全 文 ：　 核 农 学 报　 ２０１３ꎬ２７(６):０８２３ ~ ０８３０
Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｎｕｃｌｅａｒ Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅｓ
收稿日期:２０１２￣１０￣０９　 接受日期:２０１３￣０１￣２８
基金项目:国家自然科学基金 (１１１０５１９３ )ꎬ中国博士后第五十批面上项目 (２０１１Ｍ５０１４９７)ꎬ中国科学院近代物理研究所博士后基金
(Ｙ１６１０６０ＺＹＯ)ꎬ甘肃省国际科技合作计划项目(１１０４ＷＣＧＡ１８１)
作者简介:周 翔(１９７７￣)ꎬ男ꎬ甘肃兰州人ꎬ 博士ꎬ研究方向为辐射生物诱变与遗传育种技术、环境修复技术ꎮ Ｔｅｌ:０９３１￣４９６９６９８ꎻ Ｅ￣ｍａｉｌ:
ｓｙａｎｎｏｖｉｃｈ＠ ｇｍａｉｌ. ｃｏｍ
通讯作者:梁剑平(１９６３￣)ꎬ男ꎬ山西平遥人ꎬ 博士ꎬ研究员ꎬ研究方向为辐射生物及遗传育种技术ꎮ Ｅ￣ｍａｉｌ:ｌｉａｎｇｊｐ１００＠ ｉｍｐｃａｓ. ａｃ. ｃｎ
文章编号:１０００￣８５５１(２０１３)６￣０８２３￣０８
１２ Ｃ６ ＋ 重离子诱变海迪茨氏菌及其
修复柴油污染土壤的研究
周翔１ 　 梁剑平１ 　 辛志君１ 　 陆锡宏１ 　 杨贤鹏１ 　 郭志廷２ 　 郝宝成２
( １中国科学院近代物理研究所ꎬ甘肃 兰州　 ７３００００ꎻ２中国农业科学兰州院畜牧与兽药研究所ꎬ甘肃 兰州　 ７３００５０)
摘　 要:应用重离子束辐射改良海迪茨氏菌(Ｄｉｅｔｚｉａ ｍａｒｉｓ)菌株在降解方面的能力ꎬ将离子辐射学与环境
修复学相结合ꎬ论证该菌在以柴油为代表的污染土壤中的修复能力ꎮ 利用１２Ｃ６ ＋重离子能量为 ８０ＭｅＶ、
ＬＥＴ为 ３５􀆰 ５ｋｅＶ􀅰μｍ － １、吸收剂量率 １Ｇｙ􀅰ｍｉｎ － １、辐射剂量为 ５ ~ １２０Ｇｙ辐射具有降解石油烃的代表菌株
Ｄｉｅｔｚｉａ ｍａｒｉｓꎬ经初选、复选筛选得到了突变菌株 ＤＭＹＲ９ꎬ并对其在构建污染土壤样品中分解柴油率及修
复前后土壤系统中酶活性相关参数与化学改良修复前后污染土壤样品相关数据进行对比分析ꎮ 结果表
明ꎬ土壤受柴油污染不久后过氧化氢酶、脱氢酶和脂酶的活性呈现上升趋势ꎬ由突变菌体 ＤＭＹＲ９ 修复
后的污染土壤系统中脂酶活性呈现最低下降趋势ꎬ随着土壤中柴油被 ＤＭＹＲ９ 降解ꎬ脂酶活性又不断降
低ꎬ突变菌体数量及柴油降解率都具有很好的正相关性ꎮ 突变菌株 ＤＭＹＲ９ 进行生物修复的效果优于
化学法修复ꎬ这对今后在土壤污染治理中开发利用此突变菌体具有指导意义ꎬ并具有较高的后续应用利
用价值ꎮ
关键词:１２Ｃ６ ＋重离子ꎻ海迪茨氏菌ꎻ污染土壤ꎻ 酶活性ꎻ 降解能力
　 　 石油污染土壤的覆盖面大ꎬ潜伏期长ꎬ修复治理困
难ꎬ对土壤的污染主要表现为:破坏土壤的酶活性、结
构和透水性[１]ꎮ 为了消除土壤中的有机物污染ꎬ人们
不断研究发展了多种土壤修复方法如:物理修复法、化
学修复法和生物修复法等ꎮ 而生物修复能否成功ꎬ首
先取决于能否筛选和获得具有高降解能力的外源微生
物ꎬ高降解能力的微生物可以通过辐射诱变获得[２ － ３]ꎬ
辐射诱变具有速度快、可以在短期内使微生物某些特
性得到大幅度的改良ꎬ并可不断满足生产发展所提出
的新要求ꎬ是目前应用广泛的一种主要育种技术[４ － ５]ꎮ
而近年来１２Ｃ６ ＋重离子作为新型诱变源ꎬ对生物体系做
不同方式处理ꎬ可获得多种不同需求的突变体ꎬ有利于
拓宽突变谱ꎬ提高突变率ꎬ为辐射诱变研究注入了新的
活力ꎬ但空间１２ Ｃ６ ＋ 重离子诱变海迪茨氏菌 (Ｄｉｅｔｚｉａ
ｍａｒｉｓ)株突变体的机制很复杂ꎬ需要更为系统的研究ꎮ
土壤酶活性反映了土壤中进行的各种生物化学过
程的方向和强度ꎮ 土壤酶是土壤生物活性的一个重要
指标ꎬ它们参与土壤中有机物质的分解转化ꎻ并且土壤
酶参与许多重要的生物化学过程ꎬ所以土壤酶活性在
一定程度上可以反映出土壤环境状况ꎮ
本研究以黄河沉积物中分离出的海迪茨氏菌为
出发菌株ꎬ利用重离子 (ＨＩＲＦＬ)装置ꎬ采用重离子束
流为１２ Ｃ６ ＋ 离子束ꎬ能量为 ８０ＭｅＶ􀅰ｕ － １ꎬＬＥＴ 为 ３５􀆰
５ｋｅＶ􀅰μｍ － １ꎬ吸收剂量率 １Ｇｙ􀅰ｍｉｎ － １对其进行不同辐
