摘要：為了探明添加生物炭對(duì)土壤中鄰苯二甲酸酯微生物降解的影響，選擇DBP和DEHP作為目標(biāo)污染物，通過室內(nèi)模擬試驗(yàn)對(duì)添加生物炭土壤中DBP和DEHP的微生物降解規(guī)律進(jìn)行了研究。結(jié)果表明，土壤中DBP和DEHP微生物降解過程符合一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程，半衰期分別為3.054、34.657 d，其降解速率的差異可能與鄰苯二甲酸酯類化合物的理化性質(zhì)有關(guān)；隨著生物炭添加量的增加，DBP的微生物降解速率呈降低趨勢，而DEHP降解速率變化很?。慌c未添加生物炭的土壤相比，添加1.0%生物炭的土壤中DBP和DEHP的半衰期分別延長6.709、6.116 d，表明添加生物炭不利于土壤中鄰苯二甲酸酯的微生物降解，可能與生物炭提高土壤對(duì)鄰苯二甲酸酯的吸附能力導(dǎo)致其生物有效性降低有關(guān)。

關(guān)鍵詞：生物炭；DBP；DEHP；微生物降解

中圖分類號(hào)：X53 文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：A 文章編號(hào)：0439-8114（2016）17-4580-04

DOI：10.14088/j.cnki.issn0439-8114.2016.17.055

Abstract： In order to elucidate the impacts on biodegradation of phthalate esters in soil after adding biochar， di-butylphthalate（DBP），di-（2-ethylhexyl） phthalate（DEHP） were chosen as target pollutants. Through laboratory simulation experiment， the laws of biodegradation of DBP and DEHP in soil after adding biochar were studied. The results indicated that the natural biodegradation process of DBP and DEHP in soil fitted the first-order kinetics equation. The half-life period of DBP and DEHP were respectively 3.054 days and 34.657 days， which indicated that the difference of biodegradation rate was possibly affected by physical and chemical parameters of phthalate esters. With the increase in the amount of biochar in soil， biodegradation rate of DBP reduced gradually，but biodegradation rate of DEHP changed slightly. Compared with soil without biochar， the half-life period of DBP and DEHP delayed 6.709 days and 6.116 days respectively in soil with 1.0% biochar， which indicate that biochar could slow down the degradation of phthalate esters. The reason was possibly related with improvement of adsorption of phthalate esters through adding biochar and decline of biological availability.

Key words： biochar； DBP； DEHP； biodegradation

作為一類重要的人工合成化合物，鄰苯二甲酸酯（Phthalateesters，PAEs）被廣泛用于塑料制品的生產(chǎn)。目前，中國農(nóng)業(yè)生產(chǎn)過程各種塑料薄膜的大量使用直接造成農(nóng)業(yè)種植區(qū)土壤不同程度的鄰苯二甲酸酯污染[1]，尤其在南方蔬菜基地[2，3]、北方設(shè)施菜地[4，5]均能檢測出EPA優(yōu)先控制的6種鄰苯二甲酸酯化合物，其中DEHP和DBP的含量均較高。鄰苯二甲酸酯不僅會(huì)對(duì)土壤生態(tài)系統(tǒng)造成不良影響，而且還會(huì)被植物吸收富集，從而通過食物鏈對(duì)人體健康造成潛在的危害。因此，農(nóng)田土壤鄰苯二甲酸酯污染正逐漸引起人們的關(guān)注[6，7]。

生物炭（Biochar，BC）是生物質(zhì)在缺氧或絕氧環(huán)境中經(jīng)低溫?zé)崃呀夂笊傻墓虘B(tài)產(chǎn)物[8，9]。由于生物炭具有特殊的孔隙結(jié)構(gòu)和化學(xué)組成，能夠影響污染物在土壤中的環(huán)境行為，使其成為環(huán)境污染修復(fù)領(lǐng)域的研究熱點(diǎn)之一[10，11]。目前，國內(nèi)外學(xué)者對(duì)于生物炭吸附有機(jī)污染物的作用機(jī)制研究較多[12]，但關(guān)于生物炭對(duì)土壤有機(jī)污染物生物降解行為的影響研究仍相對(duì)較少。有關(guān)研究表明，生物炭對(duì)有機(jī)污染物的固持作用會(huì)降低污染物的生物有效性，從而影響土壤中微生物對(duì)污染物的降解率，增加土壤中有機(jī)污染物的滯留時(shí)間[13，14]。同時(shí)也有研究指出，生物炭能增強(qiáng)土壤中微生物的活性[15]，有利于提高微生物的降解能力。因此，生物炭對(duì)土壤中有機(jī)污染物微生物降解的影響和機(jī)制仍需進(jìn)一步深入研究。本研究選擇鄰苯二甲酸二丁酯（di-butyl phthalate，DBP）、鄰苯二甲酸（2-乙基已基）酯[di-（2-ethylhexyl）phthalate，DEHP]作為目標(biāo)污染物，以花生殼作為原料制備生物炭，通過室內(nèi)模擬試驗(yàn)研究土壤中DBP和DEHP的微生物降解規(guī)律以及添加生物炭對(duì)DBP和DEHP微生物降解的影響，旨在為利用生物炭進(jìn)行土壤有機(jī)污染防治提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

