張雪娜，賈海濱，李　橙，王　偉，張麗秀，馮圣東*，楊志新，2*

（1.河北農業(yè)大學資源與環(huán)境科學學院，河北 保定 071000；2.河北省農田生態(tài)環(huán)境重點實驗室，河北 保定 071000；3.河北省環(huán)境科學研究院，石家莊 050000）

添加淀粉和通氣對固定化Fusarium.sp修復煤礦區(qū)老化污染土壤HMW-PAHs的影響

張雪娜1，賈海濱1，李橙3，王偉1，張麗秀1，馮圣東1*，楊志新1，2*

（1.河北農業(yè)大學資源與環(huán)境科學學院，河北 保定 071000；2.河北省農田生態(tài)環(huán)境重點實驗室，河北 保定 071000；3.河北省環(huán)境科學研究院，石家莊 050000）

為了提高Fusarium.sp對PAHs的修復效果，在典型煤礦區(qū)老化污染土壤中添加淀粉和通氣，經為期60 d的土壤培養(yǎng)試驗，研究玉米秸稈固定化Fusarium.sp對土壤10種HMW-PAHs的修復效果及不同處理下土壤中酶活性變化規(guī)律。結果表明：HMWPAHs（High molecular weight-PAHs）總量去除率表現為固定化菌劑+淀粉+通氣處理（J+D+O，29.19%）≈固定化菌劑+淀粉處理（J+D，25.89%）＞固定化菌劑處理（J，16.54%）；4環(huán)、5環(huán)和6環(huán)PAHs去除率在J+D+O和J+D兩組處理間的差異均不顯著，且與J處理相比均有顯著提高（P＜0.05）；三組處理對單個HMW-PAH的去除率分別為9.12%～21.73%、17.93%～43.12%、24.34%～35.79%，J+D+O 和J+D處理對單個HMW-PAH的修復效果均有顯著促進作用，其中，對BkF的去除增幅最大，分別增加了68.09%、63.78%。從酶活性規(guī)律看，土壤過氧化氫酶活性呈CK＞J＞J+D＞J+D+O（P＜0.05）的規(guī)律，且與10種PAHs單體的去除率呈顯著或極顯著負相關；土壤木質素過氧化物酶活性卻與Chry、BkF、InP、DbA、BghiP去除率呈顯著正相關。綜上認為，不同處理對單個PAHs的去除具有其選擇性，且添加淀粉的兩處理均顯著提高了土壤中HMW-PAHs的修復效果。

典型煤礦區(qū)；HMW-PAHs；固定化Fusarium.sp；淀粉；通氣；土壤酶活性

張雪娜，賈海濱，李橙，等.添加淀粉和通氣對固定化Fusarium.sp修復煤礦區(qū)老化污染土壤HMW-PAHs的影響［J］.農業(yè)環(huán)境科學學報，2016，35 （9）：1709-1716.

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多環(huán)芳烴（Polycyclicaromatichydrocarbons，PAHs）是由兩個或兩個以上苯環(huán)組成的一類化合物，具有致癌、致畸、致突變的性質［1-2］，是美國環(huán)境保護署優(yōu)先控制的持久性有機污染物［3］，其中4環(huán)及4環(huán)以上的高環(huán)PAHs（High molecular weight-PAHs，HMW-PAHs），因疏水性、親脂性、穩(wěn)定性更強，不易被去除［4-5］，最終會通過食物鏈和其他暴露途徑對人體產生威脅［6］。環(huán)境中絕大多數的PAHs積累于土壤中［7］，煤礦區(qū)、焦化廠區(qū)及其影響的農田土壤范圍是典型的多環(huán)芳烴污染場地［8］，如本課題組前期對河北省某煤礦區(qū)農田土壤中PAHs進行生態(tài)風險評估發(fā)現，89%土壤存在生態(tài)風險［9］，10種HMW-PAHs總含量為3 392.77 μg·kg-1，而一般污染農田土壤中以低環(huán)PAHs積累為主［10］。目前許多研究主要集中于土壤中PAHs的含量分布、來源、遷移轉化特征以及PAHs的物化性質與其環(huán)境行為間的關系、風險評價等方面，對煤礦區(qū)附近土壤中PAHs污染修復的研宄較少［11］，煤礦區(qū)農田污染土壤的修復迫在眉睫。