照强度的诱变筛选处理ꎬ获得具有高降解能力突变
体ꎬ进而对石油制品中的柴油污染土壤进行生物修
复实验ꎬ通过测定柴油污染土壤在生物修复过程中
脱氢酶、过氧化氢酶和脂酶 ３ 种土壤酶活性的变化
情况ꎬ进一步了解经突变体生物修复后土壤酶活性
变化的特征与规律ꎬ为研究柴油类污染土壤的生物
修复提供基础依据ꎮ
３２８
核　 农　 学　 报 ２７ 卷
１　 材料与方法
１􀆰 １　 材料
１􀆰 １􀆰 １　 Ｄｉｅｔｚｉａ 属菌株 ( Ｄｉｅｔｚｉａ ｍａｒｉｓ) 　 迪茨菌属
(Ｄｉｅｔｚｉａ)是 １９９５ 年由 Ｒａｉｎｅｙ 等[６]命名的新属ꎬ目前
已发现海迪茨氏菌(Ｄｉｅｔｚｉａ ｍａｒｉｓ)等 １０ 个菌株种ꎮ 在
显微镜下观察为杆状、排列紧密、无鞭毛ꎻ菌落呈奶白
色、菌落光滑并且均一、不透明ꎻ革兰氏染色阳性ꎻ能在
ＴＳＡ固体培养基和 ＬＢ 固体培养基中生长:最适合生
长温度为 ２４ ~ ２９℃ [７ － ８]ꎮ 由本实验室采用传统培养
法与 １６ＳｒＤＮＡ 部分序列分析相结合的方法ꎬ自黄河沉
积物中分离获得ꎮ
１􀆰 １􀆰 ２ 　 培养基 　 葡萄糖 ( １􀆰 ５％ )ꎬ 天门冬氨酸
(０􀆰 ２％ )、谷氨酸(０􀆰 ６％ )、异亮氨酸(０􀆰 ５％ )、缬氨酸
(０􀆰 ３％ )、赖氨酸 (０􀆰 ４％ )、Ｋ２ＨＰＯ４􀅰３Ｈ２Ｏ (０􀆰 ２％ )、
ＦｅＳＯ４􀅰７Ｈ２Ｏ(０􀆰 ０６ｍｇ􀅰Ｌ － １)、ＣａＣｌ２ (０􀆰 ６ｍｇ􀅰Ｌ － １)、ＫＣｌ
(０􀆰 １ｍｇ􀅰Ｌ － １)、ＭｇＳＯ４􀅰７Ｈ２Ｏ(０􀆰 ５ｍｇ􀅰Ｌ － １)、Ｈ２Ｏ、ｐＨ值
７􀆰 ２ꎮ
１􀆰 １􀆰 ３　 土壤样品　 供试土壤于 ２０１１ 年 ４ 月 １ 日采自
河西片春小麦区试ꎮ 采样时ꎬ剥去表层覆盖土 ２ｃｍ
后ꎬ每个采集地共采集 ３ 点混合样ꎬ采样深度约为 ２０
~ ３０ｃｍꎮ 采样经自然风干、除杂、研碎ꎬ过筛ꎬ混匀后
分别储存于带标签的磨口瓶中ꎮ
１􀆰 １􀆰 ４　 土壤结构改良剂　 聚丙烯酰胺(ＰＡＭ)长链线
型高分子聚合物ꎬ吸水性极强ꎬ为白色、无味、无毒害作
用的粉末状物质ꎮ
１􀆰 １􀆰 ５　 非离子性表面活性剂 　 Ｐｌｕｒａｆａｃ ＬＦ ４０５ 是一
个亲水性的表面活性剂ꎬ在水中浊点很低ꎬ对酸、碱介
质稳定ꎬ对硬水不敏感ꎮ
１􀆰 １􀆰 ６　 柴油油品　 兰州石化有限公司提供的样品柴
油(密度为 ０􀆰 ８３９２ｇ􀅰ｍＬ － １ꎬ粘度为 ２􀆰 ８７ｍＰａ􀅰ｓ － １ꎬ表面
张力为 ２６􀆰 ８ ｍＮ􀅰ｍ － １)ꎮ
表 １　 构建土壤实验样品
Ｔａｂｌｅ １　 Ｓｏｉｌ ｓａｍｐｌｅｓ
土壤构建类型
Ｓｏｉｌ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ
柴油
Ｄｉｅｓｅｌ ｏｉｌ /
(ｇ􀅰ｋｇ － １)
锯末
Ｗｏｏｄ ｓａｗｄｕｓｔ /
ｇ
非离子性活性剂
Ｐｌｕｒａｆａｃ ＬＦ ４０５ /
(ｇ􀅰ｋｇ － １ ｓｏｉｌ)
聚丙烯酰胺 ＰＡＭ /
(ｇ􀅰ｋｇ － １ ｓｏｉｌ)
突变体细胞
ＤＭＹＲ９ /
(Ｃｅｌｌｓ􀅰ｇ － １ ｓｏｉｌ)
洁净型 Ｃｌｅａｎ － － － － －
柴油污染型 Ｄｉｅｓｅｌ ｏｉｌ ３０ － － － －
改良型 Ｓｔｉｍｕｌａｔｉｎｇ ３０ １５ ０􀆰 ５ ０􀆰 ７ －
生物修复型 Ｂｉｏｒｅｍｅｄｉａｔｉｏｎ ３０ １５ － ０􀆰 ７ １ × １０８
１􀆰 ２　 样品处理
１􀆰 ２􀆰 １　 １２Ｃ６ ＋重离子辐射处理　 重离子辐照试验在重
离子研究装置(ＨＩＲＦＬ)ＴＬ２ 终端上进行ꎮ 重离子束流
为１２Ｃ６ ＋离子束ꎬ能量为 ８０ＭｅＶ􀅰ｕ － １ꎬＬＥＴ 为 ３５􀆰 ５ｋｅＶ􀅰
μｍ － １ꎬ吸收剂量率 １Ｇｙ􀅰ｍｉｎ － １ꎬ用空气电离室监测剂
量ꎮ
１􀆰 ２􀆰 ２　 菌悬液的制备 　 将海迪茨氏菌株置于盛有
５０ｍＬ无菌种子葡萄糖培养基的 ２５０ｍＬ 三角瓶中ꎬ恒
温振荡培养ꎬ于 ２５℃培养 ６０ｈ得到种子液ꎮ 以 １０ － ２ －
１０ － ３的稀释度ꎬ将菌体浓度稀释为 １０ － ９ ~ １０ － ８个􀅰
ｍＬ － １ꎬ制成靶子悬液[９]ꎮ
１􀆰 ２􀆰 ３　 １２Ｃ６ ＋重离子辐照　 取制备的靶子悬液 ２ｍＬ分
别加入到无菌 ３０ｍｍ 皿中ꎬ用封口膜密封ꎬ于 １０、１５、
