全 文 ：增施CO2对植物修复土壤DEHP污染的影响
*
刁晓君1,2 摇 王曙光2**摇 慕摇 楠2
( 1中国环境科学研究院, 北京 100012; 2北京化工大学环境科学与工程系, 北京 100029)
摘摇 要摇 修复效率低一直是植物修复技术需要解决的关键问题之一.基于我国的 CO2减排压
力和 CO2 对植物生长的必要性,选择 C3 植物绿豆和 C4 植物玉米作为修复植物,以 DEHP 为
目标污染物,探索增施 CO2 对植物修复土壤 DEHP污染的影响.结果表明: DEHP对两种植物
生长和根际微环境都产生了抑制性影响. 增施 CO2 后,两种植物地上干质量显著增加,叶片
SOD酶活性明显下降,根际土壤碱性磷酸酶活性增加,根际微生物群落结构改变,根际耐 DE鄄
HP胁迫微生物数量增加,表明增施 CO2 对促进植物生长、增强植物抗 DEHP 胁迫能力、改善
根际微环境有积极作用.增施 CO2 还促进了两种植物对 DEHP的吸收,特别是植物地下部分.
这些共同作用导致增施 CO2 后的两种植物根际 DEHP残留浓度明显下降,土壤污染植物修复
效率提高.整体上看,增施 CO2 对 C3 植物绿豆的影响明显大于 C4 植物玉米.可以将增施 CO2
作为强化植物修复过程的措施之一.
关键词摇 植物修复摇 DEHP摇 增施 CO2 摇 残留浓度
文章编号摇 1001-9332(2013)03-0839-08摇 中图分类号摇 X53摇 文献标识码摇 A
Effects of enhanced CO2 fertilization on phytoremediation of DEHP鄄polluted soil. DIAO Xiao鄄
jun1,2, WANG Shu鄄guang2, MU Nan2 (1 Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Bei鄄
jing 100012, China; 2Department of Environmental Science and Engineering, Beijing University of
Chemical Technology, Beijing 100029, China) . 鄄Chin. J. Appl. Ecol. ,2013,24(3): 839-846.
Abstract: Low efficiency of remediation is one of the key issues to be solved in phytoremediation
technology. Based on the necessity of reducing CO2 emission in China and the significance of CO2 in
plant photosynthesis, this paper studied the effects of enhanced CO2 fertilization on the phytoremedi鄄
ation of polluted soil, selecting the C3 plant mung bean (Vigna radiate) and the C4 plant maize
(Zea mays) as test plants for phytoremediation and the DEHP as the target pollutant. DEHP pollu鄄
tion had negative effects on the growth and rhizosphere micro鄄environment of the two plants. After
enhanced CO2 fertilization, the aboveground dry mass of the two plants and the alkaline phosphatase
activity in the rhizosphere soils of the two plants increased, the COD activity in the leaves of the two
plants decreased, the microbial community in the rhizosphere soils shifted, and the numbers of the
microbes with DEHP鄄tolerance in the rhizosphere soils increased. These changes indicated that en鄄
hanced CO2 fertilization could promote the plant growth and the plant tolerance to DEHP stress, and
improve the rhizosphere micro鄄environment. Enhanced CO2 fertilization also increased the DEHP
uptake by the two plants, especially their underground parts. All these effects induced the residual
DEHP concentration in the rhizospheres of the two plants, especially that of mung bean, decreased
obviously, and the phytoremediation efficiency increased. Overall, enhanced CO2 fertilization pro鄄
duced greater effects on C3 plant than on C4 plant. It was suggested that enhanced CO2 fertilization
could be a useful measure to enhance the efficiency of phytoremediation.
Key words: phytoremediation; DEHP; enhanced CO2 fertilization; residual concentration.
*中央高校科研业务费专项(ZZ1106)资助.
**通讯作者. E鄄mail: shgwang2002@yahoo. com. cn
2012鄄06鄄29 收稿,2012鄄12鄄24 接受.
摇 摇 植物修复技术以环境友好、成本低廉、对土壤结
构破坏性小等优点日益受到大家的青睐和重视. 近
年来国内外对其开展了大量研究,并取得了很大进
展.植物修复对象从早期的土壤污染发展到现在的
土壤、水体、大气污染[1-3],修复方式从早期的单独
植物修复发展到现在的植物鄄微生物[4-5]、植物鄄动
应 用 生 态 学 报摇 2013 年 3 月摇 第 24 卷摇 第 3 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇
Chinese Journal of Applied Ecology, Mar. 2013,24(3): 839-846
物[6]、植物鄄化学[7-8]、植物鄄微生物鄄化学联合修复[9]
等,这些探索很大程度上推动了植物修复技术的发
展.但是,植物修复技术应用也面临很大挑战,如修
复效率低、植物长势差等,大大影响了植物修复技术
的应用前景[10] .强化污染环境中植物的生长是提高
植物修复效率的前提条件之一.
