光合細(xì)菌和生物炭對污染土壤中鉻的穩(wěn)定化效果及小白菜生長的影響

任曉斌，白紅娟*，衛(wèi)燕紅，馬瑞，賈萬利，楊官娥

（1.中北大學(xué)環(huán)境與安全工程學(xué)院，太原 030051；2.山西醫(yī)科大學(xué)藥學(xué)院，太原 030001）

隨著鉻酸鹽生產(chǎn)、電鍍、制革等工業(yè)活動的發(fā)展[1]，越來越多的鉻廢棄物、鉻渣排入土壤中。鉻在土壤中最常見的化合物是以三價和六價形態(tài)存在，而六價鉻一般不易被土壤中的有機(jī)物和膠體吸附，其在土壤中活性較高，與三價鉻相比更容易被植物吸收，而且其還會通過食物鏈影響人類健康。三價鉻主要以等形式存在于環(huán)境中，相比六價鉻，三價鉻流動性小，對環(huán)境的危害較弱[2?3]。因此，近幾年環(huán)境介質(zhì)中六價鉻污染的去除受到眾多學(xué)者關(guān)注[4?7]。

對于鉻污染土壤，現(xiàn)在主要的修復(fù)方法有電動修復(fù)法、化學(xué)還原法和微生物修復(fù)法。其中微生物修復(fù)法是一種環(huán)境友好、成本低的治理技術(shù)，具有較好的發(fā)展前景。許多微生物如枯草芽孢桿菌（Bacillus sub?tilis）、蠟樣芽孢桿菌（Bacillus cereus）[8?9]已被分離出來并發(fā)現(xiàn)對Cr（Ⅵ）污染土壤有良好的修復(fù)效果。熊智慧等[10]的研究發(fā)現(xiàn)，接種Alcaligenessp.qz?1改善了鉻脅迫下玉米的生長特性，增加了玉米根部對鉻的吸收，降低了鉻對玉米的毒害。杜艷影等[11]通過實驗證實，S.oneidensisMR?1 在對Cr（Ⅵ）進(jìn)行還原的同時也伴有少量的吸附作用。

生物炭（Biochar）是近年來新興的一種新型高效土壤改良材料，含碳豐富，可增加農(nóng)田土壤碳匯，提高土壤肥力。而且其孔隙度和比表面積較大，具有很好的吸附性能，能夠為微生物提供附著載體，也為微生物的生長提供碳源和營養(yǎng)源，對土壤重金屬污染的鈍化具有良好的效果。研究表明，施加生物炭可以顯著降低土壤重金屬活性[12]，并減少農(nóng)作物對重金屬的吸收[13]。此外，生物炭改良土壤后不會造成二次污染，也不易發(fā)生反彈，即生物炭對土壤重金屬的修復(fù)具有持久性[14]。因此，利用微生物和生物炭聯(lián)合修復(fù)重金屬污染土壤受到了眾多學(xué)者的重視，夏夢蓮等[6]的研究發(fā)現(xiàn)，巴氏芽孢桿菌菌液與生物炭復(fù)合修復(fù)鉻污染土壤的效果要優(yōu)于菌液和生物炭的單獨(dú)修復(fù)。姜慶宏等[7]的研究發(fā)現(xiàn)，利用生物炭?藤黃微球菌復(fù)合材料修復(fù)Cr（Ⅵ）污染土壤，能有效降低土壤中Cr（Ⅵ）含量，而且對玉米的促生效果顯著。