２０、３０、６０、９０、１２０Ｇｙ 辐照剂量下处理ꎬ以未照射菌种
作为对照[１０ － １１]ꎮ
１􀆰 ３　 选育菌株突变体
诱变后海迪茨氏菌株接种于葡萄糖培养基ꎬ于恒
温振荡培养箱 ２００ｒ􀅰ｍｉｎ － １、２７℃培养 ６０ ｈꎬ得到突变体
库ꎬ用于突变体的筛选ꎮ 将诱变的海迪茨氏菌液划线
接种 ＹＰＤ平板ꎬ２５℃培养 ６０ｈꎬ随机挑取单菌落接种葡
萄糖液体培养基培养过夜ꎬ以始发菌种为对照ꎬ取等量
菌数转接 ５ｍＬ放有倒置杜氏管的葡萄糖液体培养基ꎬ
并确保杜氏管内无汽泡ꎬ于 ２７℃下静止培养 ２０ ｈꎬ选
取杜氏管中气泡小于对照菌种的培养管ꎬ用 ＹＰＤ平板
划线 ３ 次ꎬ得到高降解能力的突变体ꎮ
１􀆰 ４　 构建土壤试验样品类型
如表 １ 所示ꎬ将采样土壤构建为: 洁净型土壤、柴
油污染型土壤、改良型土壤、生物修复型土壤ꎮ
１􀆰 ５　 石油烃类污染土壤的生物降解试验
依照构建的土壤样品ꎬ分别进行试验一组与试验
二组的生物降解试验ꎮ 在试验过程中ꎬ每隔一定时间
测定土壤中异养微生物群落总数、烃类氧化微生物群
落总数、土壤中柴油含量ꎮ 所有试验均在 ２０ ~ ２８℃进
行ꎬ并调节 ｐＨ值为 ７􀆰 ２ ~ ７􀆰 ９ꎬ试验历时 ６０ｄꎮ
４２８
　 ６ 期 １２Ｃ６ ＋重离子诱变海迪茨氏菌及其修复柴油污染土壤的研究
１􀆰 ６　 指标测定
１􀆰 ６􀆰 １　 土壤异养微生物群落总数的测定　 根据国家
标准 ＧＢ / Ｔ ４７８９􀆰 ２ － ２０１０[１２]测定菌落总数ꎮ
１􀆰 ６􀆰 ２　 土壤氧化烃类微生物测定　 利用酶联免疫吸
附剂[１３](ＥＬＩＳＡ)测定ꎮ
１􀆰 ６􀆰 ３　 过氧化氢酶活性测定　 测定采用高锰酸钾滴
定法测定ꎬ一个过氧化氢酶单位相当于在试验条件下
每 １ｍｉｎ分解出 １０μｍｏｌ 过氧化氢所需的酶量ꎮ
１􀆰 ６􀆰 ４　 脱氢酶活性的测定　 采用无色的氯化三苯基
四氮唑(ＴＴＣ)为受氢体ꎬ当它受氢后变成深浅不同的
红色三苯基甲臢 ( ＴＦ)ꎬ然后采用比色法 (波长为
４８５ｎｍ)测定[１４]ꎬ一个脱氢酶活性单位相相当于每分
钟生成的 ＴＦ所需的酶量ꎮ
１􀆰 ６􀆰 ５　 脂酶的测定　 采用乙醇 －氢氧化钾溶液滴定
来测定ꎬ一个脂酶单位相当于在规定条件下每 １ｍｉｎ 释
放出 １μｍｏｌ 脂肪酸时所需的酶量[１４]ꎮ
１􀆰 ６􀆰 ６　 土壤中柴油含量的测定　 采用超声萃取方法
来萃取ꎬ萃取剂采用三氯甲烷ꎮ 然后采用红外法测定
其含油量[１５]ꎬ回收率达 ９９􀆰 ２％ ꎮ
１􀆰 ７　 数据处理
采用 Ｍｉｃｒｏｓｏｆｔ Ｅｘｃｅｌ ２００３ 软件进行数据处理ꎬ方
差分析、相关性分析及回归分析采用软件 ＳＰＳＳ １１􀆰 ５ꎬ
试验数据均为 ３ 次测定的平均值ꎮ
２　 结果与分析
２􀆰 １　 １２Ｃ６ ＋重离子辐射海迪茨氏菌株效应
２􀆰 １􀆰 １　 １２Ｃ６ ＋重离子辐射对海迪茨氏存活率的影响　
利用能量为 ８０ＭｅＶｕ － １ꎬＬＥＴ 为 ３５􀆰 ５ｋｅＶ􀅰μｍ － １ꎬ吸收
剂量率 １Ｇｙ􀅰ｍｉｎ － １的１２Ｃ６ ＋重离子辐射海迪茨氏菌株ꎬ
辐射剂量为 ５、１０、１５、２０、３０、４０、５０、６０、７０、８０、９０、１００、
１１０、１２０Ｇｙꎬ不同剂量重离子处理后ꎬ结果显示重离子
辐照处理对菌株的作用效果非常明显ꎬ存活率呈现较
明显的先降后升再降的马鞍形变化趋势ꎮ 这种特有的
变化被认为是能量ꎬ动量作用下的损伤效应和质量ꎬ电
荷作用下的保护和刺激综合作用的结果ꎮ 随着辐照剂
量的增加ꎬ其致死率逐渐增大ꎬ但不存在线性关系(图
１)ꎮ 将产生的生物表面活性剂性能在出发菌株 ８０％
及以下 ８５％及以上为负突变株ꎬ８０％ ~ ８５％之间为正
突变株ꎮ 超过 ９０ Ｇｙ后菌株突变率继续增加正突变率
明显下降ꎬ其原因可能是随着剂量的增大ꎬＤＮＡ 和生
物膜等严重损伤所致ꎮ
由图 １ 可知ꎬ小剂量１２Ｃ６ ＋离子辐射时ꎬ菌株存活
率较高ꎬ随着辐射剂量的增加ꎬ存活率下降ꎬ当辐射剂
图 １　 １２Ｃ６ ＋辐射对海迪茨氏菌株存活率的影响
Ｆｉｇ. １　 Ｔｈｅ ｉｍｐｌａｎｔａｔｉｏｎ ｏｆ １２Ｃ６ ＋ ｉｏｎ ｏｎ
ｓｕｒｖｉｖａｌ ｏｆ Ｄｉｅｔｚｉａ ｍａｒｉｓ ｓｔｒａｉｎ
量 ５Ｇｙ(ａ)时ꎬ存活率降为 ９０％ ꎻ增至 ４０Ｇｙ(ｂ)时ꎬ存
