本文關(guān)鍵詞：微生物修復(fù)石油污染土壤的生態(tài)毒性指示，由筆耕文化傳播整理發(fā)布。

生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào) 2015, 24(9): 1560-1569 Ecology and Environmental Sciences E-mail: editor@jeesci.com

微生物修復(fù)石油污染土壤的生態(tài)毒性指示

沈偉航，朱能武

1

1, 2*

，尹富華，王華金，黨志

111, 2

1. 華南理工大學(xué)環(huán)境與能源學(xué)院，廣東 廣州 510006；2. 工業(yè)聚集區(qū)污染控制與生態(tài)修復(fù)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，廣東 廣州 510006

摘要：發(fā)光菌的相對發(fā)光度和植物光合色素含量以及土壤酶活性是土壤石油污染程度和生態(tài)毒性強(qiáng)弱的綜合反映。為探究不同生物指示方法對石油污染土壤生態(tài)毒性的指示效果以及污染土壤在生物修復(fù)過程中毒性的變化規(guī)律，采用前期篩選分離的三株對石油烴具有良好降解效果的降解菌構(gòu)建混合菌體系，開展石油污染土壤模擬微生物修復(fù)實(shí)驗(yàn)。文章首先以明亮發(fā)光桿菌為指示生物考察不同修復(fù)時(shí)期土壤生態(tài)毒性，并以高等植物毒性試驗(yàn)以及土壤酶活性試驗(yàn)結(jié)果作為輔助證據(jù)從生態(tài)學(xué)角度揭示修復(fù)過程中石油污染土壤生態(tài)毒性的變化，并分析了以上3種指示方法的一致性。結(jié)果表明，該混合菌能高效降解對石油烴污染物，污染土壤經(jīng)40 d修復(fù)后，石油烴污染物濃度從5000 mg·kg-1 降到1781 mg·kg-1，去除率達(dá)到64%。高等植物生態(tài)毒性試驗(yàn)、土壤酶活性試驗(yàn)與發(fā)光菌生態(tài)毒性試驗(yàn)結(jié)果呈現(xiàn)良好的一致性，石油污染土壤的生態(tài)毒性隨著微生物修復(fù)過程的進(jìn)行呈先上升后下降的趨勢。具體而言，修復(fù)初期的土樣對小麥光合色素含量的抑制作用最大，葉綠素a含量相對于對照組降低了39.3%，僅為(1.36±0.04) mg·g-1；土壤過氧化氫酶酶活性與石油烴殘留量呈極顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系（-0.973）；污染土壤生態(tài)毒性在修復(fù)的第8天達(dá)到最大，其二氯甲烷/二甲基亞砜浸提液中發(fā)光菌的相對發(fā)光度為18.1%，與0.187 mg·L-1 HgCl2的毒性相當(dāng)。明亮發(fā)光桿菌的相對發(fā)光度和小麥光合色素含量以及土壤過氧化氫酶活性能較好地指示石油污染土壤在生物修復(fù)過程中的生態(tài)毒性，可作為石油污染土壤微生物修復(fù)效果的指示生物。 關(guān)鍵詞：石油污染土壤；生物修復(fù)；發(fā)光菌；生物指示 DOI: 10.16258/j.cnki.1674-5906.2015.09.021

中圖分類號：X171.5；X172 文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A 文章編號：1674-5906（2015）09-1560-10

引用格式：沈偉航，朱能武，尹富華，王華金，黨志. 微生物修復(fù)石油污染土壤的生態(tài)毒性指示[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2015, 24(9): 1560-1569.

SHEN Weihang, ZHU Nengwu, YIN Fuhua, WANG Huajin, DANG Zhi. Study on Combined Bioindicators in Ecotoxicity Monitoring of Oil-contaminated Soil during Bioremediation [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2015, 24(9): 1560-1569.

