全 文 ：文章编号:1009-6094(2016)06-0303-06
狗牙根、野古草对萘和蒽污染
土壤的修复*
陈盛余，赵丹丹，左卫元，史兵方
(广西高校桂西生态环境分析和污染控制重点实验室，百色
学院化学与环境工程学院，广西百色 533000)
摘 要:通过盆栽试验研究了狗牙根和野古草对萘(Nap)和蒽(Ant)
污染土壤的修复作用。结果表明，90 d后，狗牙根和野古草对污染土
壤中 Nap和 Ant有明显的去除效果，狗牙根对萘和蒽的去除率分别为
46. 9% ～74. 6%、52. 1% ～77. 6%，野古草对萘和蒽的去除率分别为
51. 8% ～81. 4%、47. 6% ～79. 6%。植物去除土壤中萘和蒽的效率与
生物量无明显关系。两种植物对萘和蒽的累积质量比随土壤中萘和
蒽质量比增大而增大，且根部对萘和蒽的累积质量比高于茎叶。萘和
蒽在两种植物中的生物浓缩系数(BCFs)随萘和蒽初始质量比增大而
下降，在同等条件下，萘和蒽在野古草中的 BCFs比在狗牙根中高，野
古草对萘和蒽污染土壤的修复效果优于狗牙根。植物-微生物联合作
用是降解土壤中萘或蒽的主要机制。
关键词:环境学;植物修复;狗牙根;野古草;萘和蒽污染土壤
中图分类号:X503． 233 文献标识码:A
DOI:10. 13637 / j． issn． 1009-6094. 2016. 06. 058
* 收稿日期:2015-03-16
作者简介:陈盛余，硕士研究生，从事环境污染物的检测及修复研
究;史兵方(通信作者) ，教授，博士，从事环境分析与
污染控制研究。shibingfang@ 126． com。
基金项目:国家自然科学基金项目(41163007) ;广西自然科学基
金项目(2012GXNSFAA053036)
0 引 言
多环芳烃(PAHs)是一类广泛存在于环境中的持久性有
机污染物，具有很强的毒性、致癌性和致畸变性［1］。它们是
有机质不完全燃烧或高温裂解的副产品，环境中的 PAHs 主
要来源于人类活动和能源利用过程。土壤是环境中 PAHs的
储库和中转站［2］。土壤中的 PAHs 会通过接触直接进入人
体，或在一定条件下进入大气、水和生物等其他环境介质，间
接影响人体健康［3-4］。因此，如何修复 PAHs 污染的土壤是当
前土壤和环境科学研究领域的焦点问题之一。
目前，对 PAHs污染土壤进行修复的技术主要有微生物
修复、植物修复及微生物-植物联合修复。其中植物修复技术
是近年来发展起来的一项绿色修复技术［5］，其是利用植物的
代谢、转化功能，并协同根际微生物对 PAHs污染土壤进行修
复，具有价廉、安全、无毒、无二次污染、发展潜力大等优
点［6-7］。近年来，国内外学者在有关 PAHs 污染土壤的植物修
复方面开展了大量的研究［8-9］。植物修复技术的关键环节就
是筛选高吸附通量的植物种类。如黑麦草［10］、玉米［11］、豆科
植物［12］、酥油草［13］等可以降解土壤中的菲、芘、苯并［a］芘等
PAHs，这些植物以根系发达的农作物或牧草为主。虽然这些
植物在修复 PAHs 污染土壤方面取得了一定的效果，但易被
人或动物误食，不利于修复技术的推广应用。不同植物对
PAHs的去除效率不同，筛选高效去除 PAHs 的本土植物逐渐
引起广大学者的兴趣。杨红军等［14］研究了狗尾草、蟋蟀草、
狐尾草、稗草、高羊茅等本土草类植物对土壤中菲的降解，研
究发现，几种植物的降解能力从大到小依次为狐尾草、狗尾
草、蟋蟀草、稗草、高羊茅。但有些本土植物对生长环境要求
高，适宜性差。因此，耐瘠力强、适应性好的金发草［15］和苏丹
草［16］被用于菲或芘污染土壤的修复。总之，如何筛选耐瘠
力、适应性好的高吸附通量本土植物是植物修复技术所面临
的挑战。
基于此，本文以抗瘠力强、适应性好的岩生植物狗牙根和
野古草为试验材料，探索两种植物对萘和蒽污染土壤的修复
行为及机理。通过盆栽试验比较两种植物对污染土壤中萘和
蒽的吸收及去除效率，以期为具有喀斯特地貌特征的 PAHs
污染土壤的生态修复提供理论及实践依据。
1 材料与方法
1. 1 材料与试剂
萘(Nap)、蒽(Ant)标样购于美国 Supelco公司。甲醇、丙
酮、二氯甲烷、正己烷为色谱纯，购于南宁精密仪器有限公司;
硅胶、无水硫酸钠(400 ℃下预处理 4 h)为分析纯，水为去离
子水(18. 2 MΩ)。试验用的玻璃仪器用超声波清洗，150 ℃
恒温干燥。
供试土壤取自百色澄碧湖水库库区表层土壤(0 ～ 15 cm，