光合細(xì)菌是具有原始光能合成體系的原核生物，能在厭氧光照條件下進(jìn)行不放氧光合作用。特別是紫色非硫細(xì)菌中的球形紅細(xì)菌（Rhodobacter sphaeroi?des），其不僅能在厭氧光照條件下光能自養(yǎng)生長，而且還能在好氧黑暗條件下利用有機(jī)物生長，這種隨著生活環(huán)境而靈活改變代謝類型的特征，使其較其他微生物具有優(yōu)越性[15]，同時，該菌還是一種益生菌。LI等[16]和FAN 等[17]利用球形紅細(xì)菌修復(fù)鎘或鉛污染的土壤，修復(fù)后的土壤上種植的小麥根和葉中鎘和鉛的積累都有所減少。前期研究工作表明球形紅細(xì)菌H菌株能有效還原水中Cr（Ⅵ），其機(jī)制包括生物還原和積累[18]。但有關(guān)球形紅細(xì)菌H 菌株和生物炭聯(lián)合修復(fù)鉻污染土壤的研究鮮有報道，基于此，本研究采用球形紅細(xì)菌H菌株和生物炭為修復(fù)材料，模擬鉻污染土壤為研究對象，在H菌株處理過程中輔以添加生物炭，通過盆栽試驗研究了H 菌株、生物炭及H 菌株與生物炭聯(lián)合對鉻污染土壤中鉻的穩(wěn)定化效果以及對小白菜生長的影響，以期為光合細(xì)菌和生物炭在鉻污染土壤修復(fù)方面提供理論和實踐依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

試驗土樣取自山西省太原市尖草坪區(qū)上蘭村，0~20 cm 土層，按照國際制土壤質(zhì)地分類屬于壤土。土樣取回實驗室后去除雜質(zhì)，風(fēng)干磨碎過2 mm 尼龍篩，將一定量的K2Cr2O（7分析純）溶解于去離子水中，攪拌均勻，配制成鉻濃度為50 mg·kg?1的土壤，平衡30 d，備用。試驗所用光合細(xì)菌H 菌株系紫色非硫菌群紅細(xì)菌屬的球形紅細(xì)菌（Rhodobacter sphaeroides），由本實驗室提供。研究所用生物炭購自江蘇華豐農(nóng)業(yè)生物工程有限公司，是由小麥秸稈在裂解爐600 ℃限氧環(huán)境下熱裂解2 h所得，將其磨細(xì)過1 mm篩備用，生物炭理化性質(zhì)由公司提供。供試作物選用四季小白菜。土壤和生物炭的基本性質(zhì)見表1和表2。

表1 供試土壤的基本性質(zhì)Table 1 The basic properties of the tested soil

表2 生物炭的理化性質(zhì)Table 2 Physical?chemical properties of biochar

1.2 試驗方法

菌種培養(yǎng)：在光合細(xì)菌液體培養(yǎng)基中接種一定量的指數(shù)生長期的菌體培養(yǎng)液，置于人工氣候箱（溫度為30 ℃、光照強(qiáng)度為2 500 lx）培養(yǎng)至OD590nm為1.2，經(jīng)5 000 r·min?1離心分離30 min，棄上清液，加入等量超純水制備成菌懸液（1.0×109CFU·mL?1），備用。CK組不添加生物炭和菌懸液，用等量的超純水代替菌懸液。

將平衡好的土壤平均分裝到塑料花盆中（規(guī)格為上口徑20 cm，下口徑12 cm，高8 cm），每盆中的土壤質(zhì)量為1 kg，將生物炭和制備好的菌懸液按照試驗設(shè)計加入到土壤中，混合均勻，具體設(shè)計見表3。將每個花盆用保鮮膜密封，并在人工氣候箱中（溫度為30 ℃、光照強(qiáng)度為2 500 lx）培養(yǎng)30 d，試驗過程中每隔2 d加入超純水保持土壤含水率為60%（烘干?稱量法測定），1個月后，測定土壤中酶活性、H菌株的數(shù)量以及鉻的形態(tài)含量。

表3 不同處理組中生物炭和菌株的添加量Table 3 Correspondence table of biochar and strain addition amount in different treatment groups

1.3 盆栽試驗

選取飽滿、大小一致的小白菜種子浸種、催芽后均勻種植于上述花盆中，每盆定植5 棵白菜，間隔均勻，每組3 個平行，試驗過程中每隔2 d 加入超純水保持土壤含水率為60%（烘干?稱量法測定），隨機(jī)置于室內(nèi)自然光下生長，40 d后收獲小白菜。先用自來水將植株沖洗干凈，再用去離子水潤洗，吸干表面水分后分成地上部分和地下部分，保存，待測。

1.4 測定項目與方法

土壤酶活性的測定參照文獻(xiàn)[19]中的方法：過氧化氫酶活性采用高錳酸鉀滴定法測定；脲酶活性采用苯酚鈉?次氯酸鈉比色法測定；轉(zhuǎn)化酶活性采用二硝基水楊酸比色法測定；堿性磷酸酶活性采用磷酸苯二鈉比色法測定。

