單愛琴 肖潔 楊秀婧

摘要：通過室內(nèi)模擬試驗(yàn)對(duì)土壤進(jìn)行四氯化碳與四氯乙烯復(fù)合染毒，采用直接吸收法（密閉靜置培養(yǎng)測(cè)二氧化碳法）研究四氯化碳與四氯乙烯復(fù)合污染對(duì)土壤呼吸率的影響。結(jié)果表明，四氯化碳對(duì)土壤呼吸作用的影響隨時(shí)間呈先抑制、后恢復(fù)的過程，且四氯化碳體積分?jǐn)?shù)越高，抑制作用越強(qiáng)；四氯化碳與四氯乙烯復(fù)合污染增強(qiáng)了對(duì)土壤呼吸作用的抑制，四氯乙烯高體積分?jǐn)?shù)組（0.40～1.60 mg/kg）與四氯化碳各質(zhì)量分?jǐn)?shù)復(fù)合處理的抑制作用均強(qiáng)于對(duì)照；四氯化碳與四氯乙烯的交互作用對(duì)土壤呼吸的影響主要表現(xiàn)為協(xié)同作用。

關(guān)鍵詞：四氯化碳；四氯乙烯；復(fù)合污染；土壤呼吸率

中圖分類號(hào)： X53文獻(xiàn)標(biāo)志碼： A文章編號(hào)：1002-1302（2016）02-0364-04

收稿日期：2015-01-11

基金項(xiàng)目：住房和城鄉(xiāng)建設(shè)部項(xiàng)目（編號(hào)：2013-K7-11）；江蘇省自然科學(xué)基金（編號(hào)：BK2008134）。

作者簡(jiǎn)介：?jiǎn)螑矍伲?966—），女，山東諸城人，副教授，博士生導(dǎo)師，主要從事環(huán)境生物毒理及生態(tài)修復(fù)研究。E-mail：klsaq2003@163.com。氯代脂肪烴被廣泛應(yīng)用于工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中，如四氯乙烯可作為織物的干洗劑、金屬的脫脂洗滌劑、干燥劑、驅(qū)蟲劑、有機(jī)合成中間體等[1-3]，四氯化碳常作為重要的化工原料和有機(jī)溶劑。但由于其性質(zhì)穩(wěn)定、不易降解，進(jìn)入環(huán)境中的氯代脂肪烴會(huì)改變?cè)摥h(huán)境的生態(tài)功能及組成，如進(jìn)入土壤環(huán)境后將改變微生物群落結(jié)構(gòu)及土壤酶活性，使土壤呼吸作用降低。氯代脂肪烴是威脅生態(tài)系統(tǒng)最普遍的一類持久性有機(jī)污染物[4-5]。

氯代脂肪烴復(fù)合污染土壤及地下水的事件在國(guó)內(nèi)外均有發(fā)生，如我國(guó)北方某城市淺層地下水氯代烴污染已被證實(shí)[1，6-9]，其中三氯甲烷、四氯化碳、三氯乙烯、四氯乙烯是污染區(qū)的主要污染物，且四氯化碳（CT）與四氯乙烯（PCE）常共存于污染場(chǎng)地。1999年至今10余年的連續(xù)監(jiān)測(cè)發(fā)現(xiàn)，某農(nóng)藥廠排放的四氯化碳對(duì)其所在巖溶水源地補(bǔ)給區(qū)的土壤造成污染，并從中檢測(cè)出四氯化碳的各種同系物[7]。

目前，國(guó)內(nèi)外學(xué)者已對(duì)土壤、地下水環(huán)境中的氯代脂肪烴污染進(jìn)行了大量研究[9-12]。毒理學(xué)研究多集中于其動(dòng)物醫(yī)學(xué)毒性特征[13-14]，大多僅考慮單一污染物水平的環(huán)境行為，對(duì)土壤中復(fù)合污染的研究極少，而實(shí)際情況中復(fù)合污染更為常見。

在土壤環(huán)境中，土壤呼吸作用強(qiáng)度是土壤肥力、微生物代謝旺盛程度、氮循環(huán)的重要指標(biāo)之一[15]，不僅關(guān)系到土壤中有機(jī)物的分解，且土壤呼吸所釋放的二氧化碳是植物同化二氧化碳的重要來源，與植物生長(zhǎng)密切相關(guān)[16-17]。通過模擬試驗(yàn)研究CT與PCE復(fù)合污染對(duì)土壤呼吸率的影響，探討復(fù)合污染對(duì)土壤微生態(tài)毒理效應(yīng)、保障生態(tài)安全、提高土壤質(zhì)量具有重要指示性意義。