石油工業(yè)的迅猛發(fā)展使得石油污染物對土壤的污染狀況日趨嚴(yán)重。石油污染物（烷烴類、芳香烴類以及苯類等）毒性大且具有致癌作用，進(jìn)入土壤后難以去除，并會(huì)引發(fā)土壤性質(zhì)變化甚至地下水污染等重大生態(tài)危機(jī)，如何有效地修復(fù)石油污染土壤已成為全球性的環(huán)境難題（黃廷林等，2009）。在眾多修復(fù)方法中，石油污染土壤的微生物修復(fù)以其對土壤環(huán)境干擾小、成本低廉、無二次污染等優(yōu)點(diǎn)，正逐步成為國內(nèi)外學(xué)者的一個(gè)研究熱點(diǎn)（王華金等，2013）。然而，要成功運(yùn)作石油污染土壤微生物修復(fù)仍面臨諸多難題。研究表明，恢復(fù)污染土壤的原有生態(tài)功能是一個(gè)緩慢且復(fù)雜的過程（宋玉芳等，2004）。隨著微生物修復(fù)過程的進(jìn)行，污染土壤逐步向健康狀態(tài)轉(zhuǎn)變，并伴隨著土壤及微生物一系列生理生化指標(biāo)的變化。對石油污染土壤的微生物修復(fù)過程及此過程中土壤健康狀況的監(jiān)測、指示以及生態(tài)毒理學(xué)研究有助于全面掌握石油污染土壤微生物修復(fù)過程中生態(tài)毒性的強(qiáng)弱及變化規(guī)律。

已有研究表明，土壤生態(tài)系統(tǒng)中的敏感指示物能夠較為全面地反映土壤生態(tài)毒性（劉五星等，2007）。針對石油污染土壤生態(tài)毒性的指示和評價(jià)系統(tǒng)，國內(nèi)外學(xué)者提出了包括發(fā)光菌毒性試驗(yàn)、高等植物毒性試驗(yàn)和土壤酶活性試驗(yàn)在內(nèi)的多種生態(tài)毒性試驗(yàn)方法。在這些生態(tài)毒性指示方法中，發(fā)光細(xì)菌生態(tài)毒性試驗(yàn)以其相關(guān)性好，靈敏性高、監(jiān)測效率高等優(yōu)點(diǎn)而被國內(nèi)外學(xué)者廣泛應(yīng)用于石油污染土壤修復(fù)過程中土壤生態(tài)毒性的評價(jià)與監(jiān)測（林志芬等，2001）。有學(xué)者采用發(fā)光細(xì)菌生態(tài)毒性性試驗(yàn)來評價(jià)生物堆肥16個(gè)月之后的石油污染土壤的生態(tài)毒性，土壤毒性的最大值出現(xiàn)在堆肥的初期，隨著堆肥過程的進(jìn)行，土壤生態(tài)毒性呈減弱趨勢，但仍有較高的生態(tài)毒性（Chaineau et al.，

基金項(xiàng)目：廣東省自然科學(xué)基金團(tuán)隊(duì)項(xiàng)目（9351064101000001）；教育部新世紀(jì)優(yōu)秀人才支持計(jì)劃項(xiàng)目（NCET-11-0166） 作者簡介：沈偉航（1988年生），男，碩士，主要研究方向?yàn)樯鷳B(tài)毒理與生物指示。Email: shen.wh@mail.scut.edu.cn

*通訊作者。朱能武，E-mail: nwzhu@scut.edu.cn

收稿日期：2015-07-08

沈偉航等：微生物修復(fù)石油污染土壤的生態(tài)毒性指示 1561

2003）。有研究通過發(fā)光細(xì)菌生態(tài)毒性試驗(yàn)研究兩種不同堆肥條件下的石油污染土壤發(fā)現(xiàn)，自然條件下堆肥處理的生態(tài)毒性最高可達(dá)到人工強(qiáng)化堆肥的4倍（P?aza et al.，2005）。高等植物作為土壤生態(tài)系統(tǒng)中的基本組成部分，利用其生長發(fā)育狀況及葉片生理生化指標(biāo)來指示土壤生態(tài)毒性是土壤污染生態(tài)毒理學(xué)診斷的重要組成部分。Banks et al.（2005）以萵苣、粟、蘿卜、紅三葉草和小麥的種子發(fā)芽率為指標(biāo)，考察它們作為供試植物的可行性，結(jié)果表明，僅萵苣種子能準(zhǔn)確地指示受污土壤和凈土之間生態(tài)毒性的差異。土壤酶活性作為土壤微生物新陳代謝是否正常的關(guān)鍵性指標(biāo)，是土壤整體健康狀況的綜合反映（張曉陽，2013），將土壤酶活性作為土壤生態(tài)毒性的指示物，也具有理論上的可行性。研究表明，在柴油污染土壤的生物修復(fù)過程中土壤脂肪酶和脫氫酶與石油烴殘留量呈顯著負(fù)相關(guān)，而β葡萄糖苷活性與土壤中石油烴殘留量呈顯著正相關(guān)（Riffaldi et al.，2006）。

