416、1628cm-1和1096cm-1附近。隨著Fe304和SA的引入和固定，3種振動(dòng)峰的振幅變大。另外，MBC-P和DMBC-P在1420cm-1和1034cm-1附近的寬吸收帶分別屬于SA特有的C=O和C-O-C官能團(tuán)，這表明材料被成功制備。除此之外，MBC在564cm-1處的振動(dòng)峰與Fe304納米顆粒中的Fe-0官能團(tuán)有關(guān)，說明磁性納米顆粒被成功地引入到DMBC-P中。值得注意的是，利用SA進(jìn)行包埋固定化后，F(xiàn)e-0官能團(tuán)的振幅并沒有減弱，說明DMBC-P的磁性沒有受到影響。

利用X射線衍射儀分析了BC、MBC、MBC-P和DMBC-P的晶體結(jié)構(gòu)。如圖2b所示，BC在20=26.6°（005）處出現(xiàn)一個(gè)明顯的衍射峰，這種峰與具有代表性的石墨結(jié)構(gòu)有關(guān)。此外，MBC在20=30.09°、35.42°、43.05°、56.94°和62.51°處產(chǎn)生的衍射峰與Fe304的（220）、（311）、（400）、（511）以及（440）晶面相匹配。同時(shí)，在MBC-P和DMBC-P中也發(fā)現(xiàn)了相同的特征峰，說明Fe304被成功地負(fù)載到微球中，并且這些特征峰的峰強(qiáng)并沒有因?yàn)镾A的包埋固定化而減弱，表明Fe304的性質(zhì)沒有受到SA的影響。

2.2不同體系對水體中ATZ的去除效果

圖3表明，經(jīng)過9h的修復(fù)，CK和Pellet處理對ATZ的去除率僅為6.31%和8.30%，可能的原因是ATZ的水溶性較低，在振蕩培養(yǎng)過程中有一定的析出，因此該結(jié)果并非是Pellet本身對ATZ的去除率。此外，DNS32處理在9h后對ATZ的去除率僅為37.36%，這是因?yàn)镈NS32雖然以ATZ作為氮源進(jìn)行生長，但較高濃度的ATZ對微生物仍具有一定毒性，因此降低了DNS32的活性，導(dǎo)致其降解ATZ的性能較低。MBC對ATZ的去除率基本保持在36.95%，其主要是通過自身的孔隙結(jié)構(gòu)對ATZ進(jìn)行吸附，而經(jīng)過SA包埋后（MBC-P），MBC與ATZ的接觸面積減小，導(dǎo)致其對ATZ的吸附能力減弱，去除率降低至28.63%。DMBC-P是將降解菌DNS32與MBC相結(jié)合，通過SA將其包埋固定化后再對ATZ進(jìn)行去除。從結(jié)果可以看出，在9h后，DMBC-P對ATZ的去除率達(dá)到了97.19%，能夠高效去除水體中100mg·L-1的ATZ。這是由于MBC的加入以及SA的包埋不僅能夠保護(hù)DNS32免受環(huán)境中ATZ的脅迫，而且MBC還可以為微生物提供豐富的能源物質(zhì)（碳、氮等），進(jìn)而促進(jìn)微生物的生長和繁殖，使DMBC-P先將水體中游離的ATZ吸附到微球中，再利用降解菌DNS32對被吸附的ATZ進(jìn)行逐步降解，達(dá)到先吸附、后降解的效果。因此，與其他材料相比，DMBC-P可作為一種更加有效去除ATZ的修復(fù)材料。