CO2 是植物生长的必需原料,适当增加 CO2 浓
度可提高植物光合作用,促进植物生长,改善根际环
境,而这正是植物修复的基础[11] .因此,增施 CO2 可
能会促进植物修复进程.近年来全球气候变暖加剧,
碳减排呼声越来越高,我国作为世界上最大的 CO2
排放国,面临着巨大的碳减排压力. 在 CO2 捕集材
料、捕集方法日益成熟的条件下[12],工业 CO2 的捕
集越来越容易,若能将捕集到的 CO2 成功用于强化
土壤污染植物修复过程,不仅可为 CO2 减排提供新
的思路,而且还可为解决植物修复技术发展面临的
困境提供参考[13] .然而,目前增施 CO2 对土壤污染
植物修复影响的研究还很少. 本课题组之前做了一
些这方面的探索,发现增施 CO2 对 C3 植物根际氯
氰菊酯消减有促进作用,而对 C4 植物影响较小[14] .
但由于分析指标不全面,研究中存在一些无法解释的
试验现象,如增施 CO2 后根际微生物量下降,而污染
物消减反而增加.本研究针对前面探索中存在的问
题,以土壤中普遍存在的酞酸酯类 ( PAEs)化合
物———邻苯二甲酸二(2鄄乙基己基)酯(DEHP)为目
标污染物,以 C3植物绿豆(Vigna radiate)和 C4 植物
玉米为修复植物,分析增施 CO2 对两类碳代谢途径不
同的植物修复土壤 DEHP污染的影响,以期为寻找植
物修复的强化措施和 CO2 减排手段等提供参考.
PAEs是土壤中最为常见的有机污染物之一,主
要来源于工业烟尘沉降、农田塑料薄膜使用、污水灌
溉、城 市 污 泥 和 堆 肥 施 用 等. 对 东 莞 ( 3. 71
mg·kg-1)、济南(7. 34 mg·kg-1 )、广州(10. 31 ~
35. 62 mg·kg-1)和深圳(13. 68 ~ 27. 06 mg·kg-1)、
天津(0. 53 ~ 2. 53 mg·kg-1 ) [15-16]等地的调查发
现,很多采样点的 PAEs 含量都达到了污染或严重
污染的程度.土壤 PAEs 污染不仅抑制植物生长,导
致作物品质下降或污染[17],而且部分 PAEs 具有环
境激素效应,威胁环境生物乃至人体健康[18] .因此,
治理土壤 PAEs 污染迫在眉睫. 这也是本研究选择
DEHP作为目标污染物的原因.
1摇 材料与方法
1郾 1摇 供试土壤
试验用土取自北京郊区农田,深度为 0 ~
20 cm.理化性质如下:pH值(水 颐 土=2. 5 颐 1)8. 0,
有机质 21. 8 g·kg-1,全氮 1. 28 g·kg-1,有效磷
37郾 2 mg·kg-1,有效钾 123. 5 mg·kg-1 .风干后除去
土壤中植物根系和其他干扰物,过 2 mm筛后备用.
1郾 2摇 供试植物
分别选取籽粒大小接近、饱满的绿豆和玉米种
子,蒸馏水清洗干净后,用 10% H2O2 表面消毒 10
min,再用蒸馏水将 H2O2 清洗干净,在 25 益条件下
催芽 48 h,然后移栽至三室根箱中,每个根箱栽种 2
株植物,待植株生长稳定后间苗至 1 株.
1郾 3摇 试验处理
试验设 3 个因子,即 2 个 CO2 水平(380 ~ 400
滋L·L-1、750 ~ 800 滋L·L-1)、2 个植物种类(绿豆
和玉米)、3 个 DEHP 浓度(0、20、100 mg·kg-1),采
用正交试验设计(2伊2伊3),共 12 个处理. 每处理 6
个重复,其中气室间重复 2 个,气室内重复 3 个.
DEHP污染土壤:将称量好的 DEHP 溶解到丙
酮中,用小型喷雾器将含有 DEHP 的丙酮溶液均匀
喷洒在土壤中,反复混匀后,将处理好的土壤摊开 3
d,以使丙酮挥发干净.
增施 CO2:间苗后的植物在开顶式气室中开始
增施 CO2,以瓶装 CO2 为气源,利用 CO2 浓度监测
仪鄄气体质量流量计控制 CO2 浓度.每天熏气时间为
9:00—17:00.气室内温度白天控制在 25 ~ 30 益,晚
上控制在 15 ~ 20 益,相对湿度 50% ~ 85% ,光照强
度 30000 lx.持续 60 d后收获.
1郾 4摇 测试方法
收获前 1 d,测定植物叶片超氧化物歧化酶
(SOD)活性[19] .收获时,将植物地上部分与地下部
分分开,用气相色谱法测定植物地上及地下部 DE鄄
HP含量、根际土 DEHP 残留量[20];同时,用磷脂脂
肪酸法(PLFA)测根际微生物群落结构[21],用改进
的平板计数法测根际耐 DEHP 胁迫微生物数量,具
体方法如下:
耐 DEHP胁迫微生物数量的测定:分别配制细
菌(牛肉膏蛋白胨培养基)、真菌(马丁培养基)和放
线菌(改良高氏 1 号培养基)培养基,湿热高压蒸汽
灭菌,等温度降至不烫手时分别按 50、100 mg·L-1
剂量加入 DEHP,然后倒制平板培养基,其他步骤同
传统的微生物平板计数法[22] .
