全 文 ：金发草对土壤中菲 、芘的修复机制
潘声旺 ,魏世强＊ ,袁馨 ,曹生宪
(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　400715)
摘要:采用盆栽试验法 , 研究岩生植物金发草(Pogonatherum paniceum L.)对土壤中芘 、菲的去除效果与修复机制.结果显示 , 在
试验浓度范围(20～ 322 mg·kg-1)内 , 种植金发草能有效去除土壤中芘 、菲污染.70 d 后 , 菲 、芘去除率分别为 50.97%～
86.77%、 46.45%～ 76.7%;比对照 1(加 0.1%NaN3)高 63.56%、 58.6%, 比对照 2(无 NaN3)高 46.09%、 42.92%.金发草能吸
收 、富集部分菲和芘 , 根 、茎叶组织中菲 、芘含量随菲 、芘添加浓度的升高而增大 , 且根部大于茎叶部 、芘大于菲 , 但生物浓缩系
数却逐渐减小.修复过程中 , 非生物因子 、植物代谢 、富集 、微生物降解对菲的去除率分别为 5.1%、 0.32%、 4.22%、 17.47%,
对芘的去除率分别为 2.56%、 4.27%、 2.01%、 15.68%;植物-微生物间的交互作用对菲 、芘的去除率分别为 41.56%、
36.64%.说明植物-微生物交互作用是金发草修复土壤中菲芘污染的主要机制.
关键词:植物修复;多环芳烃;金发草;土壤
中图分类号:X171.5　文献标识码:A　文章编号:0250-3301(2009)05-1273-07
收稿日期:2008-07-01;修订日期:2008-09-11
基金项目:国家科技支撑计划项目(2007BAD87B10-05);国家高技术
研究发展计划(863)项目(2006AA10Z427);重庆市科技攻
关项目(CSTC-2006AC1018)
作者简介:潘声旺(1973～ ),男 ,博士研究生 ,主要研究方向为污染生
态学 , E-mail:panwang@swu.edu.cn
＊通讯联系人 , E-mail:sqwei@swu.edu.cn
Mechanisms of the Removal and Remediation of Phenanthrene and Pyrene in Soil
by Pogonatherum paniceum
PAN Sheng-wang , WEI Shi-qiang , YUAN Xin , CAO Sheng-xian
(Key Laboratory of Agricultural Resources and Environment in Chongqing , College of Resources and Environment , Southwest University ,
Chongqing 400716 , China)
Abstract:The mechanisms of the removal and accumulation of phenanthrene(PHE)and pyrene(PYR)by rock plant Pogonatherum paniceum
were studied by pot experiments.Results showed that P.paniceum might effectively remove PHE and PYR from soils at their initial
concentrations of 20 to 322 mg·kg-1.About 50.97%-86.77% of PHE or 46.45%-76.7% of PYR was removed from the soils respectively
after 70-day plantation of P.paniceum;the average removal rates of PHE or PYR from the soils by P.paniceum were 63.56% and 58.6%
higher than those of CK1(with addition of 0.1%NaN3), and 46.09% and 42.92%higher than those of CK2(without NaN3).P .paniceum
did show ability to accumulate polycyclic aromatic hydrocarbons(PAHs)from the soils;the contents of PAHs in its root and shoot increased
with the increase of PAHs concentrations in the soils.The bioconcentration factors (BCFs) for PAHs tended to decrease with increasing
concentrations of these contaminants in soil.BCFs for PYR were higher than those for PHE , and BCFs for PHE(0.12-1.63)and PYR(1.03-
5.61)in shoots were much lower than those in roots(0.21-3.08 and 1.31-10.11)at the same treatment.The mechanisms of phytoremediation
processes by P.paniceum involve both biotic and abiotic factors.Contributions of each factor to the phytoremediation processes were
estimated , which indicated that abiotic loss , plant accumulation , phytodegredation and microbial degradation accounted for 5.1%, 0.32%,
4.22% and 17.47% of the total removal of PHE , and 2.56%, 4.27%, 2.01% and 15.68% of PYR from soils , respectively.In contrast ,
41.56% removal of PHE and 36.64% of PYR were attributed to plant-microbial interactions.Thus plant-microbial interactions are the main
mechanisms for the remediation of soil PAHs pollution.
