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、易被有機材料和黏土吸收等，是一種危險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間持續(xù)增加。此外，ATZ也會對人體健康產(chǎn)生影響，包括對多種細胞成分中結(jié)構(gòu)蛋白和運輸?shù)鞍椎缺磉_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)藥污染土壤的高級氧化方法之一，但其在實際修復(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。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，包括細菌、真菌、放線菌以及藻類，其中以細菌為主。不同的細菌會通過不同的降解途徑對ATZ進行降解。但是，利用生物修復(fù)技術(shù)進行實際修復(fù)時，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?。通過海藻酸鈉對細菌進行固定化后，細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，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)合微球與土壤進行有效分離，從而避免材料對環(huán)境的二次污染，實現(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)合材料進行包埋固定化制備磁性炭基菌球；（2）通過表征綜合評價磁性炭基菌球化學(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的丙酮溶液進行制備，樣品混合均勻后置于通風櫥內(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。

試驗采用的菌株是DNS32 （Acinetobacter lwoffii），來自實驗室前期在受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接種至無機鹽培養(yǎng)基中，在30℃、150r·min-1的恒溫搖床中振蕩培養(yǎng)48h。在菌株生長至對數(shù)期，即菌液在紫外分光光度計600nm處光密度為0.9～1.0時獲取菌懸液。然后將菌懸液置于高速離心機中離心（12000r·min-1，3min），倒掉上清液后獲得濕細胞，重復(fù)上述操作步驟多次，以獲得足夠量的濕細胞，最后使用少量無菌水將濕細胞重新懸浮備用；（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

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、磁性生物炭負載ATZ降解菌（MBC-P）和DMBC-P6個處理，每個處理重復(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的恒溫搖床中振蕩培養(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。每個處理均進行3組平行試驗，將培養(yǎng)基置于30℃、150r·min-1的恒溫搖床中振蕩培養(yǎng)，反應(yīng)48h后的溶液過0.22um有機系濾膜，測定溶液中ATZ的濃度并計算去除率。

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個處理，每個處理3組平行試驗。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，同時計算相應(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)時間。

具體測定方法如下：將土壤樣品風干、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℃的條件下進行氮吹，將溶液吹至剩余1mL時，使用三氯甲烷再次定容至10mL。最后通過0.22um有機系濾膜過濾后，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，進行下一輪修復(fù)，試驗參數(shù)與第一輪一致。然后將每一輪修復(fù)后的土壤風干并研磨過篩，測定土壤中殘留的ATZ含量。共進行3輪循環(huán)修復(fù)試驗。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

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)，同時也為MBC和DNS32去除ATZ以及物質(zhì)運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官能團的振動峰，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，這表明材料被成功制備。除此之外，MBC在564cm-1處的振動峰與Fe304納米顆粒中的Fe-0官能團有關(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進行包埋固定化后，F(xiàn)e-0官能團的振幅并沒有減弱，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，在MBC-P和DMBC-P中也發(fā)現(xiàn)了相同的特征峰，說明Fe304被成功地負載到微球中，并且這些特征峰的峰強并沒有因為SA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%，這是因為DNS32雖然以ATZ作為氮源進行生長，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進行去除。從結(jié)果可以看出，在9h后，DMBC-P對ATZ的去除率達到了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），進而促進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進行逐步降解，達到先吸附、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到60.31%和10.02%。以上說明酸性和堿性環(huán)境會抑制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細菌免受酸性和堿性環(huán)境的影響，從而保持了細菌原有的活性。

溫度一般被認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，能夠有效提高細菌的生存能力和在極端條件下的抵抗力，從而增強對污染物的去除能力。

如圖4c所示，當ATZ初始濃度≤100mg·L-1時，DNS32的活性良好，對ATZ的去除效果優(yōu)異，能夠達到95.00%以上，而當初始濃度提升至140mg·L-1時，DNS32對ATZ的去除率僅為50.29%，表明高濃度的ATZ會影響游離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。

材料投加量會影響其對污染物的去除能力，圖4d表明，投加量為1%時，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DMBC-P回收后并未檢測到ATZ，因此在4d就實現(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，同時還具有較高的去除速率?？偟膩碚f，在3個修復(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)周期以進行后續(xù)試驗。

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進行了循環(huán)再生試驗，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會影響大豆幼苗的生理指標，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，并且同時與無污染土壤對照處理（US）進行比較，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價大豆幼苗的生長，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作用最強，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，進而促進大豆幼苗的生長。

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，進一步評價了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），從而達到自我保護的目的。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的磁性沒有因為SA的包埋而受到影響。批量試驗表明，在DMBC-P的投加量為2%、溫度為30℃、pH=7.3時，其對水體中100mg·L-1ATZ的去除率可以達到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一步降解被吸附的ATZ。同時，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)劑用于實際ATZ污染土壤的修復(fù)。

（3）盆栽試驗結(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，進而促進植株生長。