蘇丹草根分泌物在有機氯農(nóng)藥降解過程中的作用

潘聲旺,雷志華,2,吳云霄,何茂萍*

?

蘇丹草根分泌物在有機氯農(nóng)藥降解過程中的作用

潘聲旺1,雷志華1,2,吳云霄3,何茂萍1*

(1.成都大學建筑與土木工程學院,四川成都 610106；2.信陽職業(yè)技術學院檢驗技術學院,河南信陽464000；3.延安大學生命科學學院,陜西延安716000)

采用模擬修復實驗的方法,研究了蘇丹草()根系分泌物對根際土壤中有機氯農(nóng)藥(organochlorine pesticides, OCPs)各殘留組分的降解特征及其對根際微生物群落特征(數(shù)量、組成、結構及功能)的影響,探討了根際土壤中微生物碳、微生物氮和群落結構的變化差異.結果顯示,供試OCPs含量(66.67~343.61mg/kg)范圍內(nèi),根系分泌物介導下的土壤－微生物系統(tǒng)對OCPs污染物去除的促進作用明顯:添加根系分泌物20d后,“根際”土壤(TR2)中OCPs去除率在高達79.32%,比無根系分泌物的OCPs污染組(TR1)高36.86%,比滅菌處理組(CK)高60.63%;相同處理條件(污染水平、添加劑量)下,根系分泌物對HCHs、毒殺芬、HCB、艾氏劑、-氯丹等組分的強化去除率總高于對OCPs的強化率(<0.05);對DDTs、滅蟻靈、硫丹Ⅰ、狄氏劑、環(huán)氧七氯等組分的強化去除率低于OCPs的強化率.相同污染水平下,“根際”土壤(TR2)中土壤微生物碳、微生物氮也顯著高于無根系分泌物的TR1組;實驗期間,細菌的磷脂脂肪酸含量占主導地位、真菌次之,其變化趨勢與土壤中OCPs的降解特征相一致.可見,在OCPs降解過程中,根系分泌物改變了根際土壤中細菌、真菌等菌群的種群數(shù)量及群落結構,進而促進了OCPs的降解.

根際效應；有機氯農(nóng)藥；蘇丹草；根系分泌物；土壤微生物

有機氯農(nóng)藥(OCPs)是一類高穩(wěn)定性和強烈“三致”作用的持久性有機污染物(POPs),已被環(huán)保部門列入優(yōu)先控制污染物名目[1].雖然多數(shù)國家已于20世紀80年代禁止OCPs的生產(chǎn)和使用,但環(huán)境中仍有較高殘留[2-4].OCPs可通過干濕沉降、擴散、質(zhì)流等途徑轉移至土壤中,危及生態(tài)環(huán)境及食品安全[5-6],因此OCPs污染土壤的治理修復日益迫切.研究顯示,根系活動可促進土壤中POPs去除[7],土壤-植物系統(tǒng)間的根際效應(rhizosphere effect)對多環(huán)芳烴(PAHs)[8-9]、多氯聯(lián)苯(PCBs)[10]等污染物的快速消解具有重要作用[11].根系分泌的某些胞外酶直接參與POPs降解;分泌物中的可溶性糖、低分子量有機酸、氨基酸等物質(zhì),為根際微生物提供營養(yǎng)、改善生長活性,進而加速污染物降解.同時,根系分泌物影響污染物的固定、活化及遷移轉化行為[12].但相關研究多局限于根系分泌物對土壤OCPs的強化降解方面[13],有關根系分泌物對OCPs主要組分的降解特征以及對根際微生物群落動態(tài)的影響效應等方面的研究鮮見報道.據(jù)此,本研究以成都盆地典型蔬菜地土壤中OCPs污染狀況[5]為參照,以蘇丹草()[14]為實驗材料,研究OCPs污染狀態(tài)下,根系分泌物對OCPs殘留量、各殘留組分的降解特征以及根際微生物群落特征的影響,探討其影響機制,為OCPs污染環(huán)境的植物修復提供理論及實踐依據(jù).