Key words:phytoremediation;polycyclic aromatic hydrocarbons;Pogonatherum paniceum ;soil
　　多环芳 烃(polycyclic aromatic hydrocarbons ,
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含量高达0.1 ～ 10 mg·kg-1 ,交通
干线 、厂矿和城郊附近甚至达到 105mg·kg-1[ 2] ,严重
威胁着土壤的生态安全和人类健康.修复土壤 PAHs
污染已成为环境领域的焦点问题.
PAHs污染的修复方法中 ,植物修复投资少 、效
益高 、环境友好 ,发展潜力巨大.研究证实 ,植物不仅
能从环境中直接吸收 、积累与降解 PAHs 等有机污
染物[ 3] ,而且还可通过根系代谢活动改变根际微生
物的区系结构 、增加其数量 、扩大活动范围等途径加
速 PAHs降解[ 4 , 5] 同时还能通过提高土壤腐质化程
度 、改善土壤理化性质等方式进一步促进 PAHs的
吸附 、降解[ 6] .但迄今 ,各种生物[ 7, 8] 、非生物因子[ 9]
在 PAHs去除过程中的作用仍众说不一 ,修复机制
也不甚明确;加之目前的研究材料多以农作物或牧
草类为主 ,如玉米(Zea may L.)[ 10] 、黑麦草(Lolium
第 30 卷第 5期
2009 年5 月 环　　境　　科　　学ENVIRONMENTAL SCIENCE
Vol.30 , No.5
May , 2009
DOI :10.13227/j.hjkx.2009.05.007
multiforum L.)[ 3 , 11] 等 ,土壤质地要求较高 、环境适应
性差 ,易被人 、畜误食 ,不利于推广应用.本研究选择
菲芘为目标污染物 ,以适应性好 、耐瘠力强的岩生植
物(rock plant)金发草(Pogonatherum paniceum L.)为
材料 ,探讨其对 PAHs污染的修复作用及机制 ,以期
为人工裸地及其它干旱 、贫瘠区域 PAHs 污染的生
态修复提供理论及实践依据.
1　材料与方法
1.1　试验材料
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 ,经蒸馏水洗净后备用.供试土样为紫色
土 ,采自西南大学试验农场 , 理化性质:有机质为
2.23×104mg·kg-1 , CMC 为 27.43 cmol·kg-1 , pH 为
7.19 , 速效 N 、 P 、K 分别 为 114.6 、 24.7 、 94.8
mg·kg-1.
1.2　试验方法
盆栽试验于 2007 年 9月在西南大学智能温室
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).经检测 ,菲的初始浓度分别为:CK
(T0)、 20.05 mg·kg-1(T1)、 40.88 mg·kg-1(T2)、
81.05 mg·kg-1(T3)、 161.44 mg·kg-1(T4)、 322.06
mg·kg-1(T5);芘的初始浓度分别为:CK(T0)、 20.24
mg·kg-1(T1)、 39.58 mg·kg-1(T2)、 79.86 mg·kg-1
(T3)、 160.64 mg·kg-1(T4)、321.42 mg·kg-1(T5).不
同污染水平的土壤上 ,分别设置 4 个处理 ,重复 5
次 , ①处理 1(CK1):无植物 ,加 0.1%NaN3(抑制微
生物活动)[ 12] ;②处理 2(CK2):无植物 ,不加 NaN3;
③处理 3(TR3):种植物 ,加 0.1% NaN3;④处理 4
(TR4):种植物 ,不加 NaN3.取备用土样 2 kg 装盆 ,
40%田间持水量下室内平衡 7 d.除 CK1 、CK2 外 ,每
盆栽幼苗 5 株.试验期间 ,白天室温维持在 25℃,
350μmol·(m2·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).
种植 70 d后整株采样 ,根 、茎叶分离 ,用蒸馏水
充分淋洗 ,用滤纸蘸干表面水分 ,经冷冻干燥后 ,研
磨过 1.0 mm筛 ,于-20℃下低温保存 ,待分析;钵中
土样混匀后 ,四分法采集 ,风干 、过 20目筛 , -20℃
下低温保存待分析.
