全 文 ：第 35 卷第 9 期
2015 年 9 月
环 境 科 学 学 报
Acta Scientiae Circumstantiae
Vol． 35，No． 9
Sep．，2015
基金项目:甘肃省科技支撑计划项目(No． 1204FKCM173) ;甘肃省教育厅科技计划项目(No． 2014B-091) ;甘肃省庆阳市科技支撑计划项目
(No． GC2011-16) ;陇东学院青年科技创新项目(No． XYZK1204)
Supported by the Science and Technology Support Projects in Gansu Province (No． 1204FKCM173) ，the Science and Technology Support Projects of the
Education Department of Gansu Province(No． 2014B-091) ，the Science and Technology Support Projects of Qingyang City in Gansu Province (No．
GC2011-16) ，and the Science and Technology Innovation Project for Youth in Longdong University (No． XYZK1204)
作者简介:王金成(1985—) ，男，E-mail:ldxywjc@ 163． com;* 通讯作者(责任作者)，E-mail:wensent20002002@ 163． com
Biography:WANG Jincheng (1985—) ，male，E-mail:E-mail:ldxywjc@ 163． com;* Corresponding author，E-mail:wensent20002002@ 163． com
DOI:10． 13671 / j． hjkxxb． 2014． 0961
王金成，井明博，段春燕，等． 2015．陇东黄土高原石油污染土壤环境因子对金盏菊(Calendula officinalis)-微生物联合修复的响应［J］．环境科学
学报，35(9) :2971-2981
Wang J C，Jing M B，Duan C Y，et al． 2015． Environmental factors responses to petroleum-contaminated soil in situ remediation by using a combination of
Calendula officinalis and microbial agent in eastern Gansu Province［J］． Acta Scientiae Circumstantiae，35(9) :2971-2981
陇东黄土高原石油污染土壤环境因子对金盏菊
(Calendula officinalis)-微生物联合修复的响应
王金成1，2，井明博1，2，段春燕1，2，张希彪1，2，刘建新1，2，肖朝霞1，2，周天林1，2，*
1． 甘肃省高校陇东生物资源保护与利用省级重点实验室，庆阳 745000
2． 陇东学院 生命科学与技术学院，庆阳 745000
收稿日期:2014-09-09 修回日期:2014-10-13 录用日期:2014-10-13
摘要:为筛选适合陇东黄土高原石油污染土壤修复植物，选取当地“适生”植物金盏菊(Calendula officinalis)联合微生物菌剂开展了为期 5 个月
的原位修复实验．采用常规方法和 PCＲ-DGGE技术分析了修复过程中土壤理化性质、酶活性及土壤微生物群落遗传多样性等 15 项土壤环境因
子的动态变化情况及其对金盏菊生态修复的响应．结果表明，随着原位修复的进行，①土壤脲酶、多酚氧化酶、过氧化氢酶及脱氢酶活性均不同
程度呈增加的趋势(p ＜ 0． 05)．②土壤 TPHs、pH、有机质、含盐率的变化情况不尽相同，但总体呈下降的趋势(p ＜ 0． 05);土壤碱解氮、速效磷及
速效钾含量总体呈上升趋势(p ＜ 0． 05)．③土壤微生物群落遗传多样性结果显示，Shannon-Wiener多样性指数和 Pielou 均匀度指数整体呈逐步
增加的趋势．④PCA分析结果显示，土壤脲酶、脱氢酶及碱解氮等环境因子对金盏菊修复表现为促进作用，而有机质含量过高将不利于金盏菊
的植物修复．金盏菊和微生物菌剂联合修复过程中，土壤多酚氧化酶、速效磷、脱氢酶及速效钾发挥主要作用，而土壤 TPHs和含盐率过高则影
响了联合修复效果．本研究旨在分析金盏菊用于陇东地区油污土壤的生态响应，结果有助于筛选出适合陇东黄土高原土壤类别 －适生植物 －
土著降解菌群的组合，利用乡土物种的适生性降低修复成本，为陇东地区油污土壤生态修复提供新的技术方案和背景资料．
关键词:陇东黄土高原;石油污染土壤;金盏菊;联合修复;环境因子
文章编号:0253-2468(2015)09-2971-11 中图分类号:X53 文献标识码:A
Environmental factors responses to petroleum-contaminated soil in situ
remediation by using a combination of Calendula officinalis and microbial agent
in eastern Gansu Province
WANG Jincheng1，2，JING Mingbo1，2，DUAN Chunyan1，2，ZHANG Xibiao1，2，LIU Jianxin1，2，XIAO Zhaoxia1，2，
ZHOU Tianlin1，2，*
1． University Provincial Key Laboratory for Protection and Utilization of Longdong Bio-resources in Gansu Province，Qingyang745000
2． College of Life Science and Technology，Longdong University，Qingyang 745000
Ｒeceived 9 September 2014; received in revised form 13 October 2014; accepted 13 October 2014
Abstract:In order to select appropriate native plant species in eastern Gansu Province for combined remediation of petroleum-contaminated soil of loess
plateau，the native plant Calendula officinalis had been selected to do the in situ remediation of petroleum-contaminated soil combined with the microbial
agent for 5 months． The changes and the responses to the remediation in soil physical and chemical properties as well as enzyme activities were investigated
using the conventional methods，and the functional diversity of microbial community was analyzed based on PCＲ-DGGE． We found that with progress of
环 境 科 学 学 报 35 卷
the remediation，soil urease，polyphenol oxidase，dehydrogenase，catalase activities as well as soil electric conductivity，available N，available K and