2.3磁性炭基菌球?qū)TZ的去除能力

圖4a展示了不同pH值對DNS32、MBC-P和DMBC-P去除ATZ能力的影響。從圖中可以發(fā)現(xiàn)，在酸性條件下（pH為3.3-5.3），DNS32和MBC-P對ATZ的去除率最高分別達(dá)到60.49%和11.10%；在偏中性條件下（pH為6.3、7.3），最佳去除率可以分別達(dá)到95.00%和20.53%;而在堿性條件下（pH為8.3、9.3），DNS32和MBC -P對ATZ的去除率最高可以達(dá)到60.31%和10.02%。以上說明酸性和堿性環(huán)境會(huì)抑制DNS32和MBC-P去除ATZ的能力。研究表明DNS32降解菌是一株中性偏堿的菌株，酸性和堿性條件會(huì)抑制其活性，導(dǎo)致去除率降低。相比之下，DMBC-P在酸性、偏中性及堿性條件下對ATZ均具有良好的去除能力，最高可分別達(dá)到90.44%、99.99%及93.25%。主要的原因是DNS32經(jīng)過包埋固定化后所形成的海藻酸鈣可以保護(hù)細(xì)菌免受酸性和堿性環(huán)境的影響，從而保持了細(xì)菌原有的活性。

溫度一般被認(rèn)為是影響微生物活性的重要環(huán)境因素之一。從圖4b中可以看出，隨著溫度的升高，DNS32、MBC-P和DMBC-P對ATZ的去除率呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢。以DNS32最適宜生長的溫度（30℃）作為參照，在相對低溫（10、20℃）和相對高溫（40、50℃）的條件下，DNS32對ATZ的去除率分別為35.27%、58.30%、32.47%和27.05%，而經(jīng)過SA包埋固定化后，DMBC-P對ATZ的去除率可提升至52.88%、78.52%、71.14%和37.18%。由此可見，SA作為微生物固定化載體，能夠有效提高細(xì)菌的生存能力和在極端條件下的抵抗力，從而增強(qiáng)對污染物的去除能力。

如圖4c所示，當(dāng)ATZ初始濃度≤100mg·L-1時(shí)，DNS32的活性良好，對ATZ的去除效果優(yōu)異，能夠達(dá)到95.00%以上，而當(dāng)初始濃度提升至140mg·L-1時(shí)，DNS32對ATZ的去除率僅為50.29%，表明高濃度的ATZ會(huì)影響游離DNS32的生長繁殖，從而導(dǎo)致其對ATZ去除能力的減弱。相比之下，DMBC-P無論對低濃度或高濃度的ATZ都具有良好的去除能力，去除率始終保持在95.03%-99.99%，說明SA的包埋固定化能夠有效避免游離菌與有毒有害物質(zhì)的直接接觸，進(jìn)而保持了菌株自身的活性，提高其對污染物去除的能力。此外，MBC-P對ATZ的去除率隨著污染物濃度的增加而提高，在ATZ 140mg·L-1的時(shí)候去除率基本保持在22.68%不再提升，這是由于MBC-P本身的吸附位點(diǎn)有限，因此對于溶液中ATZ的捕獲也具有一定的限制。

材料投加量會(huì)影響其對污染物的去除能力，圖4d表明，投加量為1%時(shí)，DMBC-P對ATZ的去除率為74.17%，隨著投加量提升至2%，DMBC-P對ATZ的去除率增加至99.99%，而投加量再次提升至3%-5%后，去除率不再進(jìn)一步變化，始終保持在99.99%。以上結(jié)果說明，盡管在較低的投加量下，DMBC-P仍然對ATZ具有十分優(yōu)異的去除能力。

2.4不同體系對土壤ATZ的去除效果

本研究比較了CK、DNS32、MBC-P和DMBC-P對土壤中ATZ的去除能力，結(jié)果如圖Sa所示。由于環(huán)境條件的影響，例如土著微生物的降解、光照的光解、土壤水分的水解以及氧化還原反應(yīng)等，土壤中的ATZ發(fā)生了自降解過程，所以在培養(yǎng)7d之后，CK處理對ATZ的去除率約為21.00%。此外，與CK相比，MBC-P對ATZ的去除率提高到49.00%左右，其原因是MBC與ATZ之間能夠產(chǎn)生孔徑填充、氫鍵、π-π堆積等相互作用，從而進(jìn)一步提升對ATZ的去除率。DMBC-P在各處理組中降解ATZ的速率最快，同時(shí)DMBC-P回收后并未檢測到ATZ，因此在4d就實(shí)現(xiàn)了土壤中ATZ的完全降解。不僅如此，DMBC-P對于ATZ的去除率明顯高于DNS32，這可能是由于實(shí)際環(huán)境中的各種因素對外源施加微生物產(chǎn)生了不利影響，比如土壤中的重金屬和其他有機(jī)污染物、土著微生物和惡劣的環(huán)境條件等，從而導(dǎo)致微生物的生存能力、適應(yīng)能力和污染物降解效率下降。此外，本研究還通過計(jì)算比較了不同處理組之間的去除速率。如圖Sb所示，DMBC-P處理的為1.2676 d-1，顯著高于DNS32、MBC-P和CK，這表明DMBC-P對土壤中的ATZ不僅具有較高的去除率，同時(shí)還具有較高的去除速率?？偟膩碚f，在3個(gè)修復(fù)處理組中，DMBC-P對土壤中ATZ的去除能力最好、速率最高。根據(jù)以上結(jié)果，本研究最終選擇了4d作為修復(fù)周期以進(jìn)行后續(xù)試驗(yàn)。

