全 文 ：中国环境科学 2008,28(8)：742~747 China Environmental Science

施肥对花红苋菜吸收和积累土壤中 PAHs 的影响
尹春芹 1,2,蒋 新 1*,杨兴伦 1,卞永荣 1,王 芳 1 (1.中国科学院南京土壤研究所,土壤与农业可持续发展国家
重点实验室,江苏 南京 210008；2.中国科学院研究生院,北京 100049)

摘要：施用农业生产中广泛使用的无机氮肥和有机肥,以花红苋菜为典型叶菜类蔬菜,研究了不同施肥方式对蔬菜吸收和积累土壤中多环
芳烃(PAHs)的影响.结果表明,蔬菜根部积累的 PAHs 总浓度显著大于其地上部分积累的浓度.有机肥处理下,低环 PAHs 在蔬菜根中的生物
富集因子(RCFs)显著小于其余处理的对应值,表明添加有机肥更有利于降低低环 PAHs 的生物有效性.土壤低环 PAHs 的 RCFs 值显著大于
高环 PAHs 的 RCFs 对应值.种植蔬菜后,根际土壤 PAHs 的总浓度显著降低;有机肥处理比无机氮肥处理有利于根际土壤中 PAHs 的消解.
关键词：施肥；蔬菜；多环芳烃；吸收；积累
中图分类号：X53 文献标识码：A 文章编号：1000-6923(2008)08-0742-06

Influence of fertilization on flower red amaranth uptake and accumulation of PAHs in soil. YIN Chun-qin1,2, JIANG
Xin1*, YANG Xing-lun1, BIAN Yong-rong1, WANG Fang1 (1. State Key Laboratory of Soil and Sustainable Agriculture,
Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China; 2. Graduate University of Chinese
Academy of Sciences, Beijing 100049, China). China Environmental Science, 2008,28(8)：742~747
Abstract：Using inorganic and organic fertilizers applied widely in agricultural production, using flower red amaranth as a
representative leafy vegetable, the influence of different fertilization on uptake and accumulation of polycyclic aromatic
hydrocarbons (PAHs) in soil was studied.Total PAHs concentrations in the vegetable roots were significantly higher than
those in their aerial parts. The low molecular weight PAHs concentration factors of vegetable roots (RCFs) in organic
fertilization treatment were significantly lower than those in the residual treatments, indicating that adding organic
fertilizer was more favorable to lower the biological efficiency of low molecular weight PAHs. The RCFs values of low
molecular weight PAHs in the soil were significantly higher than those of high molecular weight PAHs. After planting
vegetable, the total concentrations of PAHs in rhizosphere soil lowered significantly. Organic fertilizer treatment was
favorable to PAHs dissipation in rhizosphere soil than inorganic fertilizer treatment.
Key words：fertilization；vegetable；polycyclic aromatic hydrocarbons；uptake；accumulation

多环芳烃(PAHs)是广泛存在于环境中的一
类致癌有机污染物.有研究表明[1],排放到环境中
的 PAHs 90%以上通过大气沉降等途径最终进入
土壤,使土壤成为 PAHs 主要的储存库.Khan[2]已
证明,有机污染物的生物有效性与土壤的理化性
质密切相关.土壤颗粒中的矿物组成及有机质含
量对疏水性有机化合物(HOCs)的吸附起着重要
的作用[3].由于有机质对这些化合物的迁移、生物
有效性、毒性及归趋行为有着重要的作用,已引
起环境工作者的广泛关注[4-8].有研究表明[9],添
加稻草至水田红壤性水稻土中使得 DDE 的生物
可利用性降低,而 Tao 等[10]报道,较高含量的可溶
性有机质可促进土壤中 HCH 和 DDT 的迁移,使
它们具有较高的生物有效性.鉴于此,本试验在前
人研究的基础上,选取长期受 PAHs 污染的农田
土壤,施用农业生产中广泛使用的无机氮肥和有
机肥,以花红苋菜为例,研究不同施肥方式对蔬菜
吸收、积累土壤中 PAHs 的影响,以期为低污染土
壤的安全利用及农产品质量安全提供科学依据.
收稿日期：2008-01-20
基金项目：国家自然科学基金资助项目(40621001);国家“863 项目”
(2007AA061101);中国科学院知识创新工程项目(kzcx2-yw-404);国
家“973”项目(2002CB410805)
* 责任作者, 研究员, jiangxin@issas.ac.cn
8 期 尹春芹等：施肥对花红苋菜吸收和积累土壤中 PAHs 的影响 743