available P significantly increased (p ＜ 0． 05) ，while soil TPHs content，pH，organic matter and salt rate significantly decreased (p ＜ 0． 05)． Microbial
genetic diversity index of Shannon-Wiener and abundance index Patrick showed an increase trend during in-situ remediation． Principal component analysis
indicated that the environmental factors including soil urease，dehydrogenase and available N played the promoting role，while soil organic matter might be
harmful to the phytoremediation using the Calendula officinalis． For the combined-remediation using Calendula officinalis and microbial agent，soil
polyphenol oxidase，dehydrogenase，available N，and available K played the main promoting role，while soil TPHs might impact the remediation effect．
All of the results mentioned above were conducive to selecting the best combination among local soil category-appropriate native plant species-local oil-
degradating microflora，and offered new technical scheme and background information for the remediation of petroleum-contaminated soil in eastern Gansu
Province．
Keywords:Eastern Gansu Province of loess plateau;oil-contaminated soil;Calendula officinalis;combined-remediation;environmental factors
1 引言 (Introduction)
目前，原油开采区污染土壤的生态修复已成为
当今环保领域研究热点(Dashti et al．，2009;Al-
Mailem et al．，2010;Agamuthu et al．，2010;Zhang
et al．，2010)，其中植物-微生物联合修复方式以其
美化环境、无二次污染及最大限度地降低污染物的
浓度等优点已成为最为经济有效的污染治理技术
(Tang et al．，2009;姚治华等，2006)．但石油烃中强
致癌物会随植物进入食物链并传播，修复植物的选
用因而尤为慎重．因此寻找耐油污植物作为新的修
复介质已成为本领域新的研究热点之一 (彭胜巍
等，2009;欧阳威等，2006;张松林等;2008;焦海华
等，2013;程立娟和周启星，2014)．选择修复植物必
须坚持“适生”的原则，即乡土物种应用于退化生态
系统修复，并辅以当地土著石油降解微生物功能菌
群削弱土壤的生态毒性是一个良好的思路(山宝琴
等，2014)．
陇东黄土高原地区属生态脆弱区，气候干旱少
雨，寒暑温差显著，土壤瘠薄，植被分布因而有其独
特的地域性． 金盏菊(Calendula officina)，菊科金盏
菊属 2 年生草本植物，原产欧洲南部，世界各地均有
栽培，喜光耐寒，不择土壤，怕炎热天气，根系发达
且适应性强，能自播，因而成为陇东黄土高原地区
野外分布的优势种群(谷文众等，2009)． 笔者在开
展石油烃污染土壤的生态修复实验过程中发现金
盏菊在石油烃浓度达 11475 mg·kg －1的污泥中旺盛
生长．但近年来有关金盏菊在生态修复方面的研究
主要集中在土壤干旱及盐胁迫的生理变化(谷文众
等，2009;高慧等，2013) ，Cd-Pb 复合污染土壤和 Hg
污染土壤的生态修复(黄慧等，2011;刘家女等，
2006) ，污水净化潜力评价(陈永华等，2010)及大气
污染物(硫化物和氰化物)的消除和检测(刘家女
等，2007) ，然而有关金盏菊用于石油烃污染土壤的
生态修复国内未见报道．
为此，本研究以陇东黄土高原腹地的庆阳市西
峰区董志乡长庆油田采二炼油厂的石油污泥为研
究对象，通过添加土著石油降解菌剂联合金盏菊开
展了为期 5 个月的原位修复实验． 监测了原位修复
过程中日气温、降雨量、总石油烃含量、含盐率、pH、
碱解氮、速效钾、速效磷、有机质、土壤脲酶、脱氢
酶、多酚氧化酶、过氧化氢酶活性以及土壤微生物
群落遗传多样性的动态变化情况，并运用多元分析
法对 15 项土壤环境因子进行多元分析，系统研究了
金盏菊与土著石油降解菌群对联合修复油污土壤
过程的响应及环境因子的动态变化过程，旨在筛选
出适合陇东黄土高原土壤类别 －适生植物 －土著
降解菌群的组合，利用乡土物种的适生性降低修复
成本，为陇东地区油污土壤生态修复提供新的技术
方案和背景资料．
2 材料与方法(Materials and methods)
2． 1 自然状况
研究区位于陇东黄土高原庆阳市董志乡长庆
油田第二炼油厂，土壤类型为沙土，质地为轻壤． 地
理坐标地处东经 106°38 ～ 108°40，北纬 35°41 ～
35°71，海拔 1380 ～ 1400 m．该区属黄土高原沟壑地
貌，是典型水土流失区之一，侵蚀面积 25050． 5
km2，占全区总面积的 92． 4%，侵蚀模数 6383 ～ 9000
t·hm －2 ．属暖温带半干旱季风气候区，光、热等气候
资源丰富，作物种植制度为一年两熟． 由于季风的
强烈影响，冬季寒冷干燥，春季多风且干旱少雨，夏
季温暖多雨，水热同期，年降水量 400 ～ 600 mm，雨
量分布不均，且主要集中在 7—9 月份，多年平均蒸
发量 1000 mm以上，地面蒸发量为 350 ～ 560 mm，地
下水位深，属雨养农业区，在黄绵土类区农业发展
的主要限制因素是干旱，土壤瘠薄，水土流失严重
(张希彪等，2004)．
2792
9 期 王金成等:陇东黄土高原石油污染土壤环境因子对金盏菊(Calendula officinalis)-微生物联合修复的响应
2． 2 供试样地的选择
原位修复样地位于甘肃省庆阳市长庆油田第
二炼油厂的油泥(东经 107°412″，北纬 35°5949″)，
试验深度 0 ～ 15 cm，土壤湿容重为(1． 768 ± 0． 27)
g·cm －3，自然含水量(8． 94 ± 0． 18)%，pH 为(8． 71
± 0． 25);经实验测得供试石油污染土壤的初始含
油量高达 1． 93% (即(19252． 33 ± 164． 48)mg·
kg －1) ，远高于国家农业标准临界值 500 mg·kg －1 ．
2． 3 供试菌剂的分离和筛选
供试菌剂源自甘肃省高校陇东生物资源保护
与利用省级重点实验室通过选择性培养基和富集
培养基自主筛选的石油降解菌(押辉远等，2011)．
初步鉴定为假单胞菌属(Pseudomonas)、微球菌属
(Micrococcus)、线菌属(Actinomayces)、真菌类的青
霉属(Penicillum)、地霉属(Geotrichum)、毛霉属
(Mucor)和曲霉属(Aspergillus)．
2． 4 实验场地设置及原位修复实验
分 2 个实验区和 1 个空白区，每区成正方形(3
m × 3 m)，1 号实验区为金盏菊植物修复区;2 号实
验区为金盏菊和微生物菌剂联合修复区，根据张胜