供試土壤采自青島即墨市小麥種植區(qū)表層土壤，其主要理化性質(zhì)為有機(jī)質(zhì)22.06 g/kg，pH 5.70，電導(dǎo)率97.8 μs/cm，堿解氮116.26 mg/kg，速效磷76.46 mg/kg，速效鉀164.14 mg/kg。土壤樣品采集后，室內(nèi)自然陰干，研磨，過2 mm孔徑篩備用。

生物炭制備采用限氧升溫炭化法。選擇花生殼為原料，洗凈，烘干，粉碎后，置于馬弗爐中450 ℃炭化6 h，經(jīng)冷卻至室溫后取出，過0.154 mm篩子，裝于磨口棕色瓶中備用。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

取過篩土壤樣品分成2大份，一份采用高壓蒸汽滅菌，另一份不滅菌的土壤樣品分為4份，分別加入一定量的生物炭，充分混勻。每份稱取60 g土壤樣品于培養(yǎng)皿中，調(diào)節(jié)土壤含水量至田間最大持水量的50%，在培養(yǎng)箱中于25 ℃恒溫條件下預(yù)培養(yǎng)7 d待用。

取一定量的DBP、DEHP溶于丙酮中，將其添加到過篩土樣中，混勻，在通風(fēng)廚中抽去丙酮，得到DBP、DEHP污染土樣。分別稱取一定量污染土樣加入到預(yù)培養(yǎng)土樣中，攪拌混勻，使土壤中DBP、DEHP濃度達(dá)到設(shè)計(jì)水平（60 mg/kg），即DBP、DEHP的濃度均為30 mg/kg，同時(shí)保證4份未滅菌土樣的生物炭含量分別達(dá)到設(shè)計(jì)水平0、0.1%、0.5%和1.0%，再調(diào)節(jié)土壤含水量至田間最大持水量的50%，放入25 ℃培養(yǎng)箱中暗培養(yǎng)，每隔1～2 d調(diào)節(jié)土壤含水量，使其在整個(gè)培養(yǎng)過程中保持恒定。培養(yǎng)第0、1、2、5、10、15、20、25、35、45天時(shí)分別取樣進(jìn)行分析。滅菌和未滅菌的土樣每個(gè)處理均設(shè)置3個(gè)重復(fù)。

1.3 測定方法

土壤樣品的提取：準(zhǔn)確稱取待提取土壤樣品5.00 g于250 mL碘量瓶中，向其中加入提取液丙酮∶石油醚（V∶V=1∶3）90 mL，振蕩30 min。提取液用砂芯漏斗過濾，并分別用30 mL 提取液分3次洗滌碘量瓶和砂芯漏斗，濾液和洗滌液合并于250 mL的圓底燒瓶中，旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)濃縮至3～5 mL。用玻璃層析柱，依次加入4 g無水硫酸鈉，6 g弗羅里硅土，4 g無水硫酸鈉。先用淋洗液石油醚∶乙醚（V∶V=10∶0.4）10 mL預(yù)洗柱子，棄去該淋洗液，再用石油醚∶乙醚（V∶V=10∶3）90 mL洗脫。收集全部洗脫液至雞心瓶中，旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)后用甲醇定容至1.5 mL，過有機(jī)濾膜后利用高效液相色譜（LC20A型，日本島津公司）進(jìn)行分析。為保證各次提取過程的準(zhǔn)確性，在每份待提取土壤樣品中都加入苯甲酸芐酯，分別計(jì)算每次提取過程的回收率，均在86.4%～107.3%。

色譜條件：色譜柱inertsil ODS-SP（250 mm×4.6 mm i.d.，5.0 μm）；流動(dòng)相A：甲醇；流動(dòng)相B：水。梯度洗脫條件：設(shè)定B起始為30%，在20 min內(nèi)勻速降至5%，而后瞬間降至0并保持5 min，再回到30%平衡10 min等待下一次進(jìn)樣；流速：1 mL/min；柱溫箱溫度：32 ℃；進(jìn)樣量：10 μL；檢測器：紫外檢測器，檢測波長：228 nm。