1 材料与方法
1.1 土壤采集与处理
供试土壤为南京市郊某工业区周边长期受
PAHs污染的农田土壤(按所含PAHs浓度的高低分
为高浓度污染土壤和低浓度污染土壤).采集表层
0~15cm 土壤,在阴凉通风处自然风干,剔除样品中
植物根系、有机残渣和石砾后,磨碎,分别过 5,10,60
目筛.充分混匀,将过 5 目筛土壤放置在阴凉处,平
衡 30d 后做盆栽培养试验,同时测定土壤理化性质
和 PAHs 的浓度.供试土壤的理化性质见表 1,测定
方法参见文献[11].施用的肥料包括尿素、磷酸氢二
铵、氯化钾和油菜饼肥.
表 1 供试土壤的理化性质
Table 1 Physicochemical properties of the tested soils
土壤种类 有机质(%)
速效磷
(mg/kg)
速效钾
(mg/kg)
黏粒(%)
(<2µm)
高 PAHs 浓度土壤 2.6 14.5 112 14.2
低 PAHs 浓度土壤 2. 8 14.1 87 17.9
土壤种类 粉粒(%) 砂粒(%) 阳离子交换量(mol/kg) pH 值
高 PAHs 浓度土壤 65.9 19.9 13.4 7.1
低 PAHs 浓度土壤 45.8 36.3 16.4 7.6