等(2008)的方法，通过计算将扩大培养的菌液按
3%(3%的计算方法:300 cm × 300 cm × 15 cm × 1．
768 g·cm －3 = 2386800 g = 2386． 80 kg，2386． 80 kg ×
3% =71． 604 kg)约 72 L菌液喷撒并翻耕均匀接入
2 号试验区供试土壤;3 号为空白区，未做任何处理，
每组设 3 个平行实验．自然降雨提供水分(图 1 数据
资料由甘肃省庆阳市气象局提供)． 实验开始于
2013 年 4 月 4 日，结束于 2013 年 8 月 28 日，实验周
期为 5 个月，于 2013 年 4 月 4 日投加菌剂，一周后
种植金盏菊幼苗，在 39、83、119 和 147 d 用四分法
取样，除利用鲜土提取土壤微生物细菌基因组总
DNA外，其余土样在室温背阴处风干，过 2 mm 筛
备用．
图 1 原位修复过程中日平均气温与日降水量变化
Fig． 1 Daily mean temperature and precipitation during the process of in-situ remediation
2． 5 土壤酶活性及理化性质测定
土壤酶活性测定:过氧化氢酶采用高锰酸钾滴
定法;脲酶和多酚氧化酶采用 7230G 分光光度计比
色法(严昶升，1988) ;脱氢酶采用唐景春的分析方
法(唐景春等，2010)．
土壤理化性质测定:土壤有机质和碱解氮分别
采用重铬酸钾容量法—外加热法和碱解扩散法;土
壤速效磷、速效钾分别采用 0． 5 mol·L －1 NaHCO3浸
提-钼锑抗比色法和火焰光度计法(鲍士旦，1999) ;
电位法(pHS-3 酸度计)测定土样 pH 值;含盐率采
用唐景春的分析方法(唐景春等，2013) ;采用超声-
索氏萃取-重量法测定土壤中总石油烃含量 (王如
刚等，2010)．
2． 6 土壤样品总 DNA 提取、PCＲ 扩增和变性凝胶
梯度电泳(DGGE)分析
采用土壤细菌基因组试剂盒(E． Z． N． A． TM Soil
DNA kit，OMEGA Company)，提取土样细菌基因组
总 DNA，于 － 20 ℃保存． 将提取的土样基因组总
DNA作为 PCＲ 的模板，PCＲ 扩增过程中所用的引
物见表 1．
采用巢式 PCＲ扩增目的片段．第一轮扩增反应
条件:94 ℃预变性 4 min，94 ℃变性 45 s，61 ℃退火
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环 境 科 学 学 报 35 卷
45 s，72 ℃延伸 1 min，30 个循环;72 ℃终延伸 10
min．反应体系为 20 μL:2 μL 10 × PCＲ Buffer;1 μL
MgCl2(25 mmol·L
－1) ;0． 8 μL dNTP(2． 5 mmol·
L －1) ;0． 4 μL PrimerⅠ(BS-for，10 μmol·L －1) ;0． 4
μL PrimerⅡ(BS-rev，10 μmol·L －1) ;1 μL Taq 酶
(5 U·μL －1) ;1 μL 模板;补足灭菌双蒸水至 20 μL．
第二轮扩增以第一轮 PCＲ扩增产物 16S rDNA为模
板，采用 Touchdown PCＲ策略扩增 16S rDNA V3 区，
反应条件为:94 ℃预变性 4 min，94 ℃变性 45 s，62
℃退火 45 s，72 ℃延伸 1 min，之后每一循环降 0． 5
℃，20 个循环;94 ℃，45 s，56 ℃，45 s，72 ℃，1 min，
10 个循环;72 ℃终延伸 10 min．反应体系与第一轮
PCＲ相同．
表 1 用细菌 16S rDNA及其 V3 区扩增的引物
Table 1 Primers for 16S rDNA and its V3 region amplification
名称 巢式 PCＲ扩增轮次 结合位点1 序列 5-3
Bs-for Ｒun1 41-78 AGA GTT TGA TCC TGG CTC AG
Bs-rev 1541-1522 AAG GAG GTG ATC CAG CCG CA
338F-GC2 Ｒun2 338-358 GC-clamp-ACT CCT ACG GGA GGC AGC AG
518Ｒ 518-535 ATT ACC GCG GCT GCT GG
注:1．结合位点是相对于大肠杆菌;2． 在 DGGE分析中，引物 5 端加入一个富含 GC序列的 GC夹子:CGC CCG CCG CGC GCG GCG GGC
GGG GCG GGG GCA CGG GGG G． Note:1． Binding sites is relative to the Escherichia coli ;2． In DGGE analysis，the following primers:338F-GC
clamp (forward，5-CGC CCG CCG CGC GCG GCG GGC GGG GCG GGG GCA CGG GGG G-3) ，Escherichia coli position:338-358;the underlined
sequence corresponds to the GC clamp．
采用 DcodeTM突变检测系统(Bio-Ｒad)对 16S
rDNA V3 区扩增产物进行 DGGE 分析．电泳所用聚
丙烯酰胺凝胶浓度为 10%，变性梯度为 40% ～
60% ．电泳条件为 60 ℃恒温下，70 V 电泳 15 h，银
染后凝胶成像分析结果．
3 结果与讨论 (Ｒesults and discussion)
3． 1 原位修复过程中油污土壤酶活性的变化
土壤中各种生物化学过程都离不开土壤中各
种酶的参与，同时土壤酶活性易受环境因素的影
响，因此土壤酶活性在一定程度上可以反映环境状
况，被认为是评价土壤质量和土壤污染程度及土壤
中微生物对污染物进行降解的重要指示之一(刘世
亮等，2007)．表 2 为原位修复过程中土壤酶活性变
化情况．原位修复过程中不同修复时期土壤脲酶、
多酚氧化酶、脱氢酶、过氧化氢酶差异极显著(F脲酶
= 150． 02 ＞ F0． 01，F多酚氧化酶 = 52． 25 ＞ F0． 01，F脱氢酶 =
54． 12 ＞ F0． 01，F过氧化氢酶 = 51． 677 ＞ F0． 01，p ＜ 0． 01)．
多重比较(Duncan，α = 0． 05)结果进一步显示，土
壤脲酶、多酚氧化酶、过氧化氢酶及脱氢酶活性均
不同程度呈增加的趋势(p ＜ 0． 05)．
土壤脲酶是唯一一种作用于尿素肥料的水解
酶类(和文祥等，2002)．它能分解有机物质，促其水
解成 NH3和 CO2 ．脲酶是一种中性酶，可以加速土壤
中潜在养分的有效化，因而土壤中脲酶活性可以作
为衡量土壤肥力的指标之一，并能部分反映土壤生
产力(李慧等，2005)．表 2 中脲酶活性逐步增加，说
明土壤肥力逐渐提升． 与对照相比，两组处理均显
著提高了土壤脲酶的活性(p ＜ 0． 05) ，且金盏菊与
菌剂的联合修复组进一步提高了土壤脲酶活性(p
＜ 0． 05) ，到修复后期达(35． 81 ± 0． 95)μg·g －1·
24h －1，较修复之前增加了 74． 14% ．究其原因可能是
由于石油组分中的多环芳烃(PAHs)可以刺激或诱
导土壤脱氢酶和脲酶等生物酶的活性(Stanislaw
et al．，2004)．本研究中外源菌剂和金盏菊的联合
使用有效改善了土壤根际的环境，提高了区域微环
境中的土壤微生物数量和有机质含量(王洪等，
2011)，从而增加了脲酶的活性． 其次，植物根系分
泌物可为根际生物提供氨基酸、糖类和维生素等养
料，改善了根际微生态环境，间接提高了土壤酶活
性(肖敏等，2009)． 但不同植物引起的土壤酶活性
的变化不尽相同，金盏菊的种植有效增加了陇东黄
土高原地区土壤有机质及速效氮含量 (见表 3) ，油
污土壤的氮素转化能力得到了提高，进而刺激了土
壤脲酶活性． 在土壤物质和能量转化中，氧化还原
酶系占有很重要的地位，它参与土壤腐殖质组分及
土壤形成过程．目前对于土壤氧化还原酶的研究集
中在土壤脱氢酶、过氧化氢酶和多酚氧化酶(李慧