2.5磁性炭基菌球在土壤中的重復(fù)再利用能力

為了探究DMBC-P在污染土壤中的重復(fù)再利用能力，本研究在ATZ污染土壤中對DMBC-P進(jìn)行了循環(huán)再生試驗(yàn)，結(jié)果如圖6a所示。經(jīng)過3輪的循環(huán)修復(fù)，DMBC-P仍然保持著優(yōu)異的修復(fù)能力，對土壤中22mg·kg-1ATZ的去除率仍能夠保持在99.99%。此外，在本研究的含水率（60%）以及環(huán)境中的極端條件（0和100%）下對DMBC-P的回收性能進(jìn)行測試，結(jié)果見圖6b，可以發(fā)現(xiàn)，在3種含水率的土壤中均勻分布著DMBC-P，利用外加磁鐵在土壤上方對DMBC-P進(jìn)行提取，能夠?qū)⑼寥纼?nèi)的微球全部回收。以上結(jié)果表明，DMBC-P具有優(yōu)異的循環(huán)使用性能，并且在極端干燥或淹水的條件下也能夠很好地從土壤中提取出DMBC-P。因此，DMBC-P可以作為一種具有回收再利用特性的高性能生物修復(fù)劑，用于實(shí)際的ATZ污染土壤修復(fù)。

2.6磁性炭基菌球緩解ATZ對大豆幼苗的脅迫

殘留的ATZ會(huì)影響大豆幼苗的生理指標(biāo)，因此本研究探討了不同處理下，植株生長15d后的株高、根長和鮮質(zhì)量，并且同時(shí)與無污染土壤對照處理（US）進(jìn)行比較，結(jié)果如圖7所示。與CK處理相比，DMBC-P處理使大豆幼苗地上部的株高增加了3.41cm，地下部的根長增加了1.02cm，表明DMBC-P能夠有效緩解ATZ對大豆生長的脅迫作用，從而促進(jìn)植物生長。而DNS32處理使株高和根長僅分別提高了1.02cm和0.26cm，MBC-P處理僅分別提高了1.16cm和0.29cm。此外，與US處理相比，CK處理中大豆幼苗莖和根部的生長受到顯著抑制，從圖7b可以看出US處理的植株莖和根的鮮質(zhì)量分別為2.51g·株-1和0.82g．株-1，而CK處理的植株莖和根的鮮質(zhì)量分別降低至2.39g·株-1和0.76g·株-1。與DNS32和MBC-P處理相比，DMBC-P處理中大豆幼苗莖和根的鮮質(zhì)量最高，分別達(dá)到2.50g·株-1和0.73g·株-1。

