多环芳烃（Polycyclic aromatic hydrocarbons，PAHs）是广泛存在于环境中的一大类有机污染物，是煤矿区土壤主要污染物之一。煤炭的开采及资源利用具有外部负效应，煤矿的开采、运输等一系列过程会产生大量的PAHs^[1-3]，其由于疏水性强、稳定性强而长期吸附在土壤颗粒中难以降解。刘静静^[4]调查发现某采矿区土壤中不同采样点16种PAHs含量值从53.6 ng·g^-1到5 642.3 ng·g^-1分布不等，均值为1 541.1 ng·g^-1，本课题组前期调查也发现，某煤矿区农田土壤长期受PAHs污染，总量达1 042.31 μg·kg^-1。可以看出，煤矿区及其附近土壤PAHs污染问题日益突出。PAHs具有“三致”效应，土壤中的PAHs可通过食物链进入人体，严重危害人类健康。因此，通过采取强化措施修复煤矿区老化污染土壤迫在眉睫。

微生物降解是去除环境中PAHs的最有效手段^[5]，具有污染少、成效高、成本低等优点。目前，研究者发现的降解菌种类繁多^[6]，但是，仅添加游离微生物存在菌种易流失、微生物密度低^[7]、易与土著菌形成恶性竞争^[8]等弊端。因此，固定化微生物技术作为一种绿色高效的修复技术受到了越来越多研究者的关注^[9-10]。李婧^[11]的研究表明在无机盐培养基质中，固定化微生物比游离态微生物显著提高了对芘的去除效率，5 d后对芘的去除率高达98.2%，在相对较短的时间内达到了极高的去除率。王鑫等^[6]在人为添加污染源的土壤中加入固定化芽孢杆菌（Bacillus sp. SB02），培养42 d后对苯并[a]芘（BaP）的去除率为33.0%。目前，研究者多集中于培养基或人为添加污染土壤情况下研究固定化微生物对PAHs的降解，而对于原土污染，尤其煤矿区污染老化土壤研究相对较少。此外，固定化载体材料的选择也是固定化微生物的关键因素，农业废弃秸秆作为低成本吸附剂受到广泛的关注，其在土壤中易被生物降解，且来源广泛，不仅对土壤结构无害，而且可以改善土壤理化性质，在土壤修复中是一种较为理想的土壤调理剂和微生物的载体。近年来，已有很多固定化研究将葡萄秸秆^[12]和玉米秸秆^[11]作为微生物的载体，但对于蔬菜秸秆作为微生物载体修复土壤污染的研究鲜见报道。基于此，本研究以河北某典型煤矿区3环PAHs污染土壤为研究对象，以课题组前期筛选的芽孢杆菌M1为降解菌，选用番茄秸秆为固定化载体，采用“吸附-包埋-交联法”研究固定化M1对该区土壤3环PAHs修复效果的影响，并确定固定化M1的最佳接菌量，分析土壤酶活性的变化，以期为原位土壤3环PAHs的修复技术应用提供理论依据，同时为农作物秸秆的资源化利用开辟新途径。

1 材料与方法 1.1 供试材料

供试土壤：为河北省某典型煤矿区长期受PAHs污染的老化农田土壤，土壤类型潮褐土，质地壤土。采集表层0~10 cm的污染土壤，避光风干后，过1 mm筛。混合均匀，在4 ℃的冰箱内保藏备用，其基本化学性质见表 1。5种3环PAHs总含量占土壤16种PAHs总含量的24.67%，其中5种3环PAHs单体苊（Acy）、二氢苊（Ace）、芴（Flu）、菲（Phe）和蒽（Anth）的含量分别为25.29、50.08、240.66、585.45 μg·kg^-1和105.52 μg·kg^-1，由于Acy和Ace含量低，故本研究中仅考虑Flu、Phe和Anth三种3环PAHs。

供试菌种：本课题组前期从煤矸石中筛选出一株对上述5种3环PAHs具有高效降解作用的菌株，经鉴定为芽孢杆菌属（Bacillus）菌株，命名为M1，本研究利用此菌株对供试土壤中的3环PAHs进行修复研究。