DEHP的测定:称取 5 g 干土样 (植物样 0. 5
g),加入 1 颐 1(体积比)的丙酮和正己烷混合溶剂
30 mL,静置过夜.在水温 25 益下超声 30 min,静置
048 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 24 卷
后上清液用中速定性滤纸过滤,再向三角瓶中加入
1 颐 1(体积比)丙酮和正己烷混合溶剂 20 mL 超声
10 min,上清液过滤,合并上清液于 250 mL 分液漏
斗中,加 6% Na2SO4溶液 100 mL,振荡 2 min,静止
分层.除去水相,从上口将有机相转入梨形瓶中旋转
蒸发(350 mbar,40 益水浴及转速 80 r·min-1 )至
1 ~ 2 mL,之后加入 4 mL 正己烷混匀,同样条件下
再旋转蒸至 1 ~ 2 mL.上述液经 Florisil硅土柱(Flo鄄
risil PR60 / 100). 过柱时,先用 20 mL 正己烷预洗
脱,再用 40 mL 1 颐 3 的乙醚:正己烷洗脱液洗脱.最
后把洗脱下的液体旋转蒸干,用甲醇定容至 2 mL,
用气相色谱(GC鄄2014C, Shimadzu,日本)测定.
1郾 5摇 数据处理
利用 SPSS 13. 0 的 Duncan 分析方法进行差异
显著性检验(琢=0. 05).
2摇 结果与分析
2郾 1摇 增施 CO2 对两种植物地上部分干质量的影响
CO2 是植物光合作用的必需原料,因此 CO2 浓
度升高在一定程度上可促进植物的生长,这也是
CO2 有时也被称为“气肥冶的原因[23] .由于植物根系
要进行其他指标测定,不能干燥处理,所以这里仅给
出了植物地上部分干质量数据(图 1).
图 1摇 增施 CO2 对两种植物地上生物量的影响
Fig. 1 摇 Effects of CO2 fertilization on aboveground biomass of
two plants.
a)绿豆 Mung bean; b)玉米 Maize. 玉: 380 ~ 400 滋L·L-1; 域:750
~ 800 滋L·L-1 . *增施 CO2 与未增施 CO2 处理差异显著(P<0. 05)
Indicated significant differences between the treatments with and without
CO2 fertilization at 0. 05 level. 下同 The same below.
摇 摇 从图 1 可以看出,DEHP抑制了绿豆的生长,而
增施 CO2 则促进了绿豆地上部的生长,0、20 和 100
mg·kg-1DEHP 下分别增加了 143% 、83%和 50% ;
玉米受增施 CO2 和添加 DEHP 的影响与绿豆类似,
0、20 和 100 mg·kg-1 DEHP 下增施 CO2 分别使玉
米地上部干质量增加了 36% 、26% 和 48% ( P <
0郾 05),但受影响幅度较绿豆小.这与本课题组之前
的研究结果类似[14],即增施 CO2 对 C3 植物生长促
进作用较为显著,对 C4 植物则影响较小,甚至有抑
制作用. CO2 浓度增加对 C3 植物的促进作用已得到
广泛证实,如王春乙等[24]对小麦、大豆也有类似发
现.增施 CO2 对 C4 植物的影响可能与高浓度 CO2
导致 C4 植物的光合作用下降有关,具体原因在文
献[14]中已进行了详细的分析,在此不再赘述.
2郾 2摇 增施 CO2 对两种植物超氧化物歧化酶和碱性
磷酸酶活性的影响
2郾 2郾 1 超氧化物歧化酶( SOD)活性 摇 植物遭遇污
染、干旱等逆境胁迫时,会产生大量有害物质———活
性氧,从而影响植物的健康生长. SOD 酶是清除活
性氧的有效组分之一,通常情况下,该酶的高表达可
以减轻植物受到的环境胁迫伤害.但 SOD酶属于诱
导酶,适当的胁迫可以提高该酶活性,但过度胁迫则
会降低该酶活性,所以 SOD酶活低可能是植物受到
的胁迫较小,也可能是由于受到了过度胁迫.
从图 2 可以看出,增施 CO2 明显降低了 SOD酶
的活性,0、20 和 100 mg·kg-1DEHP 下 SOD 酶活性
分别比不增施 CO2 时下降 17% 、91%和 67% ,说明
增施 CO2 一定程度上缓解了植物受到的胁迫.在正
常 CO2 浓度下,SOD酶的活性在 DEHP 添加浓度为
20 mg·kg-1时最高,这可能是由于 DEHP 适当胁迫
诱导了 SOD 酶的活性;当 DEHP 添加浓度为 100
mg·kg-1时,SOD 酶的活性虽比不添加 DEHP 处理
时高,但低于 20 mg·kg-1时,这可能是由于过高浓
度 DEHP伤害了植物的生长系统,导致植物 SOD 活
性下降.姜蕾[25]发现,低浓度扑草净可以提高 SOD
的酶活性,高浓度扑草净则降低该酶的活性.在增施
CO2 环境中,SOD酶活性在 20 mg·kg-1 DEHP下最
低,可能是 CO2 与 DEHP交互影响的结果.
