全 文 ：Vol. 32 No. 12
Dec. 2012
第 32卷 第 12期
2012年 12月
中 南 林 业 科 技 大 学 学 报
Journal of Central South University of Forestry & Technology
收稿日期：2012-10-10
基金项目：国家自然科学基金项目（31070410、30571487、30771700、30870455）；教育部新世纪优秀人才支持计划（NCET-10-0151）；
长沙市科技局项目（K1003009-61）；中南林业科技大学青年科学研究基金重点项目（QJ2010008A）资助
作者简介：梁小翠（1981-），女，河北保定人，博士研究生，讲师，主要从事城市生态学研究
通讯作者：闫文德（1969-），男，甘肃武威人，博士，教授，主要从事森林生态和城市生态学研究；E-mail：csfuywd@hotmail.com
樟树对土壤中 PAHs 的修复及其影响因子
梁小翠 1,3，闫文德 1,2,3，田大伦 1,2，朱 凡 1,2，王光军 1,3，郑 威 1,4
（1.中南林业科技大学，湖南 长沙 410004；2. 南方林业生态应用技术国家工程实验室，湖南 长沙 410004；
3.城市森林生态湖南省重点实验室，湖南 长沙 410004; 4. 国家野外科学观测研究站，湖南 会同 418307）
摘 要：采用室内盆栽实验，利用柴油设置 2 g·kg-1（L1），10 g·kg-1（L2）和 50 g·kg-1（L3）模拟 PAHs浓度梯
度，对盆栽的 1年生樟树幼苗对 PAHs的修复机制及影响因子进行研究。结果表明：（1）不同浓度 PAHs污染
（L1、L2、L3）水平下，樟树幼苗土壤中 PAHs的去除率分别为 85.86%、91.95%、80.80%，均高于无植物处理。
（2）PAHs在樟树不同器官中的积累浓度不同。中、低浓度污染处理水平（L2、L1）下，樟树各器官对 PAHs
的积累作用均表现为：叶 >根 >干；高浓度污染处理水平（L3）下则表现为根 >叶 >干。不同污染处理（L1、
L2、L3）水平下，樟树吸收累积作用修复 PAHs污染土壤的贡献率分别为 64.26%、22.81%、11.39%。（3）随
着 PAHs污染浓度的增大，樟树不同部位生物浓缩系数逐渐减小。叶和根是樟树富集 PAHs的主要部位。（4）5
cm 土壤温度和多酚氧化酶是影响樟树修复 PAHs污染土壤的关键因子，真菌、放线菌数量和磷酸酶活性可以作
为土壤 PAHs污染评价的生物指标。研究结果可为南方城市 PAHs污染修复优良绿化树种的筛选提供理论依据。
关键词：樟树；植物修复；多环芳烃；柴油；微生物数量；酶活性；土壤温度
中图分类号：S792.23 文献标志码：A 文章编号：1673-923X(2012)12-0176-05
Phytoremediation of polycyclic aromatic hydrocarbons in soils by
Cinnamomum camphora and impact factors
LIANG Xiao-cui1,3, YAN Wen-de1,2,3, TIAN Da-lun1,2, ZHU Fan1,2, WANG Guang-jun1,3, ZHENG Wei1,4
(1. Central South University of Forestry & Technology, Changsha, 410004, Hunan, China; 2. National Engineering Laboratory for
Applied Technology of Forestry & Ecology in South China, Changsha 410004, Hunan, China; 3. Key Laboratory of Urban Forest
Ecology of Hunan Province, Changsha 410004, Hunan, China; 4. National Field Station for Scientifi c Observation and Experiment,
Huitong 418307, Hunan, China)
Abstract: By pot experiments in greenhouse, phytoremediation and its impact factor were investigated for one-year-old Cinnamomum
camphora treated with unplanted soils （control） and at three diesel concentrations （2 g•kg-1（L1），10 g•kg-1（L2） and 50g•kg-1
（L3）） to stimulate different levels of PAHs pollution. The results show that the removal rates of PAHs by C. camphora were
85.86%, 91.95% and 80.80% at L1, L2 and L3 levels, and all were higher than unplanted treatment; PAHs accumulations in the organs
of C. camphora were different, at L2 and L1 levels, the accumulation of PAHs by C. camphora was in an order: leaf>root>stem, while it
was root>leaf>stem at L3 levels; and the contribution rates for PAHs phytoremediation by absorption and accumulation of C. camphora
were 64.26%, 22.81% and 11.39% at L1, L2 and L3 levels; the bio-concentration factors became smaller with the increase of PAHs
pollution, and leaf and root were the important organs for C. camphora to enrich PAHs; the temperature at 5 cm soil and polyphenol
oxidase were the key factors for PAHs phytoremediation by C. camphora; the fungi, actinomycetes population and phosphatase activity
were suggested as the biological indicators of soil PAHs pollution. The fi ndings could provide a theoretic evidence for screening good
trees which have great effect on remediation of PAHs pollution.
