土壤多环芳烃污染根际修复研究进展

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1、许 超等：土壤多环芳烃污染根际修复研究进展 221土壤多环芳烃污染根际修复研究进展许 超，夏北成*中山大学环境科学与工程学院，广东 广州 510275摘要：多环芳烃(polycyclic aromatic hydrocarbons，PAHs)是环境中普遍存在的具有代表性的一类重要持久性有机污染物，具“三致性”、难降解性，在土壤环境中不断积累，严重危害着土壤的生产和生态功能、农产品质量和人类健康。修复土壤多环芳烃污染已成为研究的焦点。根际修复是利用植物-微生物和根际环境降解有机污染物的复合生物修复技术，是目前最具潜力的土壤生物修复技术之一。对国内外学者近年来在土壤多环芳烃污染根际修复的效果、根际

2、修复机理和根际修复的影响因素方面的研究进展作了较系统的综述，并分别分析了单作体系、混作体系、多进程根际修复系统和接种植物生长促进菌根际修复系统对土壤多环芳烃的修复效果。指出根际环境对PAHs的修复主要有3种机制：根系直接吸收和代谢PAHs；植物根系释放酶和分泌物去除PAHs，增加根际微生物数量，提高其活性，强化微生物群体降解PAHs。并讨论了影响根际修复PAHs的环境因素如植物、土壤类型、PAHs理化性质、菌根真菌以及表面活性剂等。植物-表面活性剂结合的根际修复技术、PAHs胁迫下根际的动态调节过程、运用分子生物学技术并结合植物根分泌物的特异性筛选高效修复植物以及植物富集的PAHs代谢产物进行

3、跟踪与风险评价将成为未来研究的主流。关键词：根际；多环芳烃（PAHs）；根际修复；土壤中图分类号：X53 文献标识码：A 文章编号：1672-2175（2007）01-0216-07多环芳烃（polycyclic aromatic hydrocarbons，PAHs）是环境中普遍存在的具有代表性的一类重要持久性有机污染物（persistent organic pollutants，POPs）。大量研究已经证明，多环芳烃具有慢性毒性和致癌、致畸、致突变的“三致”作用，是环境中一类危险而需重点研究的、也是各国优先控制的污染物。由于大气沉降、污水灌溉、固体废弃物填埋渗漏、油田开采和石油产品大量使用等

4、，造成全球范围内地方土壤PAHs污染，在我国许多地方已出现较严重污染的情况。PAHs由于性质稳定、难于降解，在土壤环境中呈不断积累的趋势，严重危害着土壤的生产和生态功能、农产品质量和人类健康。修复土壤PAHs污染已成为国内外土壤和环境科学界共同关注的一个前沿热点科学问题之一。有机污染物的根际修复（rhizoremediation）是利用植物微生物和根际环境降解有机污染物的新技术，是有机污染物植物修复（phytoremediation）的纵深研究，是一种复合的生物修复（bioremediation）技术。根际修复具有经济、有效、实用、美观、原位非破坏型、无二次污染、可大面积应用等独特优点而越来越

5、受到人们的重视，是目前最具潜力的土壤生物修复技术之一。综合国内外近年来在PAHs根际修复方面的研究，阐述其进展和未来发展方向。1 PAHs根际修复的效果近年来，在土壤科学和环境科学等不同领域开展了很多根际修复多环芳烃污染土壤的研究1-14。用筛选的牧草进行根际修复，Aprill等1发现59 d后苯并a蒽、屈、苯并a芘和二苯并a, h蒽在根际土壤中的浓度比非根际土壤要低，151 d后这种差别更明显。Liste等2选用田间农作物、园艺农作物和树苗三类共九种不同的植物进行根际修复芘研究，结果表明根际土壤中芘的降解要比非根际土壤中快，8个星期后，根际土壤74%芘降解了，而非根际土壤芘降解率不到40%。

6、Robinson3等研究了高酥油草(Festuca arundinacea)修复老化杂芬油污染土壤中多环芳烃的能力。研究表明，36个月后，高酥油草根际土壤三环PAHs（苊、芴、菲）平均浓度低于非根际土壤，根际土壤四环PAHs（荧蒽、芘、屈）平均浓度在整个试验36个月中比非根际土壤低10%20%。Liste等4用盆栽试验研究夏豌豆(Vicia sativa L.)和白芥菜(Sinapsis alba L.)修复长期受石油污染的土壤，结果发现，95 d后，非根际土壤中16种优先控制的PAHs 去除率为59%，根际土壤中去除率为71%。Bermuda草(Cynodon dactylon cv. Gu