供试载体：番茄秸秆于廊坊永清蔬菜基地采集，洗净秸秆，105 ℃烘箱中杀青30 min，然后60 ℃烘干，粉碎过1 mm筛，121 ℃灭菌20 min，制成载体材料备用。

1.2 试验方案 1.2.1 菌悬液制备

从平板上挑取一株M1单菌落接种于50 mL LB液体培养基中，在30 ℃、150 r·min^-1的恒温摇床中振荡培养24 h，按体积分数1%接种到新的LB液体培养基中，同样条件下培养24 h，使M1处于对数生长期后期，作为菌悬液备用。利用平板稀释法对菌悬液计数，活菌数约为2.2×10⁹ cfu·mL^-1。

1.2.2 固定化芽孢杆菌M1微球的制备

以番茄秸秆为载体，海藻酸钠（SA）和聚乙烯醇（PVA）为包埋材料，硼酸和氯化钙为交联剂制备固定化芽孢杆菌M1。将新鲜、干燥的番茄秸秆粉碎后过1 mm筛，灭菌。按优化配比含量称取番茄秸秆放入锥形瓶中，再次灭菌后备用，降温后向其中加入20 mL芽孢杆菌M1菌悬液，再加入20 mL灭菌水，在摇床上培养3 h。将10%的聚乙烯醇和0.5%的海藻酸钠混合，加入60 mL蒸馏水浸泡过夜，次日高温灭菌，冷却至40 ℃左右后加入上述混合物，用无菌水定容至100 mL，搅拌均匀，采用蠕动泵，从20 cm高处将其缓慢匀速滴加到磁力搅拌器上的盛有pH 6.7左右2%氯化钙饱和硼酸溶液中（用Na₂CO₃调pH），-20 ℃下保存24 h，再在4 ℃保存12 h。用灭菌的去离子水冲洗3次，制成番茄秸秆材料固定化芽孢杆菌M1微球（简称固定化M1微球，计数获得活菌数3.75×10⁸ cfu·g^-1），另外，在上述过程中不添加M1菌悬液制备成微球基质，保存于4 ℃冰箱中用于土培试验。

1.2.3 固定化M1微球降解污染土壤PAHs的土培试验

选取20 cm（上缘直径）×12 cm（底面直径）×14 cm（高）的盆钵30个。称取1.5 kg风干土放入每个盆钵中，共设置10个处理，其中，游离菌M1处理3个，接菌量水平依次为M1菌悬液体积与土壤质量比为1%、10%和20%，使土壤添加的M1活菌数达3.75×10⁹、3.75×10¹⁰ cfu·kg^-1和7.5×10¹⁰ cfu·kg^-1；固定化M1微球处理3个，固定化M1微球添加量与土壤质量比分别为1%、10%和20%，与土壤混合均匀，使土壤M1活菌数分别与对应的游离菌M1处理水平保持一致，分别达3.75×10⁹、3.75×10¹⁰ cfu·kg^-1和7.5×10¹⁰ cfu·kg^-1；微球基质处理3个，微球基质添加量与土壤质量比分别为1%、10%和20%，未添加M1菌株。同时，以不添加微球和游离菌的土壤为空白对照，每个处理3个重复，共30盆，详见表 2。土培试验于河北农业大学温室大棚中进行，调节水分含量为田间持水量的60%，每两日补水一次，每次补相同水量，4个月后采集土壤样品。

1.3 土壤指标及其测定方法 1.3.1 土壤PAHs

土壤基本理化性质测定指标及方法：速效钾、速效磷、速效氮、有机质和pH，采用土壤农化常规分析法^[13]。

土壤PAHs测定指标及其分析方法：3种PAHs分别为Flu、Phe和Anth。3种PAHs经索氏提取、氮吹浓缩、硅胶柱净化以及再次浓缩定容等过程后进行上机测定，通过气相色谱-质谱法（GC-MS，Aglient 7890/5975c）测定样品^[14]。其中，GC-MS仪器起始温度为80 ℃，保持2 min；以10 ℃·min^-1上升到140 ℃，保持3 min；再以10 ℃·min^-1上升到210 ℃，保持3 min；最后以5 ℃·min^-1上升到290 ℃，保持3 min。进样口温度为280 ℃，不分流进样，进样量为1 μL，流速为1.1 mL·min^-1，离子源温度230 ℃，四极杆温度150 ℃^[15-16]。