雖然上述方法在生態(tài)毒性指示方面各有優(yōu)勢，但是涉及不同指示方法的指示效果研究以及它們之間的一致性分析還比較少。由于通過不同指示生物對土壤生態(tài)毒性進(jìn)行指示和評價(jià)能夠有效地整合土壤中不同食物鏈生物對有毒有害物質(zhì)的整體毒性效應(yīng)，可以較為全面地反映土壤的受污情況。因此，石油污染土壤微生物修復(fù)過程需要整合各種生態(tài)毒性指示和評價(jià)方法對土壤生態(tài)系統(tǒng)的安全性做出全面、科學(xué)地判斷。課題組前期研究表明，土壤過氧化氫酶活性與土壤中的殘留石油烴相關(guān)系數(shù)最大（王華金等，2013）；小麥與蘿卜相對于萵苣、黑麥草以及小青菜更適合作為供試植物來指示石油污染土壤的生態(tài)毒性變化（沈偉航等，2015）。然而前期研究并未涉及石油污染土壤的復(fù)合指示效果研究以及不同指示方法之間的一致性分析�；�于此，本研究選取明亮發(fā)光桿菌，土壤過氧化氫酶活性以及小麥和蘿卜的葉片光合色素毒性試驗(yàn)來進(jìn)一步探究石油污染土壤生態(tài)毒性變化規(guī)律以及不同方法之間的一致性分析。文章首先通過發(fā)光菌毒性試驗(yàn)考查石油污染土壤微生物修復(fù)過程中土壤的生態(tài)毒性強(qiáng)弱及變化規(guī)律，通過度量發(fā)光細(xì)菌在不同修復(fù)時(shí)期土壤中的相對發(fā)光強(qiáng)度，并結(jié)合毒性等級劃分標(biāo)準(zhǔn)確定石油污染土壤發(fā)光菌指示的可行性與敏感性。隨后，文章以高等植物毒性試驗(yàn)及土壤酶活性試驗(yàn)結(jié)果作為輔助證據(jù)從生態(tài)學(xué)角度揭示石油污染土壤微生物修復(fù)過程中殘留的石油污染物和中間代謝產(chǎn)物對土壤生態(tài)系統(tǒng)的影響，在佐證發(fā)光菌毒性試驗(yàn)結(jié)果的同時(shí)也完成了石油污染土壤微生物修復(fù)過程中污染土壤的生

態(tài)毒性變化規(guī)律的探究及指示效果的一致性分析。

1 材料與方法

1.1 混合菌的制備

本研究選取課題組前期分離出的洋蔥伯克霍爾德氏菌（Burkholderiacepacia）中的烷烴降解菌GS3C（CCTCC No. M 207169）；鞘氨醇單胞菌（Sphingomonas sp.）中的菲降解菌GY2B（CCTCC No. M 206019）；伯克菌科Pandoraea菌屬的pnomenusa種中的芘降解菌GP3B（CCTCC No. M207167）為初始菌種資源。將上述3種菌株分別取1環(huán)進(jìn)行富集培養(yǎng)，然后在25 mg·mL-1的原油無機(jī)鹽培養(yǎng)基（5.0 mL PBS， 1.0 mL CaCl2溶液，1.0 mL FeCl3溶液，3.0 mL MgSO4 溶液，1.0 mL微量元素，1000 mL蒸餾水）中分別加入1 mL富集液，接著將投加了石油降解菌的原油無機(jī)鹽培養(yǎng)基置

，每5于的搖床中馴化培養(yǎng)（30 ℃，150 r·min-1）

天為一個(gè)馴化周期，共馴化55 d后離心分離分別獲取3種馴化產(chǎn)物。最后將馴化后的GS3C、GY2B、GP3B菌（4.0×108 CFU·mL-1）按等量配比的原則（1∶1∶1，V/V/V）復(fù)配后形成石油烴降解混合菌。 1.2 石油污染土壤的制備

供試土壤采自廣東增城的水稻田表層土壤。土壤取回經(jīng)干燥處理后過4.75 mm篩，去除大顆粒物質(zhì)后分為兩份，一份保存在4 ℃冰箱中并于避光條件下測定新鮮土樣的初始指標(biāo)（表1），另一份置于陰涼處風(fēng)干后過2 mm篩，保存待用。實(shí)驗(yàn)用油由廣州石化提供的原油（飽和烴：45.55%，，芳烴：17.69%，膠質(zhì)和瀝青質(zhì)：9.68%）。