1.4 數(shù)據(jù)處理

利用SPSS 19.0進(jìn)行數(shù)據(jù)處理和擬合分析。土壤中DBP、DEHP的微生物降解規(guī)律使用一級(jí)降解動(dòng)力學(xué)方程進(jìn)行擬合，其公式為：

Ct=C0×e-kt

式中，Ct（mg/kg）為時(shí)間t時(shí)土壤中DBP、DEHP濃度，C0（mg/kg）為土壤初始濃度，k為降解動(dòng)力學(xué)常數(shù)。半衰期Dt50（d）可以表示為ln2/k。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤中DBP和DEHP的微生物降解規(guī)律

土壤中DBP、DEHP微生物降解動(dòng)態(tài)見圖1。由圖1可以看出，在滅菌條件下，整個(gè)培養(yǎng)期DBP和DEHP的降解率分別為1.032%～1.863%、0.402%～0.846%，表明微生物對(duì)土壤中DBP、DEHP的降解發(fā)揮著關(guān)鍵性作用，即微生物降解為土壤中DBP、DEHP衰減的主要途徑，該規(guī)律與已有的研究結(jié)果基本一致[16-18]。從圖中還可以看出，在培養(yǎng)期的前5 d，DBP降解速度很快，降解率高達(dá)73.84%，第15天降解率則達(dá)到90%以上；而DEHP始終處于緩慢降解階段，在培養(yǎng)末期（第45天），DBP和DEHP的降解率分別達(dá)到94.78%和68.33%。由于DBP分子量較小，碳鏈較短，而且水溶性相對(duì)較好，微生物利用率相對(duì)較高，降解速率較快，而分子量較大的DEHP，碳鏈長且水溶性差，則較難降解。

土壤中DBP和DEHP微生物降解動(dòng)力學(xué)擬合參數(shù)見表1。由表1可以看出，土壤中DBP和DEHP微生物降解過程符合一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程，相關(guān)系數(shù)R2分別為0.969和0.918。DBP和DEHP的降解速率常數(shù)分別為0.227、0.020 d-1，半衰期分別為3.054、34.657 d，DEHP的半衰期明顯比DBP長，進(jìn)一步表明土壤中鄰苯二甲酸酯的降解可能與其理化性質(zhì)有密切關(guān)系。

2.2 添加生物炭對(duì)土壤中DBP和DEHP微生物降解的影響

添加生物炭對(duì)土壤中DBP和DEHP微生物降解的影響見圖2。由圖2可以看出，添加生物炭使土壤中DBP和DEHP的降解率均有不同程度的下降，而且隨著生物炭添加量的增加，DBP和DEHP的降解率逐漸降低。從培養(yǎng)期的第3天開始，添加生物炭與未添加生物炭土壤中DBP微生物降解率已經(jīng)開始表現(xiàn)出明顯的差異，在第10～20天差異最明顯，在培養(yǎng)末期差異逐漸縮小。在整個(gè)培養(yǎng)期，土壤中DEHP的降解率隨生物炭添加量的增加而略有下降，但不同生物炭添加水平的差異較小。

添加生物炭土壤中DBP和DEHP降解的一級(jí)動(dòng)力學(xué)擬合參數(shù)見表2。由表2可以看出，添加生物炭土壤中DBP和DEHP的降解動(dòng)力學(xué)過程仍符合一級(jí)降解動(dòng)力學(xué)方程，R2介于0.839～0.953。隨著生物炭添加量的增加，DBP的降解速率常數(shù)呈明顯的降低趨勢，但DEHP的降解速率常數(shù)變化很小。添加生物炭土壤中DBP和DEHP半衰期均有不同程度的延長，與未添加生物炭的土壤進(jìn)行對(duì)比，添加1.0%生物炭的土壤DBP和DEHP的半衰期分別延長6.709、6.116 d，表明生物炭在一定程度上延緩了土壤中DBP和DEHP的降解。