7、ymon)能生长在芘污染土壤，并通过根际效应提高芘降解，63 d中根际区和非根际区芘降解率每天分别为0.082和0.050，芘的降解符合一级动力学方程5。油菜(Brassica napus L.)对菲非常灵敏，油菜的生物学测试可用来估计根际修复PAH污染的效率6。在人工配制的PAHs污染土壤中，Lepidium sativum 的萌芽率随着PAHs浓度的提高而降低，1000 mg kg-1时萌芽率75%，可用Lepidium sativum的萌芽率来监测根际修复土壤PAHs污染物的去除7。在浓度分别为7.45456.5 mg kg-1和8.01488.7 mg kg-1菲、芘污染土壤中，45

8、d后苋菜(Amaranthus tricolor L.)根际区菲、芘降解率为87.85%94.03%和46.89%76.52%，比非根际区高2.55%13.66%和11.12%56.55%8。萘和荧蒽在两种草Brachiaria serrata和Eleusine corocane混作体系土壤中的去除率各自单作不种植物，培养10星期后，混作系统监测不到萘，单作系统萘去除率为96%、不种植物的土壤中去除率为63%，荧蒽去除结果相似9。玉米(Zea mays L.)、三叶草(Trifolium repens)、黑麦草(Lolium perenne L.)单作栽培均能有效去除土壤菲和芘污染，其中玉米效

9、果最好，60 d 后92.10%菲和88.36%芘被去除；玉米、三叶草、黑麦草的混作栽培更显著地提高了菲和芘的降解，其中玉米与黑麦草混作效果最好，60 d后98.22%菲和95.81%芘被去除10。可见，使用耐性植物种类多种混作栽培的根际修复比单一植物根际修复大大提高了污染土壤PAHs的消除。在根际修复的基础上，如果再采取一些物理化学、微生物修复方法，其修复效果可能会进一步提高。Huang等11以杂芬油为目标污染物，考察了包括物理化学修复、微生物修复和根际修复在内的多进程根际修复系统对多环芳烃的去除效果。4个月后，种植高酥油草的多进程根际修复系统对16种优先控制的多环芳烃的平均去除率是只依靠通

10、风和光照处理的物理化学修复方法的2倍，是接种降解细菌的微生物修复的1.5倍，是单独依靠根际修复的1.45倍。其中，植物高酥油草对杂芬油表现出较强的耐性，而接种的细菌进一步提供了植物对污染物的耐性，促进了植物的生长，系统的综合作用促使多环芳烃去除加速。更可贵的是，这一系统对土壤吸附力强且高度憎水的多环芳烃表现出较强的去除能力。植物生长根际促进菌（plant growth promoting rhizobacteria，PGPR）提高了植物耐受污染的能力，减轻了污染物对植物的毒性效应，促进了植物在高浓度污染时快速生长，这种协同作用导致了植物生物量快速大量的累积，提供了更多的活性代谢过程，导致了更佳

11、的根际修复效果11-12。高酥油草、大叶烟蓝草(Poa pratensis)和野麦(Elymus Canadensis)接种三种植物生长根际促进菌Psedomona putida UW3，Azospirillum brasilense Cd和Enterobacter cloacae CAL2修复杂芬油污染。研究发现，120 d后，与三种植物未接种PGPR的根际修复相比，接种PGPR植物加速了根际土壤PAHs去除，在2 g kg-1和3 g kg-1污染浓度下，差异达显著水平12。2 PAHs根际修复机理综合分析大量关于PAHs生物修复和根际修复的研究，根际环境对PAHs的修复主要表现为3种机制

12、：植物直接吸收PAHs；植物释放分泌物和酶分解PAHs；根际强化微生物群体对PAHs的降解。2.1 植物对PAHs的直接吸收和代谢植物能吸收并在体内积累PAHs，但只占土壤中总量的一少部分8, 13-18，如高酥油草根从污染土壤中吸收的苯a芘只占0.12%17，小于0.03%蒽、芘被积累在紫花苜蓿(Medicago sativa L.)、高酥油草、苏丹草(Sorghum sudanense)、柳枝稷(Panium virgatum L.)生物体中18。植物积累的PAHs浓度与土壤中PAHs浓度有关，且表现出随土壤中PAHs浓度的提高而明显增大15, 19-23。植物体中低分子量的PAHs（萘、