表1 供試土壤的理化性質(zhì)

Table 1 Basic physiochemical properties of the tested soils 處理

1

對照土樣 污染土壤(S1)

pH 6.42±0.17 5.82±0.25

-1

TOC/(g·kg) 16.20±0.57 18.95±0.50* TN2/(g·kg-1) 0.86±0.11 0.82±0.04 TP3/(g·kg-1) 0.52±0.04 0.53±0.03 TK4/(g·kg-1) 4.48±0.38 4.34±0.30 *表示與清潔土壤對照土樣間具有差異顯著性，P<0.05（n=3） TOC1：Total Organic Carbon，總有機(jī)碳；TN2：Total Nitrogen，總氮；TP3：Total Phosphorus，總磷；TK4：Total kalium，總鉀

在φ15 cm×20 cm塑料盆裝入3 kg干土，將溶于石油醚中的石油均勻地加入土壤中，使土壤中石油烴的初始濃度為5000 mg·kg-1（每千克干土中含5 g原油），并攪拌均勻（Vouillamoz et al.，2001）。接著按3%（每100 g土加3 mL石油烴降解混合菌菌液）的比例接種到石油污染土壤中。

最后將各培養(yǎng)皿置于恒溫培養(yǎng)箱（30 ℃）中進(jìn)行石油污染土壤的微生物修復(fù)實(shí)驗(yàn)，每2天翻土攪拌一次并維持土壤含水率的穩(wěn)定。實(shí)驗(yàn)過程中，

1562 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào) 第24卷第9期（2015年9月）

采集微生物修復(fù)第0、8、16、24、32、40 d的土壤，分別標(biāo)記為S1，S2，S3，S4，S5，S6，同時(shí)采集凈土標(biāo)記為S0，將這7個(gè)土樣作為不同微生物修復(fù)時(shí)期的石油污染土壤，備用（Tang et al.，2010）。 1.3 測試項(xiàng)目及方法

1.3.1 供試原油的標(biāo)準(zhǔn)曲線

原油標(biāo)準(zhǔn)溶液的配制：準(zhǔn)確稱取0.1000 g原油，加入少量正己烷，將其溶解后轉(zhuǎn)移至50 mL容量瓶中定容，然后搖勻，配制成2 mg·mL-1的標(biāo)準(zhǔn)溶液。系列濃度原油標(biāo)準(zhǔn)溶液的配制：分別移取上述原油標(biāo)準(zhǔn)溶液1、3、5、7、9 mL于25 mL容量瓶中，并用正己烷定容。再分別取1 mL的系列原油溶液定容于25 mL容量瓶中，配成標(biāo)準(zhǔn)系列的濃度分別是3.2、9.6、16、22.4、28.8 mg·L-1。在繪制標(biāo)準(zhǔn)曲線前，先取少量原油標(biāo)準(zhǔn)液于紫外-分光光度計(jì)的220~260 nm處進(jìn)行光譜掃描，找出本研究中油樣的最大吸收波長。然后在最大吸收波長下分別測定標(biāo)準(zhǔn)濃度油樣的吸光度，并將數(shù)據(jù)進(jìn)行線性回歸分析，繪制標(biāo)準(zhǔn)曲線。

石油及其產(chǎn)品在紫外區(qū)有特征吸收，帶有苯環(huán)的芳香族化合物的主要吸收波長為250~260 nm，帶有共軛雙鍵的化合物主要吸收波長為215~230 nm，一般原油的兩個(gè)主要吸收波長為225及254 nm（何麗媛，2010）。本研究中的原油樣品在220~260 nm的特征吸收波段下的掃描結(jié)果如圖1（a）所示�？梢钥闯�，原油樣品在波長225 nm和235 nm處均出現(xiàn)了較強(qiáng)的吸收峰，其中在波長225 nm處為最大吸收峰。研究認(rèn)為，在最大吸收峰處吸收最大、干擾最�。ɡ顚毭鳎�2007）。故本研究中選取225 nm作為最佳吸收波長。在最大吸收峰波長225 nm下，分別測定標(biāo)準(zhǔn)油樣品溶液的吸光度。為了能夠更準(zhǔn)確的反映樣品濃度和吸光度之間的關(guān)系，對實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行回歸分析，得到標(biāo)準(zhǔn)曲線，如圖1（b）所示。

