全 文 :书犇犗犐:10.11686/犮狔狓犫2015446 犺狋狋狆://犮狔狓犫.犾狕狌.犲犱狌.犮狀
山宝琴,屈萌萌,李皎,李超.丛枝菌根真菌与植物共生修复陕北石油污染土壤.草业学报,2016,25(7):8794.
SHANBaoQin,QUMengMeng,LIJiao,LIChao.Bioremediationofpetroleumcontaminatedsoilbyplantsandarbuscularmycorrhizalfungiin
NorthernShaanxi.ActaPrataculturaeSinica,2016,25(7):8794.
丛枝菌根真菌与植物共生修复陕北石油污染土壤
山宝琴,屈萌萌,李皎,李超
(延安大学石油工程与环境工程学院,陕西 延安716000)
摘要:研究先期筛选了4种陕北乡土植物黄花蒿、艾蒿、柠条和沙打旺,及植物根围匹配的丛枝菌根(arbuscularmy
corrhiza,AM)真菌菌种,通过盆栽试验测定AM真菌孢子密度、宿主植物根系菌丝侵染率、植物株高、干重和土壤
总石油烃的降解率。旨在研究接种AM真菌对污染土壤中总石油烃的降解率以及对宿主植物生长的影响,验证
菌根修复效果并筛选最佳宿主植物和菌种组合。结果表明,1)AM真菌孢子密度最大值出现在石油浓度0~5000
mg/kg土壤,并随污染浓度加大而显著减少,40000mg/kg时达最小值。植物菌根侵染率在土壤被污染的情况下
显著高于无污染对照,同时接种AM后孢子密度及菌根侵染率均显著高于未接种;2)植物株高和干重都随石油污
染浓度加大而显著降低,接种处理后植物株高平均增加16.77%,植物鲜重平均增加了22.56%;3)植物接种AM
真菌后对石油烃降解率明显提高,比不接种平均增加15.35%。其中,柠条-地球囊霉组合的石油烃降解率最高
(平均为73.81%);4)相关分析表明,接种AM真菌后石油烃降解率与石油烃浓度呈极显著负相关,与植物株高、
干重和真菌孢子密度呈显著正相关。
关键词:丛枝菌根;石油污染土壤修复;陕北乡土植物
犅犻狅狉犲犿犲犱犻犪狋犻狅狀狅犳狆犲狋狉狅犾犲狌犿犮狅狀狋犪犿犻狀犪狋犲犱狊狅犻犾犫狔狆犾犪狀狋狊犪狀犱犪狉犫狌狊犮狌犾犪狉犿狔犮狅狉狉犺犻狕犪犾
犳狌狀犵犻犻狀犖狅狉狋犺犲狉狀犛犺犪犪狀狓犻
SHANBaoQin,QUMengMeng,LIJiao,LIChao
犛犮犺狅狅犾狅犳犘犲狋狉狅犾犲狌犿犈狀犵犻狀犲犲狉犻狀犵犪狀犱犈狀狏犻狉狅狀犿犲狀狋犪犾犈狀犵犻狀犲犲狉犻狀犵,犢犪狀’犪狀犝狀犻狏犲狉狊犻狋狔,犢犪狀’犪狀716000,犆犺犻狀犪
犃犫狊狋狉犪犮狋:Anewbioremediationtechniqueutilizingthesymbioticfunctionbetweenhostplantandarbuscular
mycorrhizalfungi(AMF)forpetroleumcontaminatedsoilwasinvestigatedinNorthernShaanxiin2015.Four
speciesofnativeplantsinNorthernShaanxistudiedwere犃狉狋犲犿犻狊犻犪犪狀狀狌,犃狉狋犲犿犻狊犻犪犪狉犵狔犻,犆犪狉犪犵犪狀犪犽狅狉
狊犺犻狀狊犽犻犻and犃狊狋狉犪犵犪犾狌狊犪犱狊狌狉犵犲狀狊,andAMFspecieswereisolatedfromtherhizosphereofeachspeciesand
usedtoinoculatefieldgrownplantsincontaminatedsoiltotesteffectsofAMFonthedegradationofpetroleum
hydrocarboninsoilandtoselectthebestplantAMFmatch.ItwasfoundthatAMFsporedensitieswerehigh
estinsoilwith0-5000mgpetroleum/kgsoil,andsignificantlydecreasedwithincreasingpetroleumconcentra
tion.AMFhyphaldensitieswerehigherinpetroleumcontaminatedsoilthaninuncontaminatedsoil.Theinoc
ulationwithAMFincreasedsporedensityandthepercentageofAMcolonization.Plantheightanddryweight
weredecreasedwithincreasingpetroleumconcentration,butbothweresignificantlypromotedbyAMFinocula
第25卷 第7期
Vol.25,No.7
草 业 学 报
ACTAPRATACULTURAESINICA
87-94
2016年7月
收稿日期:20150923;改回日期:20151210
基金项目:陕西省高水平大学专项资金项目(No.2013SXTS03),延安市科技项目(No.2014KS03),延安大学引导项目(No.YD201514)和国家
大学生创新项目(No.201410719009)资助。
作者简介:山宝琴(1970),女,新疆乌鲁木齐人,副教授,博士。Email:xiaoshanbao@163.com
通信作者Correspondingauthor.