高、低 2 种 PAHs 污染浓度的农田土壤,每种
土壤设 5 个处理,每个处理 4 次重复.处理 T1 为
CK 氮(0.08g P+0.2gK)(以每 kg 风干土壤施用纯量
N、P 和 K 计算);处理 T2 为无机氮肥(0.4g N+
0.08gP+ 0.2g K);处理 T3 为 CK 有机肥(不施肥);处理
T4为有机肥(1%油菜饼肥).以上4种处理均种植蔬
菜,另设 T5 为裸土(不施肥不种蔬菜).盆栽试验于
2007 年 8~10 月,在中国科学院南京土壤研究所温
室中进行.瓷盆直径为 15cm,高为 20cm,每盆装与
肥料充分混合的风干老化污染土 2.5kg.花红苋菜
(Amaranthus. mangostanus L.)种子经蒸馏水浸泡
3h 后,放在潮湿滤纸上置于黑暗处(25 )℃催芽长出
2 片子叶后移栽.培养期定苗 5 株,期间生长所需水
均用蒸馏水,每次等量补给.植株生长6周后取植物
及根际土壤样品测定各项指标.
1.2 试剂和仪器
石油醚、丙酮、二氯甲烷、无水硫酸钠和层析
硅胶均为分析纯,浓硫酸为优级纯,乙腈为色谱醇,水
为超纯水.SPE柱(填充物:1g无水硫酸钠+2g硫酸硅
胶+1g 无水硫酸钠),硫酸硅胶的制备参见文献[12],
所用无水硫酸钠和硫酸硅胶均在 130℃烘 16~17h.
所用仪器有:D-78224Singen/ Htw 型超声波清洗器
(德国), RE-3000 型旋转蒸发仪(上海),Shimadzu 型
高效液相色谱(HPLC) (日本),Supelco PAHs 专用柱
(25cm×4.6mm,5μm 直径)(美国).
1.3 样品的提取和净化
蔬菜根和茎叶用蒸馏水清洗,吸干表水,称取土
样 5.00g、植物样 2.00~3.00g,用 30mL 的石油醚和
丙酮的混合液(体积比 1:1)作提取剂,分别超声提取
60,30min,保持水温<30 .℃然后取20mL提取液在旋
转蒸发仪上40℃浓缩至近干,用5mL石油醚和二氯
甲烷混合液(体积比 9:1)分 3 次溶解并转移至 SPE
柱(先用 5mL 石油醚淋洗,弃去淋洗液)后,用 20mL
石油醚和二氯甲烷混合液(体积比 9:1)淋洗,净化样
品.淋洗液再用旋转蒸发仪在 40℃浓缩至小于1mL
后,经 N2吹干,用乙腈溶解定容至 1.5mL,待测.
1.4 色谱条件及质量控制
PAHs 采用 HPLC 荧光检测器检测,其检测波长
设置见表 2.乙腈和水梯度淋洗,流速 1.5mL/min,柱温
30 .℃使用 16 种 EPA-PAHs 混标测定土壤和蔬菜加
标回收率,每个样品 4 次重复,可检测的 15 种 PAHs
方法回收率为 75%~113%,重复处理 PAHs 浓度变异
系数小于10%,同时对实验室背景浓度测定的结果表
明,背景浓度在检测限下,符合环境样品的测定要求.
表 2 LC 荧光检测器波长程序
Table 2 LC fluorescence detector wavelength program
PAHs
保留时间
(min)
激发波
长(nm)
发射波
长(nm)
萘(Nap) 0.01~16.39 275 350
苊(Ace)、芴(Flu) 16.40~20.49 265 335
菲(Phe) 20.50~21.59 245 365
蒽(Ant) 22.00~23.29 254 390
荧蒽(Flt) 23.30~24.29 280 420
芘(Pyr) 24.30~25.59 270 390
苯并(a)蒽(BaA)、 (Chr)、苯并(b)
荧蒽(BbF)、苯并(k)荧蒽(BkF)、
苯并(a)芘(BaP)
26.00~34.49 260 420
二苯并(a,h)蒽(DBA)、苯并(g,h.i)
苝(BghiP)
34.50~37.74 290 430
茚苯(1,2,3-cd)芘(InP) 37.75~45.00 300 500
744 中 国 环 境 科 学 28 卷