质量保证与质量控制：每批次提取装置中均设置至少20%的随机重复样品；氘代三联苯与4-溴-2氟联苯两种替代物质的回收率控制在70%~130%^[15]。

1.3.2 土壤酶活性

土壤多酚氧化酶活性采用碘量滴定法，并以用于滴定相当于1 g土壤滤液所消耗的0.01 mol·L^-1 I₂的毫升数（mL）表示^[17]；过氧化氢酶活性以20 min后1 g土壤的0.02 mol·L^-1 KMnO₄的毫升数（mL）表示^[17]；过氧化物酶活性以1 g土壤消耗的0.01 mol·L^-1 I₂标准液的毫升数（mL）表示^[17]；纤维素酶活性以72 h后10 g土壤生成葡萄糖的毫克数（mg）表示^[17]。

1.4 数据统计分析

土壤PAHs去除率（R）=（C₀-C_t）/C₀×100%

式中：C₀为对照土壤PAHs含量；C_t为土壤PAHs残留含量。

试验数据均采用SPSS 17.0软件进行显著性分析，主要采用在P < 0.05显著水平上的LSD和Duncan检验方法进行检验，Excel 2003软件制图。

2 结果与分析 2.1 游离菌M1接菌量对3环PAHs污染老化土壤修复效果的影响

M1不同接菌量处理对污染老化土壤3种PAHs单体的去除效果见图 1。结果表明，M1接菌量为1%（B1M1）时，Flu、Phe和Anth的去除率分别为4.61%、8.12%和9.02%；接菌量为10%（B2M1）时，3种PAHs的去除率为13.03%~21.35%，其中Phe的去除率最高；接菌量为20%（B3M1）时，3种PAHs的去除率为-0.15%~9.68%，仍以Phe单体去除率为最高。三种处理的去除效果表明，Flu和Anth的去除率在不同处理间的大小顺次为B2M1>B1M1>B3M1，Phe的去除率大小顺次为B2M1>B3M1≈B1M1，均以B2M1的去除效果表现最为突出。可见，3种PAHs单体的去除率均随接菌量增加呈先升高后降低的趋势，且在接菌量10%时Phe单体去除率达到最大值21.35%。

进一步对与游离菌M1降解有关的四种土壤酶活性进行差异性分析（表 3）发现，土壤多酚氧化酶活性随剂量增加呈先升高后降低的趋势，这与对多环芳烃的去除率变化结果一致，其中B2M1处理酶活性最高，显著高于B3M1处理和CK对照，分别提高了14.39%和17.93%，但与B1M1处理无显著性差异；纤维素酶活性在B1M1处理下酶活性最高，但与B3M1处理差异不显著，显著高于B2M1处理和CK对照，分别是B2M1和CK的1.55倍和1.89倍；不同处理下过氧化氢酶、过氧化物酶活性无显著差异，但不同处理下过氧化氢酶活性均高于对照处理，而过氧化物酶活性无显著差异。故考虑多酚氧化酶活性和过氧化氢酶活性可能与PAHs的降解有关。

2.2 固定化M1剂量对3环PAHs污染老化土壤修复效果的影响

图 2反映了固定化M1微球不同剂量对污染老化土壤3环PAHs的去除效果。由图 2可知，随固定化M1剂量增加，3种PAHs单体的去除率呈现出了不同的变化规律。Phe的去除率随剂量增加先升后降，在10%固定化M1剂量（X2M1）时达最高（50.88%），而Flu和Anth的去除率却随剂量的增加先降后升，Flu在20%固定化M1剂量（X3M1）时达最高（95.25%），Anth在1%固定化M1剂量（X1M1）时达最高（68.39%）。经LSD和Duncan统计检验（P < 0.05），3种PAHs单体的去除率在三种剂量处理之间差异不显著。

