全 文 ：第 48卷 第 1期 土　壤　学　报 Vol.48, No.1
2011年 1月 ACTAPEDOLOGICASINICA 　Jan., 2011
＊国家科技支撑计划项目(2007BAD87B10-05)、国家 863计划项目(2006AA10Z427)、重庆市重大科技攻关项目(CSTC-2006AC1018)
资助
通讯作者 , E-mail:sqwei@swu.edu.cn
作者简介:潘声旺(1973—),男 ,河南商城人 ,博士,主要研究方向为污染生态学。 E-mail:panwang@swu.edu.cn
收稿日期:2009-06-20;收到修改稿日期:2009-09-14
蚯蚓活动对金发草修复土壤菲芘污染的强化作用＊
潘声旺 1, 2　魏世强 2 　袁　馨 2　曹生宪2　江　韬 2
(1成都大学环境科学与工程研究所 ,成都　610106)
(2西南大学资源环境学院 ,重庆市农业资源与环境研究重点实验室 ,重庆　 400716)
　　摘　要　　采用盆栽试验法 , 研究了蚯蚓(Pheretimasp.)对金发草(PogonatherumpaniceumL.)修复菲 、
芘污染土壤的强化作用。结果显示 ,在试验浓度范围(20.1 ～ 322.1 mgkg-1)内 , 蚯蚓活动促进了菲 、芘污染
土壤中金发草的生长 ,其根冠比明显增大。添加蚯蚓 70d后 , 种植金发草的土壤中菲 、芘的平均去除率高达
77.0%、70.6%, 平均去除率分别较无蚯蚓作用时(68.7%、61.2%)增长了 8.3%、9.5%;相同污染水平下 , 蚯
蚓活动对芘的强化去除程度总是大于菲。各修复因子中 , 植物-微生物交互作用对菲 、芘去除的平均贡献率
(46.6%、42.8%)最为突出 ,分别较无蚯蚓活动时(41.6%、36.6%)增长了 5.0%、 6.1%。说明蚯蚓活动可强
化土壤-植物系统对土壤中菲 、芘污染的去除作用。
关键词　　植物修复;多环芳烃;菲;芘;金发草;蚯蚓
中图分类号　　X171.5　　　　文献标识码　　A
　　多环芳烃 (Polycyclicaromatichydrocarbons,
PAHs)是环境中普遍存在的一类持久性有机污染
物 ,性质稳定 、水溶性差 ,环境含量逐年上升 [ 1] 。在
我 国 , 部 分 土 壤 PAHs含 量 已 达 到 102 ～
10
4 μgkg-1 ,交通干线 、厂矿和城郊附近甚至高达
10
6 μgkg-1[ 2] 。因多数 PAHs均具有较强的 “三致 ”
效应[ 3] ,严重威胁着土壤的生态安全 、农产品质量
和人类健康 ,修复土壤 PAHs污染已成为环境领域
的焦点问题 。
与物理 、化学或微生物修复相比 ,植物修复投
资少 、效益高 、环境友好 ,发展潜力巨大[ 4-5] 。但该
技术起步较晚 , 多数研究仅限于修复植物的筛
选 [ 6-7]或植物-微生物联合作用的修复效应 [ 8-9] ,在环
境因素对修复效果的影响方面 , 尤其是土壤动物
(如蚯蚓 、线虫等)对根际修复的强化作用方面研究
尚少。事实上 ,蚯蚓活动不仅能有效地改善土壤的
理化性质[ 10] 、调节微生物数量及其生物活性 [ 11] ,同
时也能促进修复植物的生长 [ 12] 。因 PAHs的生物
降解主要是在好氧条件下进行的[ 13-14] ,蚯蚓活动所
引起的土壤-植物系统理化性质 、生态功能的改变 ,
尤其是通气状态的改善 ,能否对植物修复 PAHs污
染土壤产生促进作用? 相关研究鲜见报道。本研
究拟以环毛蚓 (Pheretimasp.)、岩生植物金发草
(PogonatherumpaniceumL.)为试验材料 ,对比研究
蚯蚓活动对土壤 -植物系统中 PAHs去除效果的影
响 ,以期为 PAHs污染土壤的生态修复提供试验
依据 。
1　材料与方法
1.1　供试材料
1.1.1　土壤　　中性紫色土 ,采自西南大学试验农
场 10 ～ 20 cm土层 ,无污染史 。土壤有机质含量
22.3gkg-1 , CEC27.4cmo1kg-1 , pH7.19,速效氮 、
磷 、钾分别为 115、24.7、94.8 mgkg-1。
1.1.2　植物　　以 2周龄金发草幼苗为试验材料 。
