李桂榮，陳富凱，賈勝勇，王宗碩，郭澤楠

(1.鄭州大學 生態(tài)與環(huán)境學院，河南 鄭州 450001； 2.鄭州大學 水利科學與工程學院，河南 鄭州 450001；3.河南省城鄉(xiāng)規(guī)劃設計研究總院股份有限公司，河南 鄭州 450044)

重金屬鎘(Cd)和多環(huán)芳烴(PAHs)均屬于土壤中最具代表性、分布最廣的污染物，給農作物的產(chǎn)量以及人類健康帶來嚴重威脅[1-4]，同時，土壤Cd和PAHs復合污染物能夠在不同程度上影響或改變生態(tài)環(huán)境，使土壤生物種類和數(shù)量減少，給生態(tài)環(huán)境帶來嚴重的危害和安全隱患[5]。近年來，由于生產(chǎn)管理粗放，污染物排放超標，土壤作為污染物的最終受體，其環(huán)境質量受到嚴重影響。因此，針對土壤重金屬和PAHs復合污染物的修復不僅是國際環(huán)境研究的熱點問題，也是中國土壤環(huán)境所面臨的緊迫任務。

國內外學者對于土壤重金屬Cd和PAHs治理修復開展了大量研究。徐宏婷等[6]研究了電動-氧化修復對污染物去除的影響，結果表明，少量重金屬可通過電遷移的方式被移出土壤，而PAHs可被電動輸送的氧化劑氧化去除。劉利軍等[7]考察了添加硫磺、酵素菌、生石灰、納質膨潤土、腐植酸、硅藻土、CXEM菌劑對春玉米籽粒及土壤中Cd、PAHs含量的影響，結果表明，污染去除效果主要與土壤改良劑自身性質有關，其中CXEM菌劑使土壤PAHs含量降低了17.8%，但對Cd含量影響不大。邵承斌等[8]研究認為，將黑麥草與蚯蚓聯(lián)用可有效去除污染土壤Cd與多環(huán)芳烴蒽，并且通過提高微生物活性來促進植物對混合污染土壤的修復。另外，土壤Cd和PAHs污染對土壤微生物群落生態(tài)會造成影響，當污染物的量超過土壤自凈能力時，能使土壤生態(tài)系統(tǒng)失調[9-11]。

上述研究所涉及的方法、條件控制要求嚴格，應用成本高，操作過程復雜。近年來，生物炭作為物理修復技術被廣泛應用于污染土壤修復[12-18]。生物炭由生物質在隔氧或無氧環(huán)境下經(jīng)熱裂解后產(chǎn)生，具備易制備、無污染、高穩(wěn)定性等優(yōu)點，并且生物炭可使土壤中PAHs降解細菌群落結構和多樣性均發(fā)生顯著變化[19]，其多孔結構能夠促進PAHs降解，并且降低重金屬的生物可利用性[20-21]。大氣污染治理要求秸稈禁止焚燒，而制備生物炭為其尋求到一個資源化出路，可以變廢為寶，實現(xiàn)以廢治廢。另外，生物炭作為一種有機肥料被廣泛使用，其含有豐富的氮、磷、鉀等營養(yǎng)物質，能夠促進植物生長發(fā)育和根際活性。而黑麥草是一種高效富集Cd和降解芘(Pyrene)的植物，生物炭聯(lián)合黑麥草對去除土壤Cd-Pyrene復合污染可發(fā)揮協(xié)同促進作用。

河南省是南水北調水源地和全國重要的糧食生產(chǎn)核心區(qū)，土壤環(huán)境形勢不容樂觀。針對土壤Cd和PAHs的治理已經(jīng)迫在眉睫，急需開發(fā)一種環(huán)境適應性強、修復性好、無二次污染的生態(tài)修復技術。本研究以復合污染土壤的重金屬Cd和PAHs(Pyrene)為研究對象，以茄子稈為原料制備新型生物炭并進行表征，考察在一定污染物程度、生物炭添加量的條件下Cd-Pyrene復合污染物去除效果，構建生物炭聯(lián)合黑麥草生態(tài)技術修復Cd-Pyrene污染土壤，揭示茄子稈生物炭聯(lián)合黑麥草對Cd-Pyrene復合污染土壤微生物多樣性及群落變化的影響，為土壤Cd-Pyrene復合污染物去除及揭示土壤微生物群落結構變化規(guī)律提供理論參考。