標(biāo)準(zhǔn)曲線的線性回歸方程為：

y=32.166 x+0.0037（r2=0.9994） （1） 式中：y—吸光值；x—原油濃度，mg·mL-1。 1.3.2 土樣中總石油烴含量的測定

稱取風(fēng)干土壤5 g于50 mL離心管中，加入適量Na2SO4和10 mL正己烷，然后在1800 r·min-1條件下振蕩1 min，再將其超聲半小時(shí)并離心（3000

-1

r·min，10 min）收集上清液。重復(fù)上述操作4次，確保土樣中的石油烴全部被提取出來。將上述上清液過0.45 μm的有機(jī)系濾膜后移至旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)儀（RE-52CS）中進(jìn)行濃縮，用25 mL的容量瓶定容，最后在225 nm波長處測定其吸光度值，對照石油的標(biāo)準(zhǔn)曲線，計(jì)算出石油污染土樣中石油烴殘留量和降解率（Han et al.，2009）。

??=

??????????????

×100% （2）

式中：????為土樣中石油烴的初始含量；????為不同微生物修復(fù)時(shí)期土樣中石油烴的殘留量。 1.3.3 發(fā)光細(xì)菌的生態(tài)毒性測定

將等質(zhì)量的污染土壤與無菌蒸餾水混合，在25 ℃條件下，在振蕩機(jī)（HZQ-F160）上反復(fù)振蕩（120 r·min-1）1 h，隨后土壤水樣于4000 r·min-1的條件下離心30 min，過濾備用。污染土壤二氯甲烷（DCM）/二甲基亞砜（DMSO）浸提液制備：稱取5.0 g土壤，用二氯甲烷（DCM）超聲提取30 min，然后在4000 r·min-1的條件下離心10 min，收集上層液體。重復(fù)上述操作4次，確保土壤中的石油烴全部被洗出。然后將萃取液減壓旋轉(zhuǎn)濃縮至5 mL，再加入5 mL二甲基亞砜（DMSO），然后將該混合物繼續(xù)濃縮至5 mL，備用（劉五星等，2007）。

發(fā)光菌生態(tài)毒性測試在2 mL的測試管中進(jìn)行，分別向測試管中加入200 μL 22%的NaCl溶液，200 μL的待測溶液，1580 μL的去離子水，20 μL的復(fù)蘇好的菌液。加完復(fù)蘇好的菌液（實(shí)驗(yàn)所采用的明亮發(fā)光桿菌，T3變種凍干粉購于中國科學(xué)院南京土

吸光度

λ/nm

吸光度

ρ/(mg·L-1)

（a）吸光度-波長曲線；（b）標(biāo)準(zhǔn)曲線

圖1 原油標(biāo)準(zhǔn)曲線的繪制

Fig. 1 The drafting of crude oil standard curves

沈偉航等：微生物修復(fù)石油污染土壤的生態(tài)毒性指示 1563

壤研究所）后蓋上瓶塞，用手顛倒5次，拔取瓶塞，放回測試架上（Bundy et al.，2004）。反應(yīng)15 min后在生態(tài)毒性測試儀上測定其發(fā)光強(qiáng)度（mV）。本研究采用相對發(fā)光度（%）（樣品的發(fā)光強(qiáng)度除以對照的發(fā)光強(qiáng)度），同時(shí)根據(jù)參比毒物氯化汞的標(biāo)準(zhǔn)曲線，計(jì)算出與樣品急性毒性相當(dāng)?shù)穆然�汞濃�?/p>

