土壤是支持植物、动物和微生物生长与繁殖的场所, 也是环境中多环芳烃(PAHs)的储存和中转站。自然环境中的PAHs绝大部分源于人类活动, 燃料燃烧是主源, 其次源于工业废水及石油污染等。随着工业迅速发展, 城市化进程加快, 汽车数量突增, 土壤中PAHs的浓度也在不断增加(Jones et al., 1989)。PAHs在环境中虽然是微量的, 但分布较广, 通过大气、水、土壤会直接或间接进入人体, 进而影响人体健康。因此PAHs污染目前已引起广泛关注(Menzie et al., 1992)。关于土壤PAHs的研究较多(王学军等, 2003; Baker et al., 2000; 高学晟等, 2002; Kottler et al., 2001; 孙铁珩等, 1998), 有关森林土壤中PAHs分布与吸收的研究在国外已有报道(Kiauss et al., 2000), 但在国内还未见报道。本文比较了林地与非林地土壤中多环芳烃的含量、分布特征、污染状况和成因, 以期为污染土壤的修复、城市抗污树种的筛选等提供科学依据。

1 研究地概况

试验地在中南林业科技大学树木标本园内(112° 54'E, 27° 50'N), 海拔50~200 m, 相对高度150 m, 属湘中丘陵区。系典型的亚热带湿润气候区, 年降水量1 185.8~1 912.2 mm, 集中于4—7月; 年相对湿度80 %, 年均气温17.4 ℃。本区地层古老, 母岩以变质板页岩为主, 风化程度较深; 土壤为森林红壤, 呈酸性。地带性植被为常绿阔叶林, 试验林分是1984年人工营造的樟树林, 在造林前进行了平梯整地, 造林后处于半自然状态, 现郁闭度为0.7~0.8, 林分平均胸径14.50 cm, 平均树高8.47 m, 林下植物主要有女贞(Ligustrum lucidum)、小叶女贞(Ligustrum quihoui)、菝葜(Smilax china)、山胡椒(Lindera glauca)、木莓(Rubus swinhoei)、油茶(Camellia oleifera)、大叶黄杨(Buxus megistophylla)、满树星(Ilex aculeolata)、南蛇藤(Celastrus orbiculatus)、铁芒萁(Dicranopteris dichotoma)等。

2 材料与方法 2.1 土壤样品的采集与处理

在中南林业科技大学株洲校区树木园的樟树林地内(潘勇军等, 2004), 按坡向(南、北)和坡位(上、中、下)各挖取土壤剖面3个, 按0~15、15~30、30~45、45~60和60 cm以上层次, 每层各采集0.5 kg的样品2个, 共采样品30个。在距樟树林500 m处的无林地分上、中、下坡, 每个坡位分0~15、15~30、30~45、45~60 cm 4个土层取样, 每层重复取3个样品, 共采样12个作为对照。

在每个样品中称取20 g土样, 置索氏抽提器中, 加入250 mL丙酮-二氯甲烷(C₃H₆O-CH₂Cl₂), 90 ℃水浴抽提8 h, 提取液在旋转蒸发器上减压浓缩至5 mL, 然后加入装有活化硅胶(mSiO₂·nH₂O)的层析柱中纯化。用20 mL正己烷(C₆H₁₂)和二氯甲烷(1:2) (CH₂Cl₂)混合液淋洗, 淋洗速度控制在2 mL·min^-1。收集洗脱液, 再在55 ℃下水浴浓缩至5 mL, 并在高纯N2下吹至1 mL, 密封在玻璃瓶中, 置冰箱保存待测。

2.2 分析方法

气相色谱法测定PAHs。采用气相色谱仪HP6890、FID检测器分析, 色谱柱(30 m×0.25 mm)为HP-5毛细管色谱柱。不分流进样, 气化温度280 ℃, 检测器温度300 ℃, 载气为高纯N2, 分离PAHs温度梯度为:

进样量为2 μL。用16种PAHs(EPA.610 Polycyclic Aromatic Hydrocarbons Mix. supelco公司USA)混合标准液为外标(表 1), 用保留时间直接对照法和标准物加入法来定性; 以标准物加入法进行定量分析(郑一等, 2003; 潘勇军等, 2004; 宋玉芳等, 1995)。在测试的同时进行本底空白试验, 没有检测出PAHs组分。每个试样做3个平行试验, 结果显示相对标准值的标准偏差为0.021~0.480。土壤PAHs的回收率为75.2 %~105.3 %。