1 材料和方法

1.1 材料

供試土壤和茄子秸稈采自河南鄭州某農田，土壤基本性質列于表1，標記為S1；Cd-Pyrene復合污染土壤采用芘和硝酸鎘進行人工配置，使土壤中Cd、Pyrene含量分別達到16.8、71.04 mg/kg，標記為S2。土壤經(jīng)自然風干，過篩，備用。

表1 土壤的基本理化性質Tab.1 The basic physical and chemical properties of soil

1.2 生物炭的制備

采用限氧裂解的方法制備茄子秸稈生物炭，首先對風干后的茄子秸稈原材料進行適當破碎處理，并在烘箱烘干。取茄子秸稈于馬弗爐中在無氧環(huán)境中加熱至500 ℃，保溫3 h制得生物炭，放入干燥器皿之中，其基本性質：pH值為10.7，產(chǎn)率為28.62%，灰分為9.2%。

1.3 生物炭對Cd與Pyrene的去除

取生物炭5 g(粒徑3～5 mm)與S2土壤100 g均勻混合于250 mL玻璃燒杯，反應過程中每隔15 d對土壤進行取樣(生物炭和土壤質量比為1∶20)，分離所取生物炭和土壤，土壤樣品風干后測定土壤Cd、Pyrene含量，每個試驗設置3組重復，并設無添加生物炭組作為空白對照組(CK)，試驗周期60 d。整個過程用去離子水使土壤含水量保持在田間最大持水量的60%左右。

1.4 生物炭聯(lián)合黑麥草對Cd與Pyrene的去除

取4 kg的S2土壤鋪設于花盆(長30 cm、寬15 cm、高20 cm)并種植黑麥草(種植密度為13.5 mg/cm2)，以無生物炭投加試驗組為T1，設置生物炭投加量分別為10、30、50 mg/g，分別標記為T2、T3、T4。每個試驗設置3組重復，培養(yǎng)周期55 d。試驗期間用去離子水使土壤含水量保持在田間最大持水量的60%左右。采集黑麥草樣品用自來水清洗干凈，并用去離子水漂洗3次，置于90 ℃干燥箱中烘至恒質量，測定黑麥草生物量以及Cd、Pyrene含量，在黑麥草植株采集區(qū)同步采集根際土樣品，風干后測定Cd、Pyrene含量。

1.5 生物炭及生物炭聯(lián)合黑麥草對土壤微生物群落結構和多樣性的影響

采用恒溫水浴燒杯(250 mL)反應的方法，設置4個不同土樣處理：200 g S1土壤、200 g S2土壤、200 g S2土壤投加6 g 生物炭；200 g S2土壤投加6 g 生物炭并種植黑麥草(種植密度與1.4中相同)，分別標記為OS(Original soil)、CS(Co-contaminated soil)、CS+BC(Co-contaminated soil with biochar)、CS+BCEP(Co-contaminated soil with biochar enhancing plant ofRyegrass)，期間保持土壤含水率為田間最大持水量的60%，溫度設置30 ℃，培養(yǎng)30 d后取土樣進行高通量測序測試。

1.6 測定項目及方法

1.6.1 生物炭的微觀形貌特征 生物炭的微觀形貌特征采用聚焦離子束掃描電鏡(Zeiss Auriga FIB SEM)進行觀察。將ES 500生物炭樣品干燥后固定在導電膠上，經(jīng)噴金后在5 kV的電壓下進行測試。

1.6.2 土壤和植物中Cd含量 黑麥草樣品預處理用硝酸-高氯酸(1∶4)進行消化，土壤樣品采用鹽酸-硝酸-氫氟酸-高氯酸(2∶3∶2∶1)進行消化。消化完全后用鹽酸(3%)溶液定容，經(jīng)0.45 μm水相濾頭過濾后用火焰原子吸收分光光度計(普析，TAS-990)測定Cd含量。測定過程進行空白試驗，土壤和植物中Cd的加標平均回收率分別為96%(n=3，RSD<4.3%)和87%(n=3，RSD<7.8%)，土壤重金屬Cd去除率(R)的計算公式為：