13、菲、蒽、荧蒽和芴）占绝大部分，5环和6环PAHs含量极低24-27。PAHs在植物体内发生的最重要的生化反应是羟基化，微粒体单氧化酶可使单环和多环芳烃转化为羟基化合物，芳烃化合物进一步氧化生成苯醌28。研究表明，向日葵(Helianthus annuus L.)和豌豆根(Pisum sativum L.)中，大于50%菲被转化为苯酚，而苯酚则继续被降解，植物中积累的苯酚量很少2。Wild等29在玉米和小麦(Triticum aestivum)根的伸长区和分枝区监测到蒽的降解产物蒽酮、蒽醌和羟基蒽醌。2.2 植物根系释放分泌物和酶去除PAHs根系分泌物通过直接和间接两种途径去除土壤有机污染物PA

14、Hs：直接作用即酶系统对PAHs直接降解；间接作用则是改善土著微生物的生活环境、提高其活性，加速PAHs降解。根系释放到土壤中的酶可直接降解PAHs，植物死亡后酶释放到环境中还可以继续发挥分解作用。植物特有酶对PAHs的降解为根际修复的潜力提供了强有力的证据。来自植物根系分泌的多酚氧化酶、脱氢酶等可以降解PAHs。黑麦草增强土壤中多酚氧化酶的活性，可提高其对菲的降解率30。紫花苜蓿修复苯a芘时，低浓度（1 mg kg-1）和中浓度（10 mg kg-1）下根际土壤与非根际土壤之间在多酚氧化酶和脱氢酶上没有差别，而高浓度（100 mg kg-1）下根际土壤两种酶的活性显著提高31。丁克强等32在

15、黑麦草对土壤中苯并a芘动态变化的影响研究中发现黑麦草根际土壤中多酚氧化酶含量提高，苯并a芘降解加快。根系分泌物为根际微生物提供营养，降低土壤污染物的毒性，提高根际环境的空间异质性，改善了微生物的生存环境，促进了根际微生物的生长，致使微生物的生物活性增强，最终提高了根际微生物对PAHs的降解能力33-44。Miya等35研究添加燕麦(Avena barbata Pott ex Link)根系分泌物对菲污染土壤的降解，研究表明，添加燕麦根系分泌物的土壤中75%的菲在10 d内降解，而未添加燕麦根系分泌物的土壤中75%的菲在15 d内降解。微生物培养研究表明，燕麦根系分泌物显著的提高了菲在根际土壤中

16、的降解，提高细菌的数量和活性，菲降解菌增加。添加桑橙(Maclura pomifera)、杂交杨树(Salix albanmatsudana)、白桑树(Morus alba)根系分泌物致使在24 h内15%20%苯a芘被去除，分泌物中含有的碳水化合物在微生物降解PAH时具有共代谢作用42。在加紫花苜蓿根系分泌物的处理中蒽的降解率比加高酥油草、大麦(Hordeum vulgare L.)、果园草(Dactylis glometrata)的根系分泌物的处理中提高了25%43。Yoshitomi等44采用同位素示踪技术，证实了玉米根系分泌物对芘降解具有显著的降解作用。由于不同植物的根系分泌物对根际P

17、AHs的去除效果不同，因此根系分泌物可用作筛选PAHs根际修复高效植物的一个有用工具。2.3 根际强化微生物群体对PAHs的降解微生物在根际土壤和非根际土壤中的差别很大，这种微生物在数量和活动上的增长，是根际去除PAHs的主要作用之一。大量研究表明，根际土壤可培养微生物区系总量和PAHs降解菌数量均大于非根际土壤，PAHs降解菌在根际土壤中有选择性地增加 3, 5, 18 ,40, 45-51。Reilley等18研究了PAHs的降解，发现根际区微生物密度增加，同时PAHs的降解也增加。Miya等45研究了1年生的燕麦处理土壤中根际菲的降解种群的动态变化。发现非根际土壤中两次添加菲的降解率分别

18、为12.4 mg kg-1 d-1和10.7 mg kg-1 d-1，而根际土壤中菲的降解率为17.2 mg kg-1 d-1和15.5 mg kg-1 d-1。根际土壤中相对于非根际土壤菲降解菌选择性地增加。分离出的降解菌表明它们的降解菌种类并没有什么不同。Krutz等5研究表明，Bermuda草根际土壤和非根际土壤芘降解菌数量的对数分别为8.01和7.30，根际土壤中芘降解菌多。Parrish等40用高酥油草和三叶草研究根际去除PAH污染。12个月试验中，高酥油草和三叶草根际土壤PAH微生物降解体数量是非根际土壤的100多倍，磷脂脂肪酸结构分析图随着生长时期的改变而改变，表明微生物多样性结