种子经双氧水处理后 ,无菌条件下催芽 、培养 2周 。
选择大小相近的幼苗洗净后备用。
1期 　　潘声旺等:蚯蚓活动对金发草修复土壤菲芘污染的强化作用 63　
1.1.3　蚯蚓　　选用的蚯蚓为人工培育的环毛蚓 ,
培育方法 [ 15] 如下:风干的牛粪经脱氨 、灭菌 (虫 )
后 ,重新碾碎 ,以 60 gkg-1(干重比)的比率与未污
染的试验土样充分混合后 ,分装于 10个底部有滤孔
的瓷盆中(每盆 20 kg)。种蚓经双氧水浸润 10 min
后 ,均匀添加至培养盆中(每盆 200余条),在(20±
2)℃、40%田间持水量下室内培育。 30 d后 ,选择
同等大小(鲜重:0.5 ～ 0.6 g;体长:7 ～ 8 cm)、无环
带个体待用 。
1.1.4　化学品 　　以菲 (phenanthrene, Phe)、芘
(pyrene, Pyr)为 PAHs代表物(购自德国 Fluka公
司 ,纯度 >97%), 其分子量分别为 178.2、 202.3
gmol-1 , 辛 醇 -水 分 配 系 数 (logKow)分 别 为
4.46、4.88。
1.2　试验方法
盆栽试验在智能温室内进行 ,试验周期 70 d。
土样采集后 ,风干 、过 3 mm筛。将一定量的菲 、芘
经丙酮溶解后 ,均匀洒在土样表层 ,待丙酮挥发后 ,
多次搅拌 、混匀 ,各制备 6个污染水平(T0 ～ T5)。
40%田间持水量下平衡 1周后 ,测得各土样中菲 、芘
的初始浓度如表 1。
表 1　土样中菲 、芘初始浓度
Table1　InitialconcentrationsofPheandPyrintreatedsoilsamples(mgkg-1)
PAHs T0 T1 T2 T3 T4 T5
菲 Phe ND 20.1±0.91 40.9±1.47 81.1±2.14 161.4±2.89 322.1±4.61
芘 Pyr ND 20.2±0.94 39.6±1.51 79.9±2.37 160.6±3.05 321.4±4.93
　　注:平均值 ±标准差。 T0 代表对照土样 、未加 NaN3;ND代表没有检测出 PAHs(n=3)Note:Means±SD.T0representspollution-freecon-
trol, withoutNaN3added;NDmeansPAHsnotdetected(n=3)
　　试验分为 A、B两组。 A组包括 4个处理 、重复
5次 。处理 1(CK1):土样中加入 0.1%NaN3(抑制
微生物活性)[ 16] ,无植物;处理 2(CK2):无植物 ,不
加 NaN3;处理 3 (TR3):种植物 ,加 0.1% NaN3;处
理 4 (TR4):种植物但不加 NaN3。土样装盆后(每
盆 2 kg,共计 220盆),除 CK1 、CK2外 ,每盆移栽并
保留金发草幼苗 5株。试验期间 ,白天室温维持在
25℃, 350μmolm-2 s-1光照强度下持续光照 16 h,
夜间室温控制在 12℃左右;田间持水量维持在 40%
(称重补水法)。
B组中 ,除每盆添加 8条同等大小的蚯蚓外 ,
试验设计 、试验条件与 A组相同 ,也没有额外增加
食物 。试验浓度范围(T1 ～ T5)内 , 70 d后 ,菲 、芘
污染的对照土样(CK2)中蚯蚓体重较初始引入时
平均减少了 15.14%、16.73%,各污染水平下体重
生长率与无污染的 T0组(-13.42%)间差异不显
著(n=40 , p>0.05),其他处理(CK1、TR3、TR4)中
生长状况与 CK2类似 ,说明试验条件 、土样适合蚯
蚓生长 。
1.3　样品测定与质量控制
70d后采样 ,参照文献 [ 17]的方法 ,对土壤 、植
株中 PAHs进行提取 、净化。蚯蚓组织中 PAHs的提
取 、净化参照 Johnson[ 18]的方法 ,略有改进:将洗净后
活体蚯蚓于去离子水中培养 12 h后 ,转移至活化硅
胶中埋置 48h,充分排净体内杂质 。洗净后用滤纸吸
干 、称重。液氮真空干燥后 ,充分碾碎 。与 3倍重量
的无水硫酸钠混合 ,用正己烷索氏提取 12h;将提取