1.3　样品测定
菲 、芘的提取与净化方法参照文献[ 13] ,HPLC
(Waters 600)测定 ,DAD检测器 ,检测限菲为 4.26×
10
-2
mg·L-1 ,芘为 5.42×10-2mg·L-1.流动相为甲
醇加水(83∶17),检测波长菲 246 nm ,芘235 nm.土样
中菲 、芘回收率分别为 95.87%(n =7 , RSD <
5.54%)、94.36%(n =7 , RSD<6.58%),植物样中
分别为 94.65%(n=7 ,RSD<4.66%)、93.42%(n=
7 ,RSD<5.47%).
土样中脲酶 、多酚氧化酶 、脱氢酶活性分别用尿
素残留法 、邻苯三酚比色法 、TTC法测定.
1.4　数据处理
经 Excel 2003基础处理后 ,在 SPSS12.0中用新
复极差法(Duncan s multiple range test , DMRT)检验.
PAHs去除率(R)计算式为:
R =(c0 -ct)×100% c0
式中 , c0 代表 PAHs初始浓度 , ct 表示取样时土壤残
留浓度.
2　结果与分析
2.1　金发草的修复作用
2.1.1　菲 、芘污染对金发草生长的影响
生长70 d后 ,不同污染水平下金发草的生长状
况如表 1所示.添加菲土壤中 ,单株生物量 、株高 、根
冠比 、根面积(亚甲基兰吸附法测定)与 T0 组(CK)
间差异不显著(n=25 , p>0.05),但根冠比 、根面积
都大于T0 组 ,株高却低于 T0 组;与 T0 组及低污染
状态相比 ,高污染(T5)环境中的单株分蘖数 、生物量
表现出受抑制趋势 , 但差异不显著(n =25 , p >
0.05).在添加芘土壤中 ,金发草的生长状况与菲污
染条件下大致相同.说明在试验浓度范围内(20 ～
322 mg·kg-1), 菲 、芘污染对金发草的生长影响较
小 ,金发草能正常生长.
2.1.2　金发草对土壤中菲 、芘的去除作用
种植金发草 70 d 后 ,不同处理条件下土壤中
PAHs残留量见表 2.随着添加浓度的增加 ,土壤中
可提取态菲 、芘浓度也逐渐增大.相同添加浓度下 ,
PAHs残留浓度的高低顺序为:CK1 =TR3 >CK2 >
TR4.同一污染水平上 ,除 CK1 、TR3 外 ,菲 、芘残留浓
度与其它处理间差异显著(n=5 , p<0.05);4个处
理中 ,TR4 所在土壤的菲 、芘残留量最低 ,与其它处
理间差异极显著(n=5 , p<0.01).
在去除效果上 ,添加 NaN 3 的 2个处理中 ,TR3
1274 环　　境　　科　　学 30 卷
　　　　　　表 1　不同菲 、芘污染水平对金发草生长的影响1)
Table 1　Growth difference of P.paniceum in soils treated with different concentrations of phenanthrene or pyrene
项目 CK(T0) 菲 芘
ND T1 T2 T3 T4 T5 T1 T2 T3 T4 T5
生物量 g 4.97 5.12 5.05 4.91 4.82 4.63 5.11 4.99 4.82 4.74 4.57
根冠比 0.462 0.486 0.491 0.496 0.513 0.487 0.481 0.489 0.495 0.507 0.484
株高 cm 11.9 11.49 11.15 10.35 9.72 8.92 11.25 9.94 9.59 9.06 8.78
分蘖数 株 7.22 7.41 7.54 7.44 7.23 6.84 7.39 7.51 7.37 7.26 6.91
根面积 cm2 527.65 562.71 591.46 622.33 629.74 585.57 558.42 580.86 603.87 629.74 577.26
1)CK(T0):对照土样 、未加NaN3 ;ND:没有检出(n=5)
表 2　不同处理条件下土壤中菲芘的残留量1) mg·kg -1
Table 2　Residual PAHs concent rations in soils under different treatment conditions mg·kg -1
多环芳烃 项目 T1 T2 T3 T4 T5
处理 1(CK 1) 18.72±0.56Aa 38.42±0.92Aa 76.84±1.71Aa 154.43±3.14Aa 311.37±4.54Aa