Key words: Cinnamomum camphora; phytoremediation; polycyclic aromatic hydrocarbons; diesel oil; microbial population; enzyme
activities; soil temperature
DOI:10.14067/j.cnki.1673-923x.2012.12.004
177第 32卷 中 南 林 业 科 技 大 学 学 报
多环芳烃（Polycyclic aromatic hydrocarbons,
简称 PAHs）是由包含碳和氢的化合物不完全燃烧
形成的两个或两个以上苯环稠和而成的具有生物
可积累性的持久性有机污染物 [1]。PAHs最主要的
来源是人为源，包括煤、石油、天然气的燃烧、
交通运输、废物燃烧、工业生产、家庭取暖等 [2]。
近年来随着人口的增长，城市及工业化进程的加
快，PAHs污染严重威胁着人类健康以及生态系统
的平衡。因此环境中 PAHs污染的修复引起了人们
的广泛关注。
目前国内外 PAHs污染修复技术主要有物理、
化学和生物修复 [3]。利用物理、化学方法修复有机
污染环境，费用昂贵，而且还可能使当地的生态
资源难以再利用，对于大面积污染土壤也难以实
施 [4]。生物修复具有二次污染少、安全、无毒、价
廉等优点，是环境中 PAHs最彻底的处理方法 [5]，
其中植物修复（phytoremediation）是利用植物吸收、
降解以及根际圈降解的作用方式将污染物从环境中
彻底去除，具有处理费用相对低廉、对环境扰动少
和使资源可持续利用的特点 [4]，而且操作比较简单，
尤其是多年生木本植物可一次投入多年受益，兼具
修复、保护和美化环境的功能 [6]。
樟树 Cinnamomum camphora 为常绿乔木，
吸毒、抗毒性能较强，成为南方许多城市和地
区园林绿化的首选良木，深受园林绿化行业的青
睐。本文采用室内盆栽实验，利用柴油设置 2 g
·kg-1（L1），10 g·kg-1（L2）和 50 g·kg-1（L3）模
拟 PAHs浓度梯度，研究了 1年生樟树幼苗对污染
土壤中 PAHs的修复机制及影响因子，不仅可丰富
生物修复理论，而且为南方城市优良绿化树种的
筛选提供理论依据。
1 材料与方法
1.1 试验材料
供试苗木来源于黄兴镇苗木基地，为一年生樟
树实生苗。土壤为中南林业科技大学长沙校区与湖
南省株洲市夕阳红苗圃园土壤以 1∶ 1比例混合的
土壤，自然风干后过 1 mm筛备用。土壤理化性质
为：全氮 1.33 g·kg-1，总有机碳 17.21 g·kg-1，pH值
4.84，含水量 22.0%。污染物用市售 0号柴油模拟
PAHs污染，因为柴油的芳烃和 PAHs含量在陆地
上使用的中程燃油中最高 [7]。
1.2 试验设计
利用柴油设置 2 g•kg-1（L1）、10 g•kg-1（L2）
和 50 g•kg-1（L3）模拟 PAHs低、中、高污染浓度
梯度，土壤和柴油拌匀放置 48 h充分平衡后，分
装到直径 35 cm、高 30 cm的圆形塑料盆中，移栽
生长发育良好且大小较一致的樟树幼苗。同时设
置无植物处理作为对照。每一种处理有 3个重复，
放置在湖南省长沙市中南林业科技大学城市生态
站温室中，实验历时 1年。平时用自来水保持所
有供试苗木盆内土壤湿度，室内温度因开窗对流
与环境温度基本保持一致。
1.3 测定方法
土壤和植物中 PAHs为美国环保总署确定的
16种优先监测污染物（EPA-PAHs），分别是萘、
苊、芴、菲、蒽、芘、苊烯、荧蒽、苯并（a）蒽、
苯并（b）荧蒽、苯并（a）芘、苯并（k）荧蒽、
二苯并（a,h）蒽、茚并（1,2,3-cd）芘、苯并（g,h,i）苝，
用 Agilent 6890GC/5973MS气质联用仪测定 PAHs
总含量 [8]。
土壤全氮采用凯氏定氮法，土壤有机碳采用
重铬酸钾氧化法，土壤 pH用 PXS-270型离子计测