液浓缩至 1ml后 ,用凝胶渗透色谱法(GPC)进一步
去除少量的油脂残余。滤液经旋转蒸发器蒸干后甲
醇定容 2ml,过 0.22μm孔径滤膜后 HPLC分析。
经上述前处理后 , HPLC(Waters600)测定 , DAD
检测 器;检 出 限:菲 为 42.6 pg L-1 , 芘 为
54.2 pgL-1。流动相为甲醇加水(83∶17),检测波
长菲 246 nm,芘 235nm。土样中菲 、芘的加标(外标
法 ,下同)回收率分别为 95.9%(n=7, RSD<
5.5%)、94.4%(n=7 , RSD<6.6%);植物样中分
别为 94.7%(n=7, RSD<4.7%)、 93.4%(n=7,
RSD<5.5%);蚯蚓样中分别为 91.9%(n=7, RSD
<5.5%)、89.2%(n=7, RSD<6.7%)。
1.4　数据处理
经 Excel2003基础处理后 ,在 SPSS12.0中用新
复极差法(Duncan smultiplerangetest, DMRT)检
验。 PAHs去除率(R)计算式为:R=(C0 -Ct)×
100%/C0 ,式中 , C0为土样中 PAHs初始浓度 , Ct为
取样时 PAHs残留浓度。去除因子 i对 PAHs去除
的贡献率(Ti,即因子 i对 PAHs的实际去除量与初
始添加量的百分比)计算式为:Ti=Ri×100%/W·
C0 ,式中 , Ri为因子 i对 PAHs的实际去除量 , W为
土样质量 。很明显 , 所有生物 、非生物因子的贡献
率之和理论上应等于 PAHs去除率 R。
64　 　土　　壤　　学　　报 48卷
2　结果与分析
2.1　蚯蚓活动对植物生长的影响
图 1 显示 , 试验 PAHs浓度范围 (20.1 ～
322.1 mgkg-1 )内 , 添加蚯蚓能不同程度地促进
PAHs污染土壤中金发草的生长。 70 d后 ,菲污染
土壤中的单株生物量(地上 、地下部分总和)较同一
污染水平 、无蚯蚓活动的 A组增加了 7.4%～ 22.5%
(平均 16.0%),其中 , T1 ～ T4污染水平下的单株
生物量与同一污染水平的A组间差异显著(n=25,
p<0.05);根冠比增加了 16.3%～ 20.4%(平均
19.0%),与同一污染水平 A组间差异显著 (n=
25, p<0.05)。芘污染土壤中的生长状况与菲污染
时大致相同:单株生物量增加了 6.5%～ 19.2%(平
均 17.6%), T1 ～ T4污染水平下单株生物量与同一
污染水平的 A组间差异显著(n=25, p<0.05);根
冠比增加了 15.9%～ 19.4%(平均 17.6%),相同污
染水平的 A、B组间差异显著(n=25, p<0.05)。
说明蚯蚓活动对菲 、芘污染土壤中植物的生长具有
一定的促进作用。
图 1　不同处理水平下金发草的生长状况
Fig.1　GrowthofPogonatherumpaniceumindiferenttreatments
2.2　蚯蚓活动对土壤中 PAHs去除的影响
表 2显示 ,添加蚯蚓的土壤-植物系统(TR4)中
PAHs残留量明显低于同一污染水平的 A组:试验
结束时 , B组土样中 PAHs残留量与种植金发草的 A
组(TR4)间差异显著(n=5, p<0.05);与无金发草
生长的 CK2间差异极显著(n=5, p<0.01)。说明
蚯蚓活动促进了土壤中 PAHs的去除 。
依照去除率 (R)计算式 R=(C0 – Ct)×
100%/C0 ,可推算不同处理条件下土壤中 PAHs的
去除情况(如表 2)。结果显示 ,添加蚯蚓 70 d后 ,
种植金发草的土壤中 PAHs的去除率普遍高于同一
污染水平的其他处理:T1 ～ T5污染水平范围内 ,种
植金发草的土壤(TR4 )中菲 、芘的平均去除率分别
为 77.0% (58.0% ～ 91.8%)、 70.6% (54.7% ～
83.0%);无蚯蚓作用(A组)时 , TR4中菲 、芘平均
去除率分别为 68.7%(51.0%～ 86.8%)、 61.2%
(46.5%～ 76.7%),而无植物对照组(CK2)中 ,菲 、