19、构发生了改变。Robinson等3以杂芬油为目标污染物，考察了高酥油草根际修复PAHs的效果，整个试验期间（36个月），荧蒽、屈和芘在根际土壤的含量比非根际土壤低10%20%。36个月后，取根际土壤和非根际土壤，以芘和屈作为唯一碳源的微生物培养试验，结果表明，根际土壤微生物是非根际土壤的2倍，植物根系提高了根际微生物活性是PAHs降解加快的主要原因。Rugh等46研究了在PAH污染土壤中栽种18种Michigan本地植物其根际土壤PAH降解菌富集情况。研究表明，每种植物根际土壤异养和微生物降解细胞数量比非根际土壤要多，但每一种植物影响PAH降解菌富集程度不同，大多数供试植物刺激了生物降解体活性

20、，扩展了根际细菌群落多样性及代谢作用的范围和程度。Muratova等47用盆栽试验研究了芦苇(Phragmites communis)和紫花苜蓿根际修复PAH污染土壤。2年后，紫花苜蓿和芦苇根际处理PAH去除率分别为74.5%和68.7%。紫花苜蓿根际土壤微生物总量和PAH降解菌数量分别是非根际土壤的1.3倍和7倍，根际微生物活性加强。Joner等48研究了植物根和真菌共生在根际修复PAHs污染土壤中的作用，供试土壤中添加了50050050 mg kg-1的蒽、屈和二苯并a, h蒽，实验室种植三叶草和黑麦草一段时间后，结果发现在有灌木菌根存在时高浓度的PAHs的去除得到加强，屈和二苯并a, h

21、蒽分别减少了66%和42%，而在无菌根处理中二者分别减少了56%和20%。磷脂酸的分布图表明有菌根的处理改变了微生物种群结构，这说明和菌根有关的微生物区系是有菌根时PAHs浓度降低的原因。接种Rhizobium leguminosarum bv. trifolii的三叶草和黑麦草的土壤，根际土壤16种优先控制PAHs降解明显比非根际土壤快，180 d时，接种菌根的根际土壤PAHs降解菌数量显著的比未接种菌根根际土壤要多49。Li等50研究了淹水条件下，香根草(Vetiveria zizanioides)根际修复苯并a芘的效果。结果发现，根际土壤苯并a芘去除加快，苯并a芘去除伴随着微生物生物量C

22、的增加，认为在淹水条件下，微生物生物量是影响苯并a芘去除的主要因素。海湾战争4年后，Radwan等51观察了科威特沙漠植物降解石油的根际区域，从种植玉米和西红柿(Lycopersicum esculentum)的科威特土壤中分离出Arthrobacter，Penicillium和Fusarium菌，它们能选择性的利用PAHs作为唯一碳源。3 PAHs根际修复的影响因素根际微域依植物根的类型、土壤类型以及PAHs物理化学性质、菌根真菌接种与否、表面活性剂的施用与否等的不同而各异，由此产生不同的根际效应，从而影响根际修复PAHs的效率。3.1 植物植物对PAHs具有修复作用，但植物种类不同，对PA

23、Hs有机污染物去除效果不同，如田间试验中玉米、高梁(Sorghum bicolor)对PAHs的降解效果显著的好于三叶草和紫花苜蓿13；黑茄(Solanum nigrum)、小麦、大麦(Hordeum vulgare)、大豆(Glycine max)、番茄、桑树(Morus rubra)、桦树(Betula pendula)能修复PAHs污染的土壤，以小麦效果最好，2个星期中在营养介质中90% PAHs被小麦细胞去除了52；Spriggs 等53研究发现木本植物黑柳树(Salix nigra Marshall)、白杨(Populus deltoidesP. nigra DN 34)、岑树(Fr

24、axinus Pennsylvania Marshall)均能提高根际土壤中PAHs降解，其速率为黑柳树白杨岑树。Huang等12比较了高酥油草、大叶烟蓝草和野麦根际修复杂芬油污染的效果，结果发现120 d后，低浓度时（0.5 g kg-1和1 g kg-1）三种植物间差异不明显，而在高浓度时（2 g kg-1和3 g kg-1）高酥油草、大叶烟蓝草对PAHs去除与野麦差异达显著水平。植物对PAHs去除效果不同这主要是由于不同植物有不同的根特性，具有不同的根比表面积，吸引不同数量程度的微生物在根际聚集；同时，由于种类不同产生根分泌物的差异，其对微生物生长的影响各异，从而形成不同的根际效应40。