目前，環(huán)境友好的微生物修復是土壤中PAHs修復的主要途徑之一。在真菌修復中，關于白腐真菌的研究報道較為深入［12-13］，而鐮刀屬真菌（Fusarium.sp）修復PAHs老化污染土壤僅見零星報道［14］。本課題組前期在煤礦區(qū)污染土壤中篩選出的Fusarium.sp培養(yǎng)7 d對無機鹽溶液 BaP、BKF、DbA、BghiP、InP單個PAH的去除率均達38%以上，證實了它是具有去除HMW-PAHs潛力的菌株。微生物固定化技術是一種有效的土壤修復技術，能夠顯著增強微生物的環(huán)境適應能力和污染物去除能力，極大地提高污染土壤修復效果［15-17］，Su等［16］證實固定化的真菌對環(huán)境具有更強適應能力和更快的反應啟動速度。此外，許多學者已證實，通過外加碳源如水楊酸、鄰苯二甲酸、鄰苯二酚、礦物油、葡萄糖等可提高微生物對PAHs的去除效果［18-22］，而大分子淀粉的作用影響研究尚少［23］。課題組前期發(fā)現，添加淀粉可顯著促進Fusarium.sp對無機鹽溶液中HMW-PAHs的去除，1 g·L-1淀粉使Fusarium.sp對其去除率達到了83.07%，該菌株在淀粉外加碳源的條件下效果卓越。

本研究針對通過淀粉強化固定化Fusarium.sp修復煤礦區(qū)老化HMW-PAHs污染土壤是否也能達到較為理想的效果，以及其降解效果與前人研究的對PAHs去除相關的土壤酶活性是否有關等問題［24-26］，以河北某典型煤礦區(qū)長期污染的農田土壤為研究對象，利用玉米秸稈載體材料將Fusarium.sp ZH-H2固定化，在添加淀粉并伴隨通氣措施下，研究該菌劑對污染土壤HMW-PAHs的修復效果以及土壤酶活性變化規(guī)律，以期為煤礦區(qū)農田土壤HMW-PAHs的修復提供理論依據及技術支撐。

1　材料與方法

1.1試驗材料

試驗用土取自河北某典型煤礦區(qū)周邊農田，陰干后過2 mm篩，4℃冰箱內保藏待用。其基本性質見表1，10種HMW-PAHs總含量為3 392.77 μg·kg-1，各PAHs含量比例如圖1所示。

供試菌株ZH-H2（Fusarium.sp）為本課題組前期在煤礦區(qū)農田土壤中篩選的HMW-PAHs高效去除菌。保藏單位：中國微生物菌種保藏管理委員會普通微生物中心；保藏號：CGMCC No.9316，已申請專利（專利號：201410432336.5）。

表1　土壤基本理化性質Table 1 The basic physical and chemical properties of soil

圖1　土壤中單個PAH在∑10種PAHs的百分含量Figure 1 The proportion of individual PAHs content in total

供試載體玉米秸稈，取自河北省保定市，將其洗凈，殺青30 min（105℃），陰干粉碎，過1 mm篩，并分別與草炭土按1∶2混合均勻，121℃滅菌20 min，備用。

有機試劑丙酮、二氯甲烷、氘代三聯苯（替代物），4溴-2氟聯苯（替代物）、氘代苝（內標物質）等均購于北京百靈威試劑公司。

1.2樣品制備

菌種培養(yǎng)：從斜面挑取一株ZH-H2菌接入高氏一號固體培養(yǎng)基的培養(yǎng)皿中，培養(yǎng)皿用封口膜封口，在30℃恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng)7 d。用無菌水反復沖洗吹打菌落，菌液經滅菌的4層紗布過濾后，得到孢子懸浮液，再用滅菌水調節(jié)孢子的數量為1.25×107cfu·mL-1，作為原液備用。取出5 mL原液放入20 mL高氏一號液體培養(yǎng)基中，搖床培養(yǎng)2 d得到菌絲懸液。

載體菌劑制備：分別稱取1.1中制備的秸稈材料90 g放入500 mL錐形瓶（共9瓶）。于121℃高溫高壓滅菌20 min，降溫后分別加入上述菌液，并適當補充無菌水，在30℃、150 r·min-1搖床條件下培養(yǎng)3 h，即得到固定化ZH-H2的玉米載體材料，用于土壤培養(yǎng)試驗。