tionAMF,withplantheightincreasedby16.77%anddryweightby22.56%.Degradationefficiencyofpetro
leumhydrocarboninsoilwasenhancedbyAMFinoculation,andwas15.35%higherthanthatofuninoculated
soil.AmongtheplantAMFcombinations,犆犪狉犪犵犪狀犪犽狅狉狊犺犻狀狊犽犻犻and犌犾狅犿狌狊犵犲狅狊狆狅狉狌犿 wasthebestforpe
troleumdegradation,andthedegradationratewas73.81%after2months.Afterinoculationwiththeselected
AMFspecies,degradationratesofpetroleumhydrocarbonandpetroleumconcentrationinsoilshowedanobvi
ousnegativecorrelation,butdegradationratesweresignificantlypositivelycorrelatedwithsporedensity,plant
heightandplantdryweight.
犓犲狔狑狅狉犱狊:arbuscularmycorrhiza;petroleumcontaminatedsoil;nativeplantsinNorthernShaanxi
陕北地区石油资源丰富,但在开采运输、贮存及炼化过程均会带来石油污染,尤其是石油泄漏事故频发,造成
周边荒坡林地等土壤污染严重,甚至随雨水淋流造成延河水体污染。陕北属典型的黄土高原沟壑地貌,水源匮
乏,生态脆弱,石油污染显著改变原有土壤理化性质[1],对当地生态环境和生物多样性的危害难以评估。
诸多石油污染土壤修复方法中,微生物-植物联合修复技术始终是研究热点[23]。丛枝菌根(arbuscularmy
corrhiza,AM)是由真菌与植物根系所建立的一种互惠共生体,植物通过与AM真菌共生提高对矿质营养和水分
的吸收而增强对逆境的耐受力[45]。研究证实AM 真菌具有降解复杂有机污染物的能力,丛枝菌根的形成可明
显提高植物对石油污染土壤的修复效率[6]。
相比菌根生物技术在矿山复垦、退化生态环境修复等领域的运用[79],丛枝菌根对石油污染物的降解研究尚
在起步阶段,学者们从丛枝菌根的降解效果[1011],单接种和复合菌种效果对比[12],接种AM真菌对农作物中石油
污染物含量影响[13]等方面进行了积极的探索,但菌种的选取往往缺乏宿主植物的针对性,尤其未见针对陕北土
壤及乡土植物的相关研究。丛枝菌根的功能强弱首先取决于共生体系对土壤环境的适应性,而且外来菌种的野
外施用存在生态安全隐患,因此先期筛选特定生态系统中宿主植物-AM真菌-土壤适宜组合,有利提高污染土
壤修复效果。AM真菌在陕北黄土高原分布具有丰富的多样性[14],因此AM真菌-植物联合修复石油污染土壤
兼具普适性和实用性。本研究选取了4种陕北油井旁常见乡土植物,黄花蒿(犃狉狋犲犿犻狊犻犪犪狀狀狌犪)、艾蒿(犃狉狋犲犿犻狊
犻犪犪狉犵狔犻)、柠条(犆犪狉犪犵犪狀犪犽狅狉狊犺犻狀狊犽犻犻)和沙打旺(犃狊狋狉犪犵犪犾狌狊犪犱狊狌狉犵犲狀狊),并据植物根围AM真菌群落丰度和优
势度选取了3种AM真菌菌种,通过盆栽试验测定不同石油烃污染浓度土壤中AM真菌孢子密度和宿主植物根
系菌丝侵染率,对比植物接种AM真菌后土壤中石油烃污染的降解率,分析石油污染条件下接种AM 真菌对植
物生长的作用,旨在选取最佳植物-AM真菌组合,为促进菌根生物技术在陕北石油污染土壤修复中的应用与发
展提供科学依据。
1 材料与方法
1.1 研究材料
1.1.1 AM真菌菌种的确定 为确保AM 真菌应用效果,通过查阅文献[5]并系统调查了野外目标植物根围
AM真菌物种多样性,从延长油田股份有限公司川口采油厂周边油污土壤中筛选了球囊霉属(犌犾狅犿狌狊)的地球囊
霉(犌.犵犲狅狊狆狅狉狌犿)、缩球囊霉(犌.犮狅狀狊狋狉犻犮狋狌犿),以及无梗囊霉属(犃犮犪狌犾狅狊狆狅狉犪)的詹氏无梗囊霉(犃.犵犲狉犱犲犿犪狀
狀犻犻)。按照柠条-地球囊霉、艾蒿-地球囊霉、沙打旺-缩球囊霉和黄花蒿-詹氏无梗囊霉4种组合进行试验研
究。