活率升为 ６３􀆰 ９％ ꎻ之后ꎬ注量继续增加ꎬ存活率开始上
升ꎬ当辐射剂量达到 ６０Ｇｙ ( ｃ)时ꎬ存活率回升到了
７６􀆰 ６％ ꎻ而辐射剂量增为 １２０ Ｇｙ(ｄ)时ꎬ菌株存活率又
降至仅为 １５􀆰 ９％ ꎮ 出现这种现象的原因可能是离子
注量下所产生的质量沉积效应也可生成新的产物ꎬ这
些产物能与细胞内的 ＤＮＡ 和蛋白质等生物大分子竞
争自由基ꎬ从而减轻自由基对细胞的损伤作用ꎬ使得菌
株存活率有所回升ꎻ随着离子注量的进一步增加ꎬ能量
沉积和动量传递所造成的 ＤＮＡ 和生物膜等其他生物
大分子的严重损伤已超出了其所具有的修复能力ꎬ且
大量堆积的电荷达到一定的临界值后会产生库仑爆
炸ꎬ其形成的“保护屏障”作用也不复存在ꎬ从而使存
活率再次下降[１６]ꎮ
２􀆰 １􀆰 ２　 １２Ｃ６ ＋重离子辐射对海迪茨氏菌突变率的影响
采用不同的１２Ｃ６ ＋重离子辐射剂量对海迪茨氏菌株进
行诱变处理ꎬ分别随机挑取 １００ 个单菌落进行摇瓶发
酵ꎬ测定其表面活性物质的纯化提取物ꎮ 以出发菌株
产表面活性物质量 ６１１２Ｕ􀅰ｍＬ － １为参考标准ꎬ低于发
菌株活性物质量 ２００Ｕ􀅰ｍＬ － １的的单菌落为正突变ꎻ高
于发菌株活性物质量 ２００Ｕ􀅰ｍＬ － １的单菌落为负突变ꎻ
接近 ２００ Ｕ􀅰ｍＬ － １的的单菌落为未突变ꎮ
由图 ２ 可看出ꎬ当１２Ｃ６ ＋重离子辐射剂量为 ５(ａ)、
１０ ( ｂ)、３０ ( ｃ)、５０ ( ｄ) Ｇｙ 时ꎬ正突变率为: ７􀆰 ６％ 、
１２􀆰 ８％ 、３１􀆰 ９％ 、５２􀆰 ９％ ꎻ当辐射剂量为 ６０Ｇｙ( ｆ)时ꎬ正
突变率最高:７６􀆰 ９％ ꎻ而辐射剂量为 １２０Ｇｙ(ｇ)时ꎬ正突
变率将为 １７􀆰 ６％ ꎬ而该辐射剂量范围(５ ~ １２０Ｇｙ)恰好
对应图(１)中的“马鞍区”ꎮ 该结果也与文献报道[１７]
的在“马鞍”区域菌株最易发生突变的结果相一致ꎮ
５２８
核　 农　 学　 报 ２７ 卷
研究结果表明ꎬ不同剂量１２Ｃ６ ＋离子束处理菌株后ꎬ以
６０Ｇｙ辐射剂量为突变效果最佳ꎮ
图 ２　 １２Ｃ６ ＋辐射对海迪茨氏菌株突变及正突变率的影响
Ｆｉｇ. ２　 Ｔｈｅ ｉｍｐｌａｎｔａｔｉｏｎ ｏｆ １２Ｃ６ ＋ ｉｏｎ ｏｎ ｍｕｔａｔｉｏｎ ｒａｔｅ
ａｎｄ ｐｏｓｉｔｉｖｅ ｍｕｔａｔｉｏｎ ｒａｔｅ ｏｆ Ｄｉｅｔｚｉａ ｍａｒｉｓ ｓｔｒａｉｎｓ
２􀆰 ２　 突变株的筛选及突变株性能分析
挑取诱变处理后产生透明圈的 ６００ 株菌株进行摇
瓶复筛ꎬ最终筛选得到 １ 株产活性物质量较高的突变
株ꎬ编号为 ＤＭＹＲ９( １２Ｃ６ ＋重离子辐射剂量为 ６０Ｇｙ)ꎬ
突变株 ＤＭＹＲ９ 从 ６０ｈ 开始进入对数生长期ꎬ生物表
面活性物质随菌体量的增加而增强ꎬ尤其是在对数期
中后期时ꎬ突变菌株开始大量产酶ꎮ 如图(３)所示ꎬ
２４ｈ(ａ)时产酶量为 ５３８０ Ｕ􀅰ｍＬ － １ꎬ比原出发菌种相比
提高了 １６０ Ｕ􀅰ｍＬ － １ꎻ３６ｈ(ｂ)时ꎬ进入停滞期ꎬ产酶量
为 ５４２０ Ｕ􀅰ｍＬ － １ꎬ比原出发菌种相比提高了 ７０ Ｕ􀅰
ｍＬ － １ꎻ４８ｈ(ｃ)后进入稳定期ꎬ产酶量为 ５６１０ Ｕ􀅰ｍＬ － １ꎬ
比原出发菌种相比提高了 ２００ Ｕ􀅰ｍＬ － １ꎻ培养 ６０ｈ(ｄ)
时ꎬ培养基中突变菌株进入了对数期ꎬ保持一个恒定的
最大的比生长速度生长ꎬ细胞数量呈指数递增ꎬ此时产
生物表面活性物质达到最大值 ５６５０ Ｕ􀅰ｍＬ － １ꎮ 当培养
７２ｈ(ｅ)时ꎬ突变菌株进入了衰落期ꎬ由于菌体细胞数
量呈指数递减ꎬ产酶量下降为 ５６５０ Ｕ􀅰ｍＬ － １ꎬ而原出发
菌种产酶量下降为 ５１９０ Ｕ􀅰ｍＬ － １ꎮ
将种龄为 ６０ ｈ 的种子培养基分别按不同的接种
量(４、６、８、１０％ ) 转接入已优化的培养基中ꎬ２７℃振荡
培养 ９６ｈ后测定ꎬ总的表面活性物质量出现了较大的
差异ꎮ ４ 个接种量所产生的表面活性物质量降幅在 １０
~ ８０ Ｕ􀅰ｍＬ － １ꎮ 如图 ４ 所示ꎬ接种量 ４％ (ａ)时ꎬ突变株
产表面活性物质量为:５６７０ Ｕ􀅰ｍＬ － １ꎬ而原出发菌株产
表面活性物质量为:５６１０ Ｕ􀅰ｍＬ － １ꎻ接种量 ６％ (ｂ)时ꎬ
由于突变株生长繁殖速度加快ꎬ所产表面活性物质量
出现最大值:５６９０ Ｕ􀅰ｍＬ － １ꎻ接种量 ８％ (ｃ)时ꎬ突变株