芘平均去除率仅为 22.6%(14.7%～ 30.1%)、
18.2%(12.3%～ 24.2%)。
由相同处理条件 、同一污染水平下 A、B组土
样中 PAHs的去除程度差异 ,进一步求得蚯蚓活
动对 PAHs污染土壤修复效果的影响 (如图 2)。
可以看出 ,不同污染水平下 ,蚯蚓活动对 PAHs强
化去除程度也不一样 。中度污染水平(T3)下 ,种
植金发草的土壤(TR4)中菲 、芘的强化去除程度
最高 ,分别为 11.0%、 12.2%;高污染水平 (T5)
下次之 ,分别为 6.8%、8.0%;低污染水平 (T1)
下最低 , 仅为 5.3%、 6.3%。总体上 ,蚯蚓活动
对芘的 平均 强化去 除率 (9.5%)略 大 于菲
(8.3%)。
1期 　　潘声旺等:蚯蚓活动对金发草修复土壤菲芘污染的强化作用 65　
表 2　不同处理条件下土壤中 PAHs的残留量及去除率
Table2　ResidualPAHsconcentrations(RC)andPAHsremovalrates(R)indiferenttreatments
PAHs 处理Treatment
A组处理 2 CK2 ofgroupA A组处理 4 TR4 ofgroupA B组处理 4 TR4 ofgroupB
残留量 RC
(mgkg-1)
去除率 R
(%)
残留量 RC
(mgkg-1)
去除率 R
(%)
残留量 RC
(mgkg-1)
去除率 R
(%)
菲 T1 14.0±0.5Aa 30.1 2.7±0.1Bb 86.8 1.6±0.1Bc 91.8
Phe T2 30.2±0.8Aa 26.1 9.3±0.4Bb 77.4 5.6±0.3Bc 86.2
T3 62.4±1.6Aa 23.0 25.8±0.9Bb 68.1 16.9±0.8Bc 79.1
T4 130.9±2.9Aa 18.9 64.5±1.4Bb 60.0 49.0±1.2Bc 69.6
T
5 274.6±3.9Aa 14.7 157.9±2.8Bb 51.0 135.5±2.1Bc 58.0
芘 T1 15.3±0.5Aa 24.2 4.7±0.2Bb 76.7 3.5±0.2Bc 83.0
Pyr T2 31.2±0.9Aa 21.2 12.8±0.4Bb 68.2 8.7±0.4Bc 78.1
T3 65.7±1.8Aa 17.8 31.3±1.1Bb 60.9 21.5±1.0Bc 73.0
T4 135.4±2.7Aa 15.7 74.6±1.6Bb 53.5 57.5±1.4Bc 64.2
T5 282.0±3.2Aa 12.3 172.1±2.6Bc 46.5 145.8±2.4Bc 54.7
　　注:表中数值为平均值 ±标准差 ,同列数据后不同的大 、小写字母标记表示差异极显著(p<0.01)或显著(p<0.05)　Note:Valuesinthe
tablearemeans±SD).Thedatainthesamecolumnfolowedbydiferentcapitalorlowercaseletersarestatisticalydiferentfromeachotherat1%or
5% probabilitylevelbyDMRT
图 2　不同污染水平下菲 、芘的强化去除差异
Fig.2　VariationofPAHsremovalratewiththetreatmentsdiferentinpolutionlevel
　　
2.3　蚯蚓活动对植物富集 PAHs的影响
基于土壤中 PAHs残留浓度以及其在植物组织
中的积累浓度 ,分别求出各污染水平下 PAHs在金
发草根系 、茎叶部的根部浓缩系数或茎叶浓缩系数
(RCFs或 SCFs, Rootorshootconcentrationfactors)
(如图 3)。总体上 , PAHs在植物组织中生物浓缩系
数(BCFs, Bioconcentrationfactors)随初始污染程度
的增加而减小;相同污染水平下 ,添加蚯蚓时 PAHs
在植物组织中 BCFs普遍大于无蚯蚓时 、根部大于
茎叶部。如在 T1 ～T5污染水平下 ,无蚯蚓作用时菲