1材料與方法

1.1供試土壤

取江蘇省校內(nèi)一處未經(jīng)污染的土壤，將其風(fēng)干后研磨，過2 mm篩備用。土壤的基本性質(zhì)見表1。

1.2土壤中四氯化碳及四氯乙烯的質(zhì)量分?jǐn)?shù)設(shè)置

四氯化碳的質(zhì)量分?jǐn)?shù)設(shè)置見表2，CT-PCE復(fù)合處理的質(zhì)量分?jǐn)?shù)設(shè)置見表3。

1.3土壤呼吸率的測(cè)定

采用直接吸收法（密閉靜置法）[18]滴定測(cè)定CO2釋放量。取50 g土壤置于100 mL干燥燒杯中，加入1 g葡萄糖及少量水，將燒杯放入（25±1） ℃生化培養(yǎng)箱中培養(yǎng)7 d，取出燒杯后加入不同質(zhì)量分?jǐn)?shù)的氯代脂肪烴（表2、表3），并將土壤含水量調(diào)節(jié)為最大持水量的3/5。取35 mL 0.1 mol/L的NaOH溶液置于100 mL空燒杯中，將2個(gè)燒杯放入標(biāo)本瓶并密閉瓶口，置于培養(yǎng)箱中培養(yǎng)。分別于1、2、4、6、9、13 d取出含NaOH溶液的燒杯，對(duì)剩余NaOH進(jìn)行滴定（0.2 mol/L HCl標(biāo)準(zhǔn)溶液），同時(shí)另取一燒杯加入35 mL 0.1 mol/L的NaOH溶液，置于培養(yǎng)箱中繼續(xù)培養(yǎng)，按上述步驟如期進(jìn)行測(cè)定。土壤呼吸率以每克土壤釋放的CO2量（mg/g）表示，每個(gè)處理至少重復(fù)2次。

1.4數(shù)據(jù)處理

所有數(shù)據(jù)均設(shè)置不添加污染物的空白處理為對(duì)照，計(jì)算方法為平均變化百分?jǐn)?shù)=（處理土樣-對(duì)照土樣）/對(duì)照土樣×100%。采用Excel 2003軟件、SPSS 13.0軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)處理、方差分析等統(tǒng)計(jì)分析。

2結(jié)果與分析

2.1CT單一污染對(duì)土壤呼吸率的影響

由表4可知，CT對(duì)土壤呼吸率的影響隨時(shí)間呈先抑制、后恢復(fù)的過程，且CT質(zhì)量分?jǐn)?shù)越大，抑制作用越強(qiáng)。抑制作用除3#于2 d、5#于4 d達(dá)最大值外，其余樣本均于1 d達(dá)到最大值，經(jīng)檢驗(yàn)，1#、2#樣本與空白對(duì)照無顯著差異，但2#樣本的抑制率為30.98%；3#至6#樣本的抑制率分別為 59.07%、67.19%、67.01%、71.91%。各處理樣本的呼吸率于2 d開始呈上升趨勢(shì)，至13 d 1#～4#樣本分別比空白對(duì)照高27.58%、26.20%、5.75%、1.39%，表明低質(zhì)量分?jǐn)?shù)CT（0.032～3.200 mg/kg）處理的呼吸率已恢復(fù)，而較高質(zhì)量分?jǐn)?shù)的5#、6#樣本（6.40～9.60 mg/kg）在試驗(yàn)期間內(nèi)恢復(fù)緩慢。這是因?yàn)樗穆然紝?duì)土壤中微生物的活性產(chǎn)生抑制，繼而使土壤呼吸率降低。隨著時(shí)間的延長(zhǎng)、四氯化碳在土壤中揮發(fā)等原因，土壤中微生物適應(yīng)了四氯化碳污染環(huán)境，或有新的優(yōu)勢(shì)菌群增長(zhǎng)，使土壤的呼吸作用逐步恢復(fù)。質(zhì)量分?jǐn)?shù)較大時(shí)，土壤中微生物受抑制程度高，難以在短期內(nèi)恢復(fù)至正常水平；而質(zhì)量分?jǐn)?shù)較小時(shí)，污染土壤中的微生物活性恢復(fù)較快。由表5可知，土壤呼吸率與CT質(zhì)量分?jǐn)?shù)之間存在顯著的劑量-效應(yīng)關(guān)系。