菌剂扩繁方法:土样与干净的河沙混匀,121℃高温灭菌后置于温室,孢子筛选后将单孢接种于黑麦草根部,
对AM真菌进行加富诱集培养,经2个月扩繁后获得含有AM真菌孢子、菌丝和侵染根段的根际土。接种方法:
将菌剂(孢子密度约为21个/10g风干土)施用到长势良好的植物幼苗根围土壤中,接种量为每盆150g菌剂。
1.1.2 石油污染浓度的确定 本研究前期调查表明,陕北油区污染土壤中总石油烃含量为168~22920
mg/kg,因此设定原油添加浓度为0,5000,10000,20000,40000mg/kg,实测土壤中总石油烃类含量为0,3296,
88 ACTAPRATACULTURAESINICA(2016) Vol.25,No.7
8736,18264,35200mg/kg,本文总石油烃降解率的计算均以实测值为基准。
1.2 研究方法
原油取自延长石油集团川口采油厂,供试土壤取自采油厂周围山野黄绵土(N36°29′51″,E109°39′34″,海拔
1310m),供试4种植物黄花蒿、艾蒿、柠条和沙打旺的种子,于2014年秋季在延安大学植物园采集并低温保存。
2015年4月盆栽试验,4种陕北乡土植物均分设接种AM真菌(PAM)组和无接种AM真菌(PN)组,每组设
3次重复。将盆放置在温度光照基本一致的地方,保持良好的光照和通风,花盆随机分组排列,并定期调换,以达
到局部控制的目的。供试花盆的规格为直径20cm,深20cm,花盆底部有孔口,每盆装土壤约1kg。种子先在恒
温培养箱中催芽,每盆播发芽种子30粒,覆土1cm左右。经间苗处理后保持每盆20株幼苗,每天2次浇灌[15]。
接入AM真菌时测定初始总石油烃含量,培养2个月以后测定土壤中残余总石油烃含量和植物生物量。
1.3 主要测定方法
1.3.1 AM真菌孢子密度 用湿筛倾注蔗糖离心法[16]对10g风干土壤中的AM 真菌孢子进行分离。在体
视镜下挑取AM真菌孢子对孢子进行计数,将每10g风干土中的含孢量计为孢子密度。
1.3.2 菌根侵染率测定 将收集的根样切成1cm的根段,用KOH透明-乳酸甘油酸性品红染色法测定根
组织内菌丝的侵染发育状况[17]。将25条约1.0cm长的细根置于OlympusBXSO型显微镜下观测,采用网格交
叉法测定根系的菌根侵染率。
1.3.3 石油烃降解率 称取土壤经无水硫酸钠充分干燥后,经S316专用提取剂(六氯四氟丁烷)振荡萃取、
硅胶过滤,用非分散红外法(OCMA305测定仪)测定[18]。计算公式如下:
油含量(mg/kg)=
测试含量(mg/L)×溶剂量(L)
样品量(kg)
1.4 土壤理化性质
供试土壤质地为轻壤黄绵土,土壤的主要理化性质见表1。
表1 不同石油污染浓度土壤的理化性质
犜犪犫犾犲1 犛狅犻犾狆犺狔狊犻犮犪犾狆狉狅狆犲狉狋狔犻狀犱犻犳犳犲狉犲狀狋犮狅狀犮犲狀狋狉犪狋犻狅狀狊狅犳狆犲狋狉狅犾犲狌犿犺狔犱狉狅犮犪狉犫狅狀
石油烃浓度
Petroleumhydrocarbon
(mg/kg)
总有机碳
Totalorganic
carbon(%)
速效氮
AvailableN
(μg/g)
速效磷
AvailableP
(μg/g)
pH 脲酶
Urease
(μg/g·h)
电导率
Electricalconductivity
(μs/cm)
0 3.41 9.26 2.16 7.65 0.18 122.21
5000 3.85 9.37 2.73 7.81 0.08 154.34
10000 6.23 13.99 2.84 8.12 0.05 311.57
20000 15.81 14.17 3.91 8.15 0.04 506.55
40000 22.38 15.23 7.52 8.27 0.02 698.76
1.5 数据处理
用Excel处理实验数据并绘图,用SPSS18.0生物统计软件进行单因素方差(OnewayANOVA)分析和
Pearson双变量相关分析。
2 结果与分析
2.1 不同试验条件下土壤中AM真菌生长
由表2分析可知,无论有无接种菌剂,4种植物的菌根侵染率在土壤被污染的情况下均显著高于无污染对
照,且最大值出现在40000mg/kg石油浓度,同时接种情况下菌根侵染率显著高于未接种。无论是否接种,有3
种植物的孢子密度最大值均出现在石油浓度为5000mg/kg,后随污染浓度加大而显著减少,40000mg/kg时达
最小值。只有沙打旺在5000~20000mg/kg浓度范围都有较高的值,40000mg/kg时显著减少。