无污染历史) ，去除植物残体、碎石等，在实验室自然风干，粉
碎过 0. 280 mm孔径筛，供盆栽试验使用。其理化性质:pH =
7. 01，有效 N、K、P质量比分别为 108. 6 mg /kg、105. 4 mg /kg、
24. 5 mg /kg，有机质质量比为 20. 31 g /kg，阳离子交换量为
28. 73 mol /kg。狗 牙 根 (Cynodon dactylon L．)、野 古 草
(Arundinella anomala)为桂西常见的植物，采摘于百色澄碧湖
附近无污染区。
1. 2 研究方法
1. 2. 1 盆栽试验的设计
准确称取一定量的萘和蒽，用适量丙酮溶解，待丙酮挥发
后，分别用未污染的土壤稀释，充分搅拌均匀。将苗龄为 1 周
的狗牙根、野古草幼苗移植到盆栽土壤。每盆装供试土壤
2. 50 kg，每盆移植 10 株，并保持盆栽土壤持水量在 60%(称
重补水法) ，保证有充足的阳光。试验设计的土壤中萘和蒽
的加标质量比见表 1，每种质量比平行试验 3 盆，以空白试验
进行对照。种植 90 d后采集全部土壤，去除植物，阴干，混合
均匀，过 0. 850 mm孔径筛，按四分法采集土壤样品，低温保
存待用。采集植物的根、叶和茎，用去离子水淋洗后，用滤纸
蘸干表面水分，将根、叶和茎分别用打粉机打碎，混合均匀，按
对角线法采集样品，低温保存待分析。
1. 2. 2 土壤、植物中萘和蒽的提取
土壤中萘和蒽的提取:精确称取 5. 0 g土壤研磨样品，各
加入约 2. 0 g无水 Na2SO4，用滤纸包好放到索氏提取装置中，
加入 150 mL二氯甲烷，恒温 60 ℃的条件下提取 24 h［17］。将
表 1 土壤中萘和蒽的加标质量比 mg·kg －1
Table 1 Mass ratios of Nap and Ant added in soil
PAHs A B C D
萘(Nap) 5. 00 50. 0 150 300
蒽(Ant) 5. 00 50. 0 150 300
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第 16 卷第 6 期
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安 全 与 环 境 学 报
Journal of Safety and Environment
Vol． 16 No． 6
Dec．，2016
提取液在旋转蒸发仪上浓缩至 2 mL，使用 10 mL正己烷定量
转移到 50 mL鸡心瓶中，再次浓缩定容至 1 mL，完成溶剂替
换。将 1 mL 待净化浓缩样品用滴管移入硅胶净化柱
(SUPELCO) ，浸泡 5 min以上，保证样品与净化柱充分接触交
换。用 15 mL正己烷分 3 次清洗鸡心瓶，进一步以 5 mL正己
烷 /二氯甲烷(体积比为 7∶ 3)混合液淋洗硅胶净化柱，洗脱液
用 50 mL 浓缩瓶收集。用柔和的氮气吹蒸，用甲醇定容至 5
mL，低温(4 ℃)保存以备分析用［18］。
植物中萘和蒽的提取:取 5. 0 g 植物样品于 50 mL 玻璃
离心管中，加 25 mL 二氯甲烷，40 ℃下超声萃取 20 min，离
心，上清液转移至分液漏斗，重复 3 次，收集上清液，旋转蒸
干。其他分析步骤同土壤分析。
1. 2. 3 土壤、植物中萘和蒽的测定及质量控制
土壤、植物中萘和蒽的含量采用高效液相法(HPLC)测
定。
仪器:日本岛津公司 LC20A 高效液相色谱仪，配荧光
(ＲF-20Axl)检测器、紫外检测器和色谱工作站，分析柱为 Agi-
lent ZOＲBAX Eclipse PAH 色谱柱(4. 6 mm × 100 mm，3. 5
μm)。
分析条件:流动相为乙腈 /超纯水，流动相流速为 2
mL /min，0 ～ 6 min，V(水)∶ V(乙腈)= 1 ∶ 9;7 ～ 8 min，改为
100%乙腈淋洗;9 ～ 15 min，用 V(水)∶ V(乙腈)= 1∶ 9溶剂淋
洗，柱温 30 ℃。以保留时间定性，外标峰面积定量。
质量保证:萘和蒽保留时间的相对标准偏差(ＲSD)小于
0. 1%，峰面积测量值的 ＲSD 均小于 5. 0%，加标回收试验结
果如表 2 所示，加标回收率在 90. 1% ～ 94. 5%，ＲSD 小于
4. 31%。
1. 3 数据统计分析方法
1)土壤 PAHs去除率的计算。