在金发草根系 、茎叶部的 RCFs、SCFs分别为 0.21 ～
3.08、0.12 ～ 1.62;添加蚯蚓时 , RCFs、SCFs分别上
升至 0.31 ～ 4.37、0.17 ～ 2.47。植物组织对芘的积
累(图 3b)与菲类似(图 3a),但相近污染水平下 ,对
芘的 BCFs远大于菲。
66　 　土　　壤　　学　　报 48卷
注:RCFs-E, RCFs-N和SCFs-E, SCFs-N分别代表添加 、未添加蚯蚓时植物根系 、茎叶部对 PAHs浓缩系数;T1 ～ T5同表 1Note:RCFs-E
andRCFs-NdenotesPAHsconcentrationfactorsofrootsintreatmentswithandwithoutearthwormsintroducedin, respectively;and　　　
SCFs-EandSCFs-NdenotesPAHsconcentrationfactorsofshootsintreatmentsT
1
～ T
5
werethesameasinTable1
图 3　植物组织对 PAHs的富集作用
Fig.3　PAHsenrichmentbydiferentplanttissues
　　
2.4　蚯蚓对 PAHs去除的强化途径
污染土壤中 PAHs的去除主要源于各种非生
物因素 ,如渗滤 、吸附 、光解 、挥发等 ,和生物因素 ,
如植物代谢 、富集 、微生物降解 、植物-微生物交互
作用等的共同作用 。如果用 Ta、Td、Tc、Tm、Tpm代
表非生物损失 、植物代谢 、富集 、微生物降解 、植物 -
微生物交互作用在 PAHs去除过程中的贡献率 ,用
R1 、R2 、R3 、R4代表未添加蚯蚓时 CK1 、CK2 、TR3、
TR4处理中 PAHs的表观去除率 ,在不考虑因子间
交互作用的情况下 , R1 、R2、 R3 、 R4 可分别表
述为 [ 19] :
R1 =Ta
R2 =Ta+Tm
R3 =Ta+Tc+Td
R4 =Ta+Tc+Td+Tm +Tpm
添加蚯蚓的土样 (B组 )中 , 因蚯蚓组织对
PAHs的直接吸收以及蚯蚓活动对各种生物 、非生
物因子可能产生的强化去除作用 , B组 CK1 、CK2 、
TR3 、TR4 中 PAHs表观去除率的变化值可分别表
述为:
ΔR1 =Tea+Te
ΔR2 =Tea+Tem +Te
ΔR3 =Tea+Tec+Ted+Te
ΔR4 =Tea+Tec+Ted+Tem +Tepm+Te
式中 , ΔR1 、ΔR2、ΔR3 、ΔR4分别代表添加蚯蚓后
CK1 、CK2、TR3 、TR4中 PAHs去除率与同一处理
条件下 A组土样中 PAHs去除率的变化值;Tea、
Tec、Ted、Tem、Tepm代表蚯蚓活动所引起的 Ta、Tc、Td、
Tm、Tpm变化量 , Te代表被蚯蚓组织直接吸收的
PAHs量对 PAHs修复的贡献率 。由不同处理条
件下土样 、蚯蚓组织 、植物组织中 PAHs含量 ,得
出各修复因子在 PAHs去除过程中的贡献率
(表 3)。
与 A组土样相比 ,蚯蚓活动使 TR4处理中菲 、
芘的平均去除率分别提高了 8.3%、9.5%,但被蚯
蚓组织富集的菲 、芘量仅占其添加总量的 0.6%、
0.8%,说明蚯蚓富集并不是 PAHs被强化修复的主
要途径。试验过程中 ,非生物性损失 、植物代谢对
菲芘的平均强化去除率仅为 0.2%和 0.4%,二者也
不是 PAHs被强化修复的主要途径。相比之下 ,微
生物降解 、植物 -微生物交互作用对 PAHs去除的贡
献率变化较大:前者对菲 、芘去除的贡献率较 A组
(17.5%、15.7%)分别增加 2.7%、2.6%,分别占总
强化去除 率的 32.1%、 28.0%;后 者较 A组
(41.6%、36.6%)增加 5.0%、6.1%,分别占总强化
去除率的 60.6%、65.0%。说明添加蚯蚓后土壤-植
物系统对 PAHs污染土壤所表现出的强化修复效应
主要是通过进一步强化植物-微生物交互作用实
现的 。
1期 　　潘声旺等:蚯蚓活动对金发草修复土壤菲芘污染的强化作用 67　
表 3　生物 、非生物因子在修复 PAHs污染土壤过程中的贡献率