3 討論

大量研究表明，施用生物炭會(huì)改變土壤的理化性質(zhì)，同時(shí)對(duì)土壤微生物生態(tài)系統(tǒng)造成影響，從而影響土壤微生物對(duì)有機(jī)污染物的降解。一方面，生物炭豐富的孔隙結(jié)構(gòu)及其對(duì)水肥的吸附作用使其成為土壤微生物的良好棲息環(huán)境[19]，同時(shí)還為土壤微生物提供生長繁殖所需的碳、氮源和其他微量元素等，促進(jìn)土壤中微生物生長，從而間接加快土壤中有機(jī)污染物的降解[19]。另一方面，生物炭對(duì)有機(jī)污染物具有很強(qiáng)的吸附能力[20-22]，使有機(jī)污染物與土壤微生物發(fā)生“隔離”，導(dǎo)致有機(jī)污染物的生物可利用性降低，直接影響土壤中殘留有機(jī)污染物的微生物降解[13，23]。在本研究中，添加生物炭不同程度地抑制土壤微生物降解DBP和DEHP，其原因可能是由于生物炭對(duì)DBP和DEHP的吸附使得土壤中有效濃度降低，部分被生物炭吸附的DBP和DEHP不能直接被土壤微生物利用，從而降低其在土壤中的轉(zhuǎn)化和降解速率。另外，生物炭會(huì)提高土壤有機(jī)質(zhì)含量[24]，間接提高土壤對(duì)DBP和DEHP的吸附能力，從而進(jìn)一步降低其生物有效性。添加生物炭還會(huì)改變土壤酸堿環(huán)境，導(dǎo)致土壤的pH升高[25]，也不利于土壤中鄰苯二甲酸酯的降解。在DBP的降解過程中，培養(yǎng)期的第1～2天內(nèi)降解率快速增加，生物炭的影響并不明顯，可能是由于生物炭對(duì)DBP的吸附尚未達(dá)到平衡，大量未被吸附的DBP會(huì)優(yōu)先被微生物降解，在達(dá)到吸附平衡的第3天，添加生物炭所導(dǎo)致的微生物降解差異逐漸顯現(xiàn)，但隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長，土壤溶液中DBP濃度逐漸降低，生物炭吸附的DBP逐漸解吸，然后作為碳源繼續(xù)被微生物降解，但后期由于DBP濃度下降導(dǎo)致降解速度較前期有所減緩。土壤中DEHP的微生物降解受生物炭的影響較小，其原因可能與生物炭對(duì)鄰苯二甲酸酯的吸附機(jī)理有關(guān)。已有研究表明，DMP的存在會(huì)降低DEHP的吸附量，尤其在以微孔吸附機(jī)制為主的生物炭吸附過程中抑制作用表現(xiàn)更為明顯[26]。DBP的分子較小，對(duì)于微孔吸附位容易搶先達(dá)到，由此對(duì)DEHP形成競爭吸附作用，導(dǎo)致生物炭對(duì)DEHP的吸附量小，生物可利用性相對(duì)穩(wěn)定。目前，關(guān)于花生殼生物炭對(duì)于鄰苯二甲酸酯的吸附研究相對(duì)較少[27]，其具體吸附機(jī)理有待于進(jìn)一步研究。當(dāng)然，生物炭對(duì)土壤有機(jī)污染物的吸附與根系分泌物等密切相關(guān)[28，29]，因此，關(guān)于生物炭對(duì)土壤有機(jī)污染物微生物降解的影響仍需進(jìn)一步通過盆栽試驗(yàn)和大田試驗(yàn)進(jìn)行深入研究。

參考文獻(xiàn)：

[1] 崔學(xué)慧，李炳華，陳鴻漢，等.中國土壤與沉積物中鄰苯二甲酸酯污染水平及其吸附研究進(jìn)展[J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)，2010，19（2）：472-479.

[2] 蔡全英，莫測輝，李云輝，等.廣州、深圳地區(qū)蔬菜生產(chǎn)基地土壤中鄰苯二甲酸酯[J].生態(tài)學(xué)報(bào)，2005，25（2）：283-288.

[3] 陳永山，駱永明，章海波，等.設(shè)施菜地土壤酞酸酯污染的初步研究[J].土壤學(xué)報(bào)，2011，48（3）：516-523.

[4] 王麗霞.保護(hù)地鄰苯二甲酸酯污染的研究[D].山東泰安：山東農(nóng)業(yè)大學(xué)，2007.

[5] XU G，LI F，WANG Q. Occurrence and degradation characteristics of dibutyl phthalate （DBP） and di-（2-ethylhexyl） phthalate（DEHP） in typical agricultural soils of China[J].Science of the Total Environment，2008，393：333-340.

[6] ZENG F，CUI K，XIE Z，et al. Phthalate esters（PAEs）：Emerging organic contaminants in agricultural soils in peri-urban areas around Guangzhou，China[J].Environmental Pollution，2008，156（2）：425-434.

[7] MO C H，CAI Q Y， TANG S R，et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons （PAEs） and phthalic acid esters （PAEs） in vegetables from nine farms of the Pearl River Delta，South China[J].Archives of Environmental Contamination and Toxicology，2009， 56（2）：181-189.