25、同种植物的不同基因型差异作物对PAHs修复效果不同。Wiltse等54选用20种不同基因型紫花苜蓿修复石油污染表明：K94:839和K94:837两种基因型苜蓿的修复效率高，与未种苜蓿对照相比，差异达显著水平。植物对不同分子量大小PAHs的去除具有选择性，香根草、草海桐(Scaevola sericea)、Hemp(Cannabis sativa)等植物对苯a芘去除最为明显，而对其他15中优先控制的PAHs去除效果不明显55-56。目前，不同种类植物吸收PAHs的差异机制尚不明确，可能与不同种类植物根系分泌物的差异有关。但迄今有关植物根系分泌物与植物吸收PAHs的相互关系，国内外研究很少，有待

26、深入。另外，须根系深根系的草本植物较其他植物由于具有更大的比表面积，能聚集更多的微生物在根际活动57，故其在PAHs根际修复中可能具有更大的修复应用潜力。因此针对特定受PAHs污染的土壤环境，选择一种适宜的植物是修复工作的基础和重点。根据植物种间的差异进行有效的选择有利于提高根际修复PAHs效率。分子生物技术可通过改良植物遗传特性来提高其对PAHs的吸收转化能力或提高特异修复植物的生长速度或生物量。3.2 PAHs的理化性质PAHs的理化性质包括辛醇水分配系数、分子结构、分子大小及水溶性等的差异均会影响根际修复PAHs的效果。分子量较小、结构简单、水溶性高的PAHs易于根际修复，而分子量较大、

27、结构复杂、水溶性低的PAHs难于根际修复，PAHs降解速率三环四环五环六环10, 58。玉米能有效去除土壤菲和芘污染，60 d后92.10%菲和88.36%芘倍去除，去除的程度表明四环芘比三环菲难于降解10。Widdowson等58用白杨修复受杂芬油污染的土壤和地下水中多环芳烃，研究表明，白杨树根际修复萘、苊和二氢苊效果明显好于对四环PAHs的修复效果。3.3 土壤类型土壤类型及其理化性质的差异可以影响PAHs在土壤中的生物有效性，直接制约根际修复PAHs效率的高低。研究表明，有机质含量高的土壤，PAHs去除率降低37。对比研究砂子和土壤颗粒对PAHs降解的作用，结果表明沙子吸附的PAHs在7

28、 d后即被分解到检测限以下，而土壤吸附的PAHs的生物降解出现了明显的延迟，土壤中的结合残留态PAHs大约为最初加入的23%59。3.4 根际空间距离PAHs的去除率与根际空间距离有很大的关系。Corgie等60利用根箱装置研究了菲在黑麦草（Lolium perenne）根际区3个连续土层（03 mm、36 mm和69 mm）降解，结果表明3个连续根际土层03 mm、36 mm和69 mm菲的降解分别为86%、48%和36%，这是因为异养微生物和PAH降解菌在根际土层分布存在空间距离上的差异。3.5 菌根真菌菌根作为真菌与植物的结合体，它对土壤的影响具有微生物和植物的双重特性，不仅能从微生物角

29、度改变土壤微生物种类和数量，影响有机物降解，还能从植物修复角度通过改善根系的吸收面积、降低植物与土壤之间的质流阻力、促进根系对水分和养分的吸收和利用等方式来影响有机物的降解。因此，菌根真菌用于根际修复的具体实践把植物修复与微生物修复两种手段连续得更加紧密。接种菌根菌Glomus mosseae能提高黑麦草在蒽污染土壤中的存活率，并促进植物生长，在5 g kg-1时只有菌根化植物才能生长61。苯a芘含量在种植紫花苜蓿植物处理中显著低于未种植紫花苜蓿处理，90 d后，1、10、100 mg kg-1处理在没有菌根Glomus caledonium时降解率分别为76%、78%、53%，有菌根Glom

30、us caledonium时为86%、87%、57%31。接种Pseudomons fluorescens和Pseudomons aureofaciens菌能够保护大麦免受菲的毒害，有利于植物根际降解菲6。接种Rhizobium leguminosarum bv. trifolii的三叶草和黑麦草的土壤，屈降解比只有三叶草、黑麦草和Rhizobium leguminosarum bv. trifolii的土壤快，这种作用不是Rhizobium leguminosarum bv. trifolii降解屈的结果，而是植物与Rhizobium leguminosarum bv. trifolii的协

31、同作用，Rhizobium leguminosarum bv. trifolii提高了三叶草和黑麦草活力和生长，促进了根际微生物区系对屈的降解62。3.6 表面活性剂很多学者已经开始重视表面活性剂在PAHs污染土壤根际修复这一研究领域的应用，已发现一定浓度的表面活性剂Tween80能提高土壤中PAHs的植物吸收率和生物降解率15, 63-66。高彦征等65以水培体系模拟研究了非离了表面活性剂Twcen80对黑麦草吸收菲和芘的影响。结果表明，当培养液中菲和芘的起始浓度分别为1.00 mg L-1和0.12 mg L-1时，0105.6 mg L-1范围内，低浓度Twcen80可促进根和草叶吸收菲