Table3　ContributionsofbioticandabioticfactorstoremediationofPAHspolutedsoils(%)
PAHs 项目 Factors T1 T2 T3 T4 T5
菲 Ta 6.7±0.29Ac 6.0±0.24ABc 5.2±0.26Bc 4.3±0.2BCc 3.3±0.17Cc
Phe (Tea) (0.1±0.02) (0.2±0.05) (0.2±0.03) (0.1±0.02) (0.1±0.02)
Tm 23.4±0.52Ab 20.1±0.46ABb 17.8±0.44Bb 14.6±0.39BCb 11.4±0.34Cb
(Tem) (1.2±0.04) (3.0±0.09) (3.7±0.13)＊ (3.4±0.11)＊ (1.9±0.07)
Tc 0.6±0.06Ad 0.4±0.04ABd 0.3±0.04Be 0.2±0.03BCe 0.1±0.02Ce
(Tec) (0.0±0.01) (0.0±0.01) (0.0±0.01) (0.0±0.01) (0.0±0.01)
Td 8.4±0.37Ac 6.0±0.29Ac 3.7±0.22Bd 1.9±0.09Cd 1.1±0.08Dd
(Ted) (0.7±0.05) (0.5±0.07) (0.4±0.05) (0.3±0.04) (0.2±0.03)
Te 0.1±0.03 0.1±0.03 0.1±0.02 0.0±0.02 0.0±0.01
Tpm 47.7±1.92Aa 44.9±1.84ABa 41.2±1.69Ba 39.0±1.71BCa 35.0±1.57Ca
(Tepm) (2.9±0.16) (5.1±0.31)＊ (6.6±0.33)＊ (5.7±0.35)＊ (4.8±0.26)＊
芘 Ta 3.2±0.13Ad 2.9±0.11Ad 2.6±0.09ABd 2.3±0.08ABc 1.8±0.10Bc
Pyr (Tea) (0.1±0.02) (0.2±0.03) (0.2±0.04) (0.2±0.04) (0.1±0.01)
Tm 21.0±0.49Ab 18.3±0.46ABb 15.2±0.36Bb 13.4±0.33BCb 10.5±0.28Cb
(Tem) (1.4±0.05) (2.8±0.08) (3.8±0.14)＊ (3.4±0.12)＊ (1.8±0.09)
Tc 3.4±0.21Ad 2.6±0.18ABd 1.7±0.12Bd 1.3±0.08BCd 1.1±0.07Cd
(Tec) (0.0±0.01) (0.0±0.01) (0.0±0.02) (0.0±0.01) (0.0±0.01)
Td 8.1±0.39Ac 5.7±0.31ABc 4.4±0.29Bc 1.9±0.15Cd 1.2±0.11Dd
(Ted) (0.7±0.06) (0.6±0.06) (0.4±0.05) (0.3±0.04) (0.2±0.03)
Te 0.1±0.04 0.1±0.04 0.1±0.03 0.1±0.03 0.0±0.02
Tpm 41.0±1.71Aa 38.8±1.66ABa 36.9±1.59Ba 34.6±1.48BCa 31.9±1.44Ca
(Tepm) (3.9±0.21) (6.3±0.24)＊ (7.7±0.29)＊ (6.8±0.31)＊ (6.0±0.25)＊
　　注:1)同一土壤同列中不同小写字母或同行中不同大写字母表示差异达到显著水平(p<0.05)Diferentlowercaseorcapitalletersafixedto
dataofthesamesoilsinthesamecolumnmeansignificantdiferenceatp<0.05;2)括号中的数据代表添加蚯蚓后该因子对 PAHs去除贡献率差异 ,
＊代表差异程度显著(p<0.05), T1 ～ T5同表 1Datainbracketsdenotevariationofthecontributionofagivenfactor(i)toPAHsremovalrateafter