图 ３　 不同种龄的突变株 ＤＭＹＲ９ 性能
Ｆｉｇ. ３　 Ｔｈｅ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｂａｃｔｅｒｉａ ｖａｒｉｏｕｓ ａｇｅ
ｍｕｔａｎｔ ＤＭＹＲ９ ｐｅｒｆｏｒｍａｎｃｅ
产生物表面活性物质量开始回落至:５６５０ Ｕ􀅰ｍＬ － １ꎻ当
接种量 １０％ (ｄ)时ꎬ由于接种量过大ꎬ导致溶氧不足ꎬ
影响了表面活性物质的合成ꎬ仅为 ５６２０ Ｕ􀅰ｍＬ － １ꎮ
图 ４　 不同接种量的突变株 ＤＭＹＲ９ 性能
Ｆｉｇ. ４　 Ｔｈｅ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｉｎｏｃｕｌａｔｉｏｎ ａｍｏｕｎｔ ｏｆ
ｍｕｔａｎｔ ＤＭＹＲ９ ｐｅｒｆｏｒｍａｎｃｅ
将突变株 ＤＭＹＲ９ 在斜面上连续传代 ７ 次ꎬ将不
同传代次数的菌株在最适条件下进行摇瓶发酵(每代
作 ５ 个平行样)ꎬ测定发酵液在 Ｐｈ 值 ６􀆰 ５ 条件下的生
物表面活性物质活力保持率ꎬ突变体 ＤＭＹＲ９ 各代摇
瓶发酵表面活性物质活力保持率本稳定在 ９３􀆰 ５６％ ~
９８􀆰 ３４％范围内ꎬ说明该菌株遗传稳定性较好ꎮ
２􀆰 ３　 分析生物修复型土壤降解实验
由表 ２ 可以看出ꎬ在试验第 １０、２０、３０、４０、５０、６０
天中的降解比率与突变菌株 ＤＭＹＲ９ 数量级有较大的
差距ꎬ在试验进行到等 ３０ 天时ꎬ土壤中柴油被降解的
比率仅为 ６１􀆰 ６％ ꎬ突变菌株的数量级为:６􀆰 １３ Ｌｏｇ１０ ｃｕｆ
􀅰ｇ － １ꎮ 随着试验的进行ꎬ在第 ６０ 天时ꎬ土壤中柴油被
６２８
　 ６ 期 １２Ｃ６ ＋重离子诱变海迪茨氏菌及其修复柴油污染土壤的研究
降解的比率达到最大值 ５１􀆰 ５％ ꎬ突变菌株的数量级降
至最低:５􀆰 ６３ Ｌｏｇ１０ ｃｕｆ􀅰ｇ － １ꎬ这说明在为期 ３０ｄ 的生物
修复过程中ꎬ在降解柴油代谢过程中突变菌株发挥了
极大的作用ꎮ 在试验进行到第 ６０ 天ꎬ脱氢酶活性由初
始 １４３􀆰 ８μｇＴＦ􀅰ｇ － １ꎬ升至为 １８６􀆰 ７μｇＴＦ􀅰ｇ － １ꎻ试验进行
到大约 ６ｈ就有大量烃氧化类的微生物繁殖ꎬ２０ｄ 之内
这些微生物群落就增加到了 ８􀆰 ４８ Ｌｏｇ１０ ｃｕｆ􀅰ｇ － １数量
级ꎬ于此同时试验进行到第 １０ 天时ꎬ异养微生物群落
数量级呈现出最大值 ９􀆰 ３４ Ｌｏｇ１０ｃｕｆ􀅰ｇ － １ꎮ
表 ２　 生物修复型土壤降解试验
Ｔａｂｌｅ ２　 Ｅｘｃｅｌｌｅｎｔ ｉｎｄｉｃａｔｏｒ ｏｆ ｂｉｏｌｏｇｉｃａｌ ａｃｔｉｖｉｔｙ ｆｏｒ ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔ
时间
Ｔｉｍｅ / ｄ
异养微生物
ＨＭ(ｌｏｇ ｃｕｆ􀅰ｇ － １)
烃氧化微生物
ＨＯＭ / (ｌｏｇ ｃｕｆ􀅰ｇ － １)
柴油降解率
ＤＤＲ / ％
脱氢酶活性
ＤＡ / (μｇ ＴＦ􀅰ｇ － １)
突变菌株
ＭＳＤＭＹＲ９ / (Ｌｏｇ１０ ｃｕｆ􀅰ｇ － １)
０ ６􀆰 ４５ ７􀆰 ５６ ０ １４３􀆰 ８ ７􀆰 ００
１０ ９􀆰 ３４ ７􀆰 ８３ ７７􀆰 ６ １５２􀆰 ４ ６􀆰 ８２
２０ ８􀆰 ３６ ８􀆰 ４８ ６９􀆰 ０ １６１􀆰 ５ ６􀆰 ３７
３０ ７􀆰 ６５ ７􀆰 ９７ ６１􀆰 ６ １６７􀆰 ３ ６􀆰 １３
４０ ７􀆰 ４３ ７􀆰 ６８ ５６􀆰 ７ １７７􀆰 ２ ５􀆰 ９６
５０ ７􀆰 ２１ ７􀆰 ５１ ５４􀆰 ３ １８１􀆰 ７ ５􀆰 ８７
６０ ６􀆰 ９５ ７􀆰 ４２ ５１􀆰 ５ １８６􀆰 ７ ５􀆰 ６３
　 　 Ｎｏｔｅ:ＨＭ:Ｈｅｔｅｒｏｔｒｏｐｈｉｃ ｍｉｃｒｏｆｌｏｒａꎬＨＯＭ:Ｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎ￣ｏｘｉｄｉｚｉｎｇ ｍｉｃｒｏｏｒｇａｎｉｓｍꎬＭＳ:Ｍｕｔａｔｉｏｎ ｓｔｒａｉｎꎬＤＤＲ:Ｄｉｅｓｅｌ ｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎ ｒａｔｅꎬＤＡ:Ｄｅｈｙｄｒｏｇｅｎａｔｅ
ａｃｔｉｖｉｔｙꎬＴｈｅ ｓａｍｅ ａｓ ｂｅｌｏｗ.