土壤pH值用pH计测定; 有机质用水合热法测定。

3 结果分析 3.1 林地土壤PAHs含量

从表 2可以看出, 南坡林地土壤中PAHs存在9个组分, 且0~15 cm土层中含量最高, 为1 493 μg·kg^-1, 在9个组分中含量最高的是BaA(410 μg·kg^-1), 最低的是Fle(53 μg·kg^-1); 15~30 cm土层中PAHs含量仅次于0~15 cm土层, 为1 434 μg·kg^-1, 在9个组分中仍以BaA含量最高, 为412 μg·kg^-1, 最低的是BbF, 含量为32 μg·kg^-1; 30~60 cm土层中PAHs组分只剩下5种, 总含量明显降低, 其中30~45 cm土层中PAHs含量为455 μg·kg^-1, 45~60 cm为453 μg·kg^-1; 60 cm以上土层中PAHs种类减少至3种, 且总含量大幅度降至194 μg·kg^-1。

从表 3可以看出, 北坡林地0~15 cm土层中PAHs组分亦有9种, 总含量为2 087 μg·kg^-1, 其中1/3以上是苯并(a)蒽(BaA), 达695 μg·kg^-1, 最低的是苯并(b)荧蒽(BbF)为80 μg·kg^-1, 两种含量差异明显, 相差8倍; 在15~30 cm土层中, 含量最高的苯并(a)蒽(BaA) 575 μg·kg^-1比含量最低的苯并(b)荧蒽(BbF) 47 μg·kg^-1大11倍; 30~45 cm土层中PAHs组分只检测出7种, 总含量为640 μg·kg^-1, 组分间含量差异更为明显, 含量最高的苯并(a)蒽(BaA) 393 μg·kg^-1与最低的苯并(b)荧蒽(BbF) 9 μg·kg^-1相差43倍; 45~60 cm土层中PAHs有6个组分, 总含量为403 μg·kg^-1, 含量最高的苯并(a)蒽(BaA)为111 μg·kg^-1, 含量最低的苯并(a)芘(BaP)为24 μg·kg^-1; 60 cm以上土层中PAHs种类只有5种, 总含量仅有228 μg·kg^-1。

从表 2、3还可以看出, 南坡与北坡土壤中PAHs总含量存在一定差异。在北坡土壤PAHs组分中Ane、Fle、BaA、BbF、BaP、IiP含量均高于南坡, 表明南坡的光化学氧化反应强, 而PAHs光解速度常随光强、温度和湿度的升高而增大, 加上土壤微生物的参与, 导致上述PAHs组分在南坡土壤中的含量稍低于北坡。

从表 4可以看出, 土壤中的PAHs含量主要积累在0~30 cm的表层, 占据土层总含量的74 %, 并随着土层的加深而明显减少, 0~15和15~30 cm土层中PAHs总含量分别为>60 cm土层中PAHs总含量的7倍和6倍, 组分均由9种减少至6种。

从表 4还可以看出, 土壤PAHs含量以4、5和6环的多环芳烃组分(4环: Fla、BaA; 5环: BbF、BaP、DaA; 6环: IiP)为主, 它们占据总含量的82 %, 其中以BaA尤为突出, 占总含量的32 %。占总含量10 %以上的PAHs组分还有BaP、IiP和DaA。其余组分均占总含量的10 %以下。可见, 林地土壤中PAHs组分分布较集中且来源一致, 即PAHs以高环(4环以上)组分为主, 表明PAHs主要源于燃料燃烧(王学军等, 2003)。

3.2 林地与无林地土壤PAHs含量比较

无林对照地土壤中, 共检测出PAHs组分10种, 总含量为7 769 μg·kg^-1。0~15 cm土壤层中PAHs有9种, 总含量为3 314 μg·kg^-1。其中荧蒽(Fla)的含量最高为1 937 μg·kg^-1。屈(Chr)最低为28 μg·kg^-1, 两者相差1 909 μg·kg^-1, 荧蒽比屈大68倍; 15~30 cm土层中PAHs只有5种, 总含量为3 626 μg·kg^-1, 其中以苯并(a)蒽(BaA)含量特高, 为3 269 μg·kg^-1, 竞占据总含量的90 %, 而二苯并(a, h)蒽(DaA)含量特低为19 μg·kg^-1, 仅占总含量的0.5 %; 30~45 cm土层中PAHs虽有7种, 但总含量为717 μg·kg^-1, 比15~30 cm土层中减少2 909 μg·kg^-1; 45~60 cm土层中, PAHs只有3种, 总含量为112 μg·kg^-1, 与0~15或15~30 cm土层相比, 已经减少至约1/30(表 5)。

从表 4、5还可以看出, 无林地土壤中PAHs含量的垂直分布与有林地土壤中含量的垂直分布规律基本相一致, 即PAHs主要积累在0~30 cm的表层; 无林地土壤中的PAHs含量明显高于有林地, 尤以表层(0~30 cm)突出, 无林地土壤表层PAHs含量为6 940 μg·kg^-1, 为有林地含量3 380 μg·kg^-1的1.1倍; 无林地土壤中检测出PAHs组分为10种, 即Any、Phe、Ant、Fla、BaA、Chr、BkF、BaP、IiP、DaA, 有林地土壤检测出PAHs组分9种, 即Ane、Fle、Phe、Fla、BaA、BbF、BaP、IiP、DaA, 且Fla、BaA含量明显低于无林地。