菲 处理 2(CK 2) 14.02±0.49Ab 30.21±0.84Ab 62.40±1.64Ab 130.86±2.92Ab 274.62±3.92Ab处理 3(TR3) 16.91±0.67Aa 35.81±0.97Aa 73.67±1.89Aa 151.04±2.98Aa 307.32±4.17Aa
处理 4(TR4) 2.65±0.14Bc 9.25±0.41Bc 25.80±0.92Bc 64.54±1.37Bc 157.92±2.75Bc
处理 1(CK 1) 19.59±0.52Aa 38.42±0.97Aa 77.82 ±1.98Aa 156.99±3.07Aa 315.57±4.25Aa
芘 处理 2(CK 2) 15.34±0.48Ab 31.19±0.89Ab 65.65 ±1.76Ab 135.42±2.66Ab 281.95±3.24Ab处理 3(TR3) 17.28±0.57Aab 35.14±0.94Aab 72.90 ±1.88Aab 151.85±2.91Aab 308.11±3.89Aab
处理 4(TR4) 4.72±0.21Bc 12.57±0.41Bc 31.25±1.12Bc 74.63±1.62Bc 172.12±2.61Bc
1)表中数值为平均值±标准差(n=5),相同污染水平下同列数据后面不同的大写 、小写字母标记表示差异显著(p<0.05)或极显著(p<0.01)
(种植金发草)中菲 、芘去除率分别为 4.58% ～
15.65%(平均值 m =9.64%)、 4.14%～ 14.65%(m
=8.84%),CK1(无植物)中分别为 3.32%～ 6.65%
(m =5.1%)、 1.82%～ 3.21%(m =2.56%),植物
对菲 、芘去除的促进效应平均仅为 4.54%、 5.78%;
无植物对照土壤(CK1 、CK2)中 , CK2 的菲 、芘去除率
为 14.73%～ 30.08%(m =22.57%)、 12.28% ～
24.23%(m=18.24%),较微生物活性被抑制的 CK1
平均高出 17.47%、 15.68%,说明土壤微生物对菲 、
芘污染具有一定的去除作用;4个处理中 , TR4 修复
效果最好:菲 、芘去除率高达 50.97%～ 86.77%(m
=68.66%)、 46.45%～ 76.7%(m =61.61%),分别
比 CK1 、CK2 、 TR3 平均高 出 63.56%、 46.09%、
59.02%和 58.6%、 42.92%、 52.32%.说明利用金
发草-微生物系统的协同作用修复土壤菲 、芘污染理
论上是可行的.相同处理条件下 ,土壤中芘的残留浓
度高于菲 ,可能与芘的分子量大 、难降解 ,在土壤中
持留性更强有关[ 9, 14] .
2.1.3　金发草对菲 、芘的富集作用
被添加的 PAHs 除部分残留在土壤中外 , 有相
当一部分被植物体吸收 、富集 ,富集量的多少常与污
染物的性质 、浓度以及植物自身的生理特征等因素
密切相关.70 d后 ,不同污染水平下 ,土壤中可提取
态的 PAHs浓度 、植物体内 PAHs的积累浓度及其富
集程度的对应关系如图 1所示.可以看出:随着添加
浓度的增加 ,土壤中 PAHs残留浓度逐渐增大 ,在植
物组织内的积累浓度也相应升高 ,积累浓度与添加
浓度成正相关(PHE:rr =0.908 、rs =0855 , n =5;
PYR:r r =0.922 、rs =0.869 , n =5 ,其中 , r r 、r s 代表
PAHs添加浓度与根 、茎叶中积累浓度的相关系数).
在供试浓度范围内 ,土壤中菲的残留浓度为 2.65 ～
157.92 mg·kg-1 ,金发草根 、茎叶中菲积累浓度分别
为 8.16 ～ 33.86 、 4.33 ～ 18.94 mg·kg-1;芘的残留浓
度为 4.72 ～ 172.12 mg·kg-1 ,根 、茎叶中芘积累浓度
为 47.72 ～ 224.8 、26.47 ～ 175.61 mg·kg-1 .可见 ,菲 、
芘在不同组织中的积累浓度也不一样 ,相同处理条
件下茎叶中积累量远小于根.PAHs在植物体内不同
部位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(金发草根 、茎叶鲜样脂肪含量分别为
0.635%、0.413%).相似添加浓度下 ,金发草对芘的
积累浓度大于菲 ,这可能与芘的 lgK ow较大有关(菲
和芘的 lgK ow分别为 4.46和 4.88)[ 15] .