(1)

式中，C0為土壤重金屬Cd初始含量，Ct為土壤重金屬Cd測試含量。

1.6.3 土壤和植物中Pyrene含量 在2 g土壤樣品加入10 mL二氯甲烷進行超聲萃取1 h，在3 000 r/min下離心10 min，取上清液過自制硅膠柱(內徑1 cm)，并用50%(v/v)正已烷和50%(v/v)二氯甲烷混合液15 mL進行洗脫，收集液體轉移至旋轉蒸發(fā)儀蒸至近干后用氮氣吹干，最后用甲醇(色譜純)定容。

在0.25 g植物樣品加入50%丙酮(v/v)和50%正已烷(v/v)混合液10 mL進行超聲提取30 min，在3 000 r/min下離心10 min，收集連續(xù)提取3次的上清液過自制硅膠柱(內徑1 cm)，并用50%(v/v)正已烷和50%(v/v)二氯甲烷混合液15 mL進行洗脫，收集的液體轉移至旋轉蒸發(fā)儀蒸至近干后用氮氣吹干，最后用甲醇(色譜純)定容。以上樣品處理液用0.22 μm尼龍濾頭過濾后，采用高效液相色譜儀(安捷倫，Agilent 1100)分析測定。測定過程進行空白試驗，土壤和植物中Pyrene的加標平均回收率分別為94.5%(n=3，RSD<3.5%)和85%(n=3，RSD<8.4%)，土壤Pyrene去除率(P)的計算公式為：

(2)

式中，D0為土壤Pyrene初始含量，Dt為土壤Pyrene測試含量。

1.6.4 土壤微生物群落結構和多樣性 土壤微生物群落結構和多樣性利用高通量測序進行分析。利用歐米茄試劑盒(E.Z.N.ATM Mag-Bind Soil DNA Kit，M5635-02)提取土壤中的DNA并進行鈍化。利用測序平臺(Illumina MiSeq)以細菌16S rRNA V3—V4區(qū)特征性引物341F(CCCTACACGACGCTC

TTCCGATCTG(barcode)CCTACGGGNGGCWGCAG)和805R(GACTGGAGTTCCTTGGCACCCGAGAATTCCAGACTACHVGGGTATCTAATCC)進行聚合酶鏈反應(PCR)擴增，擴增體系(50 μL)如下：預混液2×TapMaster Mix 15 μL；正向引物Primer-F(10 μmol/L)1 μL；反向引物Primer-R(10 μmol/L)1 μL；基因組DNA(20 ng/mL)3 μL；無核酸酶水30 μL。每個樣本進行3個重復，并將同一樣本的PCR產(chǎn)物進行混合。根據(jù)數(shù)據(jù)庫(silva119，http://www.arb-silva.de/)中的核糖體序列比對，利用mothur軟件(http://www.mothur.org/)將有效序列按照97%相似性進行操作分類單元(OTU)聚類，并去除采樣和測序過程中攜帶的可疑OTU序列，得到OTU代表序列。生物炭及生物炭聯(lián)合黑麥草對土壤微生物群落結構和多樣性都是基于對OTU的分析得到的。對菌群的α-多樣性指數(shù)進行計算，以Chao指數(shù)(http://www.mothur.org/wiki/Chao)、Ace指數(shù)(http://www.mothur.org/wiki/Ace)來反映。采用柱狀圖呈現(xiàn)微生物群落結構(在門、科、屬水平)相對含量的變化情況。

1.7 數(shù)據(jù)處理與分析

用Excel 2010 數(shù)據(jù)分析軟件進行試驗數(shù)據(jù)處理，用Origin 軟件制圖，采用SPSS 22.0 進行差異顯著性分析。

2 結果與分析

2.1 生物炭的基本性質及微觀形貌特征

如圖1所示，生物炭表面含有大量的孔狀結構和較高的孔隙率，孔狀結構逐層疊加，組成管道型結構，側壁纖薄并有排列整齊的小孔，孔隙結構明顯，孔徑大小組成豐富。

A：200倍；B：2 000倍

2.2 生物炭對土壤中Cd、Pyrene的去除率

從圖2可以發(fā)現(xiàn)，CK土壤中Cd和Pyrene均降解緩慢，表明Cd-Pyrene復合污染物具有較高的穩(wěn)定性。生物炭可以顯著促進復合污染Cd和Pyrene的去除，第60天Cd、Pyrene去除率分別達到21.88%、23.55%，較CK分別提高17.71%與14.28%，這主要與生物炭豐富的多孔結構和較大的比表面積有關，同時，生物炭對Cd和Pyrene降解菌的影響也發(fā)揮了重要作用。