1.3試驗方案

采用上口直徑13 cm，底面直徑9 cm，高11 cm的試驗用塑料盆缽，土壤培養(yǎng)試驗處理見表2。試驗設置3個處理，每個處理3個重復，共12個盆缽。取210 g陰干土放入每個盆缽中，依據表2處理方案按3∶7質量比向土壤中添加滅菌載體材料和玉米秸稈固定化ZH-H2載體材料，淀粉添加量為5 g·kg-1，充分混合后調節(jié)水分含量為田間持水量的60%，將盆缽置于30℃恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng)。每2 d補水一次，通氣時間設定在灌水以后，由空氣壓縮機注入，輸氣管平鋪于土壤中，由土壤的體積質量、孔隙度和體積含水率計算注入空氣量，通氣量系數為0.05，以2 d為一個通氣周期，60 d后采集土壤樣品。將每盆土壤混合均勻后采用四分法分取樣品，一半土壤樣品過1 mm篩，密封，置于4℃冰箱中保存，用于測定PAHs的殘留量；另一半自然陰干后過1 mm篩，用于測定土壤酶活性。

表2　土壤HMW-PAHs去除的試驗方案Table 2 The treatments of HMW-PAHs degradation in soil

1.4樣品的測定指標及方法

土壤基本理化性質采用土壤農化常規(guī)分析法［27］。

HMW-PAHs指標測定及分析方法：Flt、Pyr、BaA、Chry、BbF、BkF、BaP、DbA、BghiP、InP，總計 10 種HMW-PAHs。采用超聲-索式聯合提取法提取，稱取土壤樣品20 g及10 g無水硫酸鈉，混合均勻后，加入替代物（20 μg·mL-1氘代三聯苯與4-溴-2氟聯苯）20 μL，用丙酮與正己烷體積比1∶1的提取劑超聲提取30 min，索氏水浴溫度70℃提取12 h，經過干燥、濃縮、凈化、再次濃縮定容，通過氣相色譜-質譜法（GC-MS，Aglient 7890/5975c）測定樣品［28］。GC-MS程序升溫步驟：起始溫度為80℃，保持2 min；以10℃· min-1上升到140℃，保持3 min；再以10℃·min-1上升到210℃保持3 min；最后以5℃·min-1上升到290℃保持3 min。進樣口溫度為280℃，進樣量為1 μL，不分流進樣，流速為1.1 mL·min-1，離子源溫度230℃，四極桿溫度150℃［28］。

土壤酶活性測定指標及分析方法：土壤過氧化氫酶活性采用高錳酸鉀滴定法測定，以20 min每克土壤消耗0.1 mol·L-1KMnO4的毫升數表示：土壤木質素過氧化物酶活性以每分鐘使1 μmol黎蘆醇氧化成黎蘆醛所需的酶量為一個酶活力單位（U）表示，黎蘆醛的摩爾吸光系數ε=9300 L·mol-1·cm-1［29］。

氣相色譜儀-質譜儀聯用，氣相色譜儀為安捷倫7890，質譜儀為美國HP5975系列。

回收率和檢測限的測定參考EPA標準方法?；厥章什捎猛寥阑|加標法，氘代三聯苯與4-溴-2氟聯苯回收率控制在70%～130%，同時設置樣品的20%進行平行提取試驗［28，30］。

1.5數據統(tǒng)計分析

HMW-PAHs的去除率（Rs）=（C0-Ct）/C0×100%式中：C0為對照土壤HMW-PAHs的含量；Ct為土壤中HMW-PAHs的殘留含量（相對去除率）。

本論文數據采用Excel 2003和SPSS 17.0軟件進行統(tǒng)計分析。

2　結果與分析

2.1淀粉和通氣促進固定化ZH-H2菌劑修復土壤HMW-PAHs的研究

2.1.1ZH-H2菌劑修復土壤HMW-PAHs總量

在不同處理條件下，固定化ZH-H2菌劑對土壤10種HMW-PAHs總量及不同環(huán)數成分的去除效果見圖2。HMW-PAHs總量去除率在J+D和J+D+O處理間差異不顯著（P＞0.05），分別為25.89%和29.19%，但均顯著高于處理J（16.54%），分別提高了56.5%、76.0%，說明添加淀粉能夠顯著促進固定化ZH-H2菌劑對土壤中10種HMW-PAHs總量的去除，而增加空氣對其去除影響并不顯著。