32、和芘。但目前的研究多局限于表面活性剂施用前后根际修复PAHs污染环境效果，对表面活性剂的作用过程、机理研究较少，植物-表面活性剂结合的根际修复技术将成为根际修复PAHs污染土壤领域的一个新的研究焦点。4 问题和展望PAHs属于典型的持久性有机污染物，且分布极广，对环境存在巨大的潜在危害。对PAHs污染的环境进行修复，已成为国内外环境科学领域的研究焦点。在众多的修复方法中，PAHs的根际修复愈来愈显示出其独特的优势，植物不仅本身能从环境中吸收、积累与降解PAHs，而且能通过根际微环境加速PAHs的降解，因此是非常有前途的修复PAHs的技术之一。但是，由于根际环境的微域性、动态性和复杂性的特点，目

33、前对PAHs根际胁迫及根际修复的研究还存在一定困难，对于PAHs胁迫下根际的动态调节过程，特别是根分泌物这一影响根际环境的主导因子，以及微生物在这一土壤环境中最活跃的生物相在PAHs根际污染生态系统中的作用机制目前还缺乏系统的了解，这些方面的研究工作还有待进一步加强。 目前人们只考察了为数有限的植物品种对PAHs的根际修复潜力，运用分子生物学技术并结合植物根分泌物的特异性，在这方面的进一步研究有可能比较快的发现新的对PAHs污染的环境具有较高修复能力的植物，因此继续筛选有效修复PAHs的植物是必要的，而对植物富集的PAHs代谢产物进行跟踪与危险评价，将成为该领域进一步研究的热点和重点。参考文献

34、：1 APRILL W, SIMS R C. Evaluation of the use of prairie grasses for stimulating polycyclic aromatic hydrocarbon treatment in soilJ. Chemosphere, 1990, 20: 253-265.2 LISTE H H, ALEXANDER M. Rapid screening of plants promoting phenanthrene degradation J. Journal of Environmental Quality, 1999, 28: 137

35、6-1377.3 ROBINSON S L, NOVAK J T, WIDDOWSON M A, et al. Field and laboratory evaluation of the impact of tall fescue on polyaromatic hydrocarbon degradation in an aged crestote-contaminated surface soilJ. Journal of Environmental Engineering-Asce, 2003, 129(3): 232-240.4 LISTE H H, FELGENTREU D. Cro

36、p growth, culturable bacteria, and degradation of petrolhydrocarbons (PHCs) in a long-term contaminated field soil. Applied Soil Ecology, 2006, 31: 43-52.5 KRUTZ L J, BEYROUTY C A, GENTRY T J, et al. Selective enrichment of a pyrene degrader population and enhanced pyrene degradation in Bermuda gras

37、s rhizosphereJ. Biology and Fertility of Soils, 2005, 41 (5): 359-364.6 ANOKHINA T O, KOCHETKOV V V, ZELENKOVA N F, et al. Biodegradation of phenanthrene by Pseudomons bacteria bearing rhizosphere plasmids in model plant-microbial associationsJ. Applied Biochemistry and Microbiology, 2004, 40 (6): 5

38、68-572.7 MAILA M P, CLOETE T E. Germination of Lepidium sativum as a method to evaluate polycuclic aromatic hydrocarbons (PAHs) removal from contaminated soilJ. International Biodeterioration & Biodegradation, 2002, 50(2): 107-113.8 LING W T, GAO Y Z. Promoted dissipation of phenanthrene and pyrene

39、in soils by amaranth (Amaranthus tricolor L.) J. Environmental Geology, 2004, 46 (5): 553-560.9 MAILA M P, RANDIMA P, CLOETE T E. Multispecies and monoculture rhizoremediation of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) from the soilJ. International Journal of Phytoremediation, 2005, 7 (2): 87-98.10

40、XU S Y, CHEN Y X, WU W X, et al. Enhanced dissipation of phenenthrene and pyrene in spiked soils by combined plants cultivation J. Science of the Total Environment, 2006，363：206-215.11 HUANG X D, EI-ALAWI Y, PENROSE D M, et al. A multi-process phytoremediation system for removal of polycyclic aromat