2.2CT與PCE復(fù)合污染對(duì)土壤呼吸率的影響

CT-PCE復(fù)合污染對(duì)土壤呼吸率的影響見表6。采用SPSS 13.0軟件交叉分組的雙因素方差分析，比較單一CT污染脅迫與CT-PCE復(fù)合污染脅迫下土壤呼吸率的均值，并采用LSD法進(jìn)行多重比較。

弱[19]。當(dāng)PCE質(zhì)量分?jǐn)?shù)很?。≒CE<3.00 mg/kg）時(shí)，PCE會(huì)暫時(shí)抑制土壤呼吸，但土壤的呼吸功能會(huì)隨時(shí)間的延長(zhǎng)逐漸恢復(fù)，甚至可能激活土壤中的微生物。而大質(zhì)量分?jǐn)?shù)CT和PCE污染對(duì)土壤微生物的毒性作用較大，導(dǎo)致較多土壤微生物死亡，因此土壤生物量及呼吸功能的恢復(fù)需要更長(zhǎng)時(shí)間。可能由于大量污染物質(zhì)的一次性增加對(duì)微生物造成短期“觸殺”效應(yīng)，使微生物群落結(jié)構(gòu)遭到破壞，大量微生物死亡，微生物生物量顯著減少，呼吸作用受到抑制。隨著時(shí)間的推移，污染物在土壤中的吸附作用降解、毒性減弱，微生物群落結(jié)構(gòu)逐漸恢復(fù)，呼吸作用有所增強(qiáng)；加入PCE各處理后，抑制作用隨CT質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增大而更加明顯?？梢?，兩者復(fù)合的交互作用總體表現(xiàn)為協(xié)同抑制作用。

此外，PCE（0.10 mg/kg）與CT（9.60 mg/kg）復(fù)合、PCE（0.20 mg/kg）與CT（9.60 mg/kg）復(fù)合、PCE（1.60 mg/kg）與CT（0.032～0.320 mg/kg）復(fù)合均與其他復(fù)合污染組存在顯著性差異。小質(zhì)量分?jǐn)?shù)組PCE（0.1～0.2 mg/kg）與大質(zhì)量分?jǐn)?shù)CT（9.60 mg/kg）復(fù)合、小質(zhì)量分?jǐn)?shù)組CT（0.03～0.32 mg/kg）與大質(zhì)量分?jǐn)?shù)PCE（1.6 mg/kg）復(fù)合均與其他復(fù)合污染組存在顯著性差異。

試驗(yàn)結(jié)果表明，PCE小質(zhì)量分?jǐn)?shù)組（0.10～0.20 mg/kg）處理加入CT后的CT-PCE復(fù)合處理對(duì)土壤呼吸率產(chǎn)生的抑制作用更強(qiáng)，且CT-PCE復(fù)合污染對(duì)土壤呼吸率的交互作用總體表現(xiàn)為協(xié)同作用。

3總結(jié)

CT對(duì)土壤呼吸作用的影響隨時(shí)間呈先抑制、后恢復(fù)的過程，且抑制強(qiáng)度與CT質(zhì)量分?jǐn)?shù)有關(guān)，質(zhì)量分?jǐn)?shù)越大則抑制作用越強(qiáng)。CT與PCE復(fù)合污染增強(qiáng)了對(duì)土壤呼吸作用的抑制，與對(duì)照相比，PCE大質(zhì)量分?jǐn)?shù)組（0.40～1.60 mg/kg）與CT各質(zhì)量分?jǐn)?shù)的復(fù)合處理、CT大質(zhì)量分?jǐn)?shù)組與PCE各質(zhì)量分?jǐn)?shù)的復(fù)合處理在整個(gè)培養(yǎng)階段受到很大抑制。CT與PCE體積分?jǐn)?shù)差異越大，協(xié)同作用越明顯。CT-PCE復(fù)合污染的交互作用對(duì)土壤呼吸率的影響主要表現(xiàn)為協(xié)同作用。

參考文獻(xiàn)：

[1]Semprinl L，Hopkins G D，McCarty P L，et al. In-situ transformation of carbon tetrachloride and other halogenated compounds resulting from biostimulation under anoxic conditions[J]. Environ Sci Technol，1992，26（12）：2454-2461.

