羅雪婷，周豐武，詹娟，張雨，胡鵬杰*，徐德福，李振炫，吳龍華，駱永明

（1. 南京信息工程大學，江蘇省大氣環(huán)境與裝備技術(shù)協(xié)同創(chuàng)新中心，江蘇省大氣環(huán)境監(jiān)測與污染控制高技術(shù)重點實驗室，南京 210044；2. 中國科學院土壤環(huán)境與污染修復重點實驗室（南京土壤所），南京 210008；3. 南京師范大學地理科學學院，南京 210023）

隨著我國經(jīng)濟的快速發(fā)展，工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)所帶來的土壤重金屬污染問題引起了社會公眾和政府的高度重視，已成為社會發(fā)展急需解決的重大環(huán)境問題。目前我國農(nóng)田受重金屬污染的面積有擴大的趨勢，農(nóng)村耕地重金屬污染土壤點位超標率高達19.4%，其中Cd、As 超標點位比例分別為 7.0%、2.7%，食品安全和人體健康受到嚴重威脅。重金屬的生物風險與其形態(tài)轉(zhuǎn)化和遷移密切相關(guān)，土壤有機質(zhì)在重金屬遷移轉(zhuǎn)化過程中又發(fā)揮著重要作用，其中溶解性有機質(zhì)（Dissolved organic matter，DOM）是地球化學循環(huán)的活躍碳庫。雖然DOM 占有機質(zhì)部分不足5%，但由于其含有大量的羥基、羧基、羰基、芳香族等活性官能團，而可以通過絡合、吸附、離子交換等反應影響金屬離子的形態(tài)和遷移轉(zhuǎn)化等。例如，含有豐富羧基的類腐殖質(zhì)對重金屬表現(xiàn)出高親和力，胡敏酸具有較強的吸附Cd、Zn、Cu、Mn的能力。

植物殘體是土壤有機質(zhì)的主要來源之一。秸稈還田作為我國廣泛應用的農(nóng)藝措施，可以有效提高土壤有機質(zhì)和養(yǎng)分含量、改變土壤環(huán)境，在一定程度上控制農(nóng)田污染物的環(huán)境行為。水稻是我國主要的糧食作物之一，在種植過程中不斷地淹水-落干循環(huán)使其形成了獨特的干濕交替環(huán)境，引起Eh 的動態(tài)變化，從而使土壤重金屬形態(tài)也發(fā)生變化。如稻田在淹水條件下，As易還原為移動性較強的As。秸稈還田后，稻田土壤DOM 分子組成和屬性變化如何，其與稻田環(huán)境變化和金屬釋放的關(guān)系如何？仍值得深入探討，且有利于進一步明晰農(nóng)田土壤重金屬釋放機制。

本研究選取湖南郴州地區(qū)受礦冶活動污染的稻田土壤為研究對象，開展微宇宙培養(yǎng)試驗，利用三維熒光光譜技術(shù)（3D -EEM）、RDA 分析（Redundancy analysis）和結(jié)構(gòu)方程模型（SEM）探究氧化還原條件下外源添加有機質(zhì)對Cd、As 污染稻田土壤DOM 特性及重金屬溶出的影響，從而為稻田土壤重金屬污染修復工作提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)和理論指導。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試土壤采自湖南省郴州市某稻田0～20 cm 耕層，土壤類型為普通鐵聚水耕人為土。成土母質(zhì)為石灰?guī)r，土壤質(zhì)地為砂質(zhì)黏壤土，pH 為8.24，有機碳為20.4 g · kg。 全量 C d、As、Pb、Fe、Mn 分別為 1 .00、120、72.0、1 040、462 mg·kg。受礦冶活動影響，該區(qū)域土壤存在Cd、As 污染，其中Cd 和As 含量分別超農(nóng)用地土壤污染風險篩選值（GB 15618—2018）約0.2倍和5 倍，總As 含量超過農(nóng)用地土壤污染風險管制值（GB 15618—2018）約0.2倍。

本研究以水稻秸稈作為有機質(zhì)源，秸稈經(jīng)60 ℃烘干后粉碎并過60 目篩，備用。全量Cd、As、Cu、Pb含量分別為0.46、1.70、11.3、3.50 mg·kg（干質(zhì)量）。