41、ic hydrocarbons from contaminated soilsJ. Environmental Pollution, 2004, 130 (3): 465-476.12 HUANG X D, EI-ALAWI Y, PENROSE D M, et al. Responses of three grass species to creosote during phytoremediationJ. Environmental Pollution, 2004, 130(3): 453-463.13 ANDREOTTI G, PLATA N, PORTA A, et al. Phyto

42、remediation of hydrocarbons-polluted agricultural soilsJ. Phytoremediation, Wetlands, and Sediments, 2001, 6(5): 41-51.14 HARVEY P J, CAMPANELLA B F, CASTRO P M L, et al. Phytoremediation of polyaromatic hydrocarbons, anilines and phenolsJ. Environmental Science and Pollution Research, 2002, 9(1): 2

43、9-47.15 GAO Y Z, ZHU L Z. Plant uptake, accumulation and translocation of phenanthrene and pyrene in soils J. Chemosphere, 2004, 55: 1169-1178.16 ALKIO M，TABUCHI T M, WANG X C, et al. Stress responses to polycyclic aromatic hydrocarbons in arabidopsis include growth inhibition and hypersenative resp

44、onse-like symptomsJ. Journal of Experimental Botany, 2005, 56: 2983-2994.17 BANKS M K, LEE E, SCHWAB A P. Evaluation of dissipation mechanisms for benzoapyrene in the rhizosphere of tall fescue J. Journal of Environmental Quality, 1999, 28: 294-298.18 REILLEY K A, BANKS M K, SCHWAB A P. Dissipation

45、of polycyclic aromatic hydrocarbons in the rhizosphere J. Journal of Environmental Quality, 1996, 25: 212-219.19 FISMES J, PERRIN-GANIER C, EMPEREUR-BISSONNET P, et al. Soil-to-root transfer and translocation of polycyclic aromatic hydrocarbons by vegetable growth on industrial contaminated soils J.

46、 Journal of Environmental Quality, 2002, 31: 1649-1656.20 TAO S, CUI Y H, XU F L, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in agricultural soil and vegetables from Tianjin J. The Science of Total Environment, 2004, 320: 11-24.21 高彦征，凌婉婷，朱利中，等. 黑麦草对多环芳烃污染土壤的修复作用及机制J. 农业环境科学学报，2005，24（3）：498-502

47、.GAO Y Z, LING W T, ZHU L Z, et al. Ryegrass-accelerating degradation of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in soilsJ. Journal of Agro-Environment Science, 2005, 24 (3): 498-502.22 凌婉婷，朱利中，高彦征，等. 植物根对土壤中PAHs的吸收及预测J. 生态学报，2005，25：2320-2325.LING W T, ZHU L Z, GAO Y Z, et al. Root uptake and its p

48、rediction model of PAHs from soilsJ. Acta Ecologica Sinica, 2005, 25 (9): 2320-2325.23 徐圣友，陈英旭，林琦，等. 玉米对土壤中菲芘修复作用的初步研究J. 土壤学报， 2006，43（2）：226-232.XU S Y, CHEN Y X, LIN Q, et al. Remediation of phenanthrene and pyrene contaminated soil by growing maize (Zea mays L.)J. Acta Pedologica Sinica, 2006, 43

49、 (2): 226-232.24 WILD S R, BERROW M L, MCGRATH S P, et al. Polynuclear aromatic hydrocarbons in crops from long term sewage amended field experiments J. Environmental Pollution. 1992, 76: 23-31.25 WILD S R, JONES K C. The significance of polynuclear aromatic hydrocarbons applied to agricultural soil

50、s in sewage sludges in the UK J. Waste Management & Research, 1994, 12: 49-59.26 VOUTSA D, SAMARA C. Dietary intake of trace elements and polycyclic aromatic hydrocarbons via vegetables grown in an industrial Greak area J. Science of the Total Environment, 1998, 218: 203-216.27 蔡全英，莫测辉，王伯光，等. 城市污泥和化

51、肥对水稻土种植的通菜中(PAHs)的影响J. 生态学报，2002，22（7）：1091-1097.CAI Q Y, MO C H, WANG B G, et al. Effects of municipal sludges and chemicalfertilizer on the occurrence of PAHs in Ipomoea aquatic grown in paddy soil. Acta Ecologica Sinica, 2002, 22 (7): 1091-1097.28 程国玲，李培军，王凤友，等. 多环芳烃污染土壤的植物与微生物修复研究进展. 环境污染治理技术与设备

52、，2003，4（6）：30-36.CHENG G L, LI P J, WANG F Y, et al. The progress of phytoremediation and microbial remediation on PAHs contaminated soilJ. Techniques and Equipment for Environmental Pollution Control, 2003, 4 (6): 30-36.29 Wild E, Dent J, Thomas G O, et al. Direct observation of organic contaminant