微球基质对污染老化土壤3环PAHs的去除效果如图 2所示，随微球基质剂量增加，Flu、Phe和Anth的去除率呈现出相同的变化规律，均表现为20%微球基质剂量（X3）>10%微球基质剂量（X2）≈1%微球基质剂量（X1），在X3处理去除率达到最高，依次为85.02%、48.77%和64.89%。

对比微球基质和固定化M1微球发现，X1M1处理对Flu、Phe和Anth的去除率分别为94.97%、49.52%和68.39%，均显著高于X1处理，比X1分别提高了19.52、15.86个百分点和11.56个百分点，说明固定化M1微球不仅提升了M1的降解效果，而且微球基质对三种PAHs也具有一定的吸附效果；X2M1处理对Flu、Phe和Anth的去除率范围为50.88%~94.87%，X2处理对Flu、Phe和Anth的去除率范围为48.77%~77.55%，X2M1处理对Flu、Phe和Anth的去除率分别是X2基质对照的1.22、1.24倍和1.24倍；对比X3M1处理和X3可知，单体Flu的去除率表现为X3M1>X3，且差异显著；单体Phe、Anth的去除率在X3M1与X3之间无显著差异。综上，固定化M1微球对3种PAHs具有较好的修复效果，尤以对单体Flu的去除效果为最好，且不同剂量下的去除率均超过94%。

进一步对比分析与PAHs降解有关的四种土壤酶活性结果（表 4）发现，在固定化M1微球剂量为1%时，不同处理土壤过氧化氢酶活性变化具有显著差异，表现为X1M1>X1>CK，这与对3种PAHs的去除率表现相一致；多酚氧化酶活性表现为X1>CK>X1M1，且具有显著差异；过氧化物酶活性表现为CK>X1≈ X1M1。在固定化M1微球剂量为10%处理下，过氧化氢酶活性和多酚氧化酶活性均表现为X2M1>X2>CK；过氧化物酶活性表现为CK>X2>X2M1。在固定化M1微球剂量为20%处理下，过氧化氢酶活性变化与微球添加剂量为1%和10%时表现一致，多酚氧化酶活性表现为X3>X3M1>CK，但X3M1与X3之间无显著差异。不同处理的同一剂量下纤维素酶活性无显著差异。由此可见，随剂量增加，固定化芽孢杆菌处理的过氧化氢酶活性依次是微球基质处理的1.28、1.19倍和1.16倍，初步认为土壤过氧化氢酶和多酚氧化酶可能参与了PAHs的降解过程，与游离菌的规律较为一致。

2.3 固定化M1与游离菌M1对土壤PAHs修复效果对比分析

表 5反映了固定化M1扣除微球基质后对土壤3环PAHs的去除率以及与游离菌的差异性检验结果。结果表明，扣除微球基质后固定化M1微球对Flu、Phe和Anth的去除率随接菌量增加均呈现出先升高后降低的变化规律，皆在10%时去除率达到最高，依次为77.13%、16.63%和28.89%，其中，对单体flu的去除效果最好。与游离菌M1比较可知，在接菌量1%、10%和20%时，经固定化后的M1对土壤Flu和Anth的去除效果均显著高于游离菌M1，Flu去除率分别增加了70.91、64.1个百分点和72.31个百分点（P < 0.05），Anth去除率分别提高13.83、15.24个百分点和8.13个百分点，而对单体Phe的去除率仅在1%接菌量时得到了显著提高，比游离菌显著提高5.07个百分点。可见，降解菌株M1在固定化材料中去除PAHs的能力得到了大幅提升。

由表 3和表 4可以发现，固定化M1和游离菌M1对土壤酶活性的影响存在一定差异性。固定化M1处理过氧化氢酶活性在不同剂量下均显著高于游离菌M1，随剂量增加依次是游离菌M1处理的1.16、1.23倍和1.20倍；多酚氧化酶活性则呈现出与过氧化氢酶相反的规律，游离菌M1处理的多酚氧化酶活性高于固定化M1处理，其中，B1M1处理显著高于X1M1处理，其余两种剂量无显著差异；过氧化物酶活性与多酚氧化酶规律相同，但不同剂量均具有显著差异。两种处理下纤维素酶活性在不同剂量下也呈现出活性菌M1高于固定化XM1的规律，但不同剂量无显著差异。可以推测，在固定化M1修复煤矿区污染老化农田土壤3环PAHs的过程中，过氧化氢酶可能对PAHs降解具有较大促进作用。