1.5 生物富集因子
植物根部对土壤中PAHs的生物富集因子用
RCF[13]来计算:
RCF=Croot/Csoil (1)
式中: RCF 为根中的生物富集因子;Croot 为根中
PAHs 的积累浓度;Csoil为土壤中 PAHs 的浓度.
1.6 数据分析
用SPSS 13.0软件对试验数据做方差分析和
相关分析.
2 结果与讨论
2.1 2 种污染土壤中 PAHs 的浓度
表 3 污染土壤中 PAHs 的浓度(±标准偏差)(ng/g)
Table 3 PAHs concentrations (±SD) in the tested
contaminated soils(ng/g)
PAHs 高 PAHs 浓度土壤 低 PAHs 浓度土壤
Nap 46.92±4.58 18.45±4.34
Ace n.d. n.d.
Flu 28.71±1.15 14.26±1.47
Phe 272.43±2.07 101.90±6.53
Ant 20.57±0.52 7.77±0.46
Flt 637.66±0.22 175.42±1.00
Pyr 14.06±2.83 4.23±0.21
BaA 23.39±4.88 6.75±2.53
Chr 312.37±2.25 92.29±13.43
BbF 499.95±3.52 137.32±7.93
BkF 21.67±3.42 3.94±0.46
BaP 22.76±2.25 5.89±1.44
DBA 50.16±1.41 12.26±1.55
BghiP 83.28±14.49 18.56±3.01
InP 51.56±3.12 16.62±0.40
ΣLMW-PAHs 368.64±8.31 142.38±12.80
ΣHMW-PAHs 1716.86±38.39 473.26±41.95
ΣPAHs 2085.50±46.70 615.64±54.75
注: n.d.为未检出
污染土壤 PAHs 浓度(以干重计,下同)见表 3.
由表 3 可以看出,高、低污染浓度土壤中 15 种优
先级 PAHs 的总浓度分别为 2085,615ng/g,其中
Phe、Flt、Chr 及 BbF 的浓度较大,分别为 272,
101ng/g; 637, 175ng/g; 312,92ng/g;499,137ng/g.低
环PAHs (LMW-PAHs,2~3 个苯环,包括:Nap、Ace、
Flu 、 Phe 和 Ant) 浓 度 为 n.d.~272ng/g, 高 环
PAHs(HMW-PAHs,4~7个苯环PAH,包括:Flt、Pyr、
BaA、Chr、BbF、BkF、BaP、DBA、BghiP 和
InP)浓度为 3~637ng/g,且高、低 PAHs 污染浓度
土壤中ΣLMW-PAHs 分别为 368,142ng/g, ΣHMW-
PAHs 为 1716, 473ng/g.
2.2 花红苋菜的单株鲜重比较
图 1 为不同土壤和施肥处理下花红苋菜的
单株鲜重.由图 1 可见,高 PAHs 浓度土壤各施肥
处理的花红苋菜的单株鲜重显著高于低PAHs污
染浓度土壤中的对应值(P<0.01),这可能与其土
壤理化性质及机械组成密切相关.2 种土壤各施
肥处理间相比较,有机肥处理(T4)的单株鲜重最
高(P<0.01),而 CK 氮和 CK 有机肥处理(T1 和 T3)与其
余施肥处理相比较表现为单株鲜重低(P<0.01),
且以 CK 有机肥处理下的花红苋菜单株鲜重最低,平
均值分别为 10,6g,说明无机氮肥和有机肥的施
入对蔬菜的单株鲜重均有显著提高.另外,本试验
中污染土壤PAHs的浓度对其上生长的蔬菜的单
株鲜重没有显著影响.

0
5
10
15
20
25
T1 T2 T3 T4
土壤处理
花
红
苋
菜
的
单
株
鲜
重
(g
)
高 PAHs浓度土壤
低 PAHs浓度土壤

图 1 不同土壤和施肥处理下花红苋菜的单株鲜重
Fig.1 Fresh weight per amaranth of different fertilizer
treatments in two tested contaminated soils.
2.3 蔬菜组织中 PAHs 的总浓度
由图2可见,根部积累的PAHs总浓度要显著
大于其地上部分积累的浓度 (P<0.01),前者的
PAHs 总浓度的平均值为 257~672ng/g,而后者仅
为 130~403ng/g.同时,根部和茎叶部分积累 PAHs
的总浓度要显著低于其对应土壤中的浓度
(P<0.01)(表 3,图 2).另外,高污染浓度土壤各施肥
处理下蔬菜根和茎叶部分积累PAHs的浓度要显
著高于低污染浓度土壤中的对应值(P<0.01),说
8 期 尹春芹等：施肥对花红苋菜吸收和积累土壤中 PAHs 的影响 745

明蔬菜体内积累PAHs浓度与其生长的土壤环境
中 PAHs 的浓度呈正相关关系.Larsson 等[14]研究
表明,通常情况下植物中积累 PAHs 的浓度大小
与其生长的环境中 PAHs 的浓度呈正比例关
系;Khana 等[13]指出植物从土壤中吸收 PAHs 的
浓度低于其生长的土壤中PAHs的浓度;Tao等[15]
研究发现水稻根积累的PAHs浓度要显著高于茎
叶组织.
另外,Simonich 和 Hites[16]指出部分 PAHs 到
达根表皮后很难到达内部的木质部,就很难从根
部向茎叶运输.本试验中,约有 80%的蔬菜茎叶组
织样品中所检测到的 PAHs 化合物(包括 BkF、
BaP、DBA、BghiP 和 InP 中的几种或全部)在其
根部组织中并未检测到,说明茎叶组织中这几种
PAH 不是来源于其根部的吸收,而可能是来源于
污染土壤中 PAHs 的挥发或是大气沉降等途径.