摇 摇 不管是否增施 CO2,玉米 SOD 酶活性都随 DE鄄
HP添加浓度的增加而显著增加.这一方面表明试验
设计的 DEHP浓度没有过度影响玉米的生长代谢,
另一方面也表明玉米对 DEHP胁迫的耐受能力比绿
豆强 . 增施CO2后玉米SOD酶活性明显降低,0、20
1483 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 刁晓君等: 增施 CO2 对植物修复土壤 DEHP污染的影响摇 摇 摇 摇 摇
图 2摇 增施 CO2 对两种植物 SOD和磷酸酶活性的影响
Fig. 2摇 Effects of CO2 fertilization on activity of SOD and soil alkaline phosphatase in two plants.
和 100 mg·kg-1 DEHP 下分别下降 50% 、36% 和
23% ,表明增施 CO2 也降低了玉米受到的胁迫程
度.
2郾 2郾 2 土壤碱性磷酸酶活性摇 增施 CO2 在直接影响
植物光合作用的同时,也会通过光合产物分配变化
间接影响植物根系分泌物,进而影响植物根际的微
生物和酶活性.土壤磷酸酶是与土壤磷素循环有密
切关系的生物酶,因此考察增施 CO2 对磷酸酶的影
响具有十分重要的意义. 贾夏等[26]研究表明,高浓
度 CO2 使土壤磷酸酶活性显著增加.
从图 2 可以看出,在自然 CO2 浓度下,磷酸酶
的活性随着 DEHP 浓度的升高呈现下降的趋势,说
明 DEHP的存在抑制了磷酸酶的活性,可能与 DE鄄
HP抑制植物生长和生理代谢强度有关. 增施 CO2
有效增加了磷酸酶的活性,其中 100 mg·kg-1 DE鄄
HP下效果最为明显,增加了 65% . 由图 2b 可以看
出,DEHP对玉米根际磷酸酶活性的抑制并不十分
明显,甚至有一定刺激作用. 增施 CO2 对玉米的影
响也没有对绿豆显著, 在 DEHP 浓度为 100
mg·kg-1时最大增加为 35% .
2郾 3摇 增施 CO2 对两种植物根际微生物群落结构的
影响
两种植物根际土样中均检测到 7 种 C16 ~ C21
的标记性磷脂脂肪酸.由图 3 可以看出,DEHP 对绿
豆根际微生物群落结构有明显影响,虽然 DEHP
(0)、DEHP(100)同在第一象限,但在 PC2 上的数值
差异显著.增施 CO2 对绿豆根际微生物群落也有明
显影响,因为 DEHP(0)、CO2+DEHP(0)分别位于第
一和第三象限,DEHP(100)、CO2 +DEHP(100)分别
位于第一、二象限,CO2 +DEHP(20)与 DEHP(20)虽
然均位于第四象限,但两者在 PC1 和 PC2 上的数值
差异显著;图 3a域是单体 PLFA 在主成分上的载荷
值.可以看出,放线菌 PLFA 10me17:0、10me18:0 和
革兰氏阴性细菌 PLFA cy17:0 与 PC1 呈正相关,表
明这些微生物在 DEHP(0)、DEHP(100)和 CO2 +
DEHP(20)中比例较高;革兰氏阴性细菌 PLFA
cy19:0 与 PC1 呈负相关,表明富含该 PLFA 的微生
物在 CO2+DEHP(100)比例较高;革兰氏阳性细菌
PLFA i16:0 靠近 PC1 的原点,表明其在 DEHP(20)
中比例较高;真菌 PLFA 18:1棕9、18:2棕6,9 则在
CO2+DEHP(0)含量较高.
摇 摇 从图 3b玉可以看出,添加 DEHP 对根际微生物
影响较大,DEHP(0)、DEHP(20)、DEHP(100)分别
在二、四、三象限. 增施 CO2 对 DEHP (0)、 DEHP
(100)根际微生物影响明显,但对 DEHP(20)影响
甚小,因为 DEHP(20)与 CO2 +DEHP(20)均位于同
一象限,且在 PC1 和 PC2 上的数值差异不显著,具体
原因有待进一步分析.真菌 PLFA(18:1棕9)、放线菌
PLFA (10me17:0、10me18:0)、革兰氏阳性细菌 PLFA
(i16:0)与 PC1 呈正相关,表明它们在 DEHP(20)、
CO2+DEHP(20)中比例较高;革兰氏阴性细菌 PLFA
cy 17:0与PC1呈负相关,表明其在CO2 +DEHP(100)
248 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 24 卷
图 3摇 增施 CO2 对两种植物根际微生物群落结构的影响
Fig. 3 摇 Effects of CO2 fertilization on microbial community
structure in rhizosphere in two plants.
玉:微生物群落结构分布 Microbial community structure; 域:标记性
PLFA载荷值 Loading values of PLFA biomarkers. 括号内数据表示添
加的 DEHP 浓度 The numbers in the brackets indicated added DEHP
concentration (mg·kg-1) .
中比例较高;而真菌 PLFA 18:2棕6,9 和革兰氏阴性
细菌 PLFA cy17:0 靠近 PC1 原点,表明它们在 DE鄄
HP(0)和 DEHP(100)中比例较高.