1 材料與方法

1.1 實驗材料

1.1.1 土壤 中性紫色土,采自成都市郊旱地表層(5~15cm)、無污染史(44.6pg/L檢出限下未檢測出OCPs[15]).理化性質(zhì):pH7.19,有機質(zhì)2.14× 104mg/kg,CEC 20.43cmol/kg,速效N、P、K分別為31.62、24.74、94.81mg/kg;砂粒、粉粒和黏粒的質(zhì)量分數(shù)分別為71.27%、9.59%和19.14%.室內(nèi)風干后,過2mm篩備用.

1.1.2 植物 蘇丹草種子經(jīng)3%H2O2溶液將消毒20min、蒸餾水沖洗干凈后于燒杯中浸泡吸脹24h,培養(yǎng)皿中恒溫(35℃)催芽15h后,移于Hogland營養(yǎng)液培養(yǎng).

1.1.3 試劑 OCPs混標:HCHs (-HCH、- HCH、-HCH、-HCH)、DDTs (-DDT、-DDT、-DDE、-DDE、-DDD)、六氯苯(HCB)、艾氏劑、狄氏劑、異狄氏劑、-氯丹、-氯丹、硫丹I、硫丹II、硫丹硫酸鹽、異狄氏劑醛、異狄氏劑酮、七氯、環(huán)氧七氯、甲氧滴滴滴;無水硫酸鈉、丙酮、正己烷等.

1.2 實驗方法

1.2.1 污染土樣配制 參照成都市區(qū)農(nóng)田土壤OCPs殘留的污染特征[5],稱適量OCPs組分溶于丙酮、均勻灑在備用土壤表層,待丙酮揮發(fā)后,多次攪拌、混勻,室溫下平衡7d.GC/MS-MS測得OCPs初始濃度為343.61mg/kg(C5),其中, ∑DDT、∑HCH、HCB、艾氏劑、狄氏劑、毒殺芬、滅蟻靈、硫丹Ⅰ、環(huán)氧七氯和~氯丹的質(zhì)量濃度分別為299.52、14.49、8.13、1.05、1.89、3.21、1.98、1.65、3.42和8.27mg/kg;土樣(C5)以未污染的備用土壤(C0)經(jīng)多次稀釋、攪拌,制得土樣C1~C4,室內(nèi)平衡7d后測得其濃度分別為:66.67mg/kg (C1)、138.47mg/kg (C2)、205.14mg/kg (C3)、282.07mg/kg (C4).

1.2.2 根系分泌物收集 溶液培養(yǎng)法[15].選擇大小相近的蘇丹草幼苗,蒸餾水緩苗2d后, Hogland營養(yǎng)液培養(yǎng)30d,定期補充營養(yǎng)液維持液面高度.隨之,將營養(yǎng)液更換為含定量OCPs標準溶液(66.67mg/L)的半量Hogland營養(yǎng)液脅迫處理5d后,將幼苗由脅迫液中移出、洗凈根表面,再順次用0.2mmol/L CaSO4和30mg/L氯霉素溶液浸泡2h和30min,蒸餾水洗凈3遍后,浸于盛有適量Milli-Q超純水的燒杯中收集根系分泌物,每2h更換1次收集液,連續(xù)收集4次.合并收集液,過0.45μm濾膜、濃縮約4倍后,獲得總有機碳(TOC)為248.6mg/L濃縮液,于-20℃保存、備用.

1.2.3 模擬修復實驗 共設置2個處理組(TR1和TR2)和1個對照組CK,5個重復.①滅菌處理組(CK):經(jīng)0.05%NaN3(抑制微生物活性[9])滅菌處理且無根系分泌物的OCPs污染土樣(6個水平:C0、C1~C5),用于檢測各種非生物因子(光解、揮發(fā)、滲濾、吸附等)對OCPs的去除作用;②OCPs污染組(TR1):無滅菌處理且無根系分泌物的OCPs污染土樣,用于檢測非生物因子、土壤微生物對OCPs去除的貢獻;③模擬根際組(TR2):無滅菌處理且添加根系分泌物(10~50mL)的OCPs污染土樣,用于檢測根系分泌物在OCPs去除過程中的作用.具體操作如下:精確稱取干重(DM)為100g的一定濃度的OCPs污染土樣置于廣口瓶中,依照表1中實驗方案添加0.05%NaN3或根際分泌物,構成2個處理組(TR1、TR2)和1個對照組(CK).50%田間持水量(稱重補水法)下,于25℃、相對濕度95%的恒溫箱(光照強度3000lx)內(nèi)培養(yǎng)20d;四分法取樣,分析土壤OCPs及其主要組分的殘留量、土壤微生物碳(soil microbial biomass carbon, SMBC)、微生物氮(soil microbial biomass nitrogen,SMBN)及磷脂脂肪酸(phospholipid fatty acids,PLFA)含量.