0
150
300
450
600
750
T1 T2 T3 T4
根
中
PA
H
s的
总
浓
度
(n
g/
g)
高 PAHs 浓度土壤
低 PAHs 浓度土壤
土壤处理

0
150
300
450
T1 T2 T3 T4
土壤处理
高 PAHs 浓度土壤
低 PAHs 浓度土壤
茎
叶
中
的
PA
H
s总
浓
度
(n
g/
g)


图 2 不同土壤和施肥处理下花红苋菜根和茎叶中 PAHs 的总浓度
Fig.2 Total PAHs concentrations in amaranth roots and stems and leaves of different fertilizer treatments
in tested contaminated soils
2.4 PAHs 的生物有效性
如表 4 所示,2 种污染土壤不同施肥处理下蔬
菜对 LMW-PAHs 的 RCFs 值要显著高于 HMW-
PAHs 的对应值(P<0.01).Kipopoulou 等 [17]提出,
LMW-PAHs 在土壤中的移动性较强,更容易吸附
在根表面而被吸收.Wild 等[18]提出,LMW-PAHs 较
HMW-PAHs 有更大水溶性所以植物对 LMW-
PAHs 的吸收较高.本试验 LMW-PAHs 的 RCF 值
要显著高于 HMW-PAHs 的对应值 , 也说明
LMW-PAHs 更易被蔬菜根部积累.
表 4 不同土壤和施肥处理下蔬菜根际对 PAHs 的生物富集因子(±标准偏差)
Table 4 Root PAHs concentration factors (±SD) of different fertilizer treatments in two contaminated soils
高 PAHs 浓度土壤 LMW-PAHs HMW-PAHs 低 PAHs 浓度土壤 LMW-PAHs HMW-PAHs
T1 0.91±0.10 0.20±0.02 T1 2.18±0.19 0.48±0.02
T2 0.66±0.02 0.18±0.01 T2 1.22±0.12 0.40±0.04
T3 0.66±0.03 0.16±0.03 T3 1.78±0.15 0.46±0.05
T4 0.57±0.02 0.15±0.02 T4 0.77±0.05 0.31±0.03

由表 4 还可看出,CK 氮和 CK 有机肥处理下 LMW-
PAHs 的 RCFs 值要显著高于其余施肥处理的对
应值(P<0.01),而且无机氮肥处理 LMW-PAHs 的
RCFs 值要显著大于有机肥处理的对应值
(P<0.05),说明本试验条件下无机氮肥和有机肥
的使用均可以降低 LMW-PAHs 的生物有效性,
且施用有机肥更有利于减少蔬菜根部对 LMW-
PAHs 的吸收.添加有机物料使得 PAHs 的生物有
效性降低,可能是因为其增大了土壤中 PAHs 的
吸附或者结合,从而降低了 PAHs 的有效性,使得
蔬菜根部积累的浓度减少.Walker 等[19]报道有机
污染物质甲草胺的吸附量与土壤有机质含量呈
746 中 国 环 境 科 学 28 卷