等，2005)．表 2 中可见随着原位修复的进行，与对照
相比，两组处理的土壤脱氢酶、过氧化氢酶和多酚
氧化酶活性逐步增加(p ＜ 0． 05) ，金盏菊与菌剂联
用后 3 种酶活性均达到最高(p ＜ 0． 05)． 李慧等
4792
9 期 王金成等:陇东黄土高原石油污染土壤环境因子对金盏菊(Calendula officinalis)-微生物联合修复的响应
(2005)通过对沈抚灌区含油污水灌溉对土壤酶活
性的影响中发现，含石油烃污水灌溉能够增加土壤
中脱氢酶、过氧化氢酶、多酚氧化酶的活性，且酶活
随着污染程度的增加而增加．朱凡等(2014)在利用
植物修复 PAHs 污染土壤过程发现，土壤过氧化氢
酶、多酚氧化酶活性随着时间推移呈先升后降的趋
势．上述结果与本研究结果不尽相同，原因可能是
由于这 3 种酶均参与石油烃及其代谢中间产物在土
壤中的降解过程，特别是多酚氧化酶能把土壤中芳
香族化合物和酚类氧化成醌，醌与土壤中蛋白质、
氨基酸、糖类、矿物等物质反应，生成大小分子量不
等的有机质和色素，完成土壤芳香族化合物的循环
(Toscano et al．，2003)． 在石油污染土壤的生物修
复过程中，会产生多种酚类物质，而金盏菊的种植
在某种程度上在其根际区富集了石油烃，从而刺激
石油降解菌产生多酚氧化酶，提高了土壤中多酚氧
化酶的活性．因而石油烃可在一定浓度范围内作为
底物刺激酶活性的增强(张秀霞等，2014)． 土壤脱
氢酶亦为石油烃降解过程中重要的参与酶，它能使
被氧化有机物的氢原子活化并传递其特定的受氢
体，使石油污染物彻底氧化． 前人研究表明微生物
总数与土壤脱氢酶活性成正相关关系(王靖等，
2008)，土壤脱氢酶的活性可以反映处理体系内活
性微生物量及其对有机物的降解效果(朱凡等，
2014)．本研究中，由于降解菌剂的投加使得微生物
总数有所增加，可能引起了土壤脱氢酶活性增加．
过氧化氢酶活性可以反映土壤除去呼吸过程中产
生的过氧化氢的能力，若过氧化氢一直积累却始终
得不到分解，将会对土壤中的微生物产生毒害作
用．本研究外源投加了降解菌剂，土壤微生物大量
繁殖，这一结果亦可在本文微生物群落遗传多样性
分析中体现(见图 3)，石油降解菌可能在金盏菊根
际大量富集，集中参与了石油烃的降解过程，大量
过氧化氢产生使得微生物及土壤生境扩大，解除了
呼吸过程所产生的过氧化氢，从而使得过氧化氢酶
活性得到提升(吴伟林等，2010)．
表 2 原位修复过程中油污土壤酶活性
Table 2 Soil enzyme activity of oil-contaminated soil during the process of in-situ remediation
采样时间 /修复天数
Sampling time /Sampling
time / remediation
duration /d
处理方式
The experimental
approach
脲酶
Urease activity /
(μg·g － 1·3h －1)
多酚氧化酶
Polyphenol
oxidase activity /
(μg·g － 1·3h －1)
脱氢酶
Dehydrogenase activity
/(μg·g － 1·24h －1)
过氧化氢酶
Catalase activity /
(mL·g － 1·h －1)
2013-5-12 /39 d 无处理 9． 26 ± 0． 36a * 190． 61 ± 0． 55a 12． 09 ± 1． 01ab 0． 31 ± 0． 13a
金盏菊 11． 46 ± 0． 38a 226． 95 ± 0． 57b 17． 07 ± 0． 68b 0． 67 ± 0． 14b
菌剂 +金盏菊 14． 49 ± 0． 33b 248． 57 ± 1． 02c 19． 18 ± 0． 98c 0． 84 ± 0． 04c
2013-6-25 /83 d 无处理 9． 70 ± 0． 29a 203． 19 ± 0． 39a 11． 34 ± 0． 31a 0． 45 ± 0． 08ab
金盏菊 18． 57 ± 0． 48c 249． 88 ± 0． 96d 18． 32 ± 0． 71c 1． 05 ± 0． 08de
菌剂 +金盏菊 22． 59 ± 0． 79d 283． 37 ± 1． 08e 25． 97 ± 1． 13d 1． 09 ± 0． 07e
2013-7-31 /119 d 无处理 10． 37 ± 0． 44a 204． 45 ± 1． 22bc 12． 13 ± 0． 52ab 0． 35 ± 0． 03a
金盏菊 25． 44 ± 1． 49d 239． 63 ± 0． 41cd 29． 77 ± 2． 57d 1． 74 ± 0． 05g
菌剂 +金盏菊 32． 91 ± 1． 71e 351． 25 ± 1． 24f 37． 84 ± 2． 92e 1． 77 ± 0． 08g
2013-8-28 /147d 无处理 10． 33 ± 0． 31a 205． 48 ± 0． 32ab 12． 15 ± 0． 55bc 0． 33 ± 0． 04a
金盏菊 24． 36 ± 0． 36d 307． 64 ± 1． 27e 39． 46 ± 1． 62e 1． 46 ± 0． 09f
菌剂 +金盏菊 35． 81 ± 0． 95f 417． 96 ± 1． 17g 53． 14 ± 1． 94f 1． 61 ± 0． 07fg
注:* 平均值 ±标准误．每组同列的不同字母表示差异显著性水平;小写字母为 5%显著水平．
Notes:* Mean ± standard errors． Values in the same column followed by the same letter are not significantly different at p ＜ 0． 05 according to
Duncans multiple range comparison (p = 0． 05)．
3． 2 原位修复过程中油污土壤理化性质的变化
土壤理化特性，包括含油量、含水量、盐度、酸
碱度及营养水平等环境因子变化与分布所构成的
非生物学特性，是制约石油生物降解速率和石油污
染土壤生物修复效果的关键因素 (贾建丽等，2009;
Barbara et al．，2001)．表 3 为原位修复过程中油污
土壤理化性质的变化情况． 原位修复过程中土壤
TPHs含量、含盐率、pH、碱解氮、速效钾、速效磷、有
机质均差异极显著(FTPHs = 309． 93 ＞ F0． 01，F含盐率 =
105． 76 ＞ F0． 01，FpH = 24． 79 ＞ F0． 01，F碱解氮 = 13． 37 ＞
F0． 01，F速效钾 = 47． 58 ＞ F0． 01，F速效磷 = 32． 71 ＞ F0． 01，
F有机质 = 54． 02 ＞ F0． 01，p ＜ 0． 01) ;多重比较(Duncan，
5792
环 境 科 学 学 报 35 卷
α = 0． 05)结果显示，随着修复的进行，TPHs、pH、
有机质含量、含盐率的变化情况不尽相同，但总体
呈下降的趋势(p ＜ 0． 05) ;土壤碱解氮、速效磷及速
效钾含量总体呈上升趋势(p ＜ 0． 05)．
表 3 原位修复过程中油污土壤理化性质
Table 3 Physicochemical properties of oil-contaminated soil during the process of in-situ remediation
采样时间 /
修复天数
Sampling time /
remediation
duration /d
处理方式
The experimental
approach
石油烃含量
TPHs content /
(mg·kg － 1)
有机质
Organic matter
content /
(g·kg － 1)
pH 含盐率
Salt rate
速效钾
Available K /
(g·kg － 1)
碱解氮
Available N /
(g·kg － 1)
速效磷
Available P /
(g·kg － 1)