1.2 土壤培養(yǎng)試驗

供試土壤風干，去除較大石塊和植物根系等雜質(zhì)，研磨過2 mm 篩。設(shè)置不添加秸稈（CK）和添加1%（/）秸稈（S）兩個處理。采用120 mL 曲口玻璃瓶，按水土比（/）2∶1裝入40 mL超純水和20 g風干土壤；同時，S 處理加入水稻秸稈粉末（60 目）。樣品在氮氣氛圍厭氧手套箱中放置2 h，用橡膠塞將瓶口密封并轉(zhuǎn)移至恒溫振蕩器于（28.0±1.2）℃避光培養(yǎng)40 d（還原期）。還原期結(jié)束后，于瓶蓋處插入1 枚針頭向瓶內(nèi)通入空氣，繼續(xù)振蕩培養(yǎng)10 d（氧化期）。分別在培養(yǎng)第3、7、10、15、30、40、43、50 天取樣，每個處理每次各取3 瓶，破壞性采集樣品。還原期樣品采集和處理均在厭氧手套箱中進行：首先將土壤懸液轉(zhuǎn)移至離心管中，4 500 r·min離心10 min得到上清液，取2～3 mL上清液迅速測定溶液pH和Eh值；其余上清液過0.45 μm濾膜，取其中5 mL濾液裝入?yún)捬蹴斂掌棵芊猓? ℃保存，用于三維熒光測定，剩余濾液裝入10 mL 離心管，加1% 純硝酸酸化后保存于-20 ℃冰箱，用于DOC和金屬離子測定。

1.3 溶液樣品測定

溶液樣品 pH 的測定采用 pH 計（Mettler Toledo，MT-03），Eh 的測定采用便攜式Eh 計（衡欣科技股份有限公司，AZ8651 便攜式多功能Eh 計），溶解性有機碳測定采用TOC 儀（TOC，Multi N/C 3000，Analytik Jena），大量元素Fe、Mn 的測定采用電感耦合等離子體發(fā)射光譜（ICP - OES，Perkin Elmer Optima 8000，Waltham，MA），痕量元素 As、Cd 等的測定采用電感耦合等離子體質(zhì)譜（ICP-MS，Ultramass，Varian，Palo Alto，CA）。

1.4 三維熒光光譜分析

濾液熒光光譜采用熒光分光光度計（Agilent Cary Eclipse）測定，激發(fā)波長（Ex）范圍為200～550 nm，間隔波長為2 nm，發(fā)射波長（Em）范圍為200～600 nm，間隔波長為10 nm。以超純水作為空白校正水的拉曼散射。利用MATLAB 2018b 軟件進行平行因子分析（PARAFAC），得到3個組分，利用折半分析驗證分析結(jié)果的可靠性，各組分的豐度以最大熒光強度（a.u.）表示。

1.5 數(shù)據(jù)處理與計算

利 用 Excel 2016、MATLAB 2018b、SPSS 26.0、Canoco 5、AMOS 21.0和Origin 9等軟件進行數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析和繪圖。數(shù)據(jù)為平均值±標準差（=3），同一時間兩個處理間采用檢驗，同一處理不同時間采用多重比較法（Duncan），顯著性水平為0.05。

2 結(jié)果與分析

2.1 秸稈添加對土壤溶液化學性質(zhì)和金屬釋放的影響

土壤溶液pH、Eh 在厭氧（0～40 d）和好氧（41～50 d）培養(yǎng)過程中的動態(tài)變化見圖1a 和圖1b。微宇宙培養(yǎng)期間，S 組和CK 組土壤pH 均相對穩(wěn)定在8.0 左右，隨培養(yǎng)時間延長呈先降低后緩慢回升的趨勢。這可能是因為在厭氧階段發(fā)生還原反應，消耗電子，但由于供試土壤母質(zhì)為石灰?guī)r，其含有較多碳酸鈣或碳酸氫鈣等石灰性物質(zhì)，具有一定pH 緩沖性，故pH 無明顯變化。淹水初期，土壤溶液Eh 值快速下降，下降約50.2%；淹水30～40 d，Eh 值處于相對穩(wěn)定的狀態(tài)，表明此時土壤已處于強還原狀態(tài)；好氧期，Eh 值迅速回升。整個培養(yǎng)期間，S 組土壤Eh 值普遍低于CK 組。