土壤 PAHs的去除率(Ｒ)= (w0 － wt)/w0 × 100% － Ｒk
(1)
Ｒk = (空白土样初始浓度 － 90 d后空白
土样残留浓度)/ 空白土样初始浓度 × 100% (2)
式中 w0 为种植植物前土壤中 PAHs 的初始量，wt 为残留
量，Ｒk 为空白对照的土壤净化率。
2)植物中生物浓缩富集系数的计算［12］。
表 2 方法的回收率和相对标准偏差
Table 2 Ｒecovery rates and ＲSD of the method (n =3)
样品 添加物
加标量 /
(mg·kg －1)
测定量 /
(mg·kg －1)
回收率 /
%
相对标准偏
差(ＲSD)/%
土样
萘
10. 0 9. 21 92. 1 4. 31
100. 0 93. 4 93. 4 3. 75
250. 0 232 92. 8 2. 19
蒽
10. 0 9. 01 90. 1 3. 90
100. 0 94. 5 94. 5 2. 92
250. 0 230 92. 0 2. 11
狗牙根
萘
10. 0 9. 17 91. 7 3. 87
100. 0 93. 8 93. 8 3. 61
250. 0 227 90. 8 2. 65
蒽
10. 0 9. 30 93. 0 3. 33
100. 0 90. 5 90. 5 2. 51
250. 0 235 94. 0 1. 97
生物浓缩富集系数(BCFs)= 植物体内
污染物的浓度 / 土壤中污染物残留浓度 (3)
3)植物、环境对污染物降解的贡献率［19］。
环境去除率(%)= 环境净化率 Ｒk (4)
植物累积作用 = 试验后植物体内某种污染物总量 /
土壤对应污染物初始总量 × 100% = 植物根部与茎叶中
某种污染物之和 / 土壤对应污染物初始总量 × 100%(5)
植物 -环境交互作用 = (土壤某种污染物初始浓度 － 试验后
对应污染物残留浓度)/ 土壤某种污染物初始浓度 × 100%
(6)
2 结果与讨论
2. 1 萘、蒽污染土壤对植物生长的影响
盆栽试验 90 d 后，狗牙根和野古草在不同质量比蒽和
萘污染土壤中的生长状况见图 1。由图 1 可以看出，当蒽和
萘质量比从 5 mg /kg增加至 300 mg /kg 时，狗牙根和野古草
的生长量呈现逐渐减小的趋势，表明随污染土壤中蒽和萘
质量比增加，狗牙根和野古草的生长受到抑制。对比图 1
(a)和(b)可知，在低质量比污染物处理中，野古草生长量变
化不大，植物的根、茎叶生物量和总量与无污染空白土样相
比无显著性差异(p ＞ 0. 05) ;但狗牙根在低污染物质量比
下，植物的根、茎叶生物量和总量与空白土样间有显著性差
异。
2. 2 植物修复后土壤中萘和蒽质量比的变化
盆栽试验 90 d 后，土壤中萘和蒽的残留质量比见表 3。
由表 3 可知，土壤中萘和蒽的质量比均有明显的下降(p ＜
0. 05) ，种植狗牙根后，萘和蒽的去除率分别在 46. 9% ～
74. 6%、52. 1% ～ 77. 6%;而种植野古草后，萘和蒽的去除率
分别在 51. 8% ～ 81. 4%，47. 6% ～ 79. 6%。总体来说，种植野
古草对污染土壤中萘和蒽的去除效果略优于种植狗牙根，可
能是因为野古草的根系发达，根际微生物含量丰富，加快了土
壤中萘和蒽的降解［20］。结合图 1 显示的狗牙根根部生物量
大于野古草，表明植物对污染土壤中萘和蒽的降解与生物量
无显著关系。另外，狗牙根和野古草对萘和蒽的去除率在低
表 3 不同处理土壤中萘和蒽的降解率
Table 3 Ｒemoval rate of Nap and Ant in different soils
PAHs
土壤初始
PAHs
质量比 /
(mg·kg －1)
狗牙根修复
后土壤 PAHs
质量比 /
(mg·kg －1)
种植狗
牙根后
PAHs降
解率 /%
野古草修复
后土壤 PAHs
质量比 /
(mg·kg －1)
种植野
古草后
PAHs降
解率 /%
萘
5. 00 1. 27 74. 6 0. 93 81. 4
50. 0 16. 7 66. 6 14. 1 71. 8
150 60. 8 59. 4 57. 4 61. 7
300 159. 2 46. 9 144. 6 51. 8
蒽
5. 00 1. 12 77. 6 1. 02 79. 6
50. 0 14. 8 70. 4 13. 7 72. 6
150 56. 2 62. 5 62. 1 58. 6