2.3 生物炭聯(lián)合黑麥草對土壤中Cd、Pyrene的去除率

生物炭可以顯著提高黑麥草去除Cd、Pyrene的能力(圖3)。經(jīng)55 d的反應后，生物炭添加量為T2時，Cd、Pyrene的去除率分別達到17.92%和65.89%；添加量增至T3后，Cd和Pyrene去除率可進一步提高至20.59%與70.58%。然而，當生物炭的添加量繼續(xù)增加至T4時，Cd和Pyrene去除率分別下降至17.21%與67.58%，因此，黑麥草對Cd、Pyrene去除率隨生物炭添加呈先增加后減小趨勢。T3對土壤Cd去除率顯著高于T1、T2、T4，而T3、T4對土壤Pyrene去除效果顯著優(yōu)于T1。另一方面，對比投加生物炭去除體系和生物炭聯(lián)合黑麥草去除體系對Cd、Pyrene去除率可以發(fā)現(xiàn)，Pyrene的去除效果要優(yōu)于Cd。

圖2 生物炭對土壤中Cd、Pyrene去除率的影響Fig.2 Effects of biochar on Cd and Pyrene removal rate in soil

從圖4中可以發(fā)現(xiàn)，一定添加量的生物炭能夠促進黑麥草生長。黑麥草生物量(干質量)在T3生物炭添加量下最高，達5.16 g/盆，繼續(xù)增加生物炭投加量(T4)致使黑麥草生物量下降至3.94 g/盆，與T3相比生物量減少23.6%。

黑麥草體內Cd含量隨生物炭添加量增加而減少，T1黑麥草體內Cd含量顯著高于T2、T3、T4；Pyrene含量變化情況與Cd不同，隨生物炭添加量呈先增加后減少趨勢，T3和T4黑麥草體內Pyrene含量顯著高于T1、T2。另外，黑麥草體內Pyrene含量為6.14～8.42 mg/kg，遠低于Cd。

不同小寫字母表示不同處理之間差異顯著(P<0.05)，下同

圖4 生物炭對黑麥草體內Cd、Pyrene含量的影響Fig.4 Effects of biochar on Cd and Pyrene content in Ryegrass

2.4 生物炭對土壤微生物多樣性的影響

如表2所示，OS、CS、CS+BC和CS+BCEP不同土樣的土壤微生物群落OTUs數(shù)量及其多樣性指數(shù)(Chao、Ace指數(shù))存在一定的差別。相對于OS，CS土壤Chao、Ace指數(shù)均有所降低，CS+BC土壤Chao、Ace指數(shù)較CS有明顯提高。相較于CS，CS+BCEP土壤Chao指數(shù)變化不大，而Ace指數(shù)變化較大；相較于CS+BC，CS+BCEP土壤Chao、Ace指數(shù)均有所降低。

表2 不同土樣土壤微生物OTUs數(shù)量及Alpha多樣性指數(shù)Tab.2 The number of OTUs and Alpha diversity index of soil bacteria

2.5 生物炭對土壤微生物群落結構的影響

從不同水平(門、科、屬)分析不同土壤微生物的OTUs所代表的物種分類信息，進一步揭示生物炭與黑麥草對Cd-Pyrene復合污染土壤微生物群落結構具體的影響，結果如圖5—7所示。