菌液和土壤中H菌株的數(shù)量測定：采用稀釋平板培養(yǎng)法計數(shù)。

土壤中5 種形態(tài)鉻的提取方法及測定：稱取部分烘干土樣，采用Tessier 連續(xù)提取法[20]，分別提取可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)質(zhì)結(jié)合態(tài)、殘渣態(tài)，土壤樣品用 HNO3?HCl?HClO4電熱板消解，采用ICP?OES 進(jìn)行鉻含量的測定。生物可利用性=（可交換態(tài)+碳酸鹽結(jié)合態(tài)）/5種形態(tài)總和×100%

對CK、T6 處理組采用X 射線光電子能譜儀分析C（rⅥ）污染土壤修復(fù)前后的元素組成與價態(tài)變化；利用XRD 衍射分析儀分析Cr（Ⅵ）污染土壤修復(fù)前后的晶體結(jié)構(gòu)。

植株中鉻含量的測定：收獲植株的根、莖、葉于105 ℃下殺青0.5 h，75 ℃烘干至恒質(zhì)量，稱取適量的地上部分和根系干質(zhì)量，用HNO3∶HClO4=4∶1進(jìn)行消解，消解液中鉻含量采用電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀（ICP?OES）測定。采用轉(zhuǎn)移系數(shù)（TF）表示鉻在小白菜各部位中的遷移特性。TF=植株地上部分的鉻含量（mg·kg?1）/植株根系的鉻含量（mg·kg?1）

小白菜的株高和根長：收獲小白菜后，用自來水清洗植株和根部，測量3次株高和根長，并取平均值。

植物中葉綠素含量的測定采用丙酮浸提法[21]?？扇苄蕴呛康臏y定采用苯酚硫酸法[22]。

1.5 數(shù)據(jù)處理與分析

試驗數(shù)據(jù)采用Microsoft Excel 2010 和Origin 8.5軟件分析與作圖，并使用SPSS 22.0 軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析，采用Duncan 雙因素方差分析進(jìn)行處理間差異顯著性檢驗。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同處理對鉻污染土壤中酶活性和H 菌株數(shù)量的影響

土壤中的酶活性與土壤肥力水平密切相關(guān)，本研究對鉻污染土壤中修復(fù)后的酶活性和培養(yǎng)30 d 的H菌株的數(shù)量進(jìn)行測定，結(jié)果見表4。與CK 組相比，只添加H菌株時，4種酶活性在T2處理組增加效果最顯著，只添加生物炭時，T4 處理組效果最佳，可見，H 菌株和生物炭均有助于土壤酶活性的提高。當(dāng)利用二者聯(lián)合修復(fù)后，鉻污染土壤中4 種酶活性均顯著升高，過氧化氫酶變化趨勢表現(xiàn)為T6>T7>T5>T10>T11>T9、脲酶為T6>T7>T5>T10>T11>T9、轉(zhuǎn)化酶為T6>T7>T11>T10>T5>T9、堿性磷酸酶為T6>T7>T10>T11>T5>T9。T6 處理組變化最顯著（P<0.05），過氧化氫酶、脲酶、轉(zhuǎn)化酶和堿性磷酸酶活性比CK組分別升高了58.72%、98.25%、136.58%和61.03%。結(jié)果表明H菌株和生物炭的聯(lián)合作用對土壤酶活性有顯著影響（P<0.05）。另外，H 菌株添加到鉻污染土壤中30 d后，菌落數(shù)量有所減少。

表4 不同處理對鉻污染土壤中酶活性和H菌株數(shù)量的影響Table 4 Effects of different treatment groups on enzyme activity and number of H strain in chromium contaminated soil