土壤溶液As 濃度整體呈厭氧期上升、好氧期下降的趨勢（圖1d）。淹水前期（0～15 d），土壤溶液As濃度緩慢上升，增幅達39.4%；淹水后期（15～40 d），土壤溶液As 濃度急速上升，增幅達118.0%；好氧階段，As 濃度陡降至 1 80.9 μg·L，降幅達 9 1.5%。圖 1 e 和圖 1 f顯示，F(xiàn)e、Mn 的變化趨勢與 A s 基本一致，厭氧階段呈增加趨勢，好氧階段急劇下降，分別下降50.5%和61.8%。如圖1g和圖1h所示，Cd、Pb濃度變化趨勢與As 相反，從第15 天開始顯著下降，分別下降76.2%和70.7%?？傮w而言，S 組土壤溶液As、Fe、Mn、Cd 濃度普遍高于CK 組，而Pb 濃度則無明顯變化，表明在短期氧化還原培養(yǎng)過程中，添加秸稈處理將降低土壤Eh值，促使Fe、Mn、As、Cd釋放溶出。

圖1 土壤溶液化學參數(shù)的動態(tài)變化Figure 1 Dynamic changes of chemical parameters of soil solution

土壤液相DOC濃度可表征土壤DOM含量。厭氧10 d，兩組土壤溶液DOC含量均上升約19.5%；10 d后則開始下降，降幅達75.9%（與初始值相比）?？傮w來看，S組土壤溶液DOC含量與CK組無顯著差異。

2.2 對DOM三維熒光組分的影響

根據(jù)平行因子（PARAFAC）分析，S 處理與CK 處理土壤DOM 厭氧- 還原期間共出現(xiàn)3個熒光組分，如圖2所示。其中，C1（320 nm/410 nm）屬于C峰，主要為可見光區(qū)類富里酸；C2（350 nm/480 nm）屬于D 峰，主要代表土壤類腐植酸；C3（280 nm/310 nm）屬于T 峰，主要為類蛋白。培養(yǎng)期間，S 處理與CK 處理土壤DOM 熒光組分無明顯差異，兩組土壤DOM 熒光組分均為可見光區(qū)類富里酸、土壤類腐植酸和類蛋白。

圖2 土壤DOM熒光組分特征Figure 2 Characteristics of soil DOM fluorescence components

最大熒光強度可用作描述DOM 各組分的濃度變化。由圖3 可知，可見光區(qū)類富里酸（C1）熒光強度在厭氧期呈上升趨勢，增幅達20%；好氧期則呈下降趨勢。類蛋白物質(zhì)（C3）在厭氧期無明顯變化，好氧階段呈下降趨勢，降幅達68%。土壤類腐植酸（C2）熒光強度則呈現(xiàn)厭氧期緩慢上升，好氧期緩慢下降的趨勢。添加秸稈對土壤DOM 部分組分熒光強度產(chǎn)生了一定的影響，S 組C3 組分熒光強度顯著低于CK 組。

圖3 熒光組分最大熒光強度Figure 3 Maximum fluorescence intensity of fluorescent component

2.3 土壤溶液及DOM性質(zhì)與金屬濃度的冗余分析

圖4 為土壤熒光組分與重金屬的冗余分析。根據(jù)解釋度、重金屬元素與熒光組分的夾角、箭頭長短可判斷，CK組與S組的結(jié)果大致相同。如Pb、Cd、Fe、As、Mn 與可見光區(qū)類富里酸（C1）和類蛋白（C3）呈正相關(guān)關(guān)系，與土壤類腐植酸（C2）呈負相關(guān)關(guān)系，且As、Fe、Mn與可見光區(qū)類富里酸（C1）的相關(guān)性更強。

由圖2和圖4可知，S組與CK組土壤DOM熒光組分及其與土壤重金屬的冗余分析結(jié)果無明顯差異。同時，結(jié)合RDA 分析得到的前向選擇結(jié)果（表1），當＜0.05 時，本研究選擇 Pb、Mn、As 與化學性質(zhì)、有機分子結(jié)構(gòu)進行結(jié)構(gòu)方程模型分析。