2郾 4摇 增施 CO2 对两种植物根际耐 DEHP 胁迫微生
物的影响
在之前的研究中,发现增施 CO2 对未污染土壤
中植物根际三大菌(细菌、真菌和放线菌)数量有促
进作用,但降低了污染土壤中植物根际三大菌的数
量.然而这种根际微生物数量的下降并没有影响增
施 CO2 对根际污染物消减的促进作用. 推测原因
是,在增施 CO2 和污染物胁迫双重作用下,对污染
物降解作用较强但数量较小的特殊微生物数量增
加,而无污染物降解能力但数量较大的微生物数量
下降,当前者增加数量小于后者降低数量时,即表现
出根际总微生物量的下降,但污染物残留浓度下降.
本试验分别选择绿豆增施 CO2 +20 mg·kg-1DEHP
处理和玉米增施 CO2+100 mg·kg-1DEHP处理的根
际样品,测定样品中耐 DEHP的微生物数量.
摇 摇 从表 1 可以看出,对绿豆来说,增施 CO2 使耐
受 50 mg·L-1 DEHP 的真菌和放线菌数量显著增
加,而细菌数量显著下降;在选择压力为 100
mg·L-1 DEHP 时,仅放线菌数量显著增加.对玉米
来说,增施 CO2 没有显著改变根际耐受 20 mg·L-1
DEHP的细菌、真菌和放线菌数量,但使耐受 100
mg·kg-1 DEHP的细菌和放线菌数量显著增加. 整
体来看,增施 CO2 确实能改变根际耐 DEHP 胁迫微
生物的数量,特别是对 C3 植物绿豆根际微生物影
响更大.这可能是由于增施 CO2 对 C3 植物生长影
响较大,而 C4 植物玉米对 CO2 浓度变化响应较小.
此外,绿豆和玉米对 DEHP 污染的敏感性不同可能
也是原因之一.该结果验证了前期的推断,说明并不
能简单根据根际微生物总量的变化来分析增施 CO2
对 DEHP残留的影响.
2郾 5摇 增施 CO2 对两种植物吸收 DEHP的影响
对土壤污染修复来说,植物对污染物的吸收也
是主要途径之一.在未添加 DEHP处理的土壤中,植
物 DEHP浓度在仪器检测限以下,故未在图 4 中列
出.从图 4 可以看出,在土壤添加 DEHP 的处理中,
绿豆和玉米的地上和地下部均有 DEHP 的存在,且
含量随 DEHP浓度的升高而增加,特别是地下部.
增施 CO2 后,绿豆地上和地下部 DEHP 含量明
显增加. 20 mg·kg-1DEHP 下地上和地下部 DEHP
含量分别比未增施 CO2 增加 508% 和 221% ,100
mg·kg-1 DEHP下地上和地下部 DEHP含量分别比
未增施 CO2 增加 257%和 88% .增施 CO2 对玉米吸
收 DEHP也有同样的影响,20 mg·kg-1DEHP 下地
上和地下部 DEHP 含量分别比未增施 CO2 增加
544%和 89% ,100 mg·kg-1DEHP 下地上和地下部
DEHP含量分别比未增施 CO2 增加 129%和 50% .
说明增施 CO2 增加了植物对 DEHP 的吸收.这主要
是由于 CO2 浓度升高促进了植物生长,从而增加了
植物对包括污染物在内所有物质的吸收.
表 1摇 增施 CO2 对根际耐 DEHP胁迫微生物数量的影响
Table 1摇 Effect of CO2 fertilization on microbes with DEHP鄄tolerance in rhizosphere (CFU·g-1)
处理
Treatment
50 mg·L-1 DEHP
细菌
Bacteria
(伊105)
真菌
Fungi
(伊103)
放线菌
Actinomycete
(伊105)
100 mg·L-1 DEHP
细菌
Bacteria
(伊105)
真菌
Fungi
(伊103)
放线菌
Actinomycete
(伊105)
绿豆 -CO2 6. 08 4. 56 3. 71 5. 57 2. 66 4. 08
Mung bean +CO2 3. 74* 6. 78* 4. 94* 5. 75 2. 41 4. 82*
玉米 -CO2 1. 56 4. 29 4. 70 1. 43 6. 56 4. 51
Maize +CO2 1. 67 4. 80 4. 96 2. 95* 6. 28 5. 46*
*表示增施 CO2 与未增施 CO2 处理差异显著(P<0. 05) Significant differences between the treatments with and without CO2 fertilization at 0. 05 level.
3483 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 刁晓君等: 增施 CO2 对植物修复土壤 DEHP污染的影响摇 摇 摇 摇 摇
2郾 6摇 增施 CO2 对两种植物根际 DEHP 残留量的影
响
根际 DEHP的残留是植物吸收、微生物降解等
过程综合作用的结果,低残留量是植物修复的主要
目的. 从图 5 可以看出,在增施 CO2 环境中,3 个
DEHP浓度处理下的绿豆根际 DEHP 残留浓度分别
比未增施 CO2 下降了 24% 、9%和 11% ,玉米根际
DEHP残留浓度分别下降24% 、1%和25% ,表明增
图 4摇 增施 CO2 对两种植物吸收 DEHP的影响
Fig. 4摇 Effects of CO2 fertilization on plant uptake to DEHP.