2013-5-12 /39 d 无处理 19252． 33 ± 164． 48a 216． 03 ± 9051ab 8． 72 ± 0． 13a (0． 94 ± 0． 01)% a 0． 31 ± 0． 03ab 0． 51 ± 0． 03ab 0． 57 ± 0． 03a
金盏菊 17402． 82 ± 105． 31b 196． 83 ± 6． 89cd 8． 24 ± 0． 04c (0． 79 ± 0． 01)% b 0． 53 ± 0． 06c 0． 68 ± 0． 02bcd 0． 66 ± 0． 02bc
菌剂 +金盏菊 16419． 52 ± 153． 87cd 193． 94 ± 3． 34cd 8． 03 ± 0． 02de (0． 71 ± 0． 01)% c 0． 71 ± 0． 01d 0． 72 ± 0． 02de 0． 72 ± 0． 01de
2013-6-25 /83 d 无处理 19196． 41 ± 84． 06a 242． 23 ± 4． 77a 8． 72 ± 0． 01a (0． 91 ± 0． 02)% a 0． 24 ± 0． 02a 0． 53 ± 0． 04ab 0． 55 ± 0． 03a
金盏菊 13811． 03 ± 115． 07c 184． 09 ± 2． 17d 8． 13 ± 0． 03cd(0． 74 ± 0． 03)% bc 0． 55 ± 0． 08c 0． 65 ± 0． 02bc 0． 69 ± 0． 03cde
菌剂 +金盏菊 10650． 81 ± 147． 91d 167． 61 ± 3． 18e 8． 04 ± 0． 02de (0． 62 ± 0． 02)% d 0． 74 ± 0． 01d 0． 77 ± 0． 05de 0． 75 ± 0． 02e
2013-7-31 /119 d 无处理 19178． 35 ± 71． 67a 204． 81 ± 6． 81bc 8． 75 ± 0． 04b (0． 92 ± 0． 02)% a 0． 34 ± 0． 02ab 0． 44 ± 0． 02a 0． 61 ± 0． 02ab
金盏菊 13233． 21 ± 121． 67de 149． 82 ± 6． 93f 8． 02 ± 0． 02de (0． 62 ± 0． 02)% d 0． 76 ± 0． 05d 0． 86 ± 0． 02e 0． 74 ± 0． 03de
菌剂 +金盏菊 9657． 96 ± 101． 51e 109． 81 ± 1． 56g 7． 98 ± 0． 03de (0． 39 ± 0． 01)% f 0． 91 ± 0． 01e 1． 05 ± 0． 05f 0． 91 ± 0． 02f
2013-8-28 /147 d 无处理 19055． 04 ± 79． 52a 203． 27 ± 3． 58bc 8． 71 ± 0． 06bc (0． 88 ± 0． 01)% a 0． 37 ± 0． 03b 0． 46 ± 0． 05a 0． 63 ± 0． 02ab
金盏菊 10870． 59 ± 262． 04f 142． 98 ± 3． 25f 7． 89 ± 0． 07f (0． 45 ± 0． 04)% e 0． 89 ± 0． 01e 0． 78 ± 0． 16e 0． 85 ± 0． 02f
菌剂 +金盏菊 8159． 71 ± 197． 93g 112． 18 ± 5． 38g 7． 87 ± 0． 08g (0． 36 ± 0． 01)% f 0． 99 ± 0． 04e 1． 06 ± 0． 05f 1． 07 ± 0． 05g
注:* 平均值 ±标准误．每组同列的不同字母表示差异显著性水平;小写字母为 5%显著水平．
Notes:* Mean ± standard errors． Values in the same column followed by the same letter are not significantly different at p ＜ 0． 05 according to Duncans multiple range
comparison (p =0． 05)．
土壤有机质是土壤中各种含碳有机化合物的
总称，是污染土壤生物修复的基础． 研究表明，石油
污泥中的石油烃对土壤的有机质含量有很大的贡
献值，石油烃含量与土壤有机质呈显著正相关关系
(吴伟林等，2010)． 表 3 可见土壤有机质含量随着
土壤 TPHs的消减而逐步下降．与对照相比，两组处
理的土壤有机质含量明显降低(p ＜ 0． 05)，虽然有
机质含量降低，但土壤微生物数量的增加，说明外
源菌剂和金盏菊的联合使用有效改善了土壤根际
的环境，提高了区域微环境中的土壤微生物数量，
从而消耗了部分土壤有机质． 然而，金盏菊与菌剂
的联合修复组到修复后期较修复之前降低了 48．
07%，但仍然高达(112． 28 ± 5． 38)mg·kg －1 ．可能的
原因是与金盏菊的种植有关，地表枯落物也是表层
土壤有机质的重要来源(靳治国等，2009)． 植物根
系的分布直接影响土壤有机质的垂直分布，由于金
盏菊为 2 年生草植物，其根际为土壤表层，因而大量
死根的腐解归还，为土壤提供了丰富的碳源(王兴
明等，2005)，因而相比之下金盏菊单独修复组的土
壤有机质含量相对较高．由表 3 可以看出，与对照组
相比，经过 147d 的原位修复，两组处理的含盐率呈
明显降低趋势 (p ＜ 0． 05)． 金盏菊处理组和金盏菊
与菌剂联用处理组的含盐率仅为对照组的 47． 87%
和 38． 29% ．说明外源菌剂和金盏菊的联合使用有
效改善了土壤根际的环境，提高了区域微环境中的
土壤微生物数量进而大量消耗所致． 前人研究表
明，石油污泥的 pH值均大于 7，呈碱性，超过了微生
物生长的最佳值7． 5 ～ 7． 8(俞毓馨等，1990)，将不
利于微生物的生长，甚至会有很强的抑制作用． 土
壤 pH可能会通过影响降解过程中关键酶的酶活性
来影响降解率，所以本实验中两组处理方式可能还
未能最大限度发挥其降解效能，此类问题有待进一
步的分析研究．此外，Leahy和 Colwell(1990)研究认
为土壤微生物在降解石油烃时会产生羧酸类中间
产物，可能会使 pH 在一段时间内降低． 本研究中，
经 147 d修复后，pH显著降低(p ＜ 0． 05)，这可能是
因为在原位修复的过程中厌氧菌对石油烃的降解
得到了强化，厌氧降解的过程容易产生酸性物质，
特别是土壤中的硫酸盐还原菌(Dell Anno et al．，
2009)． 此外，植物根系分泌物可为根际生物提供氨
基酸、糖类和维生素等养料，可能改善了根际土壤
酸碱度(肖敏等，2009)． 刘五星等(2007)研究认为
土壤氮含量与石油烃含量无明显关系． 上述结果与
本研究结果不同，随着原位修复的进行，两组处理
6792
9 期 王金成等:陇东黄土高原石油污染土壤环境因子对金盏菊(Calendula officinalis)-微生物联合修复的响应
的土壤碱解氮含量均成明显的增加趋势(p ＜ 0．
05)．究其原因，首先，组成石油的化学元素主要为
碳(83% ～87%)、氢(11% ～ 14%)、硫(0． 06% ～
0． 8%)、氧(0． 08% ～1． 82%)等，且我国现有油
田中以低硫和高氮原油居多，例如大庆原油氮含量
为 0． 16%，胜利油田为 0． 5%，长庆油田为 0． 04%
(王传远等，2010)． 由于外源投加了石油降解菌及
种植金盏菊后分泌的胞外酶有效加速的氮源的有
效化，因而促使碱解氮含量上升． 第二，土壤微生物
及金盏菊本身也需要消耗土壤中的氮、磷和钾等营
养元素，会造成修复初期营养元素水平相对较低，
使得土壤碱解氮、速效钾及速效磷含量低下，然而
金盏菊为 2 年生草植物，其根际为土壤表层，提高了
区域微环境中的土壤微生物数量，也为微生物固持
提供选择优势，进而导致在石油污染地区土壤中有
效营养元素的浓度增加(王国保等，2013)．第三，研
究区域周边均已用作农田，因而外源施加的复合肥
等营养物质在一定程度上增加了土壤营养物质的
含量，同时也说明在修复过程中微生物的呼吸速率
和活性得到了很大程度的提升．
3． 3 原位修复过程中土壤微生物群落遗传多样性
的 PCＲ-DGGE分析