300 143. 7 52. 1 157. 3 47. 6
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图 1 不同处理土壤中狗牙根和野古草的生物量
Fig． 1 Biomass of Cynodon dactylon L. and Arundinella anomala in soils
质量比时较高，随土壤中萘和蒽质量比增大，两种植物对萘和
蒽的去除率呈现下降趋势。这表明狗牙根和野古草对萘和蒽
的降解受萘和蒽浓度的限制。
2. 3 植物对土壤中萘和蒽的吸收累积作用
加标至土壤中的萘和蒽除部分残留在土壤中外，有一部
分被狗牙根或野古草吸收、累积。萘和蒽的性质、浓度及狗牙
根或野古草自身的生理特征等因素决定了萘和蒽在狗牙根或
野古草的积累量。盆栽试验 90 d后，土壤中萘和蒽的质量比
与植物体内累积质量比间的对应关系见图 2。从图 2(a)和
(b)可以看出，土壤中的萘和蒽已部分被狗牙根吸收或降解，
狗牙根根部对萘和蒽的累积质量比比茎叶的高，土壤中萘和
蒽在植物体内不同部位的差异性积累可能主要源于根部吸收
机制，土壤中萘和蒽先经根部吸收，再随蒸腾流输送到茎叶。
如果植物生长期较短，这种输送可能还未完成，因此狗牙根根
部对萘和蒽的累积质量比高比茎叶［19］。另外，随土壤中萘和
蒽质量比增大，狗牙根对萘和蒽的累积质量比也会增大，降解
率增加，原因可能是增加土壤中萘和蒽的质量比可能会促使
植物体外的萘和蒽向植物体内扩散，对植物吸收土壤中的萘
和蒽有利，但其扩散机制尚不明确。在同样的处理水平下，狗
牙根对蒽的累积质量比高于萘，表明萘和蒽扩散到植物体内
累积的难易度不同，其累积机制也有待研究。
图 2(c)和(d)分别为野古草对土壤中萘和蒽的累积情
况。野古草对萘和蒽的累积质量比均随土壤中萘和蒽质量比
增大而增大，这是因为土壤中的萘和蒽质量比增大加速了土
壤中萘和蒽向植物体内扩散。从根、茎叶质量比对比可知，野
古草根部对萘和蒽的累积质量比要比茎叶的高，这是因为根
部对萘和蒽的吸附机制是野古草吸附土壤中萘和蒽的主要机
制。在同水平污染土壤中，野古草对萘的累积作用要比对蒽
的强。
2. 4 植物对萘、蒽的生物浓缩富集系数
生物浓缩富集系数(BCFs)是评价或衡量生物体修复或
富集能力的一个重要参数。BCFs越大，表明生物体的修复或
富集能力越高［21］。狗牙根和野古草对萘和蒽的 BCFs与上壤
中萘和蒽残留质量比的关系见图 3。由图 3 可知，狗牙根和
野古草的 BCFs随萘和蒽初始质量比增大而下降，在同样初
始质量比条件下，野古草的 BCFs 比狗牙根的高。因此，对于
修复萘和蒽污染土壤来说，选择野古草修复优于狗牙根。
在土壤中萘和蒽初始质量比较低(＜ 150 mg /kg)时，野古
草对蒽的 BCFs高于萘，而在高质量比(＞ 150 mg /kg)时，其
对萘的 BCFs要比蒽的高。但狗牙根对蒽的 BCFs 比萘的高，
原因可能是在试验质量比范围内蒽在狗牙根中的扩散要比萘
快，但扩散机制有待研究。两种植物均对蒽污染土壤有修复
效果，可以考虑用复合种植的方法修复土壤，复合种植有利于
构建更科学的生态系统。
2. 5 植物对污染土壤中萘和蒽的修复机制
植物对污染土壤中萘和蒽的降解贡献率见表 4。由表 4
可见，两种植物对萘、蒽的累积贡献率都在 1%以下，表明植
物体内吸附、累积不是土壤中萘和蒽的主要降解机制。环境
对土壤中萘和蒽的降解贡献率分别为 12. 3% ～ 21. 9%、
9. 87% ～ 19. 8%，表明环境对 PAHs有一定的降解作用，环境
503
2016 年 12 月 陈盛余，等:狗牙根、野古草对萘和蒽污染土壤的修复 Dec．，2016
图 2 不同处理下狗牙根和野古草中萘和蒽的累积质量比
Fig． 2 Cumulative mass ratios of Nap and Ant in Cynodon dactylon L. and Arundinella anomala
图 3 不同污染水平下狗牙根、野古草中萘和蒽的生物浓缩系数
Fig． 3 Bioeoneentration factors of Nap and Ant in Cynodon
dactylon L． and Arundinella anomala
对污染土壤中萘和蒽的降解贡献包括挥发、氧化、微生物菌作
用等［16］。两种植物-环境交互作用对萘、蒽的降解贡献率分