[2]Oostrom M，Rockhold M L，Thorne P D，et al. Carbon tetrachloride flow and transport in the subsurface of the 216-Z-9 trench at the hanford site[J]. Vadose Zone Journal，2007，6（4）：971-984.

[3]He Z，Yang G P，Lu X L. Distributions and sea-to-air fluxes of volatile halocarbons in the East China Sea in early winter[J]. Chemosphere，2013，90（2）：747-757.

[4]Kang L，Liu G，Chen W，et al. Determination of chloroform and carbon tetrachloride in residential air by capillary gas chromatography[J]. Journal of Hygiene Research，2011，40（2）：208-210.

[5]Bagley D M，Lalonde M，Kaseros V，et al. Acclimation of anaerobic systems to biodegrade tetrachloroethene in the presence of Carbon tetrachloride and chloroform[J]. Water Research，2000，34（1）：171-178.

[6]鄭昭賢. 石油污染淺層地下水中氯代烷烴降解的微生物響應(yīng)規(guī)律研究[D]. 長(zhǎng)春：吉林大學(xué)，2012.

[7]韓寶平，朱雪強(qiáng)，孫曉菲，等. 某巖溶水源地四氯化碳污染途徑研究[J]. 中國(guó)礦業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)，2006，35（1）：61-65.

[8]Zhang G，Mu Y J，Liu J F，et al. Seasonal and diurnal variations of atmospheric peroxyacetyl nitrate，peroxypropionyl nitrate，and carbon tetrachloride in Beijing[J]. Journal of Environmental Sciences-China，2014，26（1）：65-74.

[9]張鳳君，王斯佳，馬慧，等. 三氯乙烯和四氯乙烯在土壤和地下水中的污染及修復(fù)技術(shù)[J]. 科技導(dǎo)報(bào)，2012，30（18）：65-72.

[10]Zhu Z L，Pan M H，Wang J，et al. Effects of ferrous Ions and ferric hydroxide on dechlorination of carbon tetrachloride[C]. Proceedings of Environmental Pollution and Public Health（EPPH 2012），2012.

[11]Assaf A N，Lin K Y. Carbon tetrachloride reduction by Fe2+，S2-，and FeS with vitamin B12 as organic amendment[J]. Journal of Environmental Engineering，January，2002，128（1）：94-98.

[12]Bodienkova G M，Alekseev R I，Boklazhenko E V. Detection of disordered immune responses to the chronic effects of vinyl chloride in the organism（clinical and experimental study）[J]. Meditsina Trudai Promyshlennaia Ekologiia，2013（3）：21-27.

[13]丁守先，王林，王澤甫，等. 氯甲烷急性蓄積性毒性研究[J]. 職業(yè)衛(wèi)生與病傷，1991，6（1）：47-49.

[14]Zhou J，You Y，Bai Z P，et al. Health risk assessment of personal inhalation exposure to volatile organic compounds in Tianjin，China[J]. Science of the Total Environment，2011，409（3）：452-459.

[15]Bond L B，Thomson A. Temperature-associated increases in the global soil respiration record[J]. Nature，2010，464（7288）：579-582.

[16]蔡玉祺，王珊齡，蔡道基. 甲基異柳磷等四種農(nóng)藥對(duì)土壤呼吸的影響[J]. 農(nóng)村生態(tài)環(huán)境，1992（3）：36-40.

[17]Min H，Ye Y F，Chen Z Y，et al. Effects of butachlor on microbial populations and enzyme activities in paddy soil[J]. Journal of Environmental Science and Health：Part B，Pesticides，F(xiàn)ood Contaminants，and Agricultural Wastes，2001，36（5）：581-595.

[18]魯如坤. 土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法[M]. 北京：中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)技術(shù)出版社，2000：238-240.

[19]王愛寬，秦勇，單愛琴，等. 三氯乙烯、四氯乙烯對(duì)小麥葉綠素和土壤呼吸率的影響[J]. 東北農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)，2009，40（5）：13-16.藏金萍，韓志校，姜軍坡. 響應(yīng)面法優(yōu)化產(chǎn)纖維素酶菌株深層液體發(fā)酵的條件[J]. 江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué)，2016，44（2）：368-370，374.