本研究采用 PCＲ-DGGE 技术对原位修复过程
中第 0 d、39 d、83 d、119 d和 147 d所得土壤样品进
行微生物群落遗传多样性分析，图 2 为 DGGE 指纹
图谱及其示意图．图谱上条带信息反映了土壤微生
物群落多样性及其构成，其中电泳条带的多少反映
出土壤中细菌群落多样性;条带的粗细则反映了种
群密度的差异．由图 2 可见随着原位修复的进行，两
组处理与 CK 相比，DGGE 图谱在条带数目与亮度
上均存在差异．图中所示条带 1 ～ 7 为所有样品中均
具有的共同条带，说明陇东地区油污土壤中固有的
微生物类型，而这些类型可能就是一些土著石油烃
降解菌．随着原位修复的进行，土壤样品出现了一
些起初没有的条带，如条带 a ～ w，可能为金盏菊根
际富集效应所致． 其中，修复后期出现了条带 A、B
和 C，为之前所有时期均未出现的微生物类型．如图
2 所示，随着微生物修复时间的增长，DGGE 条带数
相应增加，条带亮度有不同程度的提高，说明修复
使土壤微生物的群落结构和组成发生了变化，土壤
中微生物多样性变得更加丰富．
图 2 原位修复过程中两组处理不同修复期油污土壤样品的 PCＲ-DGGE分离谱图及其示意图(Lane1:为 0d时初始石油污染土壤;Lane2 ～
3:39d金盏菊修复和金盏菊菌剂联合修复;lane4 ～ 5:83d金盏菊修复和金盏菊菌剂联合修复;lane6 ～ 7:119d金盏菊修复和金盏菊菌
剂联合修复;lane8 ～ 9:147d金盏菊修复和金盏菊菌剂联合修复)
Fig． 2 DGGE band patterns and models of oil-contaminated sludge samples based on two experimental approaches at different in situ remediation times
本研究采用 2 种常用的多样性指标进行土壤微
生物群落多样性分析，即:Shannon-Wiener 多样性
指数(H) :H = － Σ Pi lnPi，Pi代表土壤样品中第 i
个条带的吸光度占所有条带吸光度总和的比例;
Pielou 均匀度指数(J) :J = H / Hmax，Hmax代表最大
多样性值(Hmax = ln S)． 图 3 可以看出，与对照相
比，随着原位修复的进行，土壤微生物群落 Shannon-
Wiener多样性指数(H)和 Pielou 均匀度指数(J)整
7792
环 境 科 学 学 报 35 卷
体呈逐步增加的趋势． Li 等(2005)研究发现，水稻
土中石油污染浓度与细菌度和多样性正相关． 聂明
(2010)研究表明，芦苇的根际效应可以显著提高土
壤细菌丰富度，且受石油污染的正面影响． 这与本
研究结果相似，由于不同植物的凋落物和根系分泌
物中的含氮化合物存在显著差异，从而对土壤细菌
的生长产生选择性刺激作用，最终影响后者的群落
结构(张杰等，2013)． 单一植被物种对于土壤微生
物的影响主要与植物根系的分泌模式及其养分摄
取效率有关(毕江涛和贺达汉，2009)． 土壤微生物
群落多样性指数和丰富度指数可以揭示土壤微生
物种类和功能的差异(李鑫等，2012)． 由于金盏菊
为陇东黄土高原地区“适生”植物，有较强的抗逆
性，其根系分泌物必然有助于当地土著微生物的生
长繁殖，由此说明金盏菊用于陇东地区石油污染土
壤的生物修复为可行之举． 此外，当金盏菊修复至
119 d时 Pielou 均匀度指数最高(0． 9786)，之后有
所降低的原因可能是 2013 年 8 月连续的高温少雨
致使我们所取土壤为 0 ～ 20 cm 的表层土含水量很
低因而影响了实验结果．
图 3 原位修复过程中两组处理不同时期油污土壤样品微生物群落遗传多样性指数变化(Ｒun1:为初始石油污染土壤;Ｒun2、4、6、8 为金盏
菊修复组;Ｒun3、5、7、9 为金盏菊和菌剂联合修复组)
Fig． 3 Variation of the genetic diversity of the microbial community indexes based on two experimental approaches at different in situ remediation times
3． 4 原位修复过程中土壤环境因子 PCA分析
利用主成分分析法对石油污染土样原始变量
的信息进行重组，包括石油污染土样的 TPHs、含盐
率、有机质、速效钾、碱解氮、速效磷、pH、过氧化氢
酶、脲酶、多酚氧化酶、脱氢酶、Shannon-Wiener 多样
性指数、Pielou 均匀度指数和日降雨量与日平均气
温 15 个土壤环境因子，以金盏菊修复和金盏菊菌剂
联合修复为实体分别进行了主成分分析，得出各因
子的特征根、贡献率及累计贡献率． 两组处理前两
个公因子累积贡献率分别达 96． 62%和 95． 68%，具
有广泛的代表性，可用于评价石油污染土壤原位修
复过程中土壤环境因子变化情况．
图 4 两组处理原位修复过程中油污土壤环境因子 PCA排序图
Fig． 4 Principal component analysis ordination diagram of oil-contaminated soil environmental factors based on two experimental approaches at
different in situ remediation times
8792
9 期 王金成等:陇东黄土高原石油污染土壤环境因子对金盏菊(Calendula officinalis)-微生物联合修复的响应
分析表明，两组处理在 PC 轴上出现明显的分
布差异(图 4)． 就金盏菊修复组而言，依据相对位
置，将 15 种土壤环境因子划分为 4 个类群(点集):
类群 A代表了金盏菊植物过程中土壤理化因子分
布情况;类群 B 为降雨量对金盏菊植物过程的影
响;类群 C 代表了土壤生物因子的影响;而类群 D
反映了土壤污染状况． 从金盏菊和菌剂联合修复组
来看，可划分为 2 个类群(点集):类群 A 代表了金
盏菊植物过程中土壤理化因子分布情况;类群 B 则
反映了土壤污染状况． 从 PC1 轴上来看，类群 D 与
类群 A、B、C明显呈负相关关系;从 PC2 轴来看，类
群 A介于类群 B、C之间，亦与类群 D成呈负相关关
系．上述结果很好的诠释了石油污染土壤中环境因
子间的相互关系，无论是金盏菊修复还是金盏菊和
菌剂联合修复，土壤石油烃含量、含盐率、pH及有机
质含量可能是陇东黄土高原地区开展石油污染土
壤生物降解的主要制约因子．
表 4 两组处理在原位修复过程中土壤环境因子主成分载荷因子
Table 4 Loading factors of principal component of two experimental approaches at different in situ remediation times
土壤环境因子
金盏菊菌剂联合修复
PC1 PC2
土壤环境因子
金盏菊修复
PC1 PC2
多酚氧化酶 0． 98＊＊ 0． 19 有机质 － 0． 88＊＊ － 0． 46
速效磷 0． 90＊＊ 0． 42 脲酶 0． 85＊＊ 0． 51*
含盐率 － 0． 87＊＊ － 0． 48 脱氢酶 0． 84＊＊ 0． 46
石油烃 － 0． 84＊＊ － 0． 51 碱解氮 0． 83＊＊ 0． 55*
脱氢酶 0． 81＊＊ 0． 50 多酚氧化酶 0． 82＊＊ 0． 53*
速效钾 0． 80＊＊ 0． 58 降雨量 0． 81＊＊ 0． 31
pH － 0． 79＊＊ － 0． 54 速效磷 0． 81＊＊ 0． 53
Shannon-wiener index 0． 77＊＊ 0． 60* 过氧化氢酶 0． 80＊＊ 0． 58*
日气温 0． 73* 0． 56* 含盐率 － 0． 79＊＊ － 0． 62*
有机质 － 0． 72* － 0． 69* 石油烃 － 0． 73＊＊ － 0． 64*
降雨量 0． 24 0． 97＊＊ pH － 0． 39 － 0． 90＊＊
Pielou index 0． 45 0． 89＊＊ Shannon-wiener index 0． 48 0． 87＊＊