圖4 CK（a）和S（b）處理土壤DOM組分與金屬濃度的冗余分析Figure 4 Redundant analysis of soil DOM components and metal concentrations at CK（a）and S（b）treatments

表1 前向選擇結(jié)果Table 1 The results of forward selection

將土壤化學性質(zhì)（pH、Eh）、DOM 組分、DOM 含量及土壤溶液中重金屬濃度（Pb、Mn、As）納入結(jié)構(gòu)方程模型分析后，得到如圖5 所示的結(jié)構(gòu)方程模型，其具有較好的擬合度（＞0.9，＜0.09，＞0.05）。該模型顯示土壤溶液化學性質(zhì)中Eh可直接或間接影響重金屬的溶出。Eh 與Mn、As 呈極顯著負相關(guān)關(guān)系，其路徑系數(shù)分別為-0.662、-0.528，表明當體系轉(zhuǎn)為好氧狀態(tài)時Mn、As的溶出將顯著降低。同時Eh也可通過影響有機分子結(jié)構(gòu)間接影響重金屬的溶出，其與C2、C3 均呈極顯著負相關(guān)關(guān)系，通過調(diào)控C2 進而控制Mn、As 釋放。此外不同熒光組分、DOM 含量會對重金屬的釋放直接產(chǎn)生影響，如DOM 含量與Mn呈極顯著負相關(guān)關(guān)系，路徑系數(shù)為-0.651。C1 與Mn 呈顯著正相關(guān)關(guān)系，路徑系數(shù)為0.280；C2 與Mn 呈顯著負相關(guān)關(guān)系，與As 呈顯著正相關(guān)關(guān)系，路徑系數(shù)分別為-0.402、0.244。上述結(jié)果表明土壤 Eh 及 DOM 含量和組成是影響重金屬釋放的重要調(diào)控因素。

圖5 結(jié)構(gòu)方程模型路徑圖及標準化回歸系數(shù)Figure 5 Structural equation model path diagram and standardized regression coefficients

3 討論

秸稈還田釋放的DOM 是土壤有機質(zhì)的重要組成成分，在一定程度上控制了農(nóng)田土壤中重金屬的釋放與遷移。本研究顯示，添加秸稈后，在厭氧中期，DOM 含量與不添加秸稈有顯著差異，但隨著培養(yǎng)時間的增加，不同處理下DOM 含量無顯著差異。這與水稻秸稈自身組成與結(jié)構(gòu)有關(guān)，其C/N 值和木質(zhì)素含量較高，水溶性物質(zhì)較少，導致二者DOM 含量無明顯差異。同時，添加秸稈后，土壤DOM 類蛋白組分熒光強度較CK 組總體上顯著降低，與田翔等的研究結(jié)果一致。這可能是因為秸稈DOM 的主要類型為多糖類、蛋白質(zhì)類、芳香類和氨基酸類，隨著培養(yǎng)時間的延長，秸稈逐漸被分解，為微生物活動提供了大量碳、氮源，同時產(chǎn)生激發(fā)效應，促進了土壤DOM 類蛋白組分的降解。DOM 中類蛋白物質(zhì)可與重金屬通過配合直接生成絡合物，或是通過某金屬元素連接形成三元絡合物，如As-Fe-DOM 絡合物，從而使土壤溶液中金屬元素濃度下降。因此，本試驗中，添加秸稈后，土壤溶液As、Fe、Mn、Cd濃度升高。