图 5摇 增施 CO2 对两种植物根际 DEHP残留浓度的影响
Fig. 5摇 Effects of CO2 fertilization on residual DEHP concentra鄄
tion in rhizosphere of two plants.
施 CO2 可以一定程度上促进两种植物根际 DEHP
的降解,原因可能是增施 CO2 促进了植物的生长,
特别是根系生物量增加、根际微环境改善、耐性微生
物数量增加. Grayston等[27]发现,CO2 浓度升高对根
际的微生物群落组成产生影响,对真菌起到促进作
用,使细菌代谢活性增强. 有研究表明,CO2 浓度增
加时,土壤中菌根和磷酸酶活性会增加,其中碱性磷
酸酶活性的活性与细菌有关.
3摇 讨摇 摇 论
本研究主要探讨了增施 CO2 对植物修复效率
的影响,结果表明,前者对后者具有明显的促进作
用,特别是对 C3 植物. 这对 CO2 减排、土壤污染修
复具有重要意义.生物固碳被认为是目前最安全、经
济、有效的碳减排方式[28],而我国又是世界上最大
的 CO2 排放国,CO2 减排压力巨大,两者相结合将
非常有利于我国 CO2 减排的可持续性和环境友好
性.虽然本试验使用的是钢瓶装 CO2,似乎距捕集性
CO2 还很遥远.但实际上,目前国内外已在工业尾气
CO2 的分离技术、捕集材料、捕集方法等方面取得很
大进展,且国外已经有 CO2 捕集、贮存的应用案
例[29] .可以说,从工业尾气中获取 CO2 指日可待,因
此,将工业 CO2 用于强化植物修复技术是可行和充
满前景的.笔者认为,从应用角度,将捕集到的 CO2
与小型塑料棚相结合,应是增施 CO2 强化土壤污染
植物修复的首选方式.
增施 CO2 对植物生长的促进作用首先得益于
光合作用的增强,其次是对水分、养分利用能力的增
强,这对植物修复来说具有重要意义.大的植物生物
量意味着植物对养分、水分、污染物等吸收的增加,
对污染物较强的稀释能力和耐受能力,以及较强的
根际效应.同时,大的生物量还可促使植物合成更多
的防御性化合物(defensive compound),增强植物对
病虫害的抵抗能力[30-31] . 所以,增施 CO2为提高植
物修复效率奠定了良好的基础. 在本试验中,增施
CO2 不仅增强了两种植物对 DEHP 的耐受力(叶片
SOD酶活性下降),而且植物对 DEHP 的吸收量也
显著高于未增施 CO2 的植物,这正是上述机制综合
作用的结果.然而,这种影响的具体机制还需要做更
深入的分析,因为目前增施 CO2 或 CO2 浓度变化对
植物与污染物相互影响的研究非常少.慕楠等[14]发
现增施 CO2(750 ~ 800 滋mol·mol-1)显著降低了菜
豆根际氯氰菊酯的残留浓度,李平远等[32]发现 CO2
448 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 24 卷
浓度升高(680 滋mol·mol-1)增加了小麦地上和地
下部对 Cu的吸收以及地上部对 Cd 的吸收,与本研
究结果有类似之处;而贾海霞等[33]的结果与本研究
不一致,他们发现 CO2 浓度升高(570 滋mol·mol-1)
降低了水稻叶片的 Cu 含量,SOD 酶活性升高.这可
能与使用的植物品种、CO2 浓度、土壤营养水平等不
同有关,而这些都是影响植物对 CO2 浓度升高响应
的重要因素. 此外,污染物性质(无机物还是有机
物)不同可能也是原因之一.
大气 CO2 浓度升高对植物根际微生物的影响
已开展了很多,多数研究表明,其对后者产生有益影
响,虽然受温度、土壤养分、植物种类等的影响[34] .
根际微生物的改变,是由于高浓度 CO2 促进了植物
有机化合物的合成,改变了养分、水分、光合产物的
分配,而这可能影响根际微生物量、群落结构以及微
生物活性[35] .本研究中,不管是否有 DEHP 污染存
在,增施 CO2 均改变了根际微生物的群落结构. 当
然,DEHP污染存在时可能是两者综合作用的结果.
根际抗 DEHP胁迫使微生物量增加,应是根际 DE鄄
HP残留浓度下降、根际微生物群落结构改变的主要
原因之一,这也解释了文献[14]中的疑问.因此,增
施 CO2 不是简单地改变了根际的微生物量和微生
物群落结构,而是改变了与污染物环境行为有关的
特殊微生物的数量.但由于这方面的探索还很浅显,
本文也是文献中首次报道 CO2 浓度变化对耐压微
生物数量影响的研究,无法将污染物降解与微生物
变化直接联系起来.今后,将通过13C鄄PLFA技术研究
DEHP降解与功能菌的关系.
4摇 结摇 摇 论
DEHP污染物的存在抑制了植物生长,降低了
根际土壤碱性磷酸酶的活性,改变了根际土壤微生
物群落结构.