比較不同環(huán)數的去除率可知（圖2），在J+D和J+ D+O兩組處理下，6環(huán)PAHs總量的去除率均高于4環(huán)和5環(huán)，分別為38.31%和35.73%，J處理下不同環(huán)數之間的去除效果差異不顯著。另外，各環(huán)在J+D+O 和J+D兩組處理間的差異均不顯著，且與J處理相比均有顯著提高（P＜0.05），J+D+O與J相比，4環(huán)、5環(huán)和6環(huán)PAHs去除率分別提高了61%、100%和80%，去除效果提高顯著；J+D與 J相比分別提高了39.34%、54.89%和92.81%，去除效果提高顯著。可見，添加淀粉并伴隨通氣條件對5環(huán)PAHs總量的去除提高最突出，而只添加淀粉處理對6環(huán)PAHs總量的

圖2　不同措施下固定化ZH-H2菌劑對土壤總量及不同環(huán)數PAHs的去除效果Figure 2 The degradation of the total PAHs and the PAHs with different rings in soil by immobilized ZH-H2 in the different treatments

去除提高更明顯。

2.1.2ZH-H2菌劑修復土壤單個HMW-PAH

如圖3所示，在J處理下，單個PAH去除率范圍為9.12%～21.73%。經檢驗，BaA的去除效果最佳，去除率達21.73%；其次為Flt、Pry、Chry、DbA、InP和BghiP；BkF和BaP的去除效果最差，去除率為9.12%、11.66%。但與課題組前期向老化污染土壤中添加0.1 g·kg-1游離菌相比，ZH-H2對 BbF、BKF、BaP、InP、DbA、BghiP的去除率（5.49%、8.46%、0.35%、6.75%、5.79%、7.06%）分別提高了1.94、0.08、32.32、1.29、2.60、1.66倍，對PAHs的去除效果顯著。這說明在該礦區(qū)長期污染的老化土壤中添加該固定化菌劑對10種單個HMW-PAHs均有不同程度的去除潛力且比游離菌對老化污染土壤的修復效果高。在J+D處理下，10種HMW-PAHs去除率范圍為17.93%～43.12%。經檢驗，在10種PAHs中，各PAH的去除效果由大到小依次為InP（43.12%）＞DbA、BghiP（31.56%，33.92%）＞BaA （30.60%）＞Flt、Pry、Chry、BkF、BaP＞BbF（17.93%）。在J+D+O處理下，10種單個PAH去除率范圍為24.34%～35.81%，其中BaA、BghiP、InP的去除率顯著高于其他7種HMW-PAHs，分別為35.81%、35.67%、35.79%。與J處理相比，J+D處理下Flt、Chry、BkF、BaP、DbA、BghiP、InP 7種HMW-PAHs的去除率顯著提高，其中BkF的增幅最大，增加了63.78%，表明添加淀粉對不同種類HMW-PAHs的去除促進作用有一定差異；J+D+O處理中10種單個HMW-PAHs去除率比J處理均有顯著增加，其中BkF的增幅最明顯，增加了68.09%。對比J+D和J+D+O處理不難發(fā)現，除BbF外，其余9種PAHs的去除率在兩組處理之間差異均不顯著，通氣對單個HMW-PAH的修復未產生顯著影響。

2.2不同處理對土壤酶活性影響的研究

不同處理土壤酶活性的變化見表3。J處理下木質素過氧化物酶活性大于CK，但未達到顯著水平，J+ D、J+D+O處理下木質素過氧化物酶活性顯著高于CK和J，與HMW-PAHs總量去除率的結果一致，推測土壤HMW-PAHs的降解可能與該酶活性有關，過氧化氫酶活性大小順次為J+D+O＜J+D＜J＜CK（P＜0.05）。同時，研究兩種土壤酶活性與PAHs去除率的相關性（表4）可以看出，土壤過氧化氫酶活性與Chry、BkF、BaP、DbA、BghiP、InP的去除率呈極顯著負相關，與Flt、BaA的去除率呈顯著負相關；土壤木質素過氧化物酶活性與Chry、BkF、InP、DbA、BghiP的去除率呈顯著正相關。該結果進一步證實了該酶可能與鐮刀真菌ZH-H2降解HMW-PAHs的效率有關。

