英文文献翻译

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1、铅污染土壤的生物修复实验室进行了利用培养好的白腐菌和秸秆对被铅污染的土壤进行生物 修复模拟。监测了土壤的 pH 值，铅浓度，土壤微生物，微生物代谢商，微 生物商和微生物生物量 C 和 N 的比值。以上指标用来学习土壤中铅的强度 和微生物在生物修复过程中的影响。 研究表明被施以白腐菌和秸秆的土壤含 有更低的可溶性交换铅，更低的生物商和生物量 C 和 N 的比值（ 0 mg /kg 干土，1.9 mg CH2-C，生物量C和4.9在60天时），和更高的微生物生物量 和微生物代谢商（ 2258 mg /kg 干土和 7.86% 在第 60 天）。另外，在 logistic 等式中的动力参数是用 BI

2、OLOG 数据进行计算。 对动力参数进行分析后， 就 能得到一些微生物群的微生物量的信息。 所有数据显示含铅土壤的生物利用 度被减少，这样潜在铅的强度被缓解，并且土壤微生物影响和微生物群的微 生物量有所提高。1. 简介土壤中的重金属是最常见的环境污染。 铅被认定是所有重金属中危害最 为严重的。铅污染的主要来源是采矿、冶炼、含铅汽油、污水污泥、废弃电 池以及其他含铅产品。 这些种类繁多的铅来源导致土壤中含铅量偏高。 Linet al 的报道指出在瑞典 Falun 西南部大量工厂废物聚集地， 土壤含铅量超 1000 mg /kg。Buatier et al.指出在法国一个污染地，地表铅浓度达到46

3、0 -670mg/kg。铅的毒性和生物利用度受土壤 pH、氧化还原和铅种类的影响。土壤 中的含铅化合物主要通过可交换物、 碳酸盐类、 Fe/Mn 氧化物有机物和残留 态流失。可溶性可交换状态铅的最大危害是铅非常容易浸入地下水，地表以 及农作物。然而铅在有机物和残留状态却无害，这是由于有机健的强度和硫 化物，特别是在重污染土壤中。因此，相对其他状态下的铅，铅在可溶状态 时对环境，生态和人类更加有害。这样怎样减小土壤中铅变为 可溶状态是值 得关注的。相比传统的物理化学方法， 生物修复是一种既不会加剧其他污染又能有 效修复污染甚至还原土壤原先状态的技术。 之前的研究着重于物理方法研究 含重金属土壤的

4、微生物。 然而没有可用的信息用于向含稳定金属污染的土壤 微生物接种。但是重金属是非降解性污染并且很难在一些情况下用一般方法 移除，因此总金属量很难大量减少。为了阻止金属离子从土壤进入食物链或 地下水，要添加微生物吸附和积累金属离子作用于土壤中的固定污染金属。 之前的研究表明白腐菌能够很好地吸收来自他稀释的金属和少量铅离子的 转移。白腐菌中能够积累在其细胞内的金属离子摄取。正如大多数研究者所 说，也可以与活跃细胞(包括死细胞)壁表面的官能团羧基，基或其他金属 离子结合。同时，白腐菌能够在固体和液体环境中以及营养不足的环境中成 长。所以它能适应各种复杂的污染环境并且比其他微生物成长更好。此研究的目

5、标是种白腐菌和秸秆在含铅土壤中去减少可溶的铅并提高 生物活性。系统分析了生物修复过程中的铅含量和微生物指标的变化，数据 用来评估由孵化和无接种白腐菌中的铅污染土壤的修复效果。 这些结果预计 对减轻金属污染土壤接种白腐菌和秸秆对环境的影响提供有益的参考。2. 材料和方法2.1 微生物准备采用白腐担子菌和含有 BKM-F-1767的白腐菌。备用种在4C的条件下被保存在麦芽分解琼脂斜面上。在无菌蒸馏水中制备孢子悬浮液。测量真菌 浓度并将其调整至2.0 x 106 CFU ml -1。2.2 土壤性质和孵育在中国长沙岳麓山人迹罕至的山坡上， 大量砾石和有机肥料被移除的地 下 100cm 处收集未受污染