[8] LEHMANN J，GAUNT J，RONDON M. Biochar sequestration in terrestrial ecosystems：A review[J].Mitigation Adaptation Strategy for Global Change，2006，11（2）：395-419.

[9] LEHMANN J，JOSEPH S. Biochar for Environmental Management： Science and Technology[M].London：Earthscan，2009.

[10] AHMAD M，RAJAPAKSHA A U，LIM J E，et al. Biochar as a sorbent for contaminant management in soil and water： A review[J].Chemosphere，2014，99：19-33.

[11] OGBONNAYA U，SEMPLE K T. Impact of biochar on organic contaminants in soil：A tool for mitigating risk[J].Agronomy， 2013，3（2）：346-391.

[12] ZHANG X，WANG H，HE L，et al. Using biochar for remediation of soils contaminated with heavy metals and organic pollutants[J].Environmental Science and Pollution Research，2013， 20（12）：8472-8483.

[13] 余向陽，張志勇，張新明，等.黑碳對(duì)土壤中毒死蜱降解的影響[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2007，26（5）：1681-1684.

[14] 邱宇平，程海燕，龔兵麗，等.草木灰對(duì)土壤中敵草隆吸附及微生物降解行為的影響[J].華中師范大學(xué)學(xué)報(bào)（自然科學(xué)版），2006（6）：125-130.

[15] BEESLEY L，MORENO-JIM？魪NEZ E，GOMEZ-EYLES J L. Effects of biochar and greenwaste compost amendments on mobility，bioavailability and toxicity of inorganic and organic contaminants in a multi-element polluted soil[J].Environmental Pollution，2010，158（6）：2282-2287.

[16] 張 建，石義靜，謝慧君.土壤中鄰苯二甲酸酯類物質(zhì)的降解及其對(duì)土壤酶活性的影響[J].環(huán)境科學(xué)，2010，31（12）：3056-3061.

[17] 張 建.鄰苯二甲酸酯類污染物的微生物去除作用及物理吸附研究[D].濟(jì)南：山東大學(xué)，2010.

[18] 李立忠，崔龍哲，孫 杰，等.酞酸酯類化合物在土壤中的殘留測定及降解[J].境科學(xué)與技術(shù)，2005，28（4）：54-55，60.

[19] NOGUERA D，ROND？魷N M，LAOSSI K R，et al. Contrasted effect of biochar and earthworms on rice growth and resource allocation in different soils[J]. Soil Biology and Biochemistry，2010，42（7）：1017-1027.

[20] YANG Y N，SHENG G Y.Enhanced pesticide sorption by soils containing particulate matter from crop residue bums[J].Environmental Science and Technology，2003，37（16）：3635-3639.

[21] CHEN B L，ZHOU D D，ZHU L Z.Transitional adsorption and partition of nonpolar and polar aromatic contaminants by biochars of pine needles with different pyrolytic temperatures[J].Environmental Science and Technology，2008，42（14）：5137-5143.

[22] 周震峰，胡敬雯.外源添加物對(duì)土壤吸附鄰苯二甲酸二甲酯的影響[J].土壤通報(bào)，2013，44（4）：879-883.

[23] WEN B，LI R J，ZHANG S Z，et al. Immobilization of pentachlorophenol in soil using carbonaceous material amendments[J].Environmental Pollution，2009，157（3）：968-974.

[24] LIANG B，LEHMANN J，SOHI S P，et al. Black carbon affects the cycling of non-black carbon in soil[J].Organic Geochemistry，2010，41（2）：206-213.

[25] VAN ZWIETEN L，KIMBER S，MORRIS S，et al.Effects of biochar from slow pyrolysis of papermill waste on agronomic performance and soil fertility[J].Plant Soil，2010，327（1/2）：235-246.

[26] XIA X H，DAI Z N，ZHANG J.Sorption of phthalate acid esters on black carbon from different sources[J].Journal of Environmental Monitoring，2011，13：2858-2864.

[27] 周震峰，張海光，王 茜.生物炭對(duì)鄰苯二甲酸二甲酯在土壤中自然降解和吸附行為的影響[J].環(huán)境工程學(xué)報(bào)，2014，8（10）：4474-4479.

[28] QIU Y P，XIAO Y X，CHENG H Y，et al. Influence of environmental factors on pesticide adsorption by black carbon： pH and model dissolved organic matter[J].Environmental Science and Technology，2009，43（13）：4973-4978.

[29] SHENG G Y，YANG Y N，HUANG M S，et al.Influence of pH on pesticide sorption by soil containing wheat residue-derived char[J].Environmental Pollution，2005，134：457-463.