如圖5所示，4種土樣在門水平上的主要優(yōu)勢物種基本相同，相對含量較高的前2種分別為變形菌門和酸桿菌門。其中，變形菌門在OS、CS、CS+BC和CS+BCEP的相對含量分別為42.40%、41.69%、46.04%、54.16%，表明添加生物炭和種植黑麥草能提高變形菌門的相對含量；而酸桿菌門在OS、CS、CS+BC和CS+BCEP的相對含量分別為19.15%、18.53%、17.65%、14.62%，意味著添加生物炭和種植黑麥草在一定程度上能抑制酸桿菌門的生長。同時，結果表明，Cd-Pyrene復合污染將對變形菌門和酸桿菌門細菌的生長產(chǎn)生抑制作用，導致其相對含量均有一定程度的減少。

圖5 不同土樣微生物群落相對含量變化(門水平)Fig.5 Variation of relative content of microbial communities in different soil samples (Phylum level)

由圖6可知，OS、CS、CS+BC和CS+BCEP土壤在科水平下的優(yōu)勢菌種為鞘脂單胞菌科和芽單胞菌科，其在4種土壤中的相對含量分別為22.94%、20.05%、20.35%、18.76%和10.92%、8.56%、11.68%、7.55%,CS+BCEP土壤中假單胞菌科的相對含量為6.21%，與OS、CS和CS+BC相比，相對含量分別提高了124、103、62倍。

如圖7所示，相較于OS，Cd-Pyrene、生物炭及黑麥草對微生物群落組成影響較小。OS、CS、CS+BC和CS+BCEP土壤在屬水平下前2種菌屬分別為鞘氨醇單胞菌和芽單胞菌，其在OS、CS、CS+BC、CS+BCEP土壤中的相對含量分別為17.15%、14.07%、15.29%、14.74%和8.44%、6.75%、9.37%、6.34%。相較于OS，CS土壤中鞘氨醇單胞菌相對含量減少3.08個百分點，CS+BC內相較于CS該菌相對含量增加1.22個百分點；相較于OS，CS土壤中芽單胞菌相對含量減少1.69個百分點，CS+BC使該菌相對含量明顯提升，而CS+BCEP土壤中芽單胞菌的相對含量有一定的下降。另外，CS+BCEP較CS土壤中假單胞菌和腸桿菌的相對含量明顯提升，假單胞菌提高160倍，腸桿菌提高414倍。

圖6 不同土樣微生物群落相對含量變化(科水平)Fig.6 Variation of relative content of microbial communities in different soil samples(Family level)

圖7 不同土樣微生物群落相對含量變化(屬水平)Fig.7 Variation of relative content of microbial communities in different soil samples(Genus level)

3 結論與討論

生物炭的孔隙結構能夠吸附土壤污染物并為微生物生長提供了場所[22-23]，對去除土壤PAHs有主導作用[24]，因此，生物炭作為一種理想土壤Cd-Pyrene吸附去除材料具有天然的結構優(yōu)勢。王立果等[25]發(fā)現(xiàn)，生物炭能夠對水中Cd-Pyrene有較強的吸附去除能力，本研究結果表明，添加生物炭同樣能夠顯著提高土壤Cd-Pyrene去除率，其原因不僅與生物炭表面孔隙以及含氧官能團吸附土壤Cd-Pyrene有關[26]，還與生物炭添加后影響土壤微生物群落變化有關[27]。