表 ３　 改良型土壤降解试验
Ｔａｂｌｅ ３　 Ｅｘｃｅｌｌｅｎｔ ｉｎｄｉｃａｔｏｒ ｏｆ ｓｔｉｍｕｌａｔｉｎｇ ａｃｔｉｖｉｔｙ ｆｏｒ ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔ
时间
Ｔｉｍｅ / ｄ
异养微生物
ＨＭ / (ｌｏｇ ｃｕｆ􀅰ｇ － １)
烃氧化微生物
ＨＯＭ ｌｏｇ(ｃｕｆ􀅰ｇ － １)
柴油降解率
ＤＤＲ / ％
脱氢酶活性
ＤＡ / (μｇ ＴＦ􀅰ｇ － １)
突变菌株
ＭＳ ＤＭＹＲ９ / (Ｌｏｇ１０ ｃｕｆ􀅰ｇ － １)
０ ７􀆰 １３ ５􀆰 ９６ ０ １４３􀆰 ８ －
１０ ８􀆰 ６４ ８􀆰 ３６ ６４􀆰 ２ １４４􀆰 ２ －
２０ ８􀆰 ５３ ７􀆰 ９４ ６２􀆰 ７ １４９􀆰 ３ －
３０ ８􀆰 ３２ ８􀆰 １７ ５９􀆰 ３ １５１􀆰 ３ －
４０ ８􀆰 １７ ８􀆰 ２１ ４８􀆰 ９ １４６􀆰 ４ －
５０ ７􀆰 ６７ ７􀆰 ２６ ４４􀆰 ３ １４２􀆰 ７ －
６０ ７􀆰 ３５ ５􀆰 ８２ ３８􀆰 ３ １３９􀆰 ８ －
２􀆰 ４　 分析改良型土壤降解试验
由表 ３ 可以看出ꎬ在试验进行到第 １０ 天时ꎬ由于
添加的非离子性活性剂与聚丙烯酰胺的化学刺激ꎬ土
壤中柴油被降解的比率达到最高值:６４􀆰 ２％ ꎬ而在试验
进行到第 ６０ 天时ꎬ柴油被降解的比率出现最低值:
３８􀆰 ３％ ꎬ在试验 １０、２０、３０、４０、５０、６０ｄ 中的降解比率构
成了线性关系ꎬ这说明化学修复前期与表面活性剂的
配合使用对于去除土壤中柴油有较好的效果ꎬ但由于
非离子性活性剂中的碳带有微量正电荷ꎬ易被土壤胶
体所吸附ꎬ从而降低了降解效果ꎮ 而脱氢酶活性由初
始 １４３􀆰 ８ μｇＴＦ􀅰ｇ － １降至为 １３９􀆰 ８μｇＴＦ􀅰ｇ － １ꎬ呈现出下
降趋势ꎬ在试验进行到 ３０ｄ 时最大ꎬ其数值为:
１５１􀆰 ３μｇＴＦ􀅰ｇ － １ꎻ试验进行到大约 ２􀆰 ４ｈ 就有大量烃氧
化类的微生物繁殖ꎬ１０ｄ 之内这些微生物群落就增加
到了 ８􀆰 ３６ Ｌｏｇ１０ ｃｕｆ􀅰ｇ － １数量级ꎬ而异养微生物群落也
增加到了最大的数量级 ８􀆰 ６４ Ｌｏｇ１０ｃｕｆ􀅰ｇ － １ꎮ
２􀆰 ５　 生物修复型土壤酶活性与柴油降解的相关性
当加入 ｗ ＝ ３􀆰 ６％的 ＨｇＣｌ２ 到洁净型土壤进行空
白实验时ꎬ测得的脱氢酶活性、过氧化氢酶活性和脂酶
活性分别为 １３５􀆰 ６μｇ ＴＦ􀅰ｇ － １、３􀆰 ７８ＫＭｎＯ４ ｍＬ􀅰ｇ － １千土
和 ２􀆰 ４８μｍｏｌ脂肪酸􀅰ｍｉｎ － １ꎬ各种酶活性均低于在加有
柴油的其它实验条件时相应的土壤酶活性ꎮ 这表明土
壤被柴油污染后ꎬ脱氢酶活性、过氧化氢酶活性和脂酶
活性均有提高ꎮ 随着实验的进行ꎬ生物修复型土壤样
品中过氧化氢酶活性与脂酶活性不断降低ꎬ这是由生
７２８
核　 农　 学　 报 ２７ 卷
物修复型土样中柴油不断被突变菌株 ＤＭＹＲ９ 降解而
使土样中剩余柴油浓度降低造成的ꎬ但是经过 ６０ｄ 的
生物修复ꎬ仅达到洁净型土壤条件下的 １ / ３ꎬ总趋势仍
是随着柴油染浓度升高而降低ꎮ
图 ５　 试验过程中(生物修复型土壤)过氧化
氢酶活性的变化
Ｆｉｇ. ５　 Ｔｈｅ ｓｏｉｌ Ｃａｔａｌａｓｅ ａｃｔｉｖｉｔｙ ｄｕｒｉｎｇ ｔｈｅ
ｔｅｓｔ (ｂｉｏｌｏｇｉｃａｌ ａｃｔｉｖｉｔｙ)
如图 ５ 所示ꎬ试验开始后ꎬ土样样品中过氧化氢酶
活性随着污染柴油浓度的增加ꎬ在突变菌株 ＤＭＹＲ９
经 ６０ｄ 的修复后总趋势升高ꎬ在经 １０ｄ 生物修复后
(ａ)ꎬ土壤样品中过氧化氢酶活性升至为 ２􀆰 ８６
ＫＭｎＯ４ｍＬ􀅰ｇ － １千土ꎻ经 ２０ｄ 生物修复后(ｂ)ꎬ 土壤样
品中过氧化氢酶活性降至为 ２􀆰 ７４ＫＭｎＯ４ｍＬ􀅰ｇ － １千
土ꎻ经 ４０ｄ生物修复后(ｃ)ꎬ 土壤样品中过氧化氢酶又
升至为 ３􀆰 １７ ＫＭｎＯ４ｍＬ􀅰ｇ － １千土ꎻ经 ６０ｄ 生物修复后
(ｄ)ꎬ同洁净型土壤中的过氧化氢酶活性接近ꎬ达到
４􀆰 １５ ＫＭｎＯ４ｍＬ􀅰ｇ － １千土ꎮ 土壤中过氧化氢酶活性的
变化可以说明ꎬ对柴油污染的土壤ꎬ突变菌株 ＤＭＹＲ９
的修复作用可以促使土壤中的过氧化氢酶活性提高ꎮ
过氧化氢酶活性的提高也可以从一个侧面反映出土壤
中生物体的代谢能力在低污染条件下能够很快恢复ꎮ
柴油污染土壤经突变菌株生物修复后ꎬ前期土壤中的
柴油降解中间代谢产物可能对生物体有毒害作用ꎬ而
抑制了过氧化氢酶的形成ꎬ导致土壤中过氧化氢酶活
性不高ꎮ 经过了 ６０ｄ 突变菌株的生物修复后ꎬ土壤中
的柴油浓度下降ꎬ过氧化氢酶活性逐渐增强ꎮ
如图 ６ 所示ꎬ随着试验的进行ꎬ生物修复型土壤样
中脂酶活性均有一快速增加阶段ꎬ实验第 １０ 天时ꎬ脂
酶活性上升为:３􀆰 ２４μｍｏｌ 脂肪酸􀅰ｍｉｎ － １ꎻ试验第 ３０ｄ
时ꎬ脂酶活性达到最高值:３􀆰 ７４μｍｏｌ 脂肪酸􀅰ｍｉｎ － １ꎮ
随着试验的进行ꎬ土样中脂酶活性不断降低ꎬ第 ５０ 天
图 ６　 试验过程中(生物修复型土壤)
脂酶活性的变化
Ｆｉｇ. ６　 Ｔｈｅ ｓｏｉｌ ｌｉｐａｓｅ ａｃｔｉｖｉｔｙ ｄｕｒｉｎｇ