定，土壤含水量采用烘干法 [9]。土壤中 5 cm的温
度用 Li-6400-09的土壤温度探针测定。
土壤微生物（细菌、真菌、放线菌）数量：
稀释平板菌落计数法 [10-11]。磷酸酶活性：磷酸苯
二钠比色法测定，结果以 2 h后 100 g土壤中 P2O5
的毫克数表示（mg P2O5·100 g-1）[12]；多酚氧化酶
活性：邻苯三酚比色法测定，结果以 3 h后 100 g
土壤中紫色没食子素的毫克数表示（mg紫色没食
子素·100 g-1,3 h）[13]。
1.4 数据处理
数据用 Excel和 SPSS 13.0软件统计分析。
PAHs的去除率（R）计算公式为：R=（C0-Ct）
×100%/C0，式中 C0为土壤中 PAHs初始浓度，Ct
为取样时土壤中 PAHs残留浓度。
2 结果与分析
2.1 樟树对土壤中 PAHs的去除作用
1年后樟树对土壤中PAHs的去除作用见表1。
不同浓度 PAHs污染（L1、L2、L3）水平下，无
植物处理土壤中 PAHs的去除率分别为 66.68%、
91.63%、34.78%，有植物处理土壤中 PAHs的去
除率分别为 85.86%、91.95%、80.80%，均高于无
植物处理。可见植物的存在促进了土壤中 PAHs的
梁小翠，等：樟树对土壤中 PAHs的修复及其影响因子178 第 10期
修复。无植物和有植物处理土壤中 PAHs的去除率
均是 L2>L1>L3。
表1 不同处理土壤中PAHs的去除效果
Table 1 The removal of PAHs in different treated soils
处理
水平
PAHs初始浓度
/(mg·kg-1)
PAHs残留浓度 /(mg·kg-1) PAHs去除率 /%
无植物 有植物 无植物 有植物
L1 9.85 3.28 1.39 66.68 85.86
L2 23.59 1.97 1.90 91.63 91.95
L3 47.06 30.70 9.04 34.78 80.80
2.2 樟树对土壤中 PAHs的累积作用
表 2为 1年后樟树不同器官对土壤中 PAHs的
累积作用。可以看出，PAHs在樟树不同器官中的
积累浓度不同。中、低浓度污染处理水平（L2、
L1）下，樟树各器官对 PAHs的积累作用均表现为：
叶＞根＞干；高浓度污染处理水平（L3）下则表
现为根＞叶＞干。方差分析表明，L1水平下，根、
干、叶积累浓度差异显著（p＜ 0.05）；L2水平
下，干与根、叶积累浓度差异显著（p＜ 0.05），
根和叶差异则不显著（p＞ 0.05）；L3水平下，
各器官对 PAHs的积累作用没有显著性差异（p
＞ 0.05）。PAHs在植物不同器官富集程度的差
异可能与植物自身脂肪含量的不均匀性有关 [14]。
表 2还显示，不同污染处理水平下，樟树吸收累
积作用修复 PAHs污染土壤的贡献率不同，L1、
L2、L3水平下贡献率分别为 64.26%、22.81%和
11.39%。可见，PAHs污染越严重，植物吸收积累
作用对修复 PAHs污染的贡献率越小，这可能是因
为 PAHs浓度增大到一定程度时，会产生胁迫作用，
影响植物的正常生长和新陈代谢等生理活动 [15]。
表2 樟树不同器官对土壤中PAHs的累积作用†
Table 2 PAHs accumulation in different organs of
Cinnamomum camphora
处理水平 根 干 叶 合计 贡献率 /%
L1 2.39±0.00a 1.08±0.00b 2.86±0.00c 6.33 64.26
L2 2.21±0.25a 0.79±0.11b 2.38±0.20a 5.38 22.81
L3 2.39±0.50a 1.17±0.23a 1.80±0.36a 5.36 11.39
† 同行字母相同代表樟树不同器官对PAHs的累积作用差异不显著（p
＞0.05），字母不同代表差异显著（p＜0.05）。
2.3 樟树对土壤中 PAHs的生物浓缩系数