。 （mg·L-1）

1.3.4 光合色素含量的測定

取不同微生物修復(fù)時(shí)期的石油污染土樣各100 g于不同培養(yǎng)皿中，再將小麥（Triticum aestivnm L.）和蘿卜（Raphanus sativus L.）種子（各20粒，購于廣東省農(nóng)業(yè)科學(xué)院），均勻嵌入不同培養(yǎng)皿的土樣中，再在種子上面均勻覆蓋20 g對應(yīng)修復(fù)時(shí)期的供試土壤，并調(diào)節(jié)土壤含水率（Al-Mutairi et al.，2008），隨后蓋好玻璃培養(yǎng)皿并置于25 ℃光照培養(yǎng)箱（SPX-250）中培養(yǎng)。黑暗培養(yǎng)2 d后進(jìn)行為期3 d的光照和黑暗交替培養(yǎng)，每天光照16 h，黑暗培養(yǎng)8 h，維持光照強(qiáng)度為4300 lux（Al-Mutairi，2008；Banks et al.，2005）。種子發(fā)芽后在之前的光照條件下繼續(xù)培養(yǎng)9 d后，測定不同土壤中小麥和蘿卜的葉片葉綠素a和類胡蘿卜素含量。具體操作為：準(zhǔn)確稱取新鮮植物葉片0.1 g（鮮重）用10 mL100%甲醇進(jìn)行提取，然后放入4 ℃冰箱中，靜止提取24 h后，提取液在4 ℃、2000 r·min-1下離心15 min，保留上清液。用甲醇做參比溶液，在紫外可見分光光度計(jì)下掃描上清液，得到其在400~750 nm波段的吸光度值。

葉綠素a的含量根據(jù)Porra的計(jì)算公式（3）計(jì)算（Porra，2002），類胡蘿卜素的含量，根據(jù)公式（4）計(jì)算（Parsons et al.，1963）：

Chl-a(μg·mL-1)=16.29×(A665-A750)-8.54×(A652-A750)

（3）

Car(μg·mL-1)=7.6×[(A480-A750)-1.49×(A510-A750)] （4）

式中：A750、A665、A652、A510、A480分別代表波長為750、665、652、510和480 nm下的吸光度值。 1.3.5 過氧化氫酶活性

過氧化氫酶的測定采用高錳酸鉀滴定法測定（周禮愷等，1980）：取5 g過1 mm篩的風(fēng)干土樣、置于150 mL錐形瓶中，注入40 mL蒸餾水和5 mL 0.3%過氧化氫。另設(shè)對照（往瓶中注入40 mL蒸餾水和5 mL 0.3%過氧化氫，而不加土樣）。將瓶塞緊，

振蕩30 min。隨后，置于120 r·min-1往返式搖床上，

-1

注入5 mL1.5 mol·L硫酸以終止反應(yīng)，將瓶中內(nèi)容物用致密濾紙過濾。取25 mL濾液用0.1 mol·L-1高錳酸鉀溶液滴定至微紅色。土壤的過氧化氫酶活性，以單位重量土壤消耗的0.1 mol·L-1高錳酸鉀毫升數(shù)（對照與試驗(yàn)測定的差值）表示，也可以將高錳酸鉀毫升數(shù)轉(zhuǎn)化為氧化氫的毫克數(shù)表示。

注：實(shí)驗(yàn)所用試劑均為分析純，購于阿拉丁。 1.4 數(shù)據(jù)處理

實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)使用SPSS 17.0軟件進(jìn)行差異顯著性（P=0.05和P=0.01）和相關(guān)性統(tǒng)計(jì)分析。結(jié)果以算術(shù)平均值±標(biāo)準(zhǔn)差的形式表示。

2 結(jié)果與討論

2.1 石油污染土壤的微生物修復(fù)作用

不同微生物修復(fù)時(shí)期土壤中總石油烴降解率及殘留量如圖2a和2b所示。整體來看，與不投加混合菌的石油污染土壤相比，投加混合菌的污染土壤在石油污染土壤微生物修復(fù)的各階段都表現(xiàn)出更高的石油烴降解率以及更低的殘留量。具體而言，在投加菌劑的污染土壤中，從土樣S1到S2石油烴降解率有一個(gè)急速的增長過程，之后隨微生物修復(fù)過程的進(jìn)行而穩(wěn)步上升，在土樣S2~S6中石油烴表觀降解率在54%~64%范圍內(nèi)變化，從土樣S5開始石油烴的降解率基本維持在64%左右（圖2a），

（圖相應(yīng)地，殘留量也基本保持穩(wěn)定（1.79 mg·g-1）

2b）。在微生物修復(fù)的前期，石油污染物的進(jìn)入為

總石油烴降解率/%

石油烴殘留量/(mg·g-1)

n=3

圖2 不同修復(fù)時(shí)期的土壤中石油烴殘留量及表觀降解率

Fig. 2 Changes in TPH removal efficiency and residual oil during different phases of bioremediation

  本文關(guān)鍵詞：微生物修復(fù)石油污染土壤的生態(tài)毒性指示，由筆耕文化傳播整理發(fā)布。