ｔｈｅ ｔｅｓｔ (ｂｉｏｌｏｇｉｃａｌ ａｃｔｉｖｉｔｙ)
时ꎬ脂酶活性降至为:３􀆰 ３６μｍｏｌ 脂肪酸􀅰ｍｉｎ － １ꎻ在实验
第 ６０ｄ时ꎬ脂酶活性降到最低值:２􀆰 ６８μｍｏｌ 脂肪酸􀅰
ｍｉｎ － １ꎮ
脂酶活性达到最高值这是由生物修复型土样中柴
油不断被降解而使土样中剩余柴油浓度降低造成的ꎮ
土壤酶活性在一定程度上可以反映出土壤环境状
况ꎮ 土壤受到石油烃类的污染后ꎬ土壤系统中酶活性
会受到一定的影响ꎬ而突变菌株 ＤＭＹＲ９ 自身含有脱
氢酶ꎬ可有效地促进土壤中的有机污染物进行净化ꎮ
本实验结果同于 Ｖａｎ 等[１８]的结果ꎬ该研究者认为土壤
脱氢酶活性与石油烃去除率具有很好的相关性ꎮ 对表
３ 中数据与图 ５、图 ６ 进行对比数值分析后ꎬ可以看出
过氧化氢酶活性同生物修复型土壤中柴油的降解率呈
负相关ꎬ而柴油降解菌数量、脂酶活性同柴油降解率均
呈正相关ꎮ
３　 讨论
我国生物修复石油污染土壤的瓶颈在于菌种资源
选育缺少突破性进展ꎬ而１２Ｃ６ ＋重离子诱变有高真空、
变谱宽ꎬ突变率高、速度快等优点ꎬ具有诱变微生物育
种的多种有利因子ꎬ是传统的紫外线、Ｘ 射线、γ 射线、
Ｎ ＋离子等无法比拟的ꎮ 本研究中ꎬ利用离子诱变技术
对海迪茨氏菌进行不同剂量诱变筛选ꎬ实验结果表明
以能量为 ８０ＭｅＶ􀅰ｕ － １ꎬＬＥＴ 为 ３５􀆰 ５ｋｅＶ􀅰μｍ － １ꎬ吸收剂
量率 １Ｇｙ􀅰ｍｉｎ － １ꎬ辐射剂量为 ６０Ｇｙ诱变海迪茨氏菌的
正突变率最高ꎬ为 ７６􀆰 ９％ ꎮ 经初选、复选筛选得到了
具有高降解能力的突变菌株 ＤＭＹＲ９ꎬ而对于该突变菌
８２８
　 ６ 期 １２Ｃ６ ＋重离子诱变海迪茨氏菌及其修复柴油污染土壤的研究
株降解能力的基础研究对其后续应用具有重要意义ꎮ
土壤受到石油的污染后ꎬ土壤系统中酶活性会受
到一定的影响[１９]ꎮ 土壤酶作为土壤的组成部分ꎬ其活
性的大小敏感的反映土壤中生化反应的方向强度ꎬ作
为土壤生化指标是很有意义的[２０]ꎮ 本研究中ꎬ生物修
复型土壤样品中ꎬ加入的膨松剂(锯末)使土壤通透性
增强ꎬ 突变菌株 ＤＭＹＲ９ 呼吸作用增强ꎬ并利用柴油作
为生长所需的碳源和能源ꎬ在自生所产脱氢酶的催化
下将其水解成甘油、脂肪酸ꎬ最后降解为 Ｈ２Ｏ、ＣＯ２等
代谢产物ꎬ从而使柴油的降解率增加[２１]ꎮ 实验结果表
明ꎬ改良型土壤样品中ꎬ非离子性表面活性剂的作用是
将柴油从其吸附的土壤胶体上剥离下来ꎬ从而大大提
高其生物可利用性ꎬ但在降解初期以化学修复为主的
阶段过去之后ꎬ长期、缓慢、彻底的柴油污染物去除还
要依靠消耗营养物的生物群落降解来进行ꎬ因此ꎬ接种
具有高降解力的微生物群落ꎬ通过微生物间的协同作
用ꎬ能更完全地降解柴油ꎮ
本研究中ꎬ供突变菌株 ＤＭＹＲ９ 繁殖的培养基中
含有磷源(Ｋ２ＨＰＯ４􀅰３Ｈ２Ｏ)与 ＣａＣｌ２ꎬ 而 Ｋ２ＨＰＯ４ 本身
有一定的缓冲作用ꎬ磷源的代谢对体系 ｐＨ 值无明显
影响ꎬ而经后续研究证明加入以 Ｋ２ＨＰＯ４ 为磷源时ꎬ可
以提高该突变菌株降解柴油的能力ꎬ对于整个体系土
壤环境较为稳定ꎬ可大量繁殖ꎬ促进柴油污染物的降
解ꎮ Ｃａ２ ＋是某些胞外酶的稳定剂ꎬ蛋白酶的辅因子ꎬ在
微生物生理功能中起重要作用ꎬ可促进微生物的生长ꎬ
而经后续研究证明污染土壤中 ＣａＣｌ２ 浓度的增加与突
变菌株 ＤＭＹＲ９ 降解柴油率呈正相关ꎮ 经后续研究证
明加补加离子 Ｚｎ２ ＋能增加该菌株细胞对胞外生物表
面活性剂分泌ꎬ但影响柴油从其吸附土壤胶体上剥离
能力ꎬＺｎ２ ＋浓度的增加与该突变菌株产表面活性剂产
量呈正相关ꎬ而与表面活性剂活力呈负相关ꎮ
４　 结论
利用能量为 ８０ＭｅＶꎬＬＥＴ为 ３５􀆰 ５ｋｅＶ􀅰μｍ －１ꎬ吸收剂
量率 １Ｇｙ􀅰ｍｉｎ －１的１２Ｃ６ ＋重离子辐射海迪茨氏菌ꎬ研究结
果表明辐射剂量为 ６０Ｇｙ时ꎬ可有效地对 Ｄｉｅｔｚｉａ ｍａｒｉｓ菌
株在石油烃降解能力进行针对性改良ꎬ且可稳定遗传至
后代ꎮ 通过对污染土壤中被分解的柴油、异养微生物群
落、烃氧化微生物群落及 ＤＭＹＲ９ 突变菌株体数量级的
分析ꎬ证明了该突变菌体具有显著降解环烷烃能力ꎬ并
且针对柴油污染土壤系统中酶活性反映程度的各项参
数进行了对比分析ꎬ结果表明:突变菌株 ＤＭＹＲ９进行生
物修复的效果优于化学法修复ꎬ这对今后在土壤污染治
理中开发利用此突变菌具有指导意义ꎮ
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Ｈꎬ Ｈａｎ Ｒ Ｒꎬ Ｈｕ Ｈꎬ Ｈｕａｎｇ Ｔ Ｈꎬ Ｌｉａｎｇ Ｊ Ｊꎬ Ｏｕｙａｎｇ Ｚꎬ Ｙｕ Ｙ Ｈꎬ
Ｙｕｅ Ｋꎬ Ｚｈａｎｇ Ｘ Ｈꎬ Ｚｈａｎｇ Ｙ Ｐꎬ Ｌｉ Ｘ Ｇꎬ Ｌｉ Ｊ. Ｈａｄｒｏｎ ｐｈｙｓｉｃｓ
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Ｉｔｓ Ｂｉｏｒｅｍｅｄｉａｔｉｏｎ ｏｆ Ｄｉｅｓｅｌ Ｏｉｌ Ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄ Ｓｏｉｌ