表1 模擬修復實驗設計

1.3 檢測方法

1.3.1 OCPs檢測 土樣前處理方法參照GB/T14550-1993,OCPs及其主要組分的檢測方法(GC- ECD、GC/MS-MS)參照潘聲旺等[5].依照此方法,OCPs回收率為90%~120%,檢出限為0.07~ 0.15μg/kg.

1.3.2 土壤微生物群落特征 ①種群數(shù)量:氯仿熏蒸,TOC-500分析儀測定SMBC、分光光度法測定SMBN[16].②群落結構:參照修正的Bligh- Dyer法[17],以C19:0做內(nèi)標、Aligent 6850-GC檢測;MIDI Sherlock鑒定系統(tǒng)(Version6.1)分析PLFA圖譜及脂肪酸成分.

1.4 數(shù)據(jù)處理

數(shù)據(jù)經(jīng)Excel 2010、SPSS 13.0統(tǒng)計分析.其中,土壤OCPs的去除率()計算式為:

式中:0代表污染土壤中OCPs的初始濃度:C為時間后土壤OCPs的殘留濃度.

OCPs的強化去除率():強化因子(如根系分泌物)作用下土壤中OCPs去除率(R)相對于的增加值,即,?R= R-[9].

2 結果與分析

2.1 根系分泌物對土壤OCPs降解的影響

2.1.1 OCPs去除率 圖1為模擬修復實驗期間不同處理土壤中OCPs的降解差異.其中,滅菌處理組(CK)土壤中OCPs的去除主要源于各種非生物作用(光解、揮發(fā)、滲濾、土壤吸附等);無根系分泌物的OCPs污染組(TR1)土壤中OCPs的去除主要源于各種非生物因子和土壤微生物降解的共同作用;而添加根系分泌物的模擬根際組(TR2)土壤中OCPs的去除則源于各種非生物作用、微生物降解和根系分泌物的強化去除作用.由圖1-A可以看出,添加30mL根系分泌物的“根際”土壤(TR2)中,OCPs的平均去除率(79.32%)明顯高于相同污染水平下的其它處理,無根系分泌物的TR1組次之(42.46%),滅菌處理組(CK)最差(18.69%),呈現(xiàn)TR2>TR1>CK趨勢,不同處理間差異明顯(<0.05).說明根系分泌物的存在有效地促進了土壤OCPs降解,根系-土壤間的“根際效應”是OCPs強化去除的重要途徑.

相同處理條件下,不同污染水平土壤中OCPs的去除率呈“先升后降”變化,峰值出現(xiàn)在C3水平.其原因可能與土壤顆粒對OCPs污染物的等溫吸附過程有關:低污染(C1~C2)環(huán)境中,土壤顆粒對OCPs的吸附主要借助表面吸附作用(線性分配)吸附于土壤無機礦物質(zhì)、無定形有機質(zhì)(軟碳),快速可逆[18],吸附容量隨污染水平的升高而遞增;高污染(C4~C5)環(huán)境中,用于表面吸附的吸附點位趨于飽和,部分OCPs污染物借助孔隙填充作用(非線性分配)進入土壤凝聚態(tài)有機質(zhì)(硬碳)中,其吸附行為表現(xiàn)為線性分配和非線性孔隙填充的共同作用[19]、吸附容量增速漸緩;相對于污染水平的持續(xù)遞增,OCPs去除率逐漸降低,呈現(xiàn)先升后降趨勢.