生物浓缩系数 (Bioconcentration factors，缩写
BCFs)是指生物体内污染物累积浓度与其生长环境
介质中污染物残留浓度的比值，常用于评价或衡
量生物体对某一污染物的修复或富集能力 [16]。生
物浓缩系数越大，表明该生物体的修复或富集能力
越高。通过对比分析樟树的根、干、叶部的 BCFs
与土壤中 PAHs污染浓度的对应关系（图 1）发现，
随着 PAHs污染浓度的增大，樟树不同部位生物浓
缩系数均呈现逐渐减小的趋势，这与潘声旺等研究
发现沿阶草对 PAHs的 BCFs随土壤中 PAHs可提取
态残留浓度的增大而降低结果一致 [17]。在同一浓度
PAHs污染处理下，低浓度（L1）和中浓度（L2）
处理生物浓缩系数均表现为叶 >根 >干， 高浓度
PAHs污染（L3）处理则表现为根 >叶 >干。可见
叶和根是樟树富集 PAHs的主要部位。
图 1 樟树各器官中 PAHs的生物浓缩系数
Fig. 1 Bioconcentration factors for PAHs in different
organs of Cinnamomum camphora
2.4 樟树修复土壤中 PAHs的影响因子
（1）土壤微生物数量
土壤微生物区系（包括微生物数量、组成）
的演变是反映土壤环境质量变化的重要生物学指
标，其中细菌、放线菌、真菌是土壤微生物区系
的主要组成成分。本试验中，樟树幼苗土壤中真
菌数量与 PAHs残留浓度呈显著负相关（r=-0.316,
p＜ 0.05），与 PAHs初始浓度呈极显著负相关
（r=-0.405, p＜ 0.01），但与 PAHs去除率则没
有显著相关性（p＞ 0.05）；放线菌数量与 PAHs
去除率存在极显著负相关关系（r=-0.403, p＜
0.01）；细菌数量和微生物总数与 PAHs却没有显
著相关性（p＞ 0.05）（表 3）。可见微生物数量
并不是影响樟树修复 PAHs污染土壤的关键因子，
但真菌和放线菌数量却可以作为土壤 PAHs污染评
价的生物指标。
（2）土壤酶活性
酶是土壤中生物化学反应的直接参与者，是
179第 32卷 中 南 林 业 科 技 大 学 学 报
土壤的重要组成部分，其活性高低可反映土壤营
养物质转化、能量代谢、污染物降解等能力的强
弱 [18]。由表 3可得，樟树幼苗土壤磷酸酶活性与
PAHs残留浓度相关系数为 0.451，达到极显著正
相关（p＜ 0.01），与 PAHs初始浓度相关系数为
0.385，显著正相关（p＜ 0.05），表明樟树幼苗
土壤 PAHs的添加对磷酸酶活性有激活作用，这与
宫璇等 [19]研究结果相同；但磷酸酶活性与 PAHs
去除率却没有显著相关性（p＞ 0.05），表明磷酸
酶对 PAHs的去除贡献不大，这可能与磷酸酶主要
是促进土壤中有机磷化合物或无机磷酸盐转化成
无机态磷，而本试验中研究的 PAHs为非含磷化合
物有关；但是 PAHs能够促进磷酸酶活性的增加，
因此可以作为土壤 PAHs污染评价的生物指标。樟
树幼苗土壤多酚氧化酶活性与 PAHs去除率呈显著
正相关（r=0.360，p＜ 0.05），表明多酚氧化酶
能够促进 PAHs的降解，这可能与多酚氧化酶能
够参与芳香族化合物的分解转化过程，是土壤中
重要的氧化还原酶有关 [20]。这与丁克强等的研究
结果是一致的 [21-22]。表明多酚氧化酶在樟树修复
PAHs污染土壤的过程中起着关键性的作用。
（3）土壤温度
由表 3 可得，5 cm 土壤温度与 PAHs 残留
浓度呈现出极显著负相关关系（r=-0.466, p＜
0.01），与 PAHs去除率呈极显著正相关关系
（r=0.614, p＜ 0.01），可见土壤温度升高有利于
PAHs的去除，一方面土壤温度升高有利于低分子
量 PAHs从土壤介质中挥发出去，另一方面可能是
温度的升高能够促进部分酶活性的增强，如本试
验中，5 cm土壤温度与多酚氧化酶活性极显著正
相关（r=0.459，p＜ 0.01），多酚氧化酶活性增
强将加快 PAHs的降解。