过氧化氢酶 0． 55 0． 83＊＊ Pielou index 0． 48 0． 86＊＊
碱解氮 0． 49 0． 83＊＊ 日气温 0． 52 0． 85＊＊
脲酶 0． 63* 0． 76* 脱氢酶 0． 63* 0． 76＊＊
注:* p ＜ 0． 05，＊＊ p ＜ 0． 01．
初始载荷因子反映了土壤环境因子的相关性，
载荷因子越高表明该环境因子对主成分影响越大
(时鹏等，2010)． 由表 4 可知，就金盏菊修复组而
言，与 PC1 相关性较高的环境因子共有 11 种，其中
在金盏菊修复过程中呈正相关关系的依次为:土壤
脲酶、脱氢酶、碱解氮、多酚氧化酶、降雨量、速效磷
和过氧化氢酶;呈负相关关系的依次为:土壤有机
质、含盐率和石油烃含量． 与 PC2 相关性较高的环
境因子共有 5 种，呈正相关关系的依次为:土壤微生
物群落 Shannon-wiener指数、Pielou 指数、日气温、脱
氢酶;呈负相关关系则为土壤 pH． 从金盏菊和菌剂
联合修复组来看(表 4)，与 PC1 相关性较高的环境
因子有 9 种，呈正相关关系的依次为:土壤多酚氧化
酶、速效磷、脱氢酶、速效钾和 Shannon-wiener 指数;
呈负相关关系的依次为:土壤含盐率、石油烃含量
和 pH．与 PC2 相关性较高的环境因子只有 4 种，且
均呈正相关关系，依次为:降雨量、Pielou 指数、过氧
化氢酶和碱解氮． 上述结果说明，陇东黄土高原地
区金盏菊修复和金盏菊和菌剂联合修复过程中，有
机质含量过高是影响其修复效果最大的制约因素，
而本研究供试石油污染土壤的初始含油量高达 1．
93% (即(19252． 33 ± 164． 48)mg·kg －1) ，高出国
家标准 38． 5 倍．如此之高的石油烃含量导致了土壤
有机质含量和含盐率的居高不下． 前已述及，两组
处理均有效改善了土壤根际的环境，提高了区域微
环境中的土壤微生物数量进而消耗了部分土壤有
机质，较修复之前降低了 48． 07%，但仍高达(112．
28 ± 5． 38)mg·kg －1 ．说明在陇东地区开展石油污染
的生态修复，如何降低土壤石油烃、pH、有机质含量
和含盐率为决定修复效果的关键土壤因子;其次，
如何有效增加土壤脲酶、脱氢酶、碱解氮和多酚氧
化酶的活性亦为本地区决定修复效果的关键土壤
9792
环 境 科 学 学 报 35 卷
因子，即筛选当地“适生”植物时需要把握的关键因
素;第三，速效磷、碱解氮和速效钾的增加，笔者认
为可通过外源施加有机肥和投加固氮能力强的微
生物菌剂予以解决． 最后，陇东黄土高原地区由于
季风的强烈影响，冬春季节寒冷干燥，多风少雨，夏
季温暖多雨、水热同期，加之土壤瘠薄，水土流失严
重，因而在陇东地区开展植物与微生物联合修复时
应在每年的 4—9 月份进行．
4 结论(Conclusions)
1)两组处理在原位修复过程中不同修复时期
土壤脲酶、多酚氧化酶、过氧化氢酶及脱氢酶活性
均不同程度呈增加的趋势(p ＜ 0． 05)． 土壤 TPHs、
pH、有机质含量、含盐率的变化情况不尽相同，但总
体程下降的趋势(p ＜ 0． 05);土壤碱解氮、速效磷及
速效钾含量总体呈上升趋势(p ＜ 0． 05)． 本研究中
外源菌剂和金盏菊的联合使用有效改善了土壤根
际的环境，提高了区域微环境中的土壤微生物数
量，加之金盏菊根系分泌物可为根际生物提供氨基
酸、糖类和维生素等养料，改善了根际微生态环境，
有效加速营养元素的有效化，从而提高了土壤酶活
性及加速了 N、P、K等营养元素的有效化．
2)基于 PCＲ-DGGE技术分析结果显示，两组处
理在原位修复过程中，土壤微生物群落 Shannon-
Wiener 多样性指数和 Pielou 均匀度指数均呈现逐
渐增加的趋势，说明土壤微生物群落结构逐渐丰
富、分布愈加均匀，多样性显著提升． 作为当地“适
生”植物的金盏菊以其较强的抗逆性及根系分泌物
有助于当地土著微生物的生长繁殖，由此说明金盏
菊用于陇东地区石油污染土壤的生物修复为可行
之举．
3)修复过程中土壤环境因子 PCA分析说明，陇
东黄土高原地区金盏菊和金盏菊和菌剂联合修复
过程中有机质含量过高是影响其修复效果最大的
制约因素．说明在陇东地区开展石油污染的生态修
复，如何降低土壤石油烃、pH、有机质和含盐率含
量，及有效增加土壤脲酶、脱氢酶、碱解氮和多酚氧
化酶的活性为决定陇东地区石油污染修复效果的
关键因素．此外，由于陇东地区季风的强烈影响，冬
春季节季寒冷干燥，多风少雨，夏季温暖多雨、水热
同期，因而在陇东地区开展植物与微生物联合修复
时应在每年的 4—9 月份进行．
责任作者简介:周天林，教授，主要从事生态学方面的研究
工作．
参考文献(Ｒeferences):
Agamuthu P，Abioye O P，Aziz A A． 2010． Phytoremediation of soil
contaminated with used lubricating oil using Jatropha curcas［J］．
Journal of Hazardous Materials，179(1 /3) :891-894
Al-Mailem D M， Sorkhoh N A， Marafie M， et al． 2010． Oil
phytoremediation potential of hypersaline coasts of the Arabian Gulf
using rhizosphere technology［J］． Bioresource Technology，101
(15) :5786-5792
鲍士旦． 1999． 土壤农化分析 (第 3 版) ［M］． 北京:中国农业出版
社． 245-353
Barbara M，Annweiler E，Warthmann Ｒ J，et al． 2001． The use of a
solid adsorber resin for enrichment of bacteria with toxic substrates
and to identify metabolites:degradation of naphthalene，o-，and m-
xylene by sulfate-reducing bacteria［J］． Journal of Microbiological
Methods，44(2):183-191
毕江涛，贺达汉． 2009． 植物对土壤微生物多样性的影响研究进展
［J］． 中国农学通报，25(9):244-250
陈永华，吴晓芙，陈明利，等． 2010． 人工湿地污水处理系统冬季植
物的筛选与评价［J］． 环境科学，31(8):1789-1794
程立娟，周启星． 2014． 野生观赏植物长药八宝对石油烃污染土壤
的修复研究［J］． 环境科学学报，34(4) :980-986
Dashti N，Khanafer M，El-Nemr I，et al． 2009． The potential of oil-
utilizing bacterial consortia associated with legume root nodules for
cleaning oily soils［J］． Chemosphere，74(10) :1354-1359
DellAnno A，Beolchini F，Gabellini M，et al． 2009． Bioremediation of
petroleum hydrocarbons in anoxic marine sediments:Consequences
on the speciation of heavy metals［J］． Marine Pollution Bulletin，
58(12) :1808-1814
高慧，陈梦玲，朱小燕． 2013． 不同浓度氯化钠胁迫对金盏菊生长
发育的影响［J］． 北方园艺，(24) :67-69
谷文众，刘杨，谷振军． 2009． 干旱胁迫对金盏菊膜脂过氧化及保
护酶活性的影响［J］． 经济林研究，27(3) :79-81;97
和文祥，蒋新，卞永荣，等． 2002． 杀虫双对土壤酶活性影响的研究