2.2 不同處理對污染土壤中鉻形態(tài)分布的影響

圖1 是不同處理對污染土壤中鉻形態(tài)分布的影響。由圖1 可知，H 菌株和生物炭單一及聯(lián)合施用都會改變土壤中鉻的形態(tài)分布，CK 組土壤中鉻以殘渣態(tài)和可交換態(tài)為主。經(jīng)修復(fù)劑處理后，各處理組土壤中鉻的碳酸鹽結(jié)合態(tài)和可交換態(tài)含量降低，殘渣態(tài)和有機(jī)結(jié)合態(tài)含量增加，鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)含量變化較小。單加H 菌株時，T2 處理組效果最好，生物可利用性比CK 組降低了11.39%；單加生物炭時，T4 處理組效果最佳，生物可利用性比CK 組降低了10.31%；當(dāng)H 菌株和生物炭聯(lián)合修復(fù)時，T5、T6、T7、T9、T10 和T11 處理與CK 組相比，生物可利用性分別降低了13.03%、17.42%、15.11%、11.47%、14.41%和12.93%，可見，生物可利用性在H菌株和生物炭的聯(lián)合作用下顯著降低，并且T6處理修復(fù)效果最好（P<0.05）。

2.3 機(jī)理分析

為了探究H 菌株和生物炭對鉻污染土壤的修復(fù)機(jī)制，對修復(fù)前后的土壤進(jìn)行XPS 分析和XRD 分析。圖2a和圖2b分別為鉻污染土壤修復(fù)前后的XPS全譜圖和修復(fù)后土壤中Cr 元素的XPS 窄譜圖。由圖2 可以看出，修復(fù)前后土壤中主要含C、O、Cr和N 元素，Cr元素（580.7 eV）為Cr（Ⅵ），且修復(fù)后的土壤在578.5 eV 處有新峰出現(xiàn)，該峰已被證實是Cr2O3的峰，說明在Cr（Ⅵ）污染土壤的修復(fù)過程中，部分Cr（Ⅵ）被還原為Cr（Ⅲ）。

圖3 是Cr（Ⅵ）污染土壤修復(fù)前后的XRD 圖，由圖3可知，修復(fù)前土壤中鉻主要以K2Cr2O7的形式存在，其衍射峰出現(xiàn)在2θ為26.7°和29.5°處，修復(fù)后Cr（Ⅵ）污染土壤在 2θ為 24.5°、33.6°、36.1°、39.9°和54.9°處出現(xiàn)了 Cr2O3沉淀峰，在2θ為 49.1°處還出現(xiàn)了 HCrO2的峰，這是造成土壤中Cr（Ⅲ）存在的主要原因。并且修復(fù)后土壤中K2Cr2O7含量減少，其中一部分轉(zhuǎn)化為Cr2O3。

2.4 盆栽試驗結(jié)果

2.4.1 不同處理對鉻污染土壤中小白菜各組織鉻含量的影響

不同處理對鉻污染土壤中小白菜各組織鉻含量的影響見表5。由表5 可知，各處理中根系的鉻含量要高于地上部分，即鉻主要在根中積累；經(jīng)修復(fù)劑處理后，小白菜各組織鉻含量均有所下降，相應(yīng)的轉(zhuǎn)移系數(shù)也在降低。在相同生物炭添加量條件下，H 菌株添加量為108CFU·g?1時，小白菜地上部分和根系的鉻含量降低顯著（P<0.05），相同H 菌株添加量條件下，生物炭添加量為1%的效果較好，同時，在H 菌株和生物炭的聯(lián)合作用下效果更加顯著（P<0.05），并且在T6 處理時，兩者達(dá)到最佳配施量，與CK 組相比，地上部分和根系鉻含量分別降低了26.67%和14.84%。

表5 不同處理對鉻污染土壤中小白菜各組織鉻含量的影響（mg·kg?1）Table 5 Effects of different treatment groups on the chromium content of pakchoi tissues in chromium contaminated soil（mg·kg?1）

2.4.2 不同處理對鉻污染土壤中小白菜株高和根長的影響

不同處理對鉻污染土壤中小白菜株高和根長的影響見圖4。由圖4可知，單加H 菌株時，小白菜的株高和根長隨著菌株添加量的增加先升高后降低，并且在添加量為 108CFU·g?1時效果最好，此時與 CK 組相比，株高和根長分別增加了6.5%和5.92%；單加生物炭時也表現(xiàn)出相同的規(guī)律，在生物炭添加量為1%時效果最好，株高和根長較CK 組提高了5.26% 和4.37%，生物炭添加量為3%的處理對小白菜生長的促進(jìn)作用減弱，但始終高于CK 組。當(dāng)H 菌株和生物炭聯(lián)合修復(fù)時，相同H 菌株添加量條件下，生物炭添加量為1%的效果要優(yōu)于3%，相同生物炭添加量條件下，H菌株添加量為108CFU·g?1時效果顯著（P<0.05），并且在H 菌株添加量為108CFU·g?1且生物炭添加量為1%時，小白菜的株高和根長增加最顯著（P<0.05），分別比CK組增加了13.25%和10.63%。