表3 樟树修复土壤中PAHs的影响因子†
Table 3 Impact factor of PAHs remediation of Cinnamomum camphora
项目 PAHs残留浓度 PAHs初始浓度 PAHs去除率 细菌 真菌 放线菌 微生物总数 磷酸酶 多酚氧化酶
PAHs初始浓度 0.670** 1
PAHs去除率 -0.266 0.242 1
细菌 -0.221 -0.269 -0.193 1
真菌 -0.316* -0.405** -0.109 0.662** 1
放线菌 -0.091 -0.170 -0.403** 0.361* 0.478** 1
微生物总数 -0.223 -0.280 -0.232 0.993** 0.696** 0.468** 1
磷酸酶 0.451** 0.385* -0.240 -0.014 0.083 0.478** 0.047 1
多酚氧化酶 -0.279 -0.249 0.360* 0.018 -0.046 -0.008 0.015 -0.182 1
5cm土壤温度 -0.466** -0.004 0.614** -0.025 -0.105 -0.119 -0.040 -0.297 0.459**
† ** 代表相关性极显著（p<0.01）；* 代表相关性显著（p<0.05）
3 结 论
（1）不同浓度PAHs污染（L1、L2、L3）水平下，
有植物处理土壤中 PAHs的去除率均高于无植物处
理。可见樟树促进了土壤中 PAHs的修复作用。
（2）不同污染处理水平下，PAHs在樟树不
同器官中的积累浓度不同。中、低浓度污染处理
水平（L2、L1）下，樟树各器官对 PAHs的积累
作用均表现为：叶 >根 >干；高浓度污染处理水
平（L3）下则表现为根 >叶 >干。樟树吸收累积
作用修复 PAHs污染土壤的贡献率随 PAHs污染程
度的加强而变小。
（3）随着 PAHs污染浓度的增大，樟树不同
部位生物浓缩系数均呈现逐渐减小的趋势。叶和
根是樟树富集 PAHs的主要部位。
（4）真菌、放线菌数量和磷酸酶活性可以作
为土壤 PAHs污染评价的生物指标。多酚氧化酶活
性的增强和 5 cm土壤温度的升高有利于 PAHs的
去除，是影响樟树修复 PAHs污染土壤的关键因子。
参考文献：
[1] Gaga E O, Tuncel S G. Occurence and distribution of polycyclic
aromatic hydrocarbons in Ankara precipitation[J]．Water, Air,
and Soil Pollution, 2003, (3): 127-134．
[2] Chiara De Rossi, Reinhard Bierl, Jens Riefstahl. Organic
pollutants in Precipitation: monitoring of pesticides and
polycyclic aromatic hydrocarbons in the region of Tier（Germany)
[J]. Physics and Chemistry of the Earth，2003，28: 307-314.
[3] 张利红，李培军，巩宗强，等．不同介质中多环芳烃光降
解及与生物耦合降解研究现状 [J]．生态学杂志，2006，
25(4)：461-466．
[4] 魏树和，周启星．有机污染环境植物修复技术 [J]．生态学杂志，
2006，25(6)：716-721．
[5] 吉云秀，邵秘华．多环芳烃的污染及其生物修复 [J]．交通环保，
梁小翠，等：樟树对土壤中 PAHs的修复及其影响因子180 第 10期
2003，24(5)：33-36．
[6] 夏会龙，吴良欢，陶勤南．有机污染环境的植物修复研究进
展 [J]. 应用生态学报，2003,14(3):457-460. In: Kirschner E M.