introductionofearthworms;＊ meanssignificantdiferencefromeachotheratp<0.05, andT1 ～ T5 standforthesameasinTable1
　　
3　讨　论
伴随着植物修复技术的兴起 ,对其修复机制的
认识也越来越深入 [ 6, 20-21] 。其中 ,植物 -微生物交互
作用被认为是植物促进 PAHs降解的主要途
径 [ 8, 20, 22] 。因不同植物所产生的根系分泌物的种
类 、性质存在一定的种间差异 ,其根际降解效应可
能也不一样[ 23-24] 。因此 ,修复植物的选择至关重
要 。早期研究[ 19]显示 ,金发草在菲 、芘污染土壤中
生长潜力大 、适应性强 , 修复效果明显 , 适合用作
PAHs污染的修复植物 。
试验浓度范围内 ,添加蚯蚓 70 d后 ,种植金发
草的土样 (TR4 )中菲 、芘的平均去除率分别由
68.7%、61.2%至 77.0%、70.6%,其平均强化去除
程度分别高达 8.3%、9.5%。其中 , 32.1%的菲 、
28.0%的芘的强化去除部分来源于微生物降解;
60.6%的菲 、65.0%的芘的强化去除来源于植物-微
生物交互作用 。可见 ,蚯蚓活动不仅能改善土壤微
生物对污染环境的适应程度 、提高其种群数量及其
生物活性 [ 25-26] ,而且也能通过改善土层内部通气状
况 、促进微生物对一些营养物质利用程度[ 27]等途径
进一步促进 PAHs去除。本研究也证实:无论有无
68　 　土　　壤　　学　　报 48卷
植物 ,在中等污染水平时(T3)蚯蚓活动对菲 、芘强
化去除效果最好 。这可能与低污染水平环境中污
染物的生物可利用性较低 [ 18] 、高污染水平时微生物
活性相对不足有关。
尽管被蚯蚓组织所富集的菲 、芘量相当有限
(0.6%、0.8%),但蚯蚓活动改善了土壤 -植物系统
的理化性质 、生态功能 ,尤其是土壤通气状态的改
善对促进土壤-植物系统中 PAHs的生物降解至关
重要。 Malakin等[ 28]认为 ,对于具有较稳定 π键结
构的 PAHs分子而言 ,充足的氧气供给能有效地促
进 PAHs的起始氧化过程;同时 ,通气条件的改善在
一定程度上也间接地促进土壤中好氧微生物的生
长 ,增强了降解活性。此外 ,蚯蚓活动对金发草生
长的促进[ 19] 、尤其是对其根系生长的促进作用 ,对
扩大其根际效应范围 、强化植物-微生物交互作用也
具有十分重要的作用 。
早期研究 [ 19]显示 ,相同处理条件下 ,菲的去除
效果总是好于相似污染水平下芘的去除效果 ,污
染物的分子结构越复杂 ,去除效果就越差 [ 29] 。本
研究却表明 ,添加蚯蚓后 ,对芘的强化去除效果
(9.5%)却普遍略高于菲(8.3%),说明在土壤-植
物系统中添加蚯蚓更有利于高分子难降解污染物
的去除 。
值得注意的是 ,与相同污染水平下种植金发草
的 TR4处理相比 ,添加蚯蚓后植物积累对土壤-植物
系统中 PAHs去除的贡献率均有不同程度的降低 ,
植物组织所积累的 PAHs浓度略低于相似污染水平
下无蚯蚓活动时的积累浓度。可能与蚯蚓活动促
进了土壤-植物系统对 PAHs的去除 、土壤中 PAHs
残留浓度较低 、可供根系吸附的污染源相对较少有
关 。可见 ,蚯蚓活动也能在一定程度上减少植物组
织对 PAHs的积累 、降低生态风险。
4　结　论
1)试验 PAHs浓度范围 (20.1 ～ 322.1 mg
kg-1)内 ,蚯蚓活动促进了金发草的生长 。与生
长在同污染水平下的植株相比 , 菲 、芘污染土壤
中的单株生物量增加了 7.2%～ 20.5%(平均
13.0%)、6.5%～ 19.2%(平均 9.6%),且根冠
比显著增大 。
2)蚯蚓活动促进了金发草对 PAHs污染土壤
的修复效果 。 70 d后 ,土壤 -植物系统中菲 、芘的平
均去除率高达 77.0%、70.6%,分别较无蚯蚓活动
时(68.7%、61.2%)增长了 8.3%、9.5%。
3)蚯蚓活动对芘的强化去除效应(9.5%)总
是强于菲(8.3%),中度污染水平(T3)时强化效果