圖中不同字母代表同一污染水平上差異顯著(<0.05)

圖1B為根系分泌物添加劑量對土壤中OCPs降解的影響.可以看出,相同污染水平(C3)下,“根際”土壤(TR2)中OCPs的平均去除率隨根系分泌物濃縮液的增多而增大,30mL時增幅最大(圖1-B).其原因可能與劑量較低(10~ 20mL)時,根系分泌物可作為部分根際微生物生長所需的碳源、氮源,改善了根際微生物的營養(yǎng)需求,促進了生長代謝、種群數(shù)目增大,提高了對OCPs的降解效率;劑量較高(40~50mL)時,分泌物中的有機酸抑制了中性或嗜堿性細菌及不耐酸的放線菌的生長,制約了對OCPs的降解效率.

A1:HCHs;A2:毒殺芬;A3:HCB;A4:艾氏劑;A5:-氯丹;B1:DDTs;B2:滅蟻靈;B3:硫丹Ⅰ;B4:狄氏劑;B5:環(huán)氧七氯.不同字母代表同一污染水平上差異顯著(<0.05)

2.1.2 OCPs及其主要組分的強化去除率 圖2為模擬修復實驗期間根系分泌物添加量對OCPs殘留及其主要組分強化降解的影響.在添加量相同(圖2-A:30mL)的條件下,OCPs殘留的強化去除率以C5土樣最高(55.32%)、C2次之(46.73%),C4最低(31.17%);相同污染水平下,HCHs、毒殺芬、HCB、-氯丹、艾氏劑的強化去除率明顯高于DDTs、滅蟻靈、硫丹Ⅰ、狄氏劑、環(huán)氧七氯等組分,差異顯著(<0.05).實驗期間,根系分泌物對DDTs的強化去除作用不甚明顯(>0.05),可能與OCPs殘留中DDTs的百分比濃度相對較高(87.17%)有關.

相同污染水平(圖2-B:C3)下,“根際”O(jiān)CPs的強化去除率隨根系分泌物的增多而增大, 50mL時最高(54.71%),40mL時次之(50.28%), 10mL時最低(17.49%);相同劑量條件下,根系分泌物對OCPs各組分的強化作用與相同污染水平時的強化效應相似.

2.2 根系分泌物對根際微生物群落的影響

2.2.1 種群數(shù)量 根際環(huán)境中,土壤微生物碳(SMBC)的變化反映了根際微生物利用土壤C源進行自身細胞合成而大量繁殖和細胞解體、有機碳礦化的過程,可表征土壤微生物總量;而土壤微生物C/N能在一定程度上反映不同處理對土壤微生物種群數(shù)量和群落結構的影響.圖3為“根際”土壤(TR2)中SMBC的變化趨勢:根系分泌物量(30mL)相同的條件下,TR2組的SMBC最高,TR1組次之、CK最少(<0.05(圖3-A);相同污染水平(C3)下,分泌物濃縮液的添加量越多,土壤SMBC越高(圖3-B).這說明根系分泌物激活了根際微生物的生長活性,促進了種群數(shù)量的增長.

實驗期間,土壤微生物氮(SMBN)的變化趨勢與SMBC相似.相同污染水平下,SMBC的增幅明顯高于SMBN;隨著根系分泌物添加量的增加,土壤微生物C/N逐漸增大、真菌在微生物群落中的優(yōu)勢度愈加突出.如C3污染水平、添加量為50mL時,其比值由參比組(0mL)的4.67增至6.31,說明根系分泌物的存在,真菌類的生長活性更加活躍[20].

2.2.2 群落組成 PLFA是微生物細胞膜磷脂的組成成分,具有結構多樣性和較高的生物學特異性.迄今,PLFA已成為微生物分類的主要依據(jù),并作為重要生物標記物(biomarker)廣泛應用于微生物群落組成和結構研究.圖4為根系分泌物對“根際”土壤(TR2、C3)中微生物PLFA的影響.可以看出,添加劑量相同時,土壤PLFA量以細菌最多,真菌次之,放線菌、叢枝菌根真菌(arbuscular mycorrhizal fungi, AMF)的PLFA相對較少,說明添加根系分泌物后,土壤微生物的群落組成主要以細菌為主,真菌次之,放線菌、AMF相對較少.隨著添加劑量的遞增,細菌PLFA逐漸增加,并于30~50mL時增幅放緩.相比之下,真菌的種群波動更加劇烈:其PLFA量隨著根系分泌物添加劑量的增加而遞增,不同劑量間差異顯著(<0.05).實驗期間,AMF的PLFA(0.332~0.414μg/kgDM,平均值M=0.386μg/kgDM)變化甚微,與未添加濃縮液的對比組(0.362μg/kgDM)間差異不明顯;放線菌的種群波動較為特殊:隨著根系分泌物的遞增,其PLFA先升后降,于30mL時出現(xiàn)峰值.其原因可能是:添加量較少時,根系分泌物可作為細菌生長所需碳源、氮源,促進其生長;添加量較多時,分泌物中的有機酸對中性或嗜堿性細菌產(chǎn)生抑制,不耐酸的放線菌數(shù)量隨之減少,但對耐酸的真菌、AMF影響不大.綜合分析微生物群落結構和OCPs降解特征發(fā)現(xiàn):OCPs降解菌主要為細菌、真菌;根系分泌物改變了細菌、真菌的種群數(shù)量,進而影響了OCPs的降解特征.