Botanical plants prove useful in cleaning up industrial sites[J].
Chem Eng News，1995，73: 22-24
[7] 宋雪英 , 宋玉芳 , 孙铁珩 , 等 . 柴油污染土壤对小麦种子萌
发及幼苗生长的生态毒性效应 [J]. 农业环境科学学报 , 2006,
25(3): 554-559.
[8] 梁小翠 , 朱 凡 , 闫文德 , 等 . 马褂木盆栽土壤酶活性对 PAHs
胁迫的响应 [J].中南林业科技大学学报 ,2011,31(5):92-95.
[9] 田大伦 . 杉木林生态系统定位研究方法 [M]. 北京 : 科学出版
社 , 2004.
[10] 中科院南京土壤研究所微生物室 .土壤微生物研究法 [M]. 北
京 : 科学出版社 , 1985.
[11] 俞毓馨 , 吴国庆 , 孟宪庭 . 环境工程微生物检验手册 [M]. 北
京 : 中国环境科学出版社 , 1990.
[12] 关松荫 .土壤酶及其研究方法 [M].北京：中国农业出版社，
1986.
[13] 严昶升 .土壤肥力研究方法 [M].北京：农业出版社，1988.
[14] 潘声旺 , 魏世强 , 袁 馨 , 等 . 金发草对土壤中菲、芘的修复
机制 [J]. 环境科学 , 2009, 30(5):1273-1279.
[15] Merianne Alkio, Tomoko M, Tabuchi, et al. Stress responses to
polycyclic aromatic hydrocarbons in Arabidopsis include growth
inhibition and hypersensitive response-like symptoms[J]. Journal
of Experimental Botany，2005，56(421): 2983–2994．
[16] Jon A, A rnot, Frank A P C. A review of bioconcentration factor
(BCF) and bioaccumulation factor (BAF) assessments for organic
chemicals in aquatic organisms. Environmental Reviews, 2006,
14 (4): 257- 297.
[17] 潘声旺 , 魏世强 , 袁 馨 , 等 . 沿阶草 (Ophiopogon japanicus)
对土壤中菲芘的修复作用 [J]．生态学报 , 2008, 28(8): 3654-
3661.
[18] 范淑秀，李培军，巩宗强，等 .苜蓿对多环芳烃菲污染土壤
的修复作用研究 [J].环境科学，2007，28（9）：2080-2084.
[19] 宫 璇，李培军，张海荣，等 .菲对土壤酶活性的影响 [J]．
农业环境科学学报，2004，23(5)：981-984.
[20] 周 乐 .多环芳烃降解菌的筛选、降解条件及其与玉米联合
修复菲、芘污染土壤的研究 [D].南京：南京农业大学学位论
文，2006.
[2] 丁克强，骆永明，刘世亮，等 . 黑麦草对菲污染土壤修复的
初步研究 [J]. 土壤，2002，4：233-236.
[22] 丁克强，骆永明，刘世亮，等 . 黑麦草对土壤中苯并 [a]芘
动态变化的影响 [J]. 土壤学报，2004，41(3): 348-353.
[本文编校：吴 彬 ]
(上接第 171页 )
[11] 杨丁丁 , 罗承德 , 宫渊波 , 等 . 退耕还林区林草复合模式土壤
养分动态 [J]. 林业科学 , 2007, 43(增刊 )：101-105.
[12] 许联芳 , 王克林 , 朱悍华 , 等 . 桂西北喀斯特移民区土地利用
方式对土壤养分的影响 [J]. 应用生态学报 , 2008, 10(5): 1013-
1018.
[13] 北京林学院 . 植物生理学 [M]. 北京：农业出版社 , 1979.
[14] 李志宏 , 赵兰波 , 窦 森 . 土壤学 [M]. 北京：化学工业出版
社 , 2005.
[15] 廖 红 , 严小龙 . 高级植物营养学 [M]. 北京：科学出版社 ,
2003.
[16] 刘 铭，田大伦，刘年猛，等 . 血水草血根碱杀螺效果及对
钉螺头足部MDA活性的影响 [J]. 中南林业科技大学学报 ,
2009, 29(5): 142-145.
[本文编校：吴 彬 ]