圖3　不同措施下固定化ZH-H2菌劑對土壤各HMW-PAHs的去除效果Figure 3 The degradation of individual HMW-PAHs in soil by immobilized ZH-H2 in the different treatments

表3　不同處理下土壤酶活性的測定結果Table 3 Soil enzymatic activities in different treatments

3　討論

向土壤中添加高效去除菌、高效去除菌載體或者其營養(yǎng)物質等共代謝底物來提高污染物去除效果的方法被稱為生物強化［31-32］。本研究采用生物強化的方法向PAHs長期污染土壤中添加玉米秸稈固定化Fusarium.sp修復HMW-PAHs，并結合添加淀粉以及通氣措施來提高HMW-PAHs的修復效率。

表4　酶活性與各HMW-PAHs去除率的相關性分析Table 4 The correlation analysis about the soil enzyme activity and the degradation of ten different HMW-PAHs

與課題組前期向土壤中添加0.1 g·kg-1游離菌的研究結果相比，ZH-H2經固定化后顯著促進了PAHs的去除。這可能是因為ZH-H2經固定化后單位體積介質中微生物的數量顯著增加，增加了ZH-H2與PAHs接觸的機會；或者是ZH-H2經固定化后微環(huán)境有利于屏蔽土著菌的競爭作用，降低了污染物對ZHH2的毒害作用，使其可以保證高效的修復效果［33］。另外，過氧化氫酶分解土壤中過氧化氫，是H2O2的解毒劑，有利于防止過氧化氫對生物體的毒害作用，可用作PAHs引起的氧化脅迫的生物標志物［34］。本研究土壤過氧化氫酶活性隨去除率升高而降低，與王洪等［35］研究得出的PAHs修復效果與過氧化氫酶活性呈負相關結論相一致，可能是由于PAHs或者其中間代謝產物的毒性作用，促使微生物固定化、添加淀粉等措施增強了對ZH-H2的保護作用，導致土壤過氧化氫酶活性降低。

本研究中土培60 d后，固定化ZH-H2、固定化ZH-H2-淀粉處理均能夠顯著促進固定化Fusarium. sp對HMW-PAHs污染農田土壤的修復。淀粉加強HMW-PAHs去除效果一方面歸于淀粉基質可能改善了土壤微生物的營養(yǎng)條件，利于固定化降解菌ZHH2及土著微生物的生長［36］，改變了微生物種群結構，課題組前期已證實淀粉促進Fusarium.sp對HMWPAHs降解的顯著效果；另一方面，添加淀粉可能促進了固定化ZH-H2及土著微生物分泌一些關鍵的去除酶［37］。Wang［38］已證實，P.Chrysosporium分泌的木質素過氧化物酶和錳過氧化物酶是土壤中PAHs去除的主要酶，且其酶活性隨著土壤有機質含量的提高而增加，Collybia.sp和Rhizoctonia在土壤多環(huán)芳烴修復應用中產生木質素過氧化物酶［39-40］，而且本研究中木質素過氧化物酶活性與Chry、BkF、InP、DbA、BghiP的去除率呈顯著正相關。該結果進一步說明不同處理措施對土壤HMW-PAHs的去除影響可能與分泌的木質素過氧化物酶有關；同時，固定化ZH-H2—淀粉處理中過氧化氫酶活性顯著低于固定化ZH-H2，也可能是添加淀粉促進了對ZH-H2的保護作用。綜合以上兩方面因素認為，添加淀粉可能是提升HMWPAHs去除的主要原因。另外，鄒德勛等［41］證明通氣促進微生物生長，提高了PAHs修復效果，但Teng［23］等卻得到了不同的結論，他們發(fā)現在通氣的處理中，BaP的含量高于未通氣處理。在本研究中，通氣措施對HMW-PAHs修復的影響也不顯著，與Teng等的結論相符，可見，通氣對不同菌種降解PAHs的影響差異較大。

在添加淀粉、淀粉-通氣兩組處理下，6環(huán)PAHs總量的去除率均高于4環(huán)和5環(huán)。一般來說，隨著PAHs環(huán)數的增加，去除率因其生物可利用性降低而降低。孫鐵珩等［42］指出，PAHs的難去除性與其分子量和環(huán)數呈正相關性，與本研究結果相反，不過有學者已證明淀粉能夠增加BaP的水溶性［43］。這可能是解釋本研究結果的重要證據之一。另外，Olivier等［14］也發(fā)現，鐮刀菌屬對5環(huán)、6環(huán)HMW-PAHs的修復效果高于4環(huán)PAHs，與本研究結果一致。這可能與該菌種的去除特性有直接關系。