土壤DOM 的組成和特性受到環(huán)境條件的控制。稻田土壤系統(tǒng)中，特殊的氧化還原波動會對土壤DOM 產(chǎn)生影響。較短的降解周期內(nèi)，DOM 中不同物質(zhì)的相對含量會發(fā)生變化，但DOM 組分在短期降解過程不會發(fā)生明顯變化。本研究培養(yǎng)期間，可見光區(qū)類富里酸和土壤類腐植酸熒光強度在厭氧期呈上升趨勢，好氧期呈下降趨勢；類蛋白物質(zhì)在厭氧期無明顯變化，在好氧階段呈下降趨勢。朱維晃等關(guān)于上覆水體中DOM 在不同氧化還原條件下的變化研究也獲得了相似的結(jié)果。厭氧條件下，微生物活動減弱，對DOM 的降解減弱，微生物對類腐殖質(zhì)的利用減弱，其熒光強度往往呈上升趨勢；好氧條件下，類腐殖質(zhì)物質(zhì)和類蛋白物質(zhì)易被氧化降解，轉(zhuǎn)化為碳源，DOM 熒光強度下降。根據(jù)結(jié)構(gòu)方程模型可知，Eh 還通過影響土壤類腐植酸（路徑系數(shù)-0.816，＜0.01）控制As的釋放（路徑系數(shù)0.244，＜0.05）。研究表明，類腐殖質(zhì)組分與金屬離子溶出有密切的聯(lián)系，腐植酸和富里酸具有復雜的多功能基團，與重金屬有很強的結(jié)合能力，可形成可溶性金屬配合物。富里酸官能團中多以羧基和羥基為主，其與重金屬絡合更易產(chǎn)生易溶解物質(zhì)。腐植酸大分子的基本結(jié)構(gòu)是芳環(huán)和脂環(huán)，環(huán)上連有羧基、羥基、羰基、醌基、甲氧基等官能團，其生成的金屬絡合物更穩(wěn)定。本研究中，類腐殖質(zhì)濃度在培養(yǎng)期間呈下降趨勢，因此其與重金屬絡合的能力也降低，導致Mn、As 溶出增加。但好氧階段土壤DOM 和液相金屬離子的變化并未完全探索清楚，有必要延長好氧階段培養(yǎng)時間，進一步摸清添加秸稈后土壤DOM 變化及其對金屬離子溶出的影響。

本研究也發(fā)現(xiàn)，添加秸稈后，土壤溶液化學性質(zhì)也發(fā)生了一系列變化，尤其是Eh。淹水使得氧的供給被切斷，土壤中的氧氣逐漸被微生物活動所消耗，整個體系成還原狀態(tài)，Eh 降為負值。進入氧化期后，Mn、Fe及 HS重新被氧化，造成 Eh 上升。添加秸稈使得有機質(zhì)更豐富，微生物活動更活躍，因而Eh 值更低。土壤Eh 的變化代表了復雜的氧化還原過程，影響著土壤中重金屬遷移、轉(zhuǎn)化等行為。Fe和Mn由于氧化還原狀態(tài)的改變而被還原為低價態(tài)的Fe和Mn，進入土壤溶液中，易形成無定型或微晶型鐵錳氧化物，這類氧化物對重金屬具有非常強的吸附力，因而本試驗培養(yǎng)后期溶液中Fe、Mn濃度均下降。同時，許多文獻報道鐵錳礦物的還原性溶解與As的遷移轉(zhuǎn)化密切相關(guān)。厭氧條件下，鐵錳氧化物還原溶解可釋放土壤固相中的As。當氧氣再次重新進入體系中時，鐵氧化物可將As氧化為As，土壤中FeOOH可以與As形成Fe-O（H）-As 結(jié)構(gòu)，從而達到固定As 的目的。因此，本試驗中，厭氧階段鐵錳氧化物不斷被還原，使得與其結(jié)合的As 不斷被溶出，好氧階段As則逐漸被固定。

4 結(jié)論

（1）添加秸稈對土壤溶解性有機質(zhì)（DOM）中類蛋白組分熒光強度有顯著影響，較不添加秸稈組總體上顯著降低。添加秸稈后，秸稈分解為微生物活動提供了大量能源，促進了DOM 類蛋白組分的降解，導致DOM與As解離，土壤溶液As濃度上升。

（2）氧化還原條件下，DOM 各熒光組分強度發(fā)生明顯變化。類腐殖質(zhì)物質(zhì)厭氧期呈上升趨勢，好氧期則呈下降趨勢；類蛋白物質(zhì)厭氧期無明顯變化，好氧階段呈下降趨勢。

（3）結(jié)構(gòu)方程模型（SEM）分析顯示，Eh 的變化與Mn 和As 的溶出顯著負相關(guān)；同時，Eh還通過影響土壤類腐植酸控制As的釋放。

（4）稻田厭氧環(huán)境降低Cd的生物有效性，好氧環(huán)境降低As的生物有效性。稻田土壤干濕交替造成的Eh 變化和秸稈還田措施不僅可直接影響重金屬的溶出，也可通過DOM含量和組成進一步控制其釋放。