多环芳烃(polycyclic aromatic hydrocarbons, PAHs)是一类广泛存在于环境中的持久性有机污染物, 其中16种PAHs[萘、苊烯、苊、芴、菲、蒽、荧蒽、芘、苯并蒽、屈、苯并(b)荧蒽、苯并(k)荧蒽、苯并(a)芘、茚并(1, 2, 3-cd)芘、二苯并蒽、苯并(ghi)苝]因具有“致癌、致畸和致基因突变”作用被许多国家列为优先控制污染物。土壤是PAHs的汇, 土壤中PAHs含量(尤其是城市土壤)在近100年来成指数倍增长(Jones et al., 1989), 如何有效去除土壤中PAHs成为国内外科学家共同关注的问题。

治理有机物污染土壤有物理、化学和生物的方法, 其中植物修复是一种经济、环境友好型的生物方法, 它是利用植物及其共存微生物体系来消除土壤中污染物。近年来, 研究者多采用黑麦草(Lolium multiflorum) (高彦征等, 2005)、沿阶草(Ophiopogon japanicus) (潘声旺等, 2008)、苜蓿草(Madicago sativa) (宋玉芳等, 2001)等草本植物来研究PAHs污染土壤的生物修复作用, 成效显著。然而植物种类不同, 对PAHs有机污染物去除效果不同, 因为土壤微生物的活性和分布与植物品种、根分泌物、根系形态结构有关。Rugh等(2005)报道, 不同植物种类富集PAHs降解菌的程度不同, 造成土壤中PAHs的降解效果不同。

树木是深层根系植物, 根系活动影响范围广, 可深达土层120 cm处, 而PAHs能在0 ~ 100 cm的土层范围内有效移动和传输(陈静等, 2004; 郝蓉等, 2004)。到目前为止, 木本植物应用此领域的研究还很少。为此, 本研究选用中国亚热带城市普遍采用的4个绿化树种:樟树(Cinnamomum camphora)、复羽叶栾树(Koelreuteria bipinnata)、广玉兰(Magnolia grandiflora)和鹅掌楸(Liriodendron chinense), 人工配制土壤PAHs污染的3个梯度水平(L1, L2, L3), 探讨不同树种对土壤PAHs及各组分含量在不同污染水平下的影响作用, 研究修复1年后土壤PAHs含量的潜在生态风险, 旨在为土壤有机物污染的植物修复提供科学依据。

1 材料与方法 1.1 试验地概况

试验依托于城市森林生态湖南省重点实验室。试验地设在长沙市中南林业科技大学城市生态站内(112°48' E, 28°03' N)。当地年平均气温16.8 ℃, 极端最高气温40.6 ℃, 最低气温-12 ℃, 年均降水量1 400 mm。无霜期为270 ~ 300天, 年均日照时数1 677.1 h, 属典型的亚热带湿润季风气候。试验设在面积为22 m × 6 m的不锈钢框架结构的温室内。

1.2 试验设计

试验土壤为湖南省株洲市夕阳红苗圃土壤, 土壤没有PAHs污染的历史。土壤pH值为4.84, 有机碳含量17.21 g·kg^-1, 全氮含量1.33 g·kg^-1。土壤自然风干, 过5 mm筛后待用。

试验采用樟树、复羽叶栾树、广玉兰和鹅掌楸的1年生实生苗, 来源于长沙黄兴镇苗木基地。苗木特征见表 1。

供试污染物:PAHs用市售0号柴油代替。多环芳烃在柴油中比例为18% ~ 20% (Simick, 1999), 且这一供试品也出现在国内外研究中(Colin et al., 1993; Nielsen et al., 1996)。

将0号柴油按照2 g·kg^-1 (L1), 10 g·kg^-1 (L2), 50 g·kg^-1 (L3)比例与风干过筛的土壤混合, 土油充分拌匀后, 薄层平铺置于露天环境, 使得土壤充分吸附柴油, 保证试验期间污染物含量的稳定性。48 h后分装到圆形塑料盆(Φ 40 cm × H 25 cm)中, 每盆装12 kg污染土。装土前, 盆钵底部圆孔铺一层落叶, 以防止浇灌时水分渗透造成水溶性PAHs流失。然后移栽生长发育良好且大小较一致的苗木, 每个污染水平每种苗木重复3株, 同时还设置在3个PAHs污染水平下不种植树木的空白对照处理, 重复3次。试验历时1年(2006年10月—2007年