土壤中的微生物能够降解PAHs, 它们降解PAHs一般采用两种代谢方式, 一种是微生物以环数低(≤3)的PAHs为碳源和能源进行代谢; 另一种是微生物把环数高(≥4)的PAHs与其他有机质协同代谢。采用第一种方式代谢PAHs的主要是细菌:如气单胞菌属(Aeromonas)、芽胞杆菌属(Bacillus)、拜叶林克氏菌属(Beijerinckia)、棒状杆菌属(Corynebacterium)、蓝细菌属(Cyanobacteria)、黄杆菌属(Flavobacterium)、微球菌属(Micrococcus)、分枝杆菌属(Mycobacterium)、诺卡式菌属(Nocardio)、假单胞菌属(Pseudomonas)、红球菌属(Rhodococcus)和弧菌属(Vibrio) (高学晟等, 2002); 采用第二种方式协同代谢的微生物主要是真菌, 如白腐菌(Chrysosporium phanerochaete)、烟管菌(Bjerkauderasp)、美丽小克银汉雷菌(Cunninghamella elegans)等(易筱筠等, 2002)。樟树林林地有大量的枯枝落叶层, 有机质比无林地多29.52 g·kg^-1, 且明显地集中在表土层(0~15 cm), 有林地0~15 cm表土层中有机质要比无林地表土层多26.14 g·kg^-1(见表 6), 表明樟树林地土壤中丰厚的有机质为多种微生物提供了优越的生活和繁殖场所, 为降解PAHs提供了有利条件, 这可能是有林地土壤中PAHs含量明显低于无林地的主要原因。虽然微生物降解是影响PAHs在土壤环境中存留的主要过程, 但有些组分稳定性强, 如DaA(5环的二苯并(a, h)蒽)、IiP(6环的茚并(1, 2, 3-cd)芘)和BaP(5环的苯并(a)芘), 难于被微生物降解, 所以这类PAHs在林地土壤中的含量稍高于无林地。

3.3 樟树林地土壤PAHs的评价

目前用于土壤PAHs污染评价和治理的统一标准在国际上还没有制定, 我国也尚未制定土壤PAHs的允许浓度, 只是在《农用污泥中污染物控制标准》(GB4284-84)中规定农用污泥中苯并(a)芘的最高允许含量为3 mg·kg^-1。在此, 只好引用荷兰制定的一个土壤修复标准, 该标准共涉及16种PAHs中的10种(王学军等, 2003), 利用这10种PAHs标准值来评价研究区樟树林地和无林地土壤中PAHs的含量水平, 结果列于表 7。

从表 7可以看出, 樟树林地土壤中PAHs超标5种, 其中BaA超标73倍、BaP超标28倍、Fla和IiP分别超标23和20倍、Phe超标5倍; 无林地土壤中PAHs超标8种, 其中BaA和Fla超标173和134倍, 超标10~15倍的有Ant、BaP和BkF, Phe和IiP超标仅1倍、Chr超标0.4倍。研究区樟树林地和无林地土壤已受到了一定程度的PAHs污染, 其中无林地土壤尤为明显。究其原因, 株洲市是重工业城市, 距试验区500 m处有一条省级公路, 4 km处有工厂, 工业、生活燃料燃烧和汽车尾气是试验区土壤污染的主要原因。

4 结论

樟树林地土壤中PAHs存在9个组分, 且集中分布于0~30 cm表土层, 其中南坡表土层PAHs含量为2 927 μg·kg^-1, 北坡为3 821 μg·kg^-1; 在PAHs组分间含量差异明显, 以BaA含量最高, 南坡为822 μg·kg^-1, 北坡为1 270 μg·kg^-1。表明南坡的光化学氧化反应强, 加上微生物的参与, 导致PAHs组分在南坡土壤中的含量稍低于北坡。

樟树林地与无林地土壤中PAHs的垂直分布均表现为积累在0~30 cm表土层, 并随着土层的加深而明显减少, 在PAHs组分中, 以4环的Fla和BaA, 5环的BaP和DaA和6环的IiP为主, 表明试验区土壤PAHs组分来源一致, 即燃料燃烧。

无林地土壤中PAHs含量明显高于樟树林地, 无林地土壤表层PAHs含量6 940 μg·kg^-1, 为樟树林地含量3 380 μg·kg^-1的2.1倍; 无林地土壤中检测出10种PAHs组分, 樟树林地检测出9种, 且无林地土壤中4环的Fla和5环的DaA含量明显高于樟树林地。表明樟树林地土壤有机质含量比无林地丰富, 为多种微生物提供了优越的生活和繁殖场所, 为降解PAHs提供了有利条件。

利用荷兰制定的土壤修复标准, 来评价研究区樟树林地和无林地土壤中PAHs的含量水平, 樟树林地土壤中PAHs超标量明显低于无林地, 燃料燃烧和汽车尾气是研究区土壤受到PAHs污染的重要因素。