增施 CO2 促进了植物的生长,增强了植物抗
DEHP胁迫的能力,改变了根际微生物群落结构;增
加了根际耐 DEHP 胁迫微生物的数量,提高了根际
碱性土壤磷酸酶的活性,有利于土壤 DEHP 污染植
物修复的进行.
增施 CO2 促进了植物对 DEHP 的吸收量,降低
了根际 DEHP的残留浓度,提高了修复效率,可考虑
将其作为强化植物修复过程的措施之一.
参考文献
[1]摇 Pulford ID, Watson C. Phytoremediation of heavy metal鄄
contaminated land by trees: A review. Environment In鄄
ternational, 2003, 29: 529-540
[2]摇 Freer鄄Smith PH, El鄄Khatib AA, Taylor G. Capture of
particulate pollution by trees: A comparison of species
typical of semi鄄arid areas (Ficus nitida and Eucalyptus
globulus) with European and North American species.
Water, Air, & Soil Pollution, 2004, 155: 173-187
[3]摇 Bharti S, Banerjee TK. Phytoremediation of the
coalmine effluent. Ecotoxicology and Environmental
Safety, 2012, 81: 36-42
[4]摇 Khan AG. Role of soil microbes in the rhizospheres of
plants growing on trace metal contaminated soils in phy鄄
toremediation. Journal of Trace Elements in Medicine
and Biology, 2005, 18: 355-364
[5]摇 Rajkumar M, Sandhya S, Prasad MNV, et al. Perspec鄄
tives of plant鄄associated microbes in heavy metal phy鄄
toremediation. Biotechnology Advances, 2012, 30:
1562-1574
[6]摇 Hu M (胡摇 淼), Chen H (陈摇 欢), Tian L (田 摇
蕾), et al. Roles of earthworm in degradation of soil
phenanthrene by Pseudomonas putida. Chinese Journal
of Applied Ecology (应用生态学报), 2008, 19(1):
218-222 (in Chinese)
[7]摇 Hu Y鄄H (胡亚虎), Wei S鄄H (魏树和), Zhou Q鄄X
(周启星), et al. Application of chelator in phytoreme鄄
diation of heavy metals contaminated soils: A review.
Journal of Agro鄄Environment Science (农业环境科学学
报), 2010, 29(11): 2055-2063 (in Chinese)
[8]摇 Mitton FM, Gonzalez M, Pe觡a A, et al. Effects of
amendments on soil availability and phytoremediation
potential of aged p,p忆鄄DDT, p,p忆鄄DDE and p,p忆鄄DDD
residues by willow plants ( Salix sp. ) . Journal of
Hazardous Materials, 2012, 203 / 204: 62-68
[9]摇 Liu X鄄N (刘晓娜), Zhao Z鄄Q (赵中秋), Chen Z鄄X
(陈志霞), et al. Mycorrhiza and plants joint remedia鄄
tion of heavy metal contaminated soil. Environmental
Science & Technology (环境科学与技术), 2011, 34
(12): 127-133 (in Chinese)
[10]摇 Gerhardt KE, Huang XD, Glick BR, et al. Phytoreme鄄
diation and rhizoremediation of organic soil contami鄄
nants: Potential and challenges. Plant Science, 2009,
176: 20-30
[11]摇 Glick BR. Using soil bacteria to facilitate phytoremedi鄄
ation. Biotechnology Advances, 2010, 28: 367-374
[12]摇 Kuuskra A. Review and Evaluation of the CO2 Capture
Project by the Technology Advisory Board: Carbon Diox鄄
ide Capture for Storage in Deep Geologic Formations鄄Re鄄
sults from the CO2 Capture Project. London, Elsevier
2005
[13]摇 Witters N, Mendelsohn RO, Van Slycken S, et al. Phy鄄
toremediation, a sustainable remediation technology?