G-/G+:革蘭氏染色陰性菌與陽性菌的種群數(shù)量比

2.2.3 群落結構 圖5顯示,伴隨著根系分泌物的遞增,污染土壤(C3)中革蘭氏陰性菌與陽性菌的數(shù)量比(G-/G+)也逐漸增加;除參比組(0mL)外,不同添加劑量(10~50mL)土樣間無明顯差異.真菌與細菌、AMF與細菌及放線菌與細菌的種群數(shù)量比例關系顯示,OCPs污染土壤中,細菌占主導地位,且以革蘭氏陰性菌為主體,真菌和放線菌次之,AMF最少;真菌與細菌的種群數(shù)量比例隨根系分泌物劑量的增加而劇增,不同劑量間差異顯著(<0.05),說明根系分泌物激活了真菌的生長活性.實驗期間,AMF與細菌、放線菌與細菌的數(shù)量比值隨根系分泌物量的增加而減小:劑量較低(0~20mL)時,對AMF與細菌的數(shù)量比(8.46%~9.97%)影響較大(<0.05),對放線菌與細菌的數(shù)量比(39.82%~42.31%)影響較小;劑量較高(40~50mL)時,對放線菌與細菌的數(shù)量比(27.67%~39.82%)影響較大,對AMF與細菌的數(shù)量比(7.47%~8.46%)影響較小.這說明在根際修復OCPs過程中,隨著根系分泌物的遞增,真菌的優(yōu)勢趨于增強,細菌、AMF和放線菌的群落優(yōu)勢趨于下降.可見,改變根際微生物的群落結構也是根系分泌物影響OCPs降解的重要途徑.

3 討論

在根際環(huán)境中,植物根系分泌的各種次生性代謝物質(zhì)和土壤微生物自身的趨化感應(chemotaxis response)選擇性地影響著根際微生物的生長活動、代謝活性及其空間分布,對微生物群落的結構及功能產(chǎn)生選擇塑造作用.同時,根際微生物群落結構變化又對根系分泌物的釋放特征、物質(zhì)循環(huán)、能量流動、信息傳遞產(chǎn)生影響,進而影響根際土壤的環(huán)境屬性、生態(tài)性能,呈現(xiàn)獨特的根際效應.植物修復過程中,根際效應在改善根際生態(tài)屬性、緩解環(huán)境脅迫、促進POPs快速消解等方面具有重要作用[21].一方面,根系分泌的某些胞外酶能夠直接參與POPs的降解過程;另一方面,分泌物中的可溶性糖、低分子量有機酸、氨基酸等物質(zhì),為根際微生物提供碳源、能量,影響根際微生物的群落結構及其代謝活性,進而影響對POPs的降解效率.同時,根系分泌物還能影響POPs的遷移、轉化及土壤吸附行為,改善OCPs的生物可利用性、促進其去除[12].本研究中,添加根系分泌物的“根際”土壤(TR2)中,OCPs的平均去除率(79.32%)顯著高于滅菌組(18.69%)和無根系分泌物的TR1組(42.46%),說明根系分泌物的存在促進了根際微生物對OCPs的降解.