3 讨论

本研究表明，游离芽孢杆菌M1接菌量为10%时对煤矿区污染老化土壤3种PAHs的去除率效果为13.03%~21.35%，说明芽孢杆菌M1在原生污染土壤中对多环芳烃具有一定降解能力。李凤梅等^[18]研究也证实，筛选得到的七株菌株B1~B7对焦化厂污染土壤多环芳烃总量的降解率在26.1%~44.3%之间，降解效果较好，其中B2和B4分属假单胞菌属和芽孢杆菌属。与本研究的菌株种类、接菌量和土壤多环芳烃含量差异导致了土壤中PAHs的降解效果存在不同。

本研究以番茄秸秆为载体材料采用“吸附-包埋-交联法”制备的固定化芽孢杆菌M1微球比游离菌M1降解污染老化土壤多环芳烃的效果有了大幅提高。固定化M1不同剂量对3种PAHs的去除率均在47%以上，最高达95.25%，而游离菌对3种PAHs的去除率最高仅达21.35%。扣除微球基质后固定化M1对3种PAHs的去除率显著高于游离菌，其中以单体Flu最为突出，比游离菌最高增加72.31个百分点。李婧等^[19]以无机盐培养基为基质研究的固定化微生物对芘的降解显著高于游离菌及微球基质，与本研究结果相似。王新等^[20]以人为添加污染土壤为基质研究的添加固定化动胶杆菌（Zoologea sp.）对Pyr和BaP的降解率分别为52.7%和37.5%，降解效果普遍高于游离菌。固定化微生物对多环芳烃的降解效率之所以高于游离菌，可能归因于固定化细胞颗粒的微环境有利于屏蔽土壤中毒性物质的毒害作用、噬菌体的吞噬和土著菌的恶性竞争^[21]，但对于微球基质对土壤中多环芳烃的去除作用机理尚有待于进一步深入研究。目前，本研究利用番茄秸秆作为固定化微生物材料为修复土壤PAHs提供了新的途径，其他材料的固定化也有待研究开发。

此外，本研究发现，固定化M1处理与游离菌处理和微球基质对照处理相比显著提高了土壤过氧化氢酶活性，这与固定化M1处理对3种PAHs的去除效率最高的结果一致。推测过氧化氢酶在番茄秸秆固定化芽孢杆菌M1修复煤矿区污染老化土壤处理中具有重要作用。这与Liu等^[22]得出的土壤过氧化氢酶活性增加使PAHs去除率提高的研究结果相似。张志远等^[23]研究表明过氧化氢酶活性与PAHs降解率的相关系数为0.781，在PAHs降解过程中作用较大。而王洪等^[24]研究表明，加入固定化菌剂后，土壤过氧化氢酶活性与多环芳烃去除率呈负相关，与本实验结果相反，这可能与微生物种类和数量、土壤的异质性以及根际微生物作用有关。因此，固定化微生物对污染土壤进行修复时存在的降解菌与载体材料间的交互作用等问题以及其他不确定性因素还有待进一步深入研究。

4 结论

（1）游离菌M1接菌量处理对土壤3环PAHs单体的去除表现为随接菌量的增加先升后降的特征，在接种10%游离芽孢杆菌时，对Phe的去除率最高为21.35%。

（2）番茄秸秆固定化M1不同处理对3环PAHs的去除显著高于微球基质对照和游离菌M1处理，其中，对Flu单体的去除率最高，达95.25%。

（3）扣除微球基质后的固定化M1降解作用远高于游离菌，以Flu单体表现最为突出，经固定化后的M1处理的去除率比游离菌最高提高了72.31个百分点。

（4）固定化M1处理对过氧化氢酶活性有显著促进作用，其酶活性显著高于微球基质和游离菌M1处理，与3环PAHs去除率规律相一致。