［J］． 西北农林科技大学学报(自然科学版) ，30(1) :134-17
黄慧，申源源，陈宏． 2011． Na2 S2O3对植物修复 Hg 污染土壤的影
响［J］． 水土保持学报，25(1):101-104;109
贾建丽，刘莹，李广贺，等． 2009． 油田区土壤石油污染特性及理化
性质关系［J］． 化工学报，60(3):726-732
焦海华，刘颖，金德才，等． 2013． 牵牛花对石油污染盐碱土壤微生
物群落与石油烃降解的影响［J］． 环境科学学报，33(12):
3350-3358
靳治国，施婉君，高扬，等． 2009． 不同土地利用方式下土壤重金属
分布规律及其生物活性变化［J］． 水土保持学报，23(3):74-
77;96
Leahy J G，Colwell Ｒ Ｒ． 1990． Microbial degradation of hydrocarbons in
the environment［J］． Microbiological Ｒeviews，54(3) :305-315
李慧，陈冠雄，杨涛，等． 2005． 沈抚灌区含油污水灌溉对稻田土壤
微生物种群及土壤酶活性的影响［J］． 应用生态学报，16(7) :
0892
9 期 王金成等:陇东黄土高原石油污染土壤环境因子对金盏菊(Calendula officinalis)-微生物联合修复的响应
1355-1359
Li H，Zhang Y，Zhang C G，et al． 2005． Effect of petroleum-containing
wastewater irrigation on bacterial diversities and enzymatic activities
in a paddy soil irrigation area［J］． Journal of Environment Quality，
34(3) :1073-1080
李鑫，张会慧，岳冰冰，等． 2012． 高羊茅草对盐碱地原油污染土壤
微生物的影响［J］． 应用生态学报，23(12) :3414-3420
刘家女，周启星，孙挺． 2006． Cd-Pb复合污染条件下 3 种花卉植物
的生长反应及超积累特性研究［J］． 环境科学学报，26(12) :
2039-2044
刘家女，周启星，孙挺，等． 2007． 花卉植物应用于污染土壤修复的
可行性研究［J］． 应用生态学报，18(7) :1617-1623
刘世亮，骆永明，丁克强，等． 2007． 黑麦草对苯并［a］芘污染土壤
的根际修复及其酶学机理研究［J］． 农业环境科学学报，26
(2) :526-532
刘五星，骆永明，滕应，等． 2007． 我国部分油田土壤及油泥的石油
污染初步研究［J］． 土壤，39(2) :247-251
聂明． 2010． 芦苇及其根围微生物对石油污染响应的生态系统生态
学研究［D］． 上海:复旦大学． 39-41
欧阳威，刘红，于勇勇，等． 2006． 高羊茅对微生物强化修复石油污
染土壤影响的研究［J］． 环境污染治理技术与设备，7(1) :
94-97
彭胜巍，周启星，张浩，等． 2009． 8 种花卉植物种子萌发对石油烃
污染土壤的响应［J］． 环境科学学报，29(4) :786-790
山宝琴，张永涛，曹巧玲，等． 2014． 6 种陕北适生豆科植物生长对
原油污染土壤的响应［J］． 环境科学，35(3) :1125-1130
时鹏，高强，王淑平，等． 2010． 玉米连作及其施肥对土壤微生物群
落功能多样性的影响［J］． 生态学报，30(22) :6173-6182
唐景春，王斐，褚洪蕊，等． 2010． 玉米草(Zea Mexicana)与海藻寡
糖联合修复石油烃污染土壤的研究［J］． 农业环境科学学报，
29(11) :2107-2113
唐景春，刘文杰，徐婷婷，等． 2013． 不同处理条件对石油污染土壤
植物修复的影响［J］． 环境工程学报，7(8) :3231-3236
Tang T C，Wang Ｒ G，Niu X W，et al． 2009． Enhancement of soil
petroleum remediation by using a combination of ryegrass (Lolium
perenne) and different microorganisms［J］． Soil and Tillage
Ｒesearch，110(1) :87-93
Toscano G，Colarieti M L． Greco G． 2003． Oxidative polymerisation of
phenols by a phenol oxidase from green olives［J］． Enzyme and
Microbial Technology，33(1) :47-54
王传远，杨翠云，孙志高，等． 2010． 黄河三角洲生态区土壤石油污
染及其与理化性质的关系［J］． 水土保持学报，24(2) :
214-217
王国保，刘增文，张晓曦． 2013． 陕北石油区牧草秸秆对油污土壤
生物化学性质的修复效应［J］． 草地学报，21(6) :1101-1108
王洪，李海波，孙铁珩，等． 2011． 生物修复 PAHs污染土壤对酶活
性的影响［J］． 生态环境学报，20(4) :691-695
王靖，张忠智，苏幼明，等． 2008． 石油污染土壤植物修复根际效应
研究［J］． 石油化工高等学校学报，21(2) :36-40
王如刚，王敏，牛晓伟，等． 2010． 超声—索氏萃取—重量法测定土
壤中总石油烃含量［J］． 分析化学，38(3) :417-420
王兴明，刘登义，涂俊芳，等． 2005． 芜湖钢铁厂周边土壤及油菜籽
中镉、铜、锌、铅含量和形态分布研究［J］． 应用生态学报，16
(10) :1924-1931
吴伟林，张秀霞，单宝来，等． 2010． 不同处置方式对石油污染土壤
理化性质和生物学特性的影响［J］． 石油学报(石油加工) ，26
(5) :831-834
肖敏，凌婉婷，高彦征，等． 2009． 丛枝菌根对菲芘污染土壤中几种
酶活性的影响［J］． 农业环境科学学报，28(5) :919-924
押辉远，易力，周胜利，等． 2011． 南阳油污土壤微环境分析及石油
降解菌筛选［J］． 湖北农业科学，50(6) :1132-1136
严昶升． 1988． 土壤肥力研究方法［M］． 北京:农业出版社．
263-280
姚治华，王红旗，刘敬奇，等． 2006． 石油污染土壤中苯降解菌的筛
选及降解特性研究［J］． 农业环境科学学报，25 (6) :
1498-1503
俞毓馨，吴国庆，孟宪庭． 1990． 环境工程微生物检验手册［M］． 北
京:中国环境科学出版社． 138-142
张杰，余潮，王自海，等． 2013． 不同植被群落表层土壤中细菌群落
多样性［J］． 环境科学研究，26(8) :866-872
张胜，陈立，崔晓梅，等． 2008． 西北黄土区石油污染土壤原位微生
物生态修复试验研究［J］． 微生物学通报，35(5) :765-771
张松林，董庆士，周喜滨，等． 2008． 人为石油污染土壤紫花苜蓿田
间修复试验［J］． 兰州大学学报(自然科学版) ，44(1) :47-50
张希彪，郭小强，周天林，等． 2004． 子午岭种子植物区系分析［J］．
西北植物学报，24(2) :267-274
张秀霞，武海杰，白雪晶，等． 2014． 土壤修复过程中微生物数量、
酶活性与石油降解率的关系［J］． 石油学报(石油加工) ，30
(1) :94-99
Zhang Z N，Zhou Q X，Peng S W， et al． 2010． Ｒemediation of
petroleum contaminated soils by joint action of Pharbitis nil L． and
its microbial community［J］． Science of the Total Environment，408
(22) :5600-5605
朱凡，洪湘琦，闫文德，等． 2014． PAHs 污染土壤植物修复对酶活
性的影响［J］． 生态学报，34(3) :581-588
1892