98第25卷第7期 草业学报2016年
表2 不同石油污染浓度土壤中犃犕真菌孢子密度及菌根侵染率
犜犪犫犾犲2 犛狆狅狉犲犱犲狀狊犻狋狔犪狀犱犺狔狆犺犪犾狉犪狋犲狅犳犪狉犫狌狊犮狌犾犪狉犿狔犮狅狉狉犺犻狕犪犲犳狌狀犵犻犻狀犱犻犳犳犲狉犲狀狋狆犲狋狉狅犾犲狌犿犺狔犱狉狅犮犪狉犫狅狀犮狅狀犮犲狀狋狉犪狋犻狅狀
植物
Plant
石油烃浓度Petroleum
hydrocarbon(mg/kg)
菌根侵染率 Hyphalrate(%)
PAM PN
孢子密度Sporedensity(No./10gdrysoil)
PAM PN
黄花蒿
犃.犪狀狀狌犪
0 75.57±2.28a 37.27±1.83a 115.33±6.22b 90.00±6.35b
5000 85.68±1.07a 42.13±2.34a 125.67±5.36b 97.67±6.94b
10000 86.81±2.36a 49.57±2.09ab 91.67±2.33a 77.00±6.08a
20000 90.58±0.65b 57.61±1.18b 109.33±5.92a 84.67±7.51a
40000 93.64±0.64b 64.86±3.28b 106.33±8.87a 82.33±0.88a
平均Average 86.45±1.74 50.29±2.87 109.67±3.77 86.33±2.96
艾蒿
犃.犪狉犵狔犻
0 79.01±3.27a 49.24±3.39a 164.33±5.24bc 98.76±1.76a
5000 93.59±1.96b 51.27±5.64b 253.66±3.48c 127.33±16.85b
10000 92.58±1.23b 63.20±2.21b 154.66±1.86b 104.00±5.51ab
20000 95.01±1.14b 72.98±0.34c 135.33±7.83b 113.00±1.73ab
40000 94.82±1.13b 77.47±0.38c 110.33±9.06a 74.67±5.36a
平均Average 91.00±1.74 62.83±3.24 163.66±13.20 103.53±5.62
柠条
犆.犽狅狉狊犺犻狀狊犽犻犻
0 64.13±3.61a 50.61±0.98a 184.01±6.24c 107.66±6.09b
5000 89.91±2.42b 58.25±1.51a 201.66±8.37c 133.33±9.05b
10000 93.36±1.61b 60.69±1.52a 124.33±5.23b 91.67±9.52ab
20000 94.81±1.26b 66.06±1.96a 113.00±5.29b 89.00±2.00ab
40000 96.87±1.61b 76.21±2.47b 75.00±5.56a 67.00±2.08a
平均Average 89.81±2.34 62.36±2.37 139.60±12.72 97.73±7.01
沙打旺
犃.犪犱狊狌狉犵犲狀狊
0 58.44±2.58a 49.03±4.02a 255.67±5.20b 164.67±13.54b
5000 95.74±1.30b 77.23±3.92b 275.00±27.68b 219.33±8.41c
10000 96.31±2.27b 76.91±2.48b 228.00±3.78b 214.33±13.61c
20000 99.18±0.43b 81.44±2.69b 212.00±11.78b 214.33±3.48c
40000 98.43±1.57b 83.67±1.74b 59.00±2.08a 49.33±1.45a
平均Average 89.62±4.23 74.65±3.75 205.93±21.13 136.40±15.33
注:同列数据后标不同小写字母者表示相同植物在不同石油浓度差异显著(犘<0.05).PAM表示接种,PN表示不接种,下同。
Note:Datawithdifferentsmallettersinthesamecolumnindicatestatisticalysignificantdifferencesat犘<0.05.PAMmeaninoculationandPN
meannoinoculation.Thesamebelow.