Conclusions from a case study. I: Energy production
5483 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 刁晓君等: 增施 CO2 对植物修复土壤 DEHP污染的影响摇 摇 摇 摇 摇
and carbon dioxide abatement. Biomass and Bioenergy,
2012, 39: 454-469
[14]摇 Mu N (慕摇 楠), Diao X鄄J (刁晓君), Wang S鄄G (王
曙光), et al. Effect of CO2 fertilization on residual con鄄
centration of cypermethrin in rhizosphere of C3 and C4
plant. Environmental Science (环境科学),2012, 33
(6): 2046-2451 (in Chinese)
[15]摇 Cai Q鄄Y (蔡全英), Li Y鄄H (李云辉), Zeng Q鄄Y (曾
巧云), et al. The study of PAEs in soils from typical
vegetable fields in areas of Guangzhou and Shenzhen,
South China. Acta Ecologica Sinica (生态学报 ),
2005, 25(2): 283-288 (in Chinese)
[16] 摇 Zhu Y鄄Y (朱媛媛), Tian J (田 摇 靖), Yyang H鄄B
(杨洪彪), et al. Phthalate pollution in atmospheric
particles and soils of Tianjin and their correlation. Envi鄄
ronmental Pollution & Control (环境污染与防治),
2010, 32(2): 41-45 (in Chinese)
[17]摇 Yin R (尹摇 睿), Lin X鄄G (林先贵), Wang S鄄G (王
曙光), et al. Influence of DBP / DEHP pollution in soil
on vegetable quality. Journal of Agro鄄Environment Sci鄄
ence (农业环境科学学报), 2004, 23(1): 1-5 ( in
Chinese)
[18]摇 Zhang J (张摇 晶), Li S鄄G (厉曙光), Dai J鄄C (戴继
灿). Research advance in effect of PAEs on male repro鄄
ductive system. Chinese Journal of Andrology (中国男
科学杂志), 2008, 28(8): 66-67(in Chinese)
[19]摇 Hao Z鄄B (郝再彬), Cang J (苍 摇 晶), Xu Z (徐 摇
仲). Plant Physiology Experiment. Harbin: Harbin In鄄
stitute of Technology Press, 2004 (in Chinese)
[20]摇 Wang SG,Lin XG, Yin R, et al. Effects of di鄄n鄄butyl
phthalate on mycorrhizal and non鄄mycorrhizal cowpea
plants. Biologia Plantarum, 2004, 47: 637-639
[21]摇 Wang SG, Hou YL, Guo W. Responses of nitrogen
transformation and microbial community composition to
urea patch. Pedobiologia, 2010, 54: 9-17
[22]摇 Xu G鄄H (许光辉), Zheng H鄄Y (郑洪元). Analytical
Methods Manual of Soil Microbes. Beijing: China Agri鄄
culture Press, 1986 (in Chinese)
[23]摇 Jaffrin A, Bentounes N, Joan AM, et al. Landfill Bio鄄
gas for heating greenhouses and providing carbon dioxide
supplement for plant growth. Biosystems Engineering,
2003, 86: 113-123
[24]摇 Wang C鄄Y (王春乙), Guo J鄄P (郭建平), Wang X鄄L
(王修兰), et al. The experimental study of the effects
of CO2 concentration enrichment on physiological feature
of C3 and C4 crops. Acta Agronomica Sinica (作物学
报), 2000, 26(6): 813-817(in Chinese)
[25]摇 Jiang L (姜摇 蕾). Effect of organic matter on environ鄄
mental behaviour of prometryn. PhD Thesis. Nanjing:
Nanjing Agricultural University, 2011 (in Chinese)
[26]摇 Jia X (贾摇 夏), Zhao Y鄄H (赵永华), Han S鄄J (韩
士杰). Effects of elevated CO2 on soil microbes. Chi鄄
nese Journal of Ecology (生态学杂志), 2007, 26(3):
443-448 (in Chinese)
[27]摇 Grayston SJ, Campbell CD, Lutze JL, et al. Impact of
elevated CO2 on the metabolic diversity of microbial
communities in N鄄limited grass swards. Plant and Soil,
1998, 203: 289-300
[28]摇 Huang Y鄄M (黄永梅), Gong J鄄R (龚吉蕊), Zhang
X鄄S (张新时). Key issues in studying biotic carbon se鄄
questration in China. Bulletin of National Natural Sci鄄
ence Foundation of China (中国科学基金), 2008, 22
(5): 268-271(in Chinese)
[29]摇 Quan H (全摇 浩), Wen X鄄F (温雪峰), Guo L鄄L (郭
琳琳). Current situation and development trend of CO2
capture and storage technology underground. Coal Engi鄄
neering (煤炭工程), 1997(12): 75-79 (in Chinese)
[30]摇 Runion GB. Climate change and plant pathosystems:
Future disease prevention starts here. New Phytologist,
2003, 159: 531-538
[31]摇 Braga MR, Aidar MPM, Marabesi MA, et al. Effects of
elevated CO2 on the phytoalexin production of two soy鄄
bean cultivars differing in the resistance to stem canker
disease. Environmental and Experimental Botany,
2006, 58: 85-92
[32]摇 Li P鄄Y (李平远), Lou Y鄄S (娄运生), Liang Y鄄C (梁
永超), et al. Effects of elevated CO2 on fractions and
bioactivity of copper and cadmium in contaminated soil.
Acta Scientiae Circumstantiae (环境科学学报), 2006,
26(12): 2018-2025 (in Chinese)
[33]摇 Jia H鄄X (贾海霞), Guo H鄄Y (郭红岩), Yin Y (尹摇
颖), et al. Response of rice to soil micro鄄pollution with
Cu under free air CO2 enrichment. Chinese Science Bul鄄
letin (科学通报), 2007, 52 (10): 1136 - 1140 ( in
Chinese)
[34]摇 Li Y (李摇 杨), Huang G鄄H (黄国宏), Shi X (史摇
奕). Effect of atmospheric CO2 enrichment on soil mi鄄
crobes and related factor. Chinese Journal of Applied
Ecology (应用生态学报), 2003, 14 (12): 2321 -
2325 (in Chinese)
[35]摇 Hu S, Firestone MK, Chapin III FS. Soil microbial
feedbacks to atmospheric CO2 enrichment. Trends in
Ecology and Evolution, 1999, 14: 433-437
作者简介摇 刁晓君,女,1975 年生,博士.主要从事湖泊沉积
物及环境微生物研究,发表论文 10 余篇. E鄄mail: diaoxiao鄄
jun2000@ yahoo. com. cn
责任编辑摇 肖摇 红
648 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 24 卷