作為土壤有機質(zhì)中最活躍、最易變化的組分,土壤微生物碳含量在很大程度上反映土壤質(zhì)量和土壤微生物數(shù)量,是評價土壤微生物量及其活性的重要指標[22];而微生物C/N則反映了土壤微生物群落結構的變化:C/N較小(3~6),細菌占優(yōu)勢;C/N較大(7~12),真菌占優(yōu)勢.本研究顯示,添加根系分泌物后,“根際”土壤(TR2)中SMBC、SMBN明顯高于相同污染水平下的無根系分泌物的TR1組(圖3),其C/N逐漸增大,細菌、AMF和放線菌在根際土壤中的優(yōu)勢度趨于下降,真菌的優(yōu)勢度則愈發(fā)明顯.這說明根系分泌物存在改變了土壤微生物的增長、活性及其組成結構,進而影響了OCPs的降解行為.該結論與謝曉梅[23]等的研究結論相一致.

土壤中的磷脂多以活體生物的組分形式出現(xiàn),PLFA即為甲基化土壤中提取磷脂成分后得到的脂肪酸產(chǎn)物,具有屬的特異性.土壤微生物通過各種生化途徑形成特異性PLFA,借助特定磷脂脂肪酸標記物的種類和組成比例可了解土壤微生物群落結構多樣性變化[24].本研究顯示, OCPs污染土壤中加入相同劑量的根系分泌物模擬修復20d后,細菌類,尤其是革蘭氏陰性菌的PLFA顯著增多,真菌、放線菌次之,AMF最少;不同處理的OCPs污染土樣中,細菌、真菌的PLFA波動與土壤OCPs去除率變化趨勢相一致,即OCPs的降解菌主要為細菌、真菌;根系分泌物的存在改變了細菌、真菌的種群數(shù)量及其群落結構,影響了OCPs的降解效率.

OCPs的降解過程與土壤微生物所釋放的脫氯化氫酶、水解酶、脫氫酶、還原酶和雙加氧酶有關.不同OCPs組分間,因自身理化性質(zhì)差異,涉及的降解菌群、降解過程也不一樣.現(xiàn)已探明對OCPs有降解作用的菌屬主要包括:假單胞菌屬(),如鞘氨醇單胞菌UT26及B9[25]、檸檬酸桿菌屬(),如弗氏檸檬酸桿菌、真菌類(),如白腐菌、褐腐菌[26],以及芽孢桿菌屬()、梭菌屬()、產(chǎn)堿桿菌屬()、類芽孢桿菌屬()、微球菌屬()、棒狀桿菌屬()、氫單胞菌屬()、諾卡氏菌屬()等.本研究顯示,OCPs污染土壤中加入根系分泌物后,細菌(尤其是革蘭氏陰性菌)的PLFA明顯高于真菌、放線菌及AMF, OCPs脅迫下土壤微生物群落動態(tài)發(fā)生了結構性波動.實驗期間,不同處理條件下OCPs組分所表現(xiàn)的降解差異,可能與不同OCPs組分間的化學結構、環(huán)境屬性及降解過程有關,其機理尚待進一步研究.

4 結論

4.1 實驗濃度(66.67~343.61mg/kg)范圍內(nèi),根系分泌物促進了根際微生物對土壤OCPs的降解效應.模擬修復20d后,“根際”O(jiān)CPs的平均去除率為79.32%、無根系分泌物的OCPs污染組為42.46%,而滅菌處理組僅為18.69%,不同處理間差異明顯.

4.2 根系分泌物對OCPs組分間的強化降解作用與OCPs污染水平和根系分泌物的添加量有關.相同處理條件下,HCHs、毒殺芬、HCB、艾氏劑、-氯丹組分的強化去除率相對較高,且普遍高于DDTs、滅蟻靈、硫丹Ⅰ、狄氏劑、環(huán)氧七氯的強化去除率.

4.3 添加根系分泌物的OCPs污染土壤中,細菌占主導地位,且以革蘭氏陰性菌為主體,其次為真菌,最后是放線菌、AMF;細菌、真菌的種群數(shù)量隨根系分泌物添加量的變化趨勢與土壤中OCPs降解特征相一致,表明OCPs的降解菌主要為細菌、真菌;OCPs降解過程中,根系分泌物主要通過影響根際微生物中細菌、真菌的種群數(shù)量及其群落結構,進而影響OCPs降解.