2.4.3 不同處理對鉻污染土壤中小白菜葉綠素和可溶性糖含量的影響

不同處理對鉻污染土壤中小白菜葉綠素和可溶性糖含量的影響見圖5。由圖5 可知，一定濃度的H菌株可以促進(jìn)鉻污染土壤中小白菜葉綠素和可溶性糖含量升高，且最適添加量為108CFU·g?1，與CK 組相比，葉綠素和可溶性糖含量分別增加了10.81%和11.21%；而且添加適量的生物炭也會對小白菜的生長有利，當(dāng)生物炭添加量為1%時，表現(xiàn)出較好的效果，與CK組相比，小白菜的葉綠素和可溶性糖含量分別增加了9.84%和10.38%；當(dāng)H菌株和生物炭聯(lián)合修復(fù)時，相同H菌株添加量條件下，生物炭添加量為1%時效果顯著，相同生物炭添加量條件下，H 菌株添加量為108CFU·g?1時效果顯著，并且在H 菌株添加量為108CFU·g?1和生物炭添加量為1%時，小白菜的葉綠素和可溶性糖含量增加最顯著（P<0.05），分別比CK組增加了30.08%和17.39%。

3 討論

土壤酶參與土壤中各種生物化學(xué)過程，是判斷土壤生物化學(xué)過程強(qiáng)度及評價土壤肥力的重要指標(biāo)之一[23]。本試驗結(jié)果顯示，H 菌株和生物炭及其聯(lián)合作用對土壤中的酶活性顯著提高，特別是在兩者共施條件下的促進(jìn)作用更加明顯，這與李琋等[24]利用微生物協(xié)同生物炭修復(fù)石油烴?鎘復(fù)合污染土壤得出的結(jié)論一致，可能原因是H菌株以加入的生物炭為能源在土壤中進(jìn)行細(xì)胞代謝，加快土壤中氮素循環(huán)和有機(jī)磷的水解，增加了全氮、速效氮和速效磷含量，進(jìn)而對脲酶和堿性磷酸酶活性產(chǎn)生了顯著影響。蔗糖酶活性可以表征土壤有機(jī)碳的轉(zhuǎn)化情況[19]，本研究中，施用生物炭增加了蔗糖酶含量，有利于土壤有機(jī)質(zhì)的提高，促進(jìn)了過氧化氫酶的活性。同時，鉻化學(xué)形態(tài)的改變對土壤酶活性也有不同程度的影響，結(jié)合圖1 可知，H 菌株和生物炭可以使土壤中鉻的生物毒性降低，因此有利于土壤中酶活性的升高。本研究結(jié)果也表明（表4），添加適量的生物炭會促進(jìn)H 菌株數(shù)量的增加，主要原因是生物炭獨(dú)特的結(jié)構(gòu)能夠為H菌株提供有利的繁殖場所，且其含有的豐富營養(yǎng)物質(zhì)有利于H菌株的生長[25]。

除此之外，微生物和生物炭還可以通過改變土壤中重金屬的形態(tài)分布來降低其生物有效性，進(jìn)而減少植物對重金屬的積累。張海波等[26]的研究發(fā)現(xiàn)，菌糠生物炭可促進(jìn)土壤中的Pb、Cd 由活性較高的形態(tài)向較穩(wěn)定的形態(tài)轉(zhuǎn)化，降低Pb、Cd 的生物有效性，進(jìn)而減少甜菜各部位對Pb、Cd的吸收，促進(jìn)甜菜生長。姜慶宏等[7]通過實驗得出，藤黃微球菌和生物炭復(fù)合，對Cr（Ⅵ）污染土壤修復(fù)效果顯著，各個處理均減少了玉米地上、地下部分對鉻的吸收，降低了鉻通過食物鏈對人體產(chǎn)生的危害。本研究結(jié)果顯示，H 菌株和生物炭及其聯(lián)合作用下鉻污染土壤中小白菜各組織鉻含量均顯著減少，且鉻的5 種形態(tài)含量也發(fā)生明顯變化，即由不穩(wěn)定態(tài)鉻轉(zhuǎn)化為穩(wěn)定態(tài)鉻。這和夏夢蓮等[6]和李冉等[27]的研究結(jié)果類似。