最明显(12.2%、11.0%);相同污染水平下 ,被植
物组织所富集的 PAHs量总是略低于无蚯蚓活
动时 。
4)蚯蚓活动对土壤 -植物系统中菲 、芘污染的
强化去除效应主要是通过进一步强化植物 -微生物
交互作用 实现的 , 其对 菲 、芘的 强化去除率
(5.0%、 6.1%)分 别 占 总 强 化 去 除 率 的
60.6%、65.0%。
致　谢　　感谢西南大学王明霞老师以及王永敏 、张幸
福 、戚宇等同学在试验过程中给予的热情帮助!
参 考 文 献
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EFFECTOFEARTHWORM REINFORCINGPOGONATHERUMPANICEUM
REMEDIATIONOFPHENANTHRENE/PYRENEPOLLUTEDSOIL
PanShengwang1, 2　WeiShiqiang2 　YuanXin2　CaoShengxian2　JiangTao2
(1EnvironmentScienceandEngineeringInstituteofChengduUniversity, Chengdu　610106, China)
(2KeyLaboratoryofAgriculturalResourcesandEnvironmentinChongqing, ColegeofResourcesandEnvironment,
SouthwestUniversity, Chongqing　400716, China)
Abstract　Apotexperimentwascariedouttostudyefectofearthworm(Pheretimasp.)onPogonatherumpanice-
umremedyingsoilspolutedbyphenanthrene(Phe)andpyrene(Pyr)in.Resultsshowthatearthwormactivitypromoted
growthofPogonatherumpaniceuminsoilswithinitialconcentrationsofPheandPyrrangingfrom20.1 to322.1mgkg-1 ,
andapparentlyincreaseditsroot/shootratio.Seventydaysafterearthwormwasintroducedin, theaveragePheandPyr
removalratereached77.0% and70.6%, respectively, 8.3% and9.5% higherthanthatinthetreatmentwithout
earthwormintroducedin, respectively.Apparently, theefectofearthwormactivityonremovalofPhewasgreaterthanof
70　 　土　　壤　　学　　报 48卷
Pyr.Amongaltheremedyingfactors, theplant-microbialinteractioncontributedthemost, about46.6% and42.8% to
thetotalremovalofPheandPyr, respectively5.0% and6.1% higherinthetreatmentwithearthwormintroducedin
thaninthetreatmentwithoutearthworm(i.e.41.6% ofPheand36.6% ofPyr).Thefindingssuggestedthatintroduc-
tionofearthwormmayenhancephytoremediationofsoilpolutedwithPAHsbyremovingPheandPyrfromthesoil-plant
system.
Keywords　Phytoremediation;PAHs;Phenanthrene;Pyrene;Pogonatherumpaniceum;Earthworm