[1] Jones K C, De Voogt P D. Persistent organic pollutants (POPs): State of the science [J]. Environmental Pollution, 1999,100(1-3): 209-221.

[2] Jiang Y F, Wang X T, Jia Y, et al.Occurrence, distribution and possible sources of organochlorine pesticides in agricultural soil of Shanghai, China [J]. Journal of Hazardous Materials, 2009, 170(2/3):989-997.

[3] Li Y Y, Niu J F, Shen Z Y, et al.Spatial and seasonal distribution of organochlorine pesticides in the sediments of the Yangtze Estuary [J]. Chemosphere, 2014,114:233-240.

[4] 楊國義,萬 開,張?zhí)毂?等.廣東省典型區(qū)域農(nóng)業(yè)土壤中六六六(HCHs)和滴滴涕(DDTs)的殘留及其分布特征[J]. 環(huán)境科學研究, 2008,21(1):113-117.

[5] 潘聲旺,吳云霄,羅竟紅,等.成都城區(qū)蔬菜地土壤中農(nóng)藥殘留及其分布特征[J]. 生態(tài)環(huán)境學報, 2011,20(3):538-543.

[6] 張曉濤,陸愈實,楊 丹.福建泉州灣有機氯農(nóng)藥的多介質(zhì)遷移與歸趨[J]. 中國環(huán)境科學, 2016,36(7):2146-2153.

[7] Kim Y B, Park K Y, Chung Y, et al.Phytoremediation of anthracene contaminated soils by different plant species [J]. Journal of Plant Biology, 2004,47(3):174-178.

[8] Phillipsa L A, Greerb C W, Farrella R E, et al.Plant root exudates impact the hydrocarbon degradation potential of a weathered- hydrocarbon contaminated soil [J]. Applied Soil Ecology, 2012,52:56-64.

[9] Pan S W, He M P, Lei Z H, et al.Influence of inoculating earthworms on removal of pyrene in soils growing[J]. Toxicological & Environmental Chemistry, 2016,98(5/6):601-610.

[10] 劉亞云,陳桂珠.植物修復多氯聯(lián)苯研究進展[J]. 應用生態(tài)學報, 2006,17(2):325-330.

[11] 吳林坤,林向民,林文雄.根系分泌物介導下植物-土壤-微生物互作關系研究進展與展望[J]. 植物生態(tài)學報, 2014,38(3):298-310.

[12] Abhilash P C, Powell J R, Singh H B, et al. Plant–microbe interactions: novel applications for exploitation in multi- purpose remediation technologies [J]. Cell, 2012,30:416-420.

[13] 潘聲旺,劉 燦,黃方玉.黑麥草根系分泌物對根際微生物降解有機氯農(nóng)藥的效應[J]. 福建農(nóng)業(yè)學報, 2016,31(8):876-880.

[14] 袁 馨,魏世強,潘聲旺.蘇丹草對土壤中菲芘的修復作用[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報, 2009,28(7):1410-1415.

[15] 潘聲旺,袁 馨,劉 燦,等.苯并[α]芘對不同修復潛力羊茅屬植物的根系分泌物中幾種低分子量有機物的影響[J]. 植物生態(tài)學報, 2016,40(6):604-614.

[16] 李振高,駱永明,騰 應.土壤與環(huán)境微生物研究法 [M]. 北京:科學出版社, 2008.

[17] 馬 琨,楊桂麗,馬 玲,等.間作栽培對連作馬鈴薯根際土壤微生物群落的影響[J]. 生態(tài)學報, 2016,36(10):2987-2995.

[18] Huang W, Weber W J. A distributed reactivity model for sorption by soils and sediments.10: relationships between sorption, hysteresis and the chemical characteristics of organic domains [J]. Environ. Sci. Technol., 1997,31(9):2562-2569.

[19] Wang X, Sato T, Xing B. Sorption and displacement of pyrene in soils and sediments [J]. Environ. Sci. Technol., 2005,39(22): 8712-8718.

[20]and activity in response to Eucalyptus plantation and natural regeneration on tropical soil [J]. Forest Ecology and Management, 2003,174:1-11.

[21] Khan S, Afzal M, Iqbal S, et al. Plant-bacteria partnerships for the remediation of hydrocarbon contaminated soils [J]. Chemosphere, 2013,90:1317-1332.