此外，各種外界環(huán)境因素（非生物脅迫）會(huì)通過改變植物光合色素的含量，從而影響植物的正常功能，導(dǎo)致植物的生產(chǎn)力嚴(yán)重降低。因此，本研究通過分析不同處理下植株光合色素的含量來評(píng)價(jià)大豆幼苗的生長，結(jié)果如圖8所示。在US處理下，大豆幼苗的葉綠素a、葉綠素b、總?cè)~綠素和類胡蘿卜素含量分別為21.57、11.30、32.87mg·g-1和1.92mg·g-1。而在ATZ的脅迫下，CK處理中4種光合色素的含量顯著降低，分別降低至15.82、7.96、23.78mg·g-1和1.02mg·g-1。這種現(xiàn)象可能是由于ATZ破壞了植物的葉綠體和線粒體結(jié)構(gòu)，限制了光合色素的合成。此外，與CK處理相比，DNS32和MBC-P處理均不同程度地提高了大豆幼苗的光合色素含量，而DMBC-P處理對光合色素的促進(jìn)作用最強(qiáng)，使光合色素含量分別提高79.14%、45.48%、67.87%和110.78%。結(jié)果表明，DMBC-P的修復(fù)可以有效緩解ATZ對大豆幼苗的脅迫作用，進(jìn)而促進(jìn)大豆幼苗的生長。

本研究通過測定植株超氧化物歧化酶（SOD）、過氧化物酶（POD）和過氧化氫酶（CAT）的活性，進(jìn)一步評(píng)價(jià)了ATZ脅迫對大豆幼苗的影響。從圖9a可以看出，與US處理相比，CK處理中植株的SOD活性從368.90U·g-1增加到423.02U·g-1，說明ATZ對植物具有很大的脅迫作用，植物通過激活抗氧化防御系統(tǒng)提高抗氧化酶活性來清除高濃度的活性氧（ROS），從而達(dá)到自我保護(hù)的目的。SOD、POD和CAT是植株體內(nèi)主要的H202清除劑，能夠催化ROS并將其轉(zhuǎn)化為H202和02，以此緩解污染物的毒害作用。如圖9b和圖9c所示，在CK處理中，植株P(guān)OD和CAT的活性分別從US處理的110.53Ug·1．min-1和52.37U·g-1．min-1增至119.80U·g-1·min-1和64.72 U·g-1·min-1。此外，與CK處理相比，3種修復(fù)材料均不同程度地降低了SOD、POD和CAT的活性，這是由于隨著土壤中ATZ殘留量降低，其對植物的脅迫能力下降，從而降低了3種抗氧化酶的活性。其中，DMBC-P處理顯著降低了3種抗氧化酶的活性，SOD、POD、CAT活性分別較CK處理降低了79.45%、27.42%和65.71%。結(jié)果表明，DMBC-P處理可以通過高效修復(fù)ATZ污染來減輕ATZ的毒性，進(jìn)而降低大豆幼苗的氧化損傷。

3結(jié)論

（1）掃描電子顯微鏡、傅里葉紅外光譜、X射線衍射儀表征分析表明，MBC被成功地引入到生物菌球中，并且DMBC-P的磁性沒有因?yàn)镾A的包埋而受到影響。批量試驗(yàn)表明，在DMBC-P的投加量為2%、溫度為30℃、pH=7.3時(shí)，其對水體中100mg·L-1ATZ的去除率可以達(dá)到99.99%。DMBC-P為DNS32提供了適宜的生存環(huán)境來抵御外界環(huán)境的脅迫，在酸性、較寬的溫度范圍以及較高的ATZ濃度（140mg·L-1）條件下，其對ATZ具有十分優(yōu)異的去除能力。

（2）土壤修復(fù)試驗(yàn)表明，DMBC-P首先通過孔隙填充、氫鍵和π-π堆積作用吸附土壤中游離的ATZ，然后利用DNS32降解菌通過一系列水解酶進(jìn)一步降解被吸附的ATZ。同時(shí)，在極端含水率條件（0和100%）下，利用外加磁鐵在土壤上方對DMBC-P進(jìn)行提取，能夠?qū)⑼寥纼?nèi)的菌球完全回收，說明DMBC-P可作為一種具有高回收再利用特性的生物修復(fù)劑用于實(shí)際ATZ污染土壤的修復(fù)。

（3）盆栽試驗(yàn)結(jié)果表明，DMBC-P能夠有效緩解土壤中ATZ對大豆幼苗的脅迫作用，不僅能夠提高大豆幼苗中葉綠素a、葉綠素b、總?cè)~綠素和類胡蘿卜素含量，還能降低植株抗氧化酶的活性，進(jìn)而促進(jìn)植株生長。