别为 46. 9% ～ 81. 4%、47. 6% ～ 79. 6%。原因可能是植物自
身能够代谢萘和蒽，同时根系分泌物能够促进萘和蒽微生物
降解菌的生长［17］，微生物对萘和蒽的降解为植物提供有机肥
料促进植物根系生长，两者构成了良性生态循环系统［20］，对
污染土壤恢复起决定作用。因此，植物-微生物交互作用是土
壤中萘和蒽降解的主要机制。
3 结 论
1)狗牙根和野古草在土壤中萘或蒽质量比为 5. 00 ～ 300
mg /kg的范围内能够正常生长，且对萘或蒽污染的土壤有较
强的修复作用，90 d 后，狗牙根对萘和蒽的降解率分别为
46. 9% ～ 74. 6%、52. 1 ～ 77. 6 %，野古草对萘和蒽的降解率
分别为 51. 8% ～ 81. 4%、47. 6% ～ 79. 6 %。植物去除土壤中
萘或蒽的效率与生物量无明显的关系。
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Vol． 16 No． 6 安 全 与 环 境 学 报 第 16 卷第 6 期
表 4 植物、环境在修复萘和蒽污染土壤中的贡献率
Table 4 Contributions of plant and environment to remediation of Nap and Ant polluted soils
项目 萘(Nap) 蒽(Ant)
土壤初始质量比 /(mg·kg －1) 5 50 150 300 5 50 150 300
环境去除率 /% 21. 9 18. 3 16. 7 12. 3 19. 8 19. 2 16. 1 9. 87
狗牙根累积作用 /% 0. 116 0. 093 0. 038 0. 023 0. 138 0. 155 0. 100 0. 047
狗牙根-环境交互作用 /% 74. 6 66. 6 59. 4 46. 9 77. 6 70. 4 62. 5 52. 1
野古草累积作用 /% 0. 118 0. 175 0. 140 0. 067 0. 190 0. 163 0. 129 0. 062
野古草-环境交互作用 /% 81. 4 71. 8 61. 7 51. 8 79. 6 72. 6 58. 6 47. 6
2)随土壤中萘或蒽质量比增大，狗牙根和野古草对萘或
蒽的累积质量比也会增大，降解率增加，且根部对萘或蒽的累
积质量比高于茎叶。萘或蒽在两种植物中的 BCFs 随萘或蒽
初始质量比增大而下降，在同等条件下，萘或蒽在野古草中的
BCFs比狗牙根高，野古草对萘或蒽污染土壤的修复效果优于
狗牙根。
3)两种植物吸收累积对土壤中萘和蒽降解的贡献率分
别为 0. 023% ～0. 175%、0. 047% ～0. 190%，土壤环境的贡献
率为 9. 87% ～ 21. 9%，植物-环境交互作用的贡献率为
47. 6% ～ 81. 4%，因此，植物-微生物联合作用是降解土壤中
萘和蒽的主要机制。
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2016 年 12 月 陈盛余，等:狗牙根、野古草对萘和蒽污染土壤的修复 Dec．，2016
Ｒespective remediation efficiency of
Cynodon dactylon L． and Arundinella
anomala in the Nap or Ant contamina-
ted soil
CHEN Sheng-yu，ZHAO Dan-dan，ZUO Wei-yuan，
SHI Bing-fang
(Key Laboratory of Ｒegional Ecological Environment Analysis and
Pollution Control of West Guangxi，College of Chemistry and En-
vironmental Engineering，Baise University，Baise 533000，Guan-
gxi，China)
Abstract:The present paper is aimed at introducing its study of
the respective remediation efficiency of Cynodon dactylon L． and
Arundinella anomala in the Nap or Ant contaminated soil． It is