分析金发草对土壤中菲 、芘的生物浓缩系数
(bioconcentration factors , BCFs ,即生物体内污染物积
累浓度与其环境介质中污染物残留浓度的比值),结
果表明 ,BCFs随土壤中 PAHs残留浓度的增大而减
小 ,芘的 BCFs大于菲的.图 1还显示:植物体不同部
位对PAHs 的 BCFs也不一样 ,如金发草根部菲 、芘
12755 期 潘声旺等:金发草对土壤中菲 、芘的修复机制
的BCFs 分别为 0.21 ～ 3.08 、 1.31 ～ 10.11 ,茎叶部
菲 、芘的 BCFs分别为 0.12 ～ 1.63 、 1.03 ～ 5.61 ,相同
环境浓度下 ,根部的 BCFs大于茎叶部 ,可见根部是
金发草富集菲 、芘的主要部位.
横轴上括号内数值代表相应添加浓度下土壤中PAHs的残留浓度
图 1　金发草对菲 、芘的富集作用
Fig.1　Bioconcentration of phenanthrene or pyrene in Pogonatherum paniceum
2.2　修复机制分析
2.2.1　各修复因子的作用
PAHs的去除主要源于各种非生物因素(abiotic
loss ,如渗滤 、吸附 、光解 、挥发等)和生物因素 ,如植
物代谢(phytodegredation)、富集 (plant accumulation)、
微生物降解 (microbial degradation)、植物-微生物交
互作用(plant-microbial interactions)等的共同作用.本
试验中 ,CK1 中 PAHs的去除主要源于非生物损失;
CK2 中PAHs的去除源于非生物损失与微生物降解;
TR3 中 PAHs的去除是非生物损失 、植物代谢与富集
的结果;TR4中 PAHs去除则是所有生物 、非生物因
素共同作用的结果.由此 ,在不考虑因子之间交互作
用的情况下 ,各处理土壤中菲 、芘的表观去除率可用
以下公式表述:
R1 =T a
R2 =T a +Tm
R3 =T a +T pc +Tpd
R4 =T a +T pc +Tpd +Tm +Tpm
式中 , R1 、R2 、R 3 、R4分别为 CK1 、CK2 、TR3 、TR4 处理
菲或芘的去除率;T a 、T pc 、T pd 、Tm 、Tpm分别为非生物
性损失 、植物代谢 、富集 、微生物降解 、植物-微生物
交互作用在 PAHs修复过程中的贡献率(即去除因
子对 PAHs的实际去除量与初始添加量的百分比).
对比分析各处理土样 、植物样中菲 、芘含量 ,可求得
各因子在PAHs修复过程中的贡献(表 3).如植物富
集的 PAHs量可通过测定 TR3 处理植物样中 PAHs
量来表征 ,植物代谢去除的 PAHs 量则由 CK2 、TR3
处理土壤中 PAHs残留差异(即被植物代谢 、富集的
PAHs总量)减去 TR3 中植物富集 PAHs量求得.
本试验中 , CK1 处理的菲 、芘降解率分别为
3.32%～ 6.65%(m =5.1%)、 1.82%～ 3.21%(m =
2.56%),说明非生物性损失不是菲 、芘去除的主要
途径.植物富集占菲 、芘总量的 0.14%～ 0.57%(m
=0.32%)、 1.09%～ 3.37%(m =2.01%);植物代
谢去除菲 、芘总量的 1.12%～ 8.43%(m=4.22%)、
1.23%～ 8.06%(m =4.27%),说明植物吸收(包括
植物代谢 、富集)也不是土壤中 PAHs去除的主要途
径.相比之下 ,土著微生物降解 、植物-微生物间的交
互作用对 PAHs的降解贡献较大:微生物降解菲 、芘
总量的 11.41%～ 23.43%(m =17.47%)、 10.46%
～ 21.02%(m =15.68%);植物-微生物交互作用去
除菲 、芘总量的 34.98%～ 47.69%(m =41.56%)、
31.81%～ 41.04%(m=36.64%).