ＺＨＯＵ Ｘｉａｎｇ１ 　 ＬＩＡＮＧ Ｊｉａｎ￣ｐｉｎｇ１ 　 ＸＩＮ Ｚｈｉ￣ｊｕｎ１ 　 ＬＵ Ｘｉ￣ｈｏｎｇ１ 　 ＹＡＮＧ Ｘｉａｎ￣ｐｅｎｇ１
ＧＵＯ Ｚｈｉ￣ｔｉｎｇ２ 　 ＨＡＯ Ｂａｏ￣ｃｈｅｎｇ２
( １ Ｉｎｓｔｉｔｕｔｅ ｏｆ Ｍｏｄｅｒｎ Ｐｈｙｓｉｃｓꎬ Ｃｈｉｎｅｓｅ Ａｃａｄｅｍｙ ｏｆ Ｓｃｉｅｎｃｅｓꎬ Ｌａｎｚｈｏｕ Ｇａｎｓｕ　 ７３００００ꎻ
２ Ｉｎｓｔｉｔｕｔｅ ｏｆ Ａｎｉｍａｌ Ｈｕｓｂａｎｄｒｙ ａｎｄ Ｖｅｔｅｒｉｎａｒｙ (Ｌａｎｚｈｏｕ)ꎬ Ｃｈｉｎｅｓｅ Ａｃａｄｅｍｙ ｏｆ Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅｓꎬ Ｌａｎｚｈｏｕ Ｇａｎｓｕ　 ７３００５０)
Ａｂｓｔｒａｃｔ:Ｔｈｅ ｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎ ｏｆ ｐｅｔｒｏｌｅｕｍ ｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓ ｓｔｒａｉｎ ｗｅｒｅ ｉｒｒａｄｉａｔｅｄ ｗｉｔｈ １２Ｃ６ ＋ ｈｅａｖｙ￣ ｉｏｎ ｂｅａｍ ｗｉｔｈ ａ ｄｏｓｅ ｒａｎｇｅ
ｏｆ ５ ｔｏ １２０ Ｇｙꎬ Ｔｈｅｓｅ ｉｏｎｓ ｗｅｒｅ ａｃｃｅｌｅｒａｔｅｄ ｕｐ ｔｏ ８０ＭｅＶ ｕ － １ꎬ ａｎｄ ｔｈｅｉｒ ＬＥＴ ｗａｓ ３５􀆰 ５ｋｅＶ􀅰μｍ － １ . Ｐｒｉｍａｒｉｅｓ ａｎｄ
ｃｈｅｃｋ ｓｃｒｅｅｎｉｎｇ ｔｈｅ ｍｕｔａｎｔ ｓｔｒａｉｎ ＤＭＹＲ９ꎬ ａｎｄ ｉｔｓ ｄｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎ ｉｎ ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄ ｓｏｉｌ ｓａｍｐｌｅｓ ｂｅｆｏｒｅ ａｎｄ ａｆｔｅｒ ｔｈｅ
ｒｅｐａｉｒ ｏｆ ｔｈｅ ａｃｔｉｖｉｔｙ ｏｆ ｔｈｅ ｒｅｌｅｖａｎｔ ｐａｒａｍｅｔｅｒｓ ａｎｄ ｃｈｅｍｉｃａｌｌｙ ｍｏｄｉｆｉｅｄ ｄａｔａ ｗｅｒｅ ａｎａｌｙｚｅｄ. Ａｎｄ ｔｈｅｒｅ ｗｅｒｅ ｐｏｓｉｔｉｖｅ
ｃｏｒｒｅｌａｔｉｏｎｓ ｂｅｔｗｅｅｎ ｌｉｐａｓｅ ａｃｔｉｖｉｔｙ ｔｏ ｍｉｃｒｏｂｉａｌ ｃｏｕｎｔｓ ａｎｄ ｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎ ｅｆｆｉｃｉｅｎｃｙ ｏｆ ｄｉｅｓｅｌ ｏｉｌ. Ｓｏ ｔｈｅ ｓｏｉｌ ｌｉｐａｓｅ ａｃｔｉｖｉｔｙ
ｗａｓ ａｎ ｅｘｃｅｌｌｅｎｔ ｉｎｄｉｃａｔｏｒ ｏｆ ｂｉｏｌｏｇｉｃａｌ ａｃｔｉｖｉｔｙ ｆｏｒ ｍｏｎｉｔｏｒｉｎｇ ｄｉｅｓｅｌ ｏｉｌ ｄｅｃｏｎｔａｍｉｎａｔｉｏｎ. Ｔｈｅ ｒｅｓｕｌｔｓ ｓｈｏｗｅｄ ｔｈａｔ ｔｈｅ ｓｏｉｌ
ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄ ｂｙ ｄｉｅｓｅｌꎬ ｓｏｉｌ ｃａｔａｌａｓｅꎬ ｄｅｈｙｄｒｏｇｅｎａｓｅ ａｎｄ ｌｉｐａｓｅ ａｃｔｉｖｉｔｙ ｉｎｃｒｅａｓｅｄꎬ ｔｈｅ ｌｏｗｅｓｔ ｌｉｐａｓｅ ａｃｔｉｖｉｔｙ ｂｙ ｍｕｔａｎｔ
ｂａｃｔｅｒｉａ ＤＭＹＲ９ ｒｅｐａｉｒ ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄ ｓｏｉｌ ｓｙｓｔｅｍꎬ ｗｉｔｈ ｔｈｅ ｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎ ｏｆ ｄｉｅｓｅｌ ｏｉｌ ｉｎ ｔｈｅ ｓｏｉｌ. Ｌｉｐａｓｅ ａｃｔｉｖｉｔｙ ａｎｄ ｔｈｅ
ｎｕｍｂｅｒ ｏｆ ｍｕｔａｔｉｏｎｓ ｉｎ ｂａｃｔｅｒｉａ ｉｓ ａ ｇｏｏｄ ｐｏｓｉｔｉｖｅ ｃｏｒｒｅｌａｔｉｏｎ. Ｔｈｅ ｍｕｔａｎｔ ｓｔｒａｉｎ ＤＭＹＲ９ ｈａｓ ａ ｈｉｇｈｅｒ ｓｕｂｓｅｑｕｅｎｔ
ａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎ ｖａｌｕｅ ｉｎ ｔｈｅ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ａｎｄ ｒｅｃｏｖｅｒｙ ｏｆ ｐｅｔｒｏｌｅｕｍ ｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎ ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄ ｓｏｉｌ.
Ｋｅｙ ｗｏｒｄｓ:１２Ｃ６ ＋ － ｉｏｎꎻ Ｄｉｅｔｚｉａ Ｍａｒｉｓꎻ Ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄ ｓｏｉｌꎻ Ｅｎｚｙｍｅ ａｃｔｉｖｉｔｙꎻ Ｄｅｇｒａｄａｂｉｌｉｔｙ
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