6、的土壤。土壤是自然风干并通过 2mm 尼龙网，它 的主要物理化学性质如下：39%的粘土，含有0.83%有机碳，N总量为0.059% , PH值为4.9，总的Cu，Cd，Pb分别为11.5，0和17.9 mg/ kg。然后土壤和 Pb(NO 3)2溶液混合，为了增加含400mg Pb 2+的孵育5周的干土，这样刺激含 铅土壤成为相对稳定的状态。2.3 实验设计 实验仪器包括试验用反应堆，二氧化碳移除器，加湿器，和降解产生的 二氧化碳收集器。 吹风机用于空气流动， 空气流动由流量计控制在 0.1 m3/h。 空气流过 2M 的氢氧化钠时二氧化碳被移除。含纯净水的加湿器被用来阻止 任何碱性溶液进入反

7、应器，并能够增加进入空气的湿度。反应器是 5L 的玻 璃密闭瓶。被加湿无二氧化碳的空气从底部的塑料孔进入反应器。氢氧化钠中的二氧化碳每三天更新一次。准备两组相同的实验仪器并标明 A和B。每组反应器加入 1.5Kg 之前准备的土壤。每组反应器放入等量的秸秆，其和土 壤的比值为 1:6,此混合物要被调整至 60%的含水量。上述准备的孢子悬浮液 要按1:2的重量比接种在B反应器中，A不需要接种。A中不含白腐菌污染 的土壤被添加的秸秆孵育，而 B 中含白腐菌接种污染的土壤菌和秸秆被孵 育。剩余的秸秆提高了土壤孔隙度使其有更好的通风并提供必要的代谢底物 营养物质的微生物。多余的反应控制器中有土壤和白腐菌

8、，并标为 C。在准 备一个反应器D，其中放入不接种也无秸秆的受污染的土壤。这样两组可以 更好地看出内在固定土壤中铅的指标。两种土壤都要培养 60 天。2.4 土壤 pH 和铅的确定土壤 pH 用摇晃 30 分钟 1:10 的水进行测量。 铅的 5 个分数用一下表示： （i） 可溶性交换： 1g 干土和 8ml 的 1 M MgCl 2 （pH=7.0） 分解 1 小时。（ii） 碳酸类：（i）中的残留物和pH为5的1 M的NaOAc分解5小时。（iii） Fe-Mn氧化物：（ii）中的残留物和0.04 M NH 2OHHC1分解6小时。（iv） 有机物：（iii ）中残留物被加入0.02M H

9、NO3和30% H2O2，用HNO3 将 pH 调为 2，混合液加热至 85C 并保持两小时。再加入 3ml 过氧化氢。（ v） 残留态：减去其他四步所有的铅就是残留的铅。2.5 微生物生理指标分析这部分可以提供土壤中微生物化学的信息。和微生物 C（Cmic） 的测量是 用样品的熏蒸。土壤qCO2是土壤产生二氧化碳和 Cmic的比值。二氧化碳 的产量是用测量的。样品置于 80 度烤箱中烘干，然后移至 550C 排气管 5 小时。碳键可以通过在点火时失去的重量被估测。 微生物商是 Cmic 与 Corg 的比值。2.6 BIOLOG 菌落生理分析Kell 和 Tate 评估土壤微生物群落代谢多样

10、性的潜在使用结构 BIOLOG 。 这表明碳的唯一土壤生物源利用率。 5g 新鲜的土壤增加 100 瓶的无菌水和 动摇摇床为硝酸混合物加热至 85 C 2小时10分钟，10倍系列稀释这种土壤。10-3稀释（150yL），然后到每一个结构BIOLOG GN板以及用于接种。这些 板块在25C的156h培养。展色在590 nm处测定光密度（OD）, OD590为 每 12 小时的间隔读取。其他各井 OD590 减去 OD590 控制以及不含碳源。 平均吸光度（平均颜色的发展，AWCD）,然后计算出每个板块，每个阅读时间，对时间 AWCD 曲线绘制。用动力学模型参数和曲线拟合时间评估 AWCD 每个土

11、壤样品。2.7 数据分析每次试验，分 3 组平行实验反应堆运行。取三个反应堆的平均值，用标 准偏差来总结实验数据。 BIOLOG 分析， SPSS 12.0 软件用于 Windows （SPSS 德国）的软件包，从获得的动力学参数进行统计分析。这些测试包括： （ 1） 非线性回归分析动力学参数值，并提出了密度依赖的 Logistic 生长曲线来描 述每个土壤样品的 AWCD ； （2）单向方差分析（ANOVA）单一的时间点OD 值和动力学模型参数。3. 结果3.1 土壤 PH 值随孵化的变化在土壤培养的早期阶段，样品从反应器 A和B的pH值略有下降。9天 之后，两个样品的pH值显著增加，然后趋