2.2 接种菌剂对植物株高和干重的影响
植物株高和生物量是修复石油污染度的指示指标,4种植物无论接种与否,株高最大值都出现在5000~
10000mg/kg浓度,后随石油污染浓度加大而显著降低,表明重度石油烃污染对植物株高有较强的抑制作用。比
较接种与不接种两种情况的差异性,接种菌剂后植物株高平均增加16.77%,其中沙打旺接种后株高平均增加
28.23%,柠条接种后株高平均增加25.09%,增加幅度随石油污染浓度和植物种类的不同而表现差异(图1)。
图2分析表明接种条件下,黄花蒿、艾蒿和柠条的干重都是在5000mg/kg浓度时最大,后随污染浓度的增
加而显著降低,不同浓度间差异明显。只有沙打旺干重最大值出现在10000mg/kg,但和5000mg/kg浓度相比
未达显著差异。未接种条件下,黄花蒿和艾蒿的干重是在5000mg/kg最大,柠条和沙打旺的干重最大值出现在
10000mg/kg,后随污染浓度增加显著降低。分析接种菌剂后的效果,植物干重比未接种时平均增加了22.56%,
其中艾蒿最显著,增加了33.75%,其次是柠条28.00%,黄花蒿16.25%,沙打旺12.25%。其中5000mg/kg时
效果最明显,40000mg/kg时4种植物干重平均只增加了9.25%。
09 ACTAPRATACULTURAESINICA(2016) Vol.25,No.7
图1 接种犃犕真菌对植物株高的影响
犉犻犵.1 犜犺犲犲犳犳犲犮狋狅犳犻狀狅犮狌犾犪狋犲犱犪狉犫狌狊犮狌犾犪狉犿狔犮狅狉狉犺犻狕犪犲犳狌狀犵犻狅狀犻狀犱犻狏犻犱狌犪犾犺犲犻犵犺狋狅犳狆犾犪狀狋
图中标不同小写字母者表示差异显著(犘<0.05),下同。Signwithdifferentsmallettersindicatesignificantdifferencesat犘<0.05.Thesamebe
low.
图2 接种犃犕真菌对植物干重的影响
犉犻犵.2 犜犺犲犲犳犳犲犮狋狅犳犻狀狅犮狌犾犪狋犲犱犪狉犫狌狊犮狌犾犪狉犿狔犮狅狉狉犺犻狕犪犲犳狌狀犵犻狅狀狆犾犪狀狋犱狉狔狑犲犻犵犺狋
2.3 接种AM真菌对土壤总石油烃降解的影响
植物根围接种AM真菌菌剂明显有助于提高土壤石油烃降解率,试验表明接种AM 菌群(PAM)比不接种
19第25卷第7期 草业学报2016年
(PN)平均高出15.35%,其中石油烃浓度5000mg/kg时最显著,平均高出17.62%。浓度为40000mg/kg时差
异最小为10.52%。
由图3分析,接种AM真菌后的降解率变化随物种本身和石油烃污染浓度不同而呈现差异。黄花蒿、艾蒿
和柠条的最大石油烃降解率都出现在5000mg/kg浓度,而后降解率随污染浓度加大而显著降低。沙打旺最大
石油烃降解率则出现在10000mg/kg浓度,显著高于5000和20000mg/kg,40000mg/kg时达最小值。4种植
物与AM菌种组合中降解率从高到低依次为:柠条-地球囊霉组合平均为73.81%,单值最高为83.69%;艾
蒿-地球囊霉组合平均为67.85%,单值最高为81.63%;沙打旺-缩球囊霉组合平均为67.82%,单值最高为
76.90%;黄花蒿-詹氏无梗囊霉组合65.56%,单值最高为73.90%。
图3 植物接种犃犕真菌对土壤中石油烃降解率的影响
犉犻犵.3 犜犺犲犲犳犳犲犮狋狅犳犻狀狅犮狌犾犪狋犲犱犪狉犫狌狊犮狌犾犪狉犿狔犮狅狉狉犺犻狕犪犲犳狌狀犵犻狅狀狆犲狋狉狅犾犲狌犿犺狔犱狉狅犮犪狉犫狅狀犱犲犵狉犪犱犪狋犻狅狀狉犪狋犲犻狀狊狅犻犾
2.4 相关性分析
相关分析表明,接种AM真菌后石油烃降解率与土壤石油烃浓度呈极显著负相关,与植物株高、干重和真菌
孢子密度呈显著正相关;未接种石油烃降解率与土壤石油烃浓度呈显著负相关,与植物干重呈显著正相关。
表3 相关性分析
犜犪犫犾犲3 犆狅狉狉犲犾犪狋犻狅狀犪狀犪犾狔狊犻狊犫犲狋狑犲犲狀狆犾犪狀狋犵狉狅狑狋犺犪狀犱狊狅犻犾犳犪犮狋狅狉狊
