2022, Vol. 54
2. 三峡库区生态环境教育部工程研究中心(三峡大学), 湖北宜昌 443002;
3. 宜昌市森林资源监测站, 湖北宜昌 443000
随着能源需求量的增加，化石燃料或生物质燃烧导致多环芳烃(PAHs)污染日趋严重，由此对周边农田土壤质量造成严重威胁。全国土壤污染调查结果表明，PAHs是造成我国土壤污染最主要的有机污染物之一[1]。其具有强烈的致癌、致畸和致突变效应，可在植物组织中累积并进入食物链循环[2-3]。因此，寻求能够促进土壤PAHs降解的技术或方法成为众多研究关注的焦点。与物理或化学修复相比，生物修复是去除土壤PAHs最具潜力和经济有效的方法[4-5]。其中，生物刺激法通过改变微生物的栖息环境使其更利于微生物繁殖和生长，进而促进PAHs降解。C、N、P等营养元素是微生物生长所必需的矿质元素，研究表明，外源添加碳源和氮源能够通过促进共代谢提升PAHs的降解[6-7]。然而，PAHs水溶性低、吸附力强及分配和滞留等特性导致其生物有效性较低，有效降解较为困难[8]。
农业废弃物是一类经济、绿色、环保的有机材料，可增加土壤有机质，改善土壤结构，疏松土壤，增强孔隙度，降低容重，促进土壤微生物活性[9-11]。有研究表明，农业废弃物能够提升土壤质量，增加烃类化合物的去除率[12]。而作物秸秆腐熟过程产生的大量可溶性有机质(DOM)，亦可促进重金属由可提取态向残渣态的转变，从而降低其有效性；还能抑制土壤对重金属离子的吸附固定，促进螯合物的形成，增加植物对重金属离子的吸收[13-15]。此外，土壤DOC含量与土壤PAHs降解之间亦存在一定的相关性[1]。可见，秸秆腐解过程中间产物会影响土壤污染物的迁移和吸收，从而影响污染物的去除率。
我国秸秆年产量达8亿t以上，秸秆富含大量C、N等营养元素及有机物质，为避免资源浪费和环境污染，近年来有关秸秆再利用的研究备受关注[16]。其中，秸秆还田是现代化农业改革后资源可持续及高效利用的重要方式之一。研究发现水稻秸秆可作为有机肥施入土壤，通过微生物群落与污染物降解之间的邻近相关性成功去除土壤PAHs[17]。此外，小麦秸秆和牛粪复合堆肥亦被证实可显著降低土壤菲含量，促进PAHs分解微生物的代谢活性[18]。然而，不同作物秸秆碳氮比(C/N)不同，使得其加入土壤后矿化/腐解速率不尽相同，进而影响其对PAHs的去除效果。
本文采用室内模拟试验，研究在控制温度和土壤水分含量条件下不同作物秸秆及添加量对PAHs污染土壤碳矿化、DOC含量和PAHs降解的影响，以期为农业废弃物的循环利用及土壤PAHs降解措施的探寻提供理论基础。
1 材料与方法 1.1 试验设计试验共设9个处理，分别为：只添加PAHs(菲和芘，记为P)、添加低量玉米秸秆(Y5)、添加高量玉米秸秆(Y15)、添加低量水稻秸秆(S5)、添加高量水稻秸秆(S15)、添加PAHs+低量玉米秸秆(PY5)、添加PAHs+高量玉米秸秆(PY15)、添加PAHs+低量水稻秸秆(PS5)、添加PAHs+高量水稻秸秆(PS15)，每个处理重复3次。秸秆的用量为10和30 g/kg，菲和芘的添加量均为200 mg/kg，纯度为98%(Sigma–Aldrich，中国)。
1.2 培养方法采用室内模拟恒温(25 ℃)培养的方法。试验土壤采自三峡大学植物园，土壤的基本理化性质为：砂粒含量32%，粉粒含量57%，黏粒含量11%，土壤pH 7.41，土壤有机质2.79 g/kg，全氮316 mg/kg，全磷445 mg/kg。具体操作如下：将500 g风干过筛土(2 mm)置于直径11.5 cm、高15 cm的带盖硬质塑料圆瓶中，添加PAHs时，先将其溶于少量丙酮，倒入盆中与土壤搅拌混匀，放置过夜待丙酮挥发。
玉米和水稻秸秆经清洗、烘干和粉碎处理后先与培养土混匀。培养过程中保持田间持水量的70%。为了收集培养过程中产生的CO2，将装有30 ml 1 mol/L NaOH溶液的50 ml烧杯固定在培养瓶内侧，之后将培养瓶加盖密封，放置在恒温培养箱中。在培养开始第2、4、7、10、16、22、28、38和48天测定CO2的释放量，每次测定完后换入新的NaOH溶液并用称量法补充所损失的水分。
1.3 指标测定和分析称取5 g土壤样品放入玻璃离心管中，加入5 g无水硫酸钠后再加入10 ml二氯甲烷，超声30 min后离心10 min(3 000 r/min)，将上清液倒入圆底烧瓶，如此重复3次。之后将盛有收集液的圆底烧瓶放入旋转蒸发仪至少于1 ml后倒入已活化好的层析柱中，之后一次性倒入70 ml正己烷和二氯甲烷(4︰7，V/V)的混合液冲洗柱子，洗脱液收集至圆底烧瓶后再次放入旋转蒸发仪蒸至快干后用氮吹仪吹干，最后用液相流动相溶解定容至2 ml。该溶液经微膜过滤(0.22 μm)后置于高效液相色谱仪(HPLC，Waters 2695)专用测样瓶中待测。PAHs测定所用的色谱柱为PAHs专用色谱柱，根据PAHs保留时间定性，PAHs标准曲线线性良好，相关系数r均在0.99以上，样品重复间PAHs浓度的变异系数 < 10%，PAHs加标回收率为78.1% ~ 108.3%。测定条件如表 1所示。