53、 uptake, storage, and metabolism within plant roots J. Environmental Science & Technology, 2005, 39: 3695-3702.30 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.DING K Q, LUO Y M, LIU S L, et al. Remediation of phenanthrene contaminated soil by growing Lolium multiflorum Lam J. Soils, 2002, 34

54、(4): 233-236.31 LIU S L, LUO Y M, CAO Z H, et al. Degradation of benzoapyrene in soil with arbuscular mycorrhizal alfalfaJ. Environmental Geochemistry and Health, 2004, 26 (2): 285-293.32 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. 土壤学报，2004，41（3）：348-353.DING K Q, LUO Y M, LIU S L, et al. Dynamics in benzoa

55、pyrene concentrations in soil as influenced by ryegrass plantsJ. Acta Pedologica S inica, 2004, 41(3): 348-353.33 SICILIANO S D, GERMIDA J J, SICILIANO S D.Biology analysis and fatty acid methyl ester profiles indicate that pseudomonad inoculants that promote phytoremediation alter the root-associat

56、ed microbial community of Bromus biebersteinii J. Soil Biology & Biochemistry, 1998, 30: 1717-1723.34 BINET P, PORTALl J M, LEYVAL C. Dissipation of 36-ring polycyclic aromatic hydrocarbons in the rhizosphere of ryegrass J. Soil Biology & Biochemistry, 2000, 32: 2011-2017.35 MIYA R K, FIRESTONE M K.

57、 Enhanced phenanthrene biodegradation in soils by slender oat root exudates and root debris J. Journal of Environmental Quality, 2001, 30: 1911-1918.36 CHEN Y C, BANKS M K, SCHWAB A P. Pyrene degradation in the rhizosphere of tall fescue (Festuca arundinacea) and switchgrass(Panicum virgatum L.) J.

58、Environmental Science & Technology, 2003, 37: 5778-5782.37 JONER E, LEYVAL C. Rhizosphere gradients of polycyclic aromatic hydrocarbon (PAH) dissipation in two industrial soils and the impact of arbuscular mycorrhiza J. Environmental Science & Technology, 2003b, 37: 2371-2375.38 KAMATH R, SCHNOOR J

59、L, ALVAREZ P J J. Effect of root-derived substrates on the expression of nah-lux genes in Pseudomonas fluorescens HK44: implications for PAH biodegradation in the rhizosphereJ. Environmental Science & Technology, 2004, 38 (6): 1740-1745.39 CHAUDHRY Q, BLOM-ZANDSTRA M, GUPTA S, et al. Utilising the s

60、ynergy between plants and rhizosphere microorganisms to enhance breakdown of organic pollutants in the environmentJ. Environmental Science and Pollution Research, 2005, 12 (1): 34-48.40 PARRISH Z D, BANKS M K, SCHWAB A P. Effect of root death and decay on dissipation of polycyclic aromatic hydrocarb

61、ons in the rhizosphere of yellow sweet clover and tall fescueJ. Journal of Environmental quality, 2005, 34: 207-216.41 KUIPER I, LAGENDIJK E L, BLOEMBERG G V, et al. Rhizoremediation: a beneficial plant-microbe interactionJ. Molecular Plant-Microbe Interactions, 2004, 17 (1): 6-15.42 RENTZ J A, ALVA

62、REZ P J J, SCHNOOR J L. Benzoapyrene co-metabolism in the presence of plant root extracts and exudates: implications for phytoremediationJ. Environmental Pollution, 2005, 136: 477-484.43 KIM Y B, PARK K Y, CHUNG Y, et al. Phytoremediation of anthracene contaminated soils by different plant speciesJ.

63、 Journal of Plant Biology, 2004, 47(3): 174-178.44 YOSHITOMI K J, SHANN J R. Corn (Zea mays L.) root exudates and their impact on 14C-pyrene mineralizationJ. Soil Biology & Biochemistry, 2001, 33: 1769-1776.45 MIYA R K, FIRESTONE M K. Phenanthrene-degrader community dynamics in rhizosphere soil from

64、 a common annual grass J. Journal of Environmental Quality, 2000, 29: 584-592.46 RUGH C L, SUSILAWATI E, KRAVCHENKO A N, et al. Biodegrader metabolic expansion during polyaromatic hydrocarbons rhizoremediationJ. Zeitschrift Fur Naturforschung C-A Journal of Biosciences, 2005, 60: 331-339.47 MURATOVA A, HUBNER T, TISCHER S, et al. Plant-rhizosphere- microflora association during phytoremediation o