2.2.2　土壤酶活性的分异
土壤酶活性可以表征土壤微生物和植物根系降
解活性的动态变化.如脱氢酶 、多酚氧化酶参与芳香
族类化合物的分解转化 ,能较灵敏地反映土壤的氧
化还原状况;脲酶活性可以表征土壤中各种生化过
程的动向 、强度.酶活性的定期监测(每 10 d取样 1
1276 环　　境　　科　　学 30 卷
　　　　　　表 3　生物 、非生物因子在修复 PAHs污染土壤过程中的贡献率 %
Table 3　Contributions of biotic &abiotic factors to remediat ion of PAHs in soils %
项目 菲 芘
T1 T2 T3 T4 T5 T1 T2 T3 T4 T5
非生物损失 6.65 6.01 5.19 4.34 3.32 3.21 2.93 2.56 2.27 1.82
微生物去除 23.43 20.09 17.82 14.60 11.41 21.02 18.26 15.23 13.43 10.46
植物富集 0.57 0.42 0.26 0.19 0.14 3.37 2.58 1.72 1.28 1.09
植物代谢 8.43 5.97 3.66 1.91 1.12 8.06 5.71 4.43 1.92 1.23
植物-微生物交互作用 47.69 44.89 41.24 38.98 34.98 41.04 38.76 36.93 34.64 31.85
去除率 86.77 77.38 68.17 60.02 50.97 76.70 68.24 60.87 53.54 46.45
次)结果显示 ,随着 TR4 处理中 PAHs 污染水平递
增 ,土壤酶活性逐渐降低 ,呈现T0 >T1>T2>T3>T4
>T5 变化趋势(p<0.05 , n =5),试验后期的土壤
酶活性普遍高于前期 ,但在最后 2 次的土样(第 60
d 、70 d)中 ,T0 、T1 、T2 间的酶活性差异不显著;相同
污染水平的不同处理间 ,土壤酶活性差异呈现 TR4
>CK2>TR3 ≥CK1 的变化趋势.如 70 d后 ,T3 污染
水平的土样中 ,植物-微生物系统(TR4)中土壤酶活
性明显高于相同污染水平下其他 3 个处理(p <
0.05 , n=5),差异显著(如表 4).可见 ,植物-微生物
间的根际效应提高了土壤酶的降解活性 、促进了
PAHs降解.
表 4　T3 污染水平下不同处理间土壤酶活性差异1)
Table 4　Differentiation of enzyme activities in spiked soils among four t reatments
多环芳烃 项目 CK1 CK2 TR3 TR4
脲酶 mg·(g·24 h)-1 0.035±0.004D 0.224±0.011B 0.107±0.007C 0.401±0.014A
菲 脱氢酶 μL·μg-1 0.075±0.003c 0.124±0.007b 0.087±0.005c 0.185±0.008a
多酚氧化酶 mg·(g·2 h)-1 0.084±0.005c 0.134±0.011b 0.095±0.009c 0.171±0.011a
脲酶 mg·(g·24 h)-1 0.029±0.002D 0.221±0.009B 0.102±0.006C 0.371±0.011A
芘 脱氢酶 μL·μg-1 0.067±0.004c 0.116±0.007b 0.079±0.006c 0.175±0.009a
多酚氧化酶 mg·(g·2 h)-1 0.075±0.005c 0.122±0.009b 0.092±0.006c 0.169±0.011a
1)表中数值为平均值±标准差(n=5),同行数据后不同的大 、小写字母标记表示不同处理间的酶活性差异显著(p<0.05)或极显著(p<0.01)
3　讨论
植物的吸收 、富集或根际矿化作用是植物-微生
物系统中 PAHs去除的途径之一.植物可以吸收 、累
积土壤中的PAHs ,吸收速率与植物自身的生理适应
性 、PAHs 的生物有效性呈正相关[ 16] ;在氧化还原
酶 、水解酶等胞外酶的作用下 ,部分 PAHs转化为能
被植物细胞直接吸收的小分子物质[ 17] ,部分以原始
状态积聚在植物体内.本研究表明 ,在 PAHs污染环
境中 ,金发草的生理适应性较好:各个污染水平下的
根面积 、根冠比都大于对照组;在 PAHs 去除过程
中 ,仅有 4.54%的菲 、 6.28%的芘被植物直接富集
或代谢.可见 ,植物富集或代谢作用并不是金发草修
复PAHs污染的主要原因.