縱觀國內外文獻不難發(fā)現，添加淀粉伴隨通氣與固定化Fusarium.sp菌劑相結合修復HMW-PAHs長期老化污染土壤中10種單體的研究尚未檢索到相關文獻。有學者已證實添加可溶性淀粉促進了土著微生物對BaP的去除效果［20］，但尚未有添加淀粉與固定化Fusarium.sp菌劑相結合的方法用以修復 HMWPAHs長期污染老化土壤的研究。本研究證實了淀粉與固定化Fusarium.sp菌劑相結合措施對6環(huán)PAHs有較好的去除效果。

4　結論

（1）添加淀粉能夠顯著促進固定化ZH-H2菌劑的降解能力，而通氣對其降解影響不大。

（2）隨著淀粉、通氣調控因子的改變，單個HMWPAH的去除能力隨之發(fā)生了改變。在J+D+O處理下固定化菌劑對BaA、BghiP、InP的修復效果最佳，且對6環(huán)PAHs有較好的去除效果，在J+D處理下對InP的去除最高。

（3）不同處理土壤過氧化氫酶和木質素過氧化物酶活性可能影響對HMW-PAHs的去除。

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Effect of starch and aeration addition on degradation of HMW-PAHs by immobilized Fusarium.sp in a polluted and aged soil of a coal mining area

ZHANG Xue-na1，JIA Hai-bin1，LI Cheng3，WANG Wei1，ZHANG Li-xiu1，FENG Sheng-dong1*，YANG Zhi-xin1，2*
（1.College of Resource and Environment Science，Agricultural University of Hebei，Baoding 071000，China；2.Key laboratory for Farm Land Eco-environment，Baoding 071000，China；3.Hebei Institute of Environmental Science，Shijiazhuang 050000，China）

The soil incubation experiment was performed to study the effect of starch and aeration addition on HMW-PAHs degradation by Fusarium.sp in polluted and aged soil of a coal mining area.After 60 days incubation，the degradation rate of 10 HMW-PAHs as well as the change rule of soil enzyme activities were analyzed.The results showed that the treatments were in the following order in terms of∑10 HMW-PAHs degradation rate：immobilized Fusarium.sp+starch+aeration（J+D+O，29.19%）≈immobilized Fusarium.sp+starch（J+D，25.89%）＞immobilized Fusarium.sp（J，16.54%）.There was no significant difference between J+D+O and J+D for the degradation of∑4-rings，∑5-ring and∑6-ring PAHs，but their degradation rates were higher than J significantly（P＜0.05）.The degradation range of 10 individual HMW-PAHs were 9.12%～21.73%，17.93%～43.12%，24.34%～35.79%in J，J+D and J+D+O treatments respectively.The results demonstrated that far higher degradation rates of the 10 individual HMW PAHs were achieved in J+D+O and J+D treatments than those in Jtreatment，but there was no significant difference between J+D+O and J+D.The removal rates of BkF presented the highest increase extent in the two treatments and increased 68.09%，63.78%respectively.In addition，the treatments were in the following order in terms of catalase enzyme activities：CK＞J＞J+D＞J+D+O（P＜0.05）.We found that there were significant（P＜0.05）linear negative correlation between the removal rates of the 10 individual HMW-PAHs and catalase activity in soil.However，the degradation rate of Chry，BkF，InP，DbA，BghiP had significant（P＜0.05）linear positive correlation with lignin peroxidase activity.In conclusion，the individual PAH was removed by different treatments selectively，and the degradation rate were significantly improved by adding starch.

a coal mining area；HMW-PAHs；immobilized Fusarium.sp；starch；aeration；soil enzyme activity

X53

A

1672-2043（2016）09-1709-08doi：10.11654/jaes.2016-0596

2016-04-28

河北省教育廳項目（Z2013058）；863專項（2012AA101403-3）

張雪娜（1990—），女，河北廊坊人，碩士生，主要從事環(huán)境質量評價與監(jiān)控研究。E-mail：815798846@qq.com

楊志新E-mail：yangzhixin@126.com； 馮圣東E-mail：fengshengdong@126.com