项目
Index
石油烃浓度
Petroleumhydrocarbon
concentration
植物株高
Individual
height
植物干重
Weight
菌根侵染率
Hyphal
rate
孢子密度
Spore
density
石油烃降解率Petroleumhydrocarbondegradationrate(PAM) -0.835 0.416 0.463 -0.273 0.481
石油烃降解率Petroleumhydrocarbondegradationrate(PN) -0.578 0.146 0.589 -0.309 0.265
注:表示两者之间在犘<0.05水平上有显著相关性,表示两者之间在犘<0.01水平上有极显著相关性。
Note: meancorrelationcoefficientssignificantat犘<0.05, meancorrelationcoefficientssignificantat犘<0.01.
29 ACTAPRATACULTURAESINICA(2016) Vol.25,No.7
3 结论与讨论
自然界AM真菌资源丰富[19],AM真菌是靠宿主植物的碳水化合物来完成生命周期的专性活体微生物。耿
春女等[10]研究证明AM真菌可以存活在石油污染土壤中,本研究表明石油污染土壤中AM 真菌不仅能存活,且
能够被较轻浓度的石油烃刺激生长,借助宿主植物的共生支持,真菌活性增强,但高浓度石油污染明显有抑制作
用。接种筛选菌种后AM真菌和植物的兼容性好,AM真菌有更高繁殖率,4种植物接种后平均孢子密度均明显
高于未接种。可见在石油污染土壤修复过程中,AM真菌菌群是重要生物因素。
石油渗透污染易造成土壤黏结而降低其透水性,石油污染使土壤总有机碳的含量显著增加,抑制土壤脲酶活
性,土壤C/N/P的比率被改变[20],植物生长受到抑制。但AM 真菌土壤菌丝网络通过养分传递及再分配[21]能
促进植物生长,本研究接种AM菌剂明显促进了宿主植物的生物量,接种后植物株高平均增加16.77%,植物干
重平均增加了22.56%,王丽萍等[12]研究也证明接种AM真菌能促进植物生长和根系发育,因此 AM 真菌菌剂
对污染土壤的修复有积极作用。
植物根围接种AM真菌后,石油烃降解率平均增加15.35%,说明接种AM真菌强化了植物修复作用。4种
植物的降解率最高值与孢子密度最大值均出现在5000~10000mg/kg范围,说明AM真菌-植物修复更适宜小
于10000mg/kg石油烃浓度。植物根系接种AM真菌促进了土壤中石油类污染物的降解,Jussi等[22]的假说认
为:石油烃污染的土壤中易利用的富碳基质,促进了菌群利用碳源的能力,从而驱动污染土壤中矿物油的降解。
再者AM真菌可以分泌一些氧化酶类物质,提高土壤中多酚氧化酶、过氧化酶等的活性,进而促进土壤中有机污
染物的降解[23]。另外,菌根的形成可以改善根际微环境,促进根围微生物的活性而加速土壤污染物降解[24]。
不同植物本身生物学差异明显,综合比较接种后4种研究植物,柠条的石油烃降解率在各浓度中均为最佳,
艾蒿的降解率不显著突出,但生长良好有较强耐受力,即使在40000mg/kg的浓度中也无枯萎死苗现象。因此
陕北轻壤黄绵土中柠条-地球囊霉和艾蒿-地球囊霉是值得深入研究的材料组合。
犚犲犳犲狉犲狀犮犲狊:
[1] LiQ,HuangTL,ShangXQ,犲狋犪犾.Distributionandsourcesofpolycyclicaromatichydrocarbon(PAils)polutantsinsoilsof
YanheRiverbasin,northofShaanxiprovince.JournalofShaanxiNormalUniversity,2011,39(2):7680.
[2] VolanteA,LinguaG,CesaroP,犲狋犪犾.Influenceofthreespeciesofarbuscularmycorrhizalfungionthepersistenceofaromatic
hydrocarbonsincontaminatedsubstrates.Mycorrhiza,2005,16:4350.
[3] ChenL,ZhangF W,LiuSY,犲狋犪犾.Experimentalstudyoninsitucontaminatedsoilinbioremediationtechniqueforoil
ZhongyuanOilField.ChineseJournalofEnvironmentalEngineering,2011,5(10):23852389.
[4] WuQS,YuanFY,FeiYJ,犲狋犪犾.Effectsofarbuscularmycorrhizalfungionaggregatestability,GRSP,andcarbohydrates
ofwhiteclover.ActaPrataculturaeSinica,2014,23(4):269275.
[5] LiuRJ,ChenYL.Mycorrhizology[M].Beijing:SciencePress,2007.
[6] SmithMR,CharvatI,JacobsonRL.Arbuscularmycorrhizaepromoteestablishmentofprairiespeciesinatalgrassprairie
restoration.CanadianJournalofBotany,1998,76:19471954.
[7] NoydRK,PflegarFL,NorlandMR.Fieldresponsetoaddedorganicmatter,arbuscularmycorrhizalfungiandfertilizerin
reclamationoftaconiteironoretailing.PlantandSoil,1996,179:8997.
[8] LuoQY,WangXJ,LinSS,犲狋犪犾.Mechanismandapplicationofbioremediationtoheavymetalpolutedsoilusingarbuscular
mycorrhizalfungi.ActaEcologicaSinica,2013,33(13):38983906.
[9] BiYL,WuFY,WuYK.Applicationofarbuscularmycorrhizasinecologicalrestorationofareasaffectedbycoalmining.
ActaEcologicaSinica,2005,25(8):20682073.
[10] GengCN,LiPJ,ChenSH,犲狋犪犾.Effectsofdifferentarbuscularmycorrhizalfungionoiltoleranceof犜狉犻犳狅犾犻狌犿狊狌犫狋犲狉狉犪狀犲
狌犿L.ChineseJournalofApplied&EnvironmentalBiology,2002,8(6):648652.
[11] GengCN,LiPJ,ChenSH,犲狋犪犾.Effectsofdifferentarbuscularmycorrhizalfungion犜犪犵犲狋犲狊犲狉犲犮狋犪growthanddiesel
degradation.ChineseJournalofAppliedEcology,2003,14(10):17751779.
[12] WangLP,GuoGX,HuaSL,犲狋犪犾.Bioremediationofpetroleumcontaminatedsoilwitharbuscularmycorrhizalfungiand
plant.JournalofChinaUniversityofMining&Technology,2009,38(1):9095
[13] HeX,WeiW,WuH.Microbeandmycorrhizalbioremediationofoilcontaminatedsoil.Soil,2004,36(6):675677.
39第25卷第7期 草业学报2016年
[14] FangF,HeXL.Ecologicalresearchonarbuscularmycorrhizalfungifromtherhizospereof犆犪狉犪犵犪狀犪犽狅狉狊犺犻狀狊犽犻犻inNorth
westaridregion.AgriculturalResearchintheAridAreas,2007,25(2):201206.
[15] HanHL,TangJ,JiangH,犲狋犪犾.Synergybetweenfungiandbacteriainfungibacteriaaugmentedremediationofpetroleum
contaminatedsoil.EnvironmentScience,2008,29(1):189196.
[16] IansonDC,AlenMF.Theeffectsofsoiltextureonextractionofvesiculararbuscularmycorrhizalsporesfromaridsoils.
Mycologia,1986,78:164168.
[17] PhilipsJM,HaymanDS.Improvedproceduresforclearingrootsandstainingparasiticandvesiculararbuscularmycorrhizal
fungiforrapidassessmentofinfection.TransactionsoftheBritishMycologicalSociety,1970,55:158161.
[18] ShanBQ,ZhangYT,CaoQL,犲狋犪犾.Contentanddistributioncharacteristicsofheavymetalsindifferentsoillayersofpe
troleumpolutedsoilinNorthernShaanxi.EnvironmentPolutionandControl,2014,36(3):2025.
[19] ZhangYF,BiQ,YangYF,犲狋犪犾.Arbuscularmycorrhizalfungidiversityinsalinealkaline犔犲狔犿狌狊犮犺犻狀犲狀狊犻狊grasslandson
theSongnenPlain.ActaPrataculturaeSinica,2015,24(9):8088.
[20] ShanBQ,ZhangYT,CaoQL,犲狋犪犾.Growthresponsesofsix犔犲犵狌犿犻狀狅狌狊plantsadaptableinNorthernShaanxitopetrole
umcontaminatedsoil.EnvironmentScience,2014,35(3):11251130.
[21] ChenYL,ChenBD,LiuL,犲狋犪犾.Theroleofarbuscularmycorrhizalfungiinsoilnitrogencycling.ActaEcologicaSinica,
2014,34(17):48074815.
[22] JussiH,KirstenSJ,KieloH,犲狋犪犾.Effectofpinussyluestrisrootgrowthandmycorrhizospheredevelopmentonbacterial
carbonsourceutilizationandhydrocarbonoxidationinforestandpetroleumcontaminatedsoils.CanadianJournalofMicrobi
ology,1998,46:451464.
[23] XiaoM,GaoYZ,LingWT,犲狋犪犾.Effectsofarbuscularmycorrhizalfungionenzymesactivityinsoilscontaminatedbyphe
nanthreneandpyrene.ChinaEnvironmentalScience,2009,29(6):668672.
[24] SicilianoSD,GermidaJJ,BanksK,犲狋犪犾.Changesinmicrobialcommunitycompositionandfunctionduringapolyaromatic
hydrocarbonphytoremediationfieldtrial.AppliedandEnvironmentalMicrobiology,2003,69:483489.
参考文献:
[1] 李琦,黄廷林,尚晓青,等.陕北延河流域土壤多环芳烃分布特征及来源.陕西师范大学学报,2011,39(2):7680.
[3] 陈立,张发旺,刘少玉,等.中原油田石油污染土壤原位生物修复技术实验研究.环境工程学报,2011,5(10):23852389.
[4] 吴强盛,袁芳英,费永俊,等.菌根真菌对白三叶根际团聚体稳定性、球囊霉素相关土壤蛋白和糖类物质的影响.草业学报,
2014,23(4):269275.
[5] 刘润进,陈应龙.菌根学[M].北京:科学出版社,2007.
[8] 罗巧玉,王晓娟,李双双,等.AM真菌对重金属污染土壤生物修复的应用与机理.生态学报,2013,33(13):38983906.
[9] 毕银丽,吴福勇,武玉坤.丛枝菌根在煤矿区生态重建中的应用.生态学报,2005,25(8):20682073.
[10] 耿春女,李培军,陈素华,等.不同AM真菌对三叶草耐油性的影响.应用与环境生物学报,2002,8(6):648652.
[11] 耿春女,李培军,陈素华,等.不同丛枝菌根真菌对万寿菊生长及柴油降解率的影响.应用生态学报,2003,14(10):1775
1779.
[12] 王丽萍,郭光霞,华素兰,等.菌根真菌-植物对石油污染土壤修复实验研究.中国矿业大学学报,2009,38(1):9095.
[13] 何翊,魏薇,吴海.菌剂-菌根联合修复石油污染土壤的实验研究.土壤,2004,36(6):675677.
[14] 方菲,贺学礼.旱生条件下柠条锦鸡儿AM真菌生态学研究.干旱地区农业研究,2007,25(2):201206.
[15] 韩慧龙,汤晶,江皓,等.真菌-细菌修复石油污染土壤的协同作用机制研究.环境科学,2008,29(1):189196.
[18] 山宝琴,张永涛,曹巧玲,等.陕北原油污染土壤重金属含量及分布特性分析.环境污染与防治,2014,36(3):2025.
[19] 张义飞,毕琪,杨允菲,等.松嫩平原盐碱化羊草群落中AM真菌物种资源及侵染率研究.草业学报,2015,24(9):8088.
[20] 山宝琴,张永涛,曹巧玲,等.6种陕北适生豆科植物生长对原油污染土壤的响应.环境科学,2014,35(3):11251130.
[21] 陈永亮,陈保冬,刘蕾,等.丛枝菌根真菌在土壤氮素循环中的作用.生态学报,2014,34(17):48074815.
[23] 肖敏,高彦征,凌婉婷,等.菲、芘污染土壤中丛枝菌根真菌对土壤酶活性的影响.中国环境科学,2009,29(6):668672.
49 ACTAPRATACULTURAESINICA(2016) Vol.25,No.7