微生物降解是 PAHs去除的另一途径 ,其降解
能力与微生物的种类 、区系结构及其活性状态密切
相关[ 18 , 19] , 与微生物的种群数量间线性关系显
著[ 20] .本研究表明 , CK1 中微生物活性被抑制(添加
0.1%NaN3)70d后 ,两组对照土样(CK2 、CK1)中菲 、
芘残留量差异(即微生物降解部分)分别占其添加总
量的 17.47%、 15.68%,表明土壤(土著微生物)对
PAHs污染具有一定的自净能力 ,但与菲 、芘的总去
除率(68.66%、 61.16%)相比 ,微生物降解也不是
PAHs去除的最主要原因.
在植物-微生物系统中 ,植物释放的根际分泌
物 、胞外酶有时能提高根际微生物活性 、促进生物转
化[ 21] .植物的存在不仅能增强微生物活性 、扩大根
际微生物区系的活动范围[ 22] ,还能改善根际土壤的
理化性质 、提高土壤酶活性 ,促进 PAHs去除[ 23] ;植
物-微生物间的交相互作用有时还能降解植物或根
际微生物单独作用不能去除的 PAHs污染物 ,联合
种植时的修复效果超过单一植物[ 24 , 25] .本研究中 ,交
互作用去除的菲 、芘量分别占其添加总量的
41.56%、36.64%,占被去除菲 、芘总量的 60.53%、
59.91%,在 PAHs修复过程中 ,其作用超过非生物降
解 、微生物降解 、植物直接作用等因子的去除作用之
和.可见 ,植物的存在明显促进了土壤中菲和芘的降
解作用.不同处理条件下土壤酶活性分异也说明:植
12775 期 潘声旺等:金发草对土壤中菲 、芘的修复机制
物强化了根际微生物的活性 ,植物-微生物间的交互
作用是PAHs去除的根本原因.
PAHs在土壤与植物间分配富集关系可用生物
浓缩系数(BCFs)进行评估 ,BCFs越大表明植物对污
染物的富集能力越强[ 26] .本研究证实金发草根 、茎
叶的 BCFs随着土壤中 PAHs含量的增加而降低 ,但
植物体内 PAHs的富集量与土壤中 PAHs含量成正
相关.不同植物组织间 , PAHs的富集量与组织中油
质含量成正相关 ,且根部大于茎叶部 ,芘的要大于
菲.可能的原因是植物对菲 、芘的富集量受最大值
(或阈值)限制 ,低浓度 PAHs土壤中植物富集量远
离阈值 ,故 BCFs较高 ,而高浓度 PAHs土壤中植物
富集量较接近阈值 ,故 BCFs较低.另一方面 ,由于植
物对 PAHs的 BCFs与其溶解度和 K ow之间存在着显
著的相关性 ,随其溶解度的增大而增大 、随 K ow值的
增大而减小[ 27 , 28] .植物组织中高浓度的脂溶性物质
的存在能增加 PAHs的溶解度 ,进而促进了 PAHs在
植株体内的富集.
4　结论
(1)在试验浓度(20 ～ 322 mg·kg-1)范围内 ,金发
草能在菲 、芘污染土壤中正常生长 ,并表现出较好的
生长适应性 ,植物根面积 、根冠比都大于对照组.
(2)种植金发草能较好的修复土壤中菲 、芘污
染.70d 后 , 土壤中菲的去除率为 50.97% ～
86.77%,平均为 68.66%;芘的去除率为 46.45%～
76.7%,平均为 61.16%.
(3)金发草能富集一定量的菲 、芘 ,且富集量与
土壤中PAHs的添加浓度成正相关 ,BCFs则与 PAHs
添加浓度成负相关.相同污染水平下 ,根部的富集量
大于茎叶部 ,对芘的 BCFs大于菲.
(4)植物-微生物交互作用去除的 PAHs分别占
菲 、芘添加总量的 41.56%、 36.64%,占被去除总量
的60.53%、 59.91%,各种修复因子中 ,交互作用是
金发草修复菲 、芘污染的最根本原因.
致谢:试验期间 ,得到西南大学资源环境学院王
明霞老师及环境科学系 04级同学王永敏 、刘璞玉 、
张幸福 、戚宇 、谌鹏飞等的热情帮助 ,一并致谢 !
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