生物炭作為一種有機肥料，含有豐富的礦物質及氮、磷、鉀等營養(yǎng)元素，能夠提供促進黑麥草生長所需養(yǎng)分和改善其生長的土壤環(huán)境。本研究結果表明，生物炭添加量在一定范圍內能夠促進黑麥草生長，使其生物量增加，但添加量超過一定范圍會產(chǎn)生抑制作用，這與張明月[28]當生物炭添加量過多會對黑麥草的生長會產(chǎn)生抑制作用的研究結果一致，其原因可能是較高的生物炭添加量會影響黑麥草營養(yǎng)物質的吸收，從而影響植物發(fā)育生長。本研究中，添加生物炭對Cd-Pyrene的去除效果均有一定的提高，且Cd和Pyrene去除率隨生物炭添加量增加呈先增加后減小趨勢，這與黑麥草生物量變化情況類似，說明生物炭聯(lián)合黑麥草對Cd、Pyrene的去除率與黑麥草生長有密切的聯(lián)系。黑麥草作為一種高效富集重金屬和PAHs的植物，對土壤Cd和Pyrene有著很好的吸收和去除能力[29-30]，生物炭通過促進黑麥草生長，進而影響生物炭聯(lián)合黑麥草協(xié)同去除Cd和Pyrene的效果。Pyrene的去除效果要優(yōu)于Cd，這是由于土壤微生物作用所致，有研究發(fā)現(xiàn)，Pyrene能夠經(jīng)土壤微生物轉化，在形態(tài)上發(fā)生變化[31]。黑麥草體內Cd含量隨生物炭添加量增加而減少，生物炭的添加對黑麥草Cd的吸收產(chǎn)生了抑制作用，這是由于生物炭對Cd活性產(chǎn)生了影響，對其產(chǎn)生鈍化作用所致。本研究中，T3Cd去除率較T1(無添加生物炭)提高，表明生物炭聯(lián)合黑麥草后對土壤Cd的去除具有協(xié)同作用。另外，黑麥草內Pyrene含量遠低于Cd，這是因為Pyrene被黑麥草吸收后能夠轉化，而且黑麥草的根際效應可顯著促進土壤中微生物對Pyrene的降解，生物炭的孔隙結構影響土壤持水與通氣能力，促進降解Pyrene菌的生長，并為其提供生長所需碳源。因此，生物炭聯(lián)合黑麥草對Pyrene有協(xié)同降解作用。

Cd和Pyrene污染導致土壤微生物群落結構和多樣性發(fā)生變化，本研究中，土壤Cd和Pyrene污染致使微生物豐富度減少，說明土壤Cd-Pyrene對土壤中的微生物有一定的毒害作用。有研究發(fā)現(xiàn)，微生物群落結構受到重金屬顯著影響，并與重金屬元素含量呈極顯著正相關[32]，與本研究結果一致。Cd-Pyrene復合污染土壤中添加生物炭(200 g土壤添加6 g生物炭)明顯提高了土壤微生物群落的豐富度，這與李航等[33]的研究結果一致，原因可能與生物炭中含有更多易被微生物降解的有機物有關，添加生物炭改善了微生物群落構成和代謝。相較于土壤單獨添加生物炭處理(200 g土壤添加6 g生物炭)，即添加生物炭又種植黑麥草(200 g土壤添加6 g生物炭并種植黑麥草)對于土壤微生物群落的多樣性影響相對較小，其原因可能是微生物生物量的積累與植物根系分泌物的釋放有關[34]。

本研究對土壤微生物群落結構分析發(fā)現(xiàn)，添加生物炭和黑麥草能提高優(yōu)勢菌變形菌門的相對含量，這與任天寶等[35]的研究結果一致，原因是生物炭的有機碳源和多孔結構為微生物生長、代謝提供營養(yǎng)和空間。有研究證明，變形菌門對Pyrene有著較好的降解效果[36]，本研究發(fā)現(xiàn)，投加生物炭后土壤酸桿菌門生長受到抑制，這與生物炭呈堿性有關。本研究中，生物炭聯(lián)合黑麥草處理下假單胞菌的相對含量明顯提高，種植黑麥草后生長得到促進。有研究結果表明，假單胞菌是耐Cd細菌，對于吸附和積累Cd有很好的效果，有較強分解有機物的能力[37]。本研究發(fā)現(xiàn)，Cd-Pyrene會降低土壤鞘氨醇單胞菌相對含量，抑制其生長，添加生物炭后該菌相對含量明顯提升，生物炭對其生長有促進作用。研究表明，鞘氨醇單胞菌既是耐Cd菌又對降解Pyrene有著獨特的優(yōu)勢[38-39]，添加生物炭對于降解土壤Cd-Pyrene復合污染有重要促進作用。生物炭聯(lián)合黑麥草處理下假單胞菌和腸桿菌的相對含量明顯提升，這是因為黑麥草根系分泌物能夠顯著刺激假單胞菌和腸桿菌的生長，而生物炭具有豐富的有機碳和孔隙為其提供生長繁殖所需碳源和環(huán)境。有研究證明，假單胞菌和腸桿菌為耐Cd菌，并對PAHs有著較強的降解能力[37,40]，說明生物炭聯(lián)合黑麥草對土壤Cd-Pyrene污染有較強的修復作用。