12、于稳定。pH值上60天，A变为 6.7，B变为7.3。在B 土壤的pH值呈中性，高于在 A的土壤。3.2 土壤铅浓度和扩散系数（Yi）所有土壤在孵化过程中的铅浓度变化。 最高值在A-C 土壤铅含量的可溶 性交换显示的第 6 天，然后显著下降。经过 60 天的潜伏期，在 B 土壤铅可 溶性交换浓度甚至下降到 0 mg/Kg，仍分别为100.5和77.0mg/Kg，而在C 土壤。结果表明，其他四个PB的分数在D 土壤对可溶性交换铅含量略有下 降。经过6天的潜伏期，碳酸盐结合铅，有机结合铅和 A至C 土壤中的残 留铅明显增加，而铁锰氧化物限制的铅 18 天后增加。与对照土壤相比碳酸 盐结合铅，有机绑

13、定铅和铅残留，和交换可溶性铅的最低浓度最高浓度，发 现乙孵化后的土壤，它提供了 B 土壤中铅的最低的流动性和铅的生物利用 度。3.3 微生物生理指标 微生物生物量，土壤有机质的生活的一部分，可以是一个很好土壤中铅的 毒 性 的 指 标 比 较 。 在 培 养 期 间 Cmic 发 生 了 显 著 的 变 化 。 qCO2 ， CO2-C-Cmic 比例计算，高于乙土壤在整个孵化后 12 天。经过 6 天的潜伏期， Cmic 土壤有机碳的比例，远低于在 B 土壤。在 B 土壤 Cmic/ Corg 第 24 天 的最高值。 Cmic/ Corg 在 A 和 B 土壤的变化是相似的，这表明对整个孵

14、化 期间的跌势。发现在土壤 B 中的 Cmic/ Nmic 整个孵化过程中的比例要低得 多。3.4 动力模型和参数样品AWCD由BIOLOG和非线性与土壤样品接种的微孔板孵育时间决 定，色彩的发展曲线的形状一般是S型，可以通过描述基于密度依赖的 Logistic 生长方程的动力学模型。我们用特罗姆修改公式。4. 讨论 以往的研究表明，重金属总量，不能反映金属的流动性和生物利用度， 而有效浓度的金属与金属的毒性和工厂的可用性有显着关系。同一种重金 属，可溶性盐，在交换阶段最容易被植物吸收，因此可以通过观察在哪个阶 段对存在的金属进行评估。重金属的生物利用度和转移能力的降低与提取。经过60天的生物

15、修复主要在B土壤铅的残 留态和有机较少的流动性和活动 性，而在土壤中的铅主要是铁锰氧化物和可溶性交换分数。我们的研究结果 表明生物体的铅毒性，从铅合作孵化白腐菌中添加秸秆的土壤相比在B 土壤铅的显著减少对环境的压力。另一个可以解释为低铅后在 B土壤活性生物修复的机制，是在 B土壤较 高的pH值。原土的pH值只有4.9。pH值是影响离子的形式和化学的流动性。 高pH值可能有助于减少金属在介质中的溶解度，这也是在我们的研究结果的 证实，少的水溶性可交换铅浓度的两种土壤中的 pH值上升较低，土壤中活跃的铅浓度具有较高的pH值。可能是由于日益增加的pH值有利于阳离子重金 属保留土壤表面通过内部球体表面

16、络合，吸附，沉淀和多核型反应。 guttormsen等人发现，土壤pH值影响金属水解，离子对的形成，有机物的溶 解度，以及表面电荷的铁和铝的氧化物，有机质，粘土边缘。阿佩尔和马报 道了 pH值，土壤中重金属的吸附的重要作用，因为它直接控制金属氢氧化物， 以及金属碳酸盐和磷酸盐的溶解度，因此较高的pH值有利于降水和固定金属。所形成的氨溶液导致有机氮氨化铵的形成和在土壤中的pH值的增加。这也许可以解释在A和B的土壤pH值在孵化时间的观察。在 B土壤的pH 值上升比在土壤A中快，其原因可能是，在B土壤菌体育促进有机物降解和 氨或有机挥发溶酸。在B 土壤有效的铅浓度低于对照组， 这有利于减少毒性。布鲁克斯建议， 可以通过比较微生物参数评价重金属污染土壤生态系统 功能的相对影响，越来越多的证据表明，土壤菌群起着生态等级养分循环过 程，微生物的一个重要的角色比土壤生长在同一土壤重金属动物或植物