多數(shù)研究表明[28?30]，施用微生物和生物炭不僅可以降低重金屬生物有效性、提高土壤肥力，還可以促進(jìn)作物生長并提高產(chǎn)量，并且兩者聯(lián)合修復(fù)的效果更好。MARYEM 等[31]的研究表明，在生物炭和細(xì)菌（Pseudomonas japonica和Bacillus cereus）聯(lián)合修復(fù)過的Cr（Ⅵ）污染土壤上種植小麥，小麥的株高和生物量顯著增加。也有研究證明，添加光合細(xì)菌與豬場糞污能提高生菜的生長與品質(zhì)指標(biāo)，相比單獨(dú)添加光合細(xì)菌和豬場糞污具有更好的效果[32]。本研究結(jié)果表明，添加H菌株和生物炭對鉻脅迫下小白菜的促生效果顯著，并且在T6 處理組小白菜的株高、根長、葉綠素和可溶性糖含量均達(dá)到最大值，說明此時土壤孔隙中的H菌株和生物炭添加量基本趨于飽和，繼續(xù)添加不僅會加劇微生物之間的競爭，還會影響根系對礦質(zhì)營養(yǎng)元素的吸收[33]。最適添加量條件下，微生物和生物炭可以提高土壤水分和養(yǎng)分的保持能力，增加土壤中有機(jī)質(zhì)的含量，從而促進(jìn)植物的生長[34]。同時，H菌株對Cr（Ⅵ）具有一定的生物還原作用[18]，土壤中的部分Cr（Ⅵ）被有效還原為Cr（Ⅲ），降低了鉻的毒性，增強(qiáng)了合成葉綠素有關(guān)酶的活性；生物炭能夠吸附重金屬污染物，改善土壤環(huán)境[35]，為微生物的生長繁殖提供營養(yǎng)物質(zhì)和棲息場所，促進(jìn)鉻脅迫下小白菜的生長，提高其葉綠素和可溶性糖含量。

綜上所述，推測H 菌株和生物炭修復(fù)Cr（Ⅵ）污染土壤的機(jī)理如圖6 所示：首先，球形紅細(xì)菌H 菌株以生物炭為能源[36?37]，增強(qiáng)了對土壤中某些碳源的利用能力，從而誘導(dǎo)自身產(chǎn)生Cr（Ⅵ）還原酶，并且將該酶排出體外，將土壤中的部分Cr（Ⅵ）還原為Cr（Ⅲ）[38]，還原后的Cr（Ⅲ）主要以Cr2O3和少量HCrO2的形式存在于土壤環(huán)境中；另一方面，生物炭表面帶正電荷的官能團(tuán)對帶負(fù)電荷的六價鉻基團(tuán)（Cr2O2?7）具有靜電吸附作用[39]，從而限制了重金屬離子的游離狀態(tài)，降低了其生物有效性，改變了土壤中鉻的形態(tài)分布，使土壤中的鉻向穩(wěn)定態(tài)轉(zhuǎn)化，最終降低土壤的毒性，促進(jìn)小白菜的生長。

4 結(jié)論

（1）球形紅細(xì)菌H 菌株和生物炭單一及聯(lián)合修復(fù)鉻污染土壤30 d 的研究表明，聯(lián)合處理組的修復(fù)作用明顯優(yōu)于單一處理組，使土壤中鉻的生物可利用性和毒性大幅度下降，土壤酶活性顯著升高，并且當(dāng)菌株添加量為108CFU·g?1和生物炭添加量為1%時，修復(fù)效果最好。

（2）盆栽試驗結(jié)果表明，添加H 菌株和施加生物炭均對小白菜的生長有明顯的促生作用，且兩者聯(lián)合作用的效果更加顯著（P<0.05）。說明H 菌株和生物炭對鉻污染土壤和小白菜具有較好的修復(fù)和促生效果。