necessary to investigate the effectiveness of plant remediation of
PAHs-contaminated soils further， the removal of naphthalene
(Nap)or anthracene (Ant)in the soil by Cynodon dactylon L．
and explore the Arundinella anomala from the point of view of the
greenhouse effect． The results of our simulated pot-growing exper-
iment indicate that the two plants，Cynodon dactylon L． and
Arundinella anomala，enjoy a great potential function in degrad-
ing and removing Nap or Ant on the condition that their concen-
tration range should be controlled within the range from 5 mg /kg
to 300 mg /kg in the soil for 90 days． On the other hand，the re-
moval rates of Nap or Ant from the soil are respectively ranging
from 46. 9% to 74. 6% and can be expected to increase from the
range from 52. 1% to 77. 6% as a result of 90 days removal． At
the same time，the removal rates of Nap or Ant are likely expec-
ted to increase the said range from 51. 8% to 81. 4% by increas-
ing Arundinella anomala and that from 47. 6% to 79. 6%，re-
spectively，though the phytoremediation efficiency of Nap and Ant
in the soil remains little to do with the plant biomass． Therefore，
with the increase of their initial concentrations，the accumulation
concentrations of Nap or Ant in the tissue of the said plants can
be expected to increase monotonically． In addition，the concen-
trations of Nap or Ant to be put to the roots prove always to be
significantly higher than those to the shoots． Thus，the above in-
vestigation we have done also demonstrates that the bio-concentra-
tion factors of Nap or Ant tends to decrease gradually with the in-
crease of the concentrations． Under the same contamination rate，
the bio-concentration factors of Nap or Ant in the Arundinella
anomala tend to be higher than that in Cynodon dactylon L．，
which indicates that Arundinella anomala is more suitable for re-
moving Nap and Ant in the soil． Thus，the results suggest that