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表 1 HPLC的测定条件设置 Table 1 HPLC setting of determination conditions |
土壤可溶性有机碳(DOC)含量的测定：称取2 g风干过筛土壤样品，加入20 ml超纯水，25 ℃振荡18 h经离心、过滤后通过TOC分析仪(Multi N/C 3000)进行测定。
CO2-C矿化速率的计算公式如下[19]：
| $ \mathrm{C} \text { 或 } \mathrm{CO}_2(\mathrm{mg})=\left(B_v-S_v\right) \times N \times E$ | (1) |
式中：Bv为滴定空白所用的HCl体积(ml)，Sv为滴定样品所用的HCl体积(ml)，N为HCl的浓度(mol/L)，E为权重(CO2–C=6，CO2=22)。
1.4 数据处理采用SPSS 20.0统计软件进行了处理间的方差分析，均值之间的多重比较采用最小显著差数法(LSD)，差异显著性水平为P < 0.05。
2 结果与分析 2.1 秸秆添加对PAHs污染土壤碳矿化的影响各处理秸秆腐解过程中土壤有机碳矿化动态变化规律基本一致，均在秸秆腐解的第2 ~ 4天出现CO2-C释放速率峰值；CO2-C矿化速率随培养时间延长而逐渐下降，并在秸秆腐解18 d后趋于稳定(图 1)。只添加PAHs处理(P)土壤在培养过程中CO2-C矿化速率始终处于最低值，且随时间波动较小；低量水稻秸秆添加处理(PS5和S5)下CO2-C矿化速率显著低于其他秸秆添加处理；玉米秸秆+PAHs处理下CO2-C的矿化速率高于单纯添加玉米秸秆，而水稻秸秆与此相反。
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图 1 秸秆腐解过程中CO2-C的矿化速率 Fig. 1 Mineralization rates of CO2-C during straw decomposition under different straw types and addition rates |
由培养过程中CO2-C累积释放量结果可见，各处理CO2-C累积释放量的变化趋势一致，均随培养时间的延长而增加(图 2)；在0 ~ 10 d内，各处理CO2-C累积释放量急剧增加，后逐渐趋于平缓；添加秸秆处理下CO2-C累积释放量明显增加；除添加高量水稻秸秆(S15)处理外，秸秆+PAHs组合处理下CO2-C累积释放量高于单独添加秸秆处理；此外，无论添加量高低，玉米秸秆添加后土壤CO2-C累积释放量均高于水稻秸秆。
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图 2 秸秆腐解过程中CO2-C的累积释放量 Fig. 2 Cumulative releases of CO2-C during straw decomposition under different straw types and addition rates |
土壤DOC含量受秸秆添加量的影响较大(图 3)。与对照(P)相比，秸秆添加提升了土壤DOC含量；高量秸秆添加处理较低量秸秆对土壤DOC含量的提升幅度更大；其中，高量玉米、水稻秸秆对土壤DOC含量的提升幅度分别为51.8% 和52.8%；此外，水稻秸秆添加处理土壤DOC含量均高于玉米秸秆。
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(图中小写字母不同表示处理间差异显著(P < 0.05), 下同) 图 3 不同作物秸秆和添加量对土壤DOC含量的影响 Fig. 3 Soil DOC concentrations under different straw types and addition rates |
与对照相比，秸秆添加处理显著降低了土壤菲和芘的残留量，且土壤菲、芘残留量随秸秆添加量的增加而显著降低(图 4)。此外，同一添加量水平下，玉米秸秆添加对土壤菲、芘残留量的降低幅度更大。其中，高量玉米秸秆添加处理(PY15)较对照对土壤菲、芘残留量的降低幅度分别为39.3% 和21.8%。
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图 4 不同作物秸秆和添加量对土壤PAHs残留量的影响 Fig. 4 Soil PAHs concentrations under different straw types and addition rates |
土壤菲、芘去除率在秸秆添加后明显增加，且提升幅度随秸秆添加量的增加而增大(图 5)。玉米秸秆对菲、芘去除的效果更好，其中，添加高量玉米秸秆处理(PY15)对土壤菲、芘去除率的增加幅度分别为91.7% 和182%。