[22] Isam H, DomschK H. Relationship between soil organic carbon and microbial biomass on chronosequencse of reclamation sites [J]. Microbial Ecology, 1988,15:177-188.

[23] 謝曉梅,廖 敏,楊 靜.黑麥草根系分泌物劑量對污染土壤芘降解和土壤微生物的影響[J]. 應用生態(tài)學報, 2011,22(10): 2718-2724.

[24] PaulE A.Soil Microbiology and Biochemistry [M]. London: Academic Press, 1996:35-70.

[25] Sharma P, Raina V, Kumari R, et al. Haloalkane dehalogenase LinB is responsible for-andhexachlorocyclohexane transformation inB90A [J]. Applied and Environmental Microbiology, 2006,72(9):5720-5727.

[26] Adi S P, Ichiro K, Ryuichiro K. Degradation of 1,1,1-trichloro -2,2-bis (4-chlorophenyl) ethane (DDT) by brown-rot fungi [J]. Journal of Bioscience and Bioengineering, 2008,105(6):614-621.

Effect of exudates fromgrass roots on degradation of organochlorine pesticides in soils.

PAN Sheng-wang1, LEI Zhi-hua1,2, WU Yun-xiao3, HE Mao-ping1*

(1.School of Architecture and Civil Engineering, Chengdu University, Chengdu 610106；2.School of Medical Laboratorial Technics, Xinyang Vocational & Technical College, Xinyang 464000；3.College of Life Sciences, Yan’an University, Yan’an 716000)., 2017,37(8)：3072~3079

pot experiments was conducted to evaluate the potentials of exudates ofin reinforcing the phytoremediation of organochlorine pesticides (OCPs), the removal efficiencies of OCPs and its main components in soils with initial concentrations ranging 66.67 to 343.61mg/kg were determined, microbial ecological characteristics, including composition, numbers, and community structure and function, were investigated, and their influence on soil microbial biomass carbon, microbial biomass nitrogen and their phospholipid fatty acids (PLFA), as well as roles which root exudates played in the process of phytoremediation were discussed. Results showed that addition of the exudates significantly reinforced dissipation of OCPs in soils. During the entire experiment, the soil-microbe systems (treatment II, TR2) mediated by the exudates exhibited enhancement on OCPs degradation in soils. And, the highest OCPs removal rate at 79.32% was achieved when the exudates were added in the presence of rhizospheric microbes (TR2); whereas, without the exudates (treatment I, TR1), the removal rate was merely 40.46%, and it was 18.69% in soils (CK) spiked with 0.05% NaN3to suppress the microbial effect. Under the same treatment conditions, the enhanced removal rates of hexachlorocyclohexane (HCHs), hexachlorobenzene (HCB), toxaphene, aldrin and-chlordane were much higher than the total amount of OCPs while the extent of enhanced dissipation of dichloro-diphenyl-trichloroethanes (DDTs), mirex, endosulfanⅠ, dieldrin and heptachlor epoxide were always lower than that in the corresponding soils. Furthermore, soils microbial biomass carbon and nitrogen, increased increasing exudates concentration under the same level of the OCPs stress, and there were close relationship between OCPs degradation and soil microbes.In the test soils which PLFA probed by GC-MS, their microbial community was dominated by bacteria,and followed by fungi, and they had the same variation trend as the OCPs degradation, which indicated OCPs in soils were degraded mainly by bacteria and fungi, and influence of the exudates in OCPs degradation were mainly carried out through modifying bacterial and fungi population ecological characteristics. Thus, rhizosphere effect from ofunder the OCPs stress might encourage the growth of rhizospheric microbes and modify their community structure in the process of phytoremediation leading to the improved OCPs degradation.

rhizosphere effect；organochlorine pesticides；；root exudates；soil microbes

X131.3

A

1000-6923(2017)08-3072-08

潘聲旺(1973-),男,河南商城人,博士、副教授,主要研究方向為污染生態(tài)學.發(fā)表論文50余篇.

2017-01-27

國家自然科學基金項目(31300439);四川省教育廳項目(17ZA0091);成都市科技惠民項目(2015-HM01-00368-SF)

* 責任作者, 高級工程師, 736342142@qq.com