the plant /microbial interactions can be said to witness the main
reason or the mechanism for the Nap or Ant removal efficiency．
Key words: environmentalology; phytoremediation; Cynodon
dactylon L．;Arundinella anomala;Nap and Ant
contaminated soil
CLC number:X503． 233 Document code:A
Article ID:1009-6094(2016)06-0303-06
文章编号:1009-6094(2016)06-0308-07
两类木本植物对岸带土壤磷素的
去除作用研究*
戈 鑫，李梦娜，程 锐，王梦瑶，郑 迪，王丽红，
陶丽华，周 青
(江南大学环境与土木工程学院，江苏无锡 214122)
摘 要:为了解植物对水体岸边过渡带土壤磷素去除作用的差异和机
理，以及为构建生态岸堤带，防治水体富营养化提供理论依据，选用太
湖地区常见且适合岸带生长的两类木本植物灌木火棘(Pyracantha
fortuneana)、迎春(Jasminum nudiflorum)、构骨冬青(Ilex cornuta)、大
叶黄杨(Euonymus japonicus)、扶芳藤(Euonymus fortunei)和乔木广玉
兰(Magnolia grandiflora)、香樟(Cinnamonum campora)、马尾松(Pinus
massoniana)为试材，采用模拟不同磷素水平土壤的盆栽试验方法，研
究不同磷素水平土壤对两类木本植物叶片磷质量比、叶绿素质量比及
叶绿素荧光参数的影响，分析植物对磷素利用差异，并比较不同植物
对土壤中磷素去除作用的强弱。结果表明，低磷质量比时灌木中构骨
冬青叶片磷质量比增加最多，乔木中马尾松、广玉兰叶片磷质量比增
加显著;中、高磷质量比时，灌木中火棘、乔木中马尾松叶片磷质量比
增幅最大，分别达 108%、209%。土壤中磷质量比均显著降低，且两
类木本植物对土壤磷吸收率相差不大，但灌木中火棘吸收率均最大。
综合分析各植物叶绿素质量比与叶绿素荧光参数可知，灌木中扶芳
藤、构骨冬青，乔木中广玉兰、马尾松低磷质量比时抗胁迫能力更好;
灌木中火棘，乔木中广玉兰中磷质量比时抗胁迫能力更好;灌木中大
叶黄杨、火棘，乔木中马尾松高磷质量比时抗胁迫能力更好，生长良
好。研究表明，在生长良好的前提下，低磷质量比时灌木中构骨冬青、
乔木中马尾松对磷的吸收最明显;对中、高质量比磷素污染土壤，灌木
中火棘、乔木中马尾松的修复能力最好。
关键词:环境科学技术基础学科;岸带;木本植物;土壤全磷
中图分类号:X171 文献标识码:A
DOI:10. 13637 / j． issn． 1009-6094. 2016. 06. 059
* 收稿日期:2014-12-15
作者简介:戈鑫，硕士研究生，从事水处理研究;陶丽华(通信作
者) ，副教授，从事环境生态学研究，taolihua@ jiangnan．
edu． cn。
基金项目:科技部“十二五”水体污染与治理科技重大专项
(2012ZX07101-013) ;江 南 大 学 科 研 创 新 项 目
(2013212，2013218)
0 引 言
在植物生长发育过程中，磷作为其不可或缺的营养元素，
在生物遗传信息和能量传递中起着极其重要的作用［1］。然
而近年来，我国太湖湖泊富营养化发展速度快，富营养化程度
愈发严重，湖泊生态系统功能退化，时常伴随“水华”灾害发
生，已成为全世界瞩目的重要环境问题［2］。蠡河位于太湖湖
西水利分区，是一条纵贯太湖新城的主干河流，也是太湖新城
三纵、三横生态走廊之一［3］。由于该流域有工厂及生活污水
大量排放，造成岸带及水体磷污染问题严重，区域污染负荷整
体超载，增加了环境安全隐患，影响蠡河水质，威胁人类健康。
生态岸堤带(简称岸带)是指邻近或直接影响一部分水
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第 16 卷第 6 期
2016 年 12 月
安 全 与 环 境 学 报
Journal of Safety and Environment
Vol． 16 No． 6
Dec．，2016