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图 5 不同作物秸秆和添加量对土壤PAHs去除率的影响 Fig. 5 PAHs removal rates under different straw types and addition rates |
土壤PAHs去除率随土壤DOC含量的增加呈先增加后降低趋势(图 6)。当土壤DOC含量低于0.20 g/kg时，土壤PAHs去除率与DOC含量呈正相关关系；当土壤DOC含量高于0.20 g/kg后，土壤PAHs去除率反而降低。
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图 6 土壤PAHs去除率与土壤DOC的相关性 Fig. 6 Relationship between PAHs removal rate and soil DOC concentration |
本研究48 d培养试验结果表明，在PAHs污染土壤中添加玉米秸秆后土壤中有机碳的矿化速率高于单纯加PAHs或单纯添加玉米秸秆的处理(图 1)。由此可见，玉米秸秆的添加能够促进PAHs污染土壤中有机碳的矿化。其原因可能是：土壤中存在的PAHs亦为一种有机物，其降解的最终产物为CO2和H2O，玉米秸秆加入土壤后，引发了正激发效应，在微生物暴增的同时促进了土壤中有机物的矿化，包括玉米秸秆和PAHs的共降解，从而增加了CO2释放速率和释放量。然而，外源有机物料的加入也可能会导致土壤有机碳矿化作用的减缓，即产生负激发效应[20]。负激发效应主要发生在高C/N、低微生物活性和酶活及吸附作用强的土壤上[21]。而本试验在开始时加入了一定量的氮肥，从而降低了土壤的C/N，且试验一直在恒温培养箱中进行(25 ℃)，保证了微生物的活性。尽管如此，本研究中水稻秸秆的添加并未增加PAHs污染土壤的有机碳矿化速率，其原因可能是本试验所用水稻秸秆为水稻成熟期刚收获的秸秆，其木质化程度较高，不易被微生物矿化和利用。
生物刺激法是最为广泛使用的PAHs污染土壤的微生物修复方法[22]。本研究发现，外源添加秸秆能够促进菲和芘的降解，但是不同作物秸秆和添加量对土壤PAHs残留量和去除率的影响不尽相同。同时，不同环数PAHs对各处理的响应亦不同(图 4、图 5)。Han等[7]研究了不同农业废弃物对土壤PAHs消耗和PAHs降解基因的影响，结果表明不同农业废弃物的添加均增加了微生物对PAHs的消耗，而土壤介质中合适的C/N可能是影响微生物对PAHs降解程度的重要因素。本研究中所用玉米秸秆和水稻秸秆的C/N不同，而添加量的不同也会直接影响基质中的C/N，因此导致了PAHs去除效果的不同。此外，诸如玉米秸秆类的农业废弃物含有大量的纤维素和木质素，可作为烃类微生物的生长基质，这些微生物产生的高效酶促进了烃类化合物的生物降解[9, 23]。研究表明，与土壤中PAHs降解密切相关的微生物群落包括变形菌门、放线菌门及鞘脂单胞菌属、溶杆菌属和交替赤杆菌属等[24-26]。而农业废弃物(如秸秆类)正是有效地提高了此类PAHs降解细菌的丰度，同时亦改变了真菌的群落结构[7, 9]。此外，本研究结果发现，秸秆添加对菲的降解效果优于芘，可见秸秆对PAHs的降解效果亦受PAHs自身物理化学特性(如苯环数)的影响。
秸秆类有机物质除了对微生物活性的提升，其自身在腐解过程中会产生大量可溶性有机质(DOM)。本文研究结果表明，秸秆添加能够提升土壤可溶性有机碳含量(图 3)，且在一定范围内，土壤DOC含量与PAHs去除率呈正相关关系(图 6)。研究证实DOM能够通过NH-π以及π-π间的相互作用与PAHs形成复合物，从而增加PAHs的扩散[27]；同时，土壤DOC含量被证实与有机酸溶性PAHs呈显著正相关关系，土壤DOC能够促进PAHs的生物降解[1, 28]。此外，土壤DOC含量与PAHs降解细菌和真菌的丰度亦呈显著正相关关系[9]。可见，农作物秸秆，无论是其自身还是腐解中间产物DOM均对土壤PAHs降解具有促进作用。
4 结论外源添加玉米秸秆能够促进PAHs污染土壤中有机碳的矿化，且添加量越大，矿化速率越大，但水稻秸秆对有机碳的矿化速率影响不大；秸秆添加能够明显降低土壤PAHs残留量，从而提高污染土壤PAHs去除率，且玉米秸秆对PAHs的降解效果优于水稻秸秆，而本试验条件下秸秆添加量越大，PAHs去除率越高；此外，秸秆添加能够提升土壤DOC含量，秸秆添加量越大DOC含量越高，而玉米秸秆腐解过程可产生更多DOC，且在一定范围内，土壤DOC含量与PAHs去除率呈正相关关系。
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2. Engineering Research Center of Eco-Environment in Three Gorges Reservoir Region, Ministry of Education, China Three Gorges University, Yichang, Hubei 443002, China;
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