正相关关系.Tao 等[20]研究表明,疏水性有机污染
物与土壤有机质形成结合态,增强了有机污染物
的持久性.但在本试验中增加无机氮肥和有机肥
后,土壤中 HMW-PAHs 的生物有效性并没有显
著提高,这可能与 HMW-PAHs 在土壤中弱的移
动性和水溶性有关[18].
另外,高浓度污染土壤的 RCF 值显著低于低
浓度污染土壤的对应值(P<0.01),这可能是因为它
们土壤的理化性质不同而导致的.Doick等[21]研究
表明,PAHs 与土壤不同粒级组分的结合力顺序为
粉粒>黏粒>砂粒,且有 57%~80%的 14C-PAHs 存
在于矿物组分中.本试验中高、低 PAHs 污染浓度
土壤的粉粒(2~20µm)含量的差别较大 ,分别为
65.9%和 45.8%,它们与 PAHs 发生吸附或结合作
用的差异导致 PAHs 生物有效性的差别.
2.5 根际土壤中 PAHs 的残留特征
如图 3 所示,2 种土壤种植蔬菜处理(T1~T4)根
际土壤可提取的PAHs总浓度均显著小于未种植蔬
菜的裸土(T5)中的浓度(P<0.01).这可能是因为种植
蔬菜后,其根际土壤的微生物活性得到提高,促进了
PAHs 的降解;另一方面,可能是因为根际土壤的理
化性质得到了改善,从而增加了土壤有机质及矿物
组分与 PAHs 的结合.Binet 等提出,根际土壤中
PAHs 的消减提高,植物协同微生物(细菌和放线菌)
降解是一个主要途径[22].再者,植物也可以吸收土壤
中的 PAHs,带来根际土壤 PAHs 浓度的降低.

0
400
800
1200
1600
2000
2400
高 PAHs浓度土壤 低 PAHs浓度土壤
土壤种类
根
际
土
壤
PA
H
s总
浓
度
(n
g/
g)

T1 T2 T3 T4 T5

图 3 不同土壤和施肥处理下花红苋菜根际土壤
PAHs 总浓度
Fig.3 Total PAHs concentrations in amaranth rhizosphere
soil of different fertilizer treatments in tested
contaminated soils
由图 3 还可看出,增加有机肥的处理(T4)其根
际土壤 PAHs 的浓度要显著小于无机氮肥处理
(T2)(P<0.01),这可能是因为添加有机质后,污染物
可能被其强烈吸附或者进入土壤团粒的形式被
固定[23].然而,高 PAHs 污染浓度土壤施有机肥后
根际土壤PAHs的浓度要显著高于CK 有机肥的浓度,
这可能是因为有机物料的腐殖化作用降低了土
壤的氧化还原电位(Eh),不利于 PAHs 的微生物降
解,也不利于与土壤组分的吸附结合[24].本试验中,
在 PAHs 与有机肥或无机肥共存的条件下,土壤微
生物更易利用易分解的有机肥或无机肥,从而不
利于难分解的 PAHs 的降解.
另外,无机氮肥处理(T2)根际土壤 PAHs 的
总浓度显著高于其他处理 (T1、T3 和 T4)(P<
0.01),说明无机氮肥的施入不利于 PAHs 的消
解.Goh 等[25]提出尿素的使用降低了土壤的 pH
值,并可改变 Al 和阳离子,可交换性和可滴定酸
之间的平衡,使土壤板结.本试验无机氮肥处理
PAHs 的残留量较大,可能是因为尿素的施用改
变了土壤理化性质,减少了 PAHs 与矿物组分的
吸附和结合,从而不利于 PAHs 的消解.
3 结论
3.1 各施肥处理下,LMW-PAHs 的 RCFs 值显
著高于 HMW-PAHs 的对应值.
3.2 有机肥处理LMW-PAHs的RCFs值显著低
于无机氮肥处理的对应值.
3.3 根际土壤与裸地土壤相比较可提取 PAHs
的浓度显著降低.
3.4 添加有机肥处理根际土壤 PAHs 的可提取
浓度显著低于无机氮肥处理的浓度.
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作者简介：尹春芹(1978-),女,黑龙江省牡丹江市人,中国科学院南
京土壤研究所博士研究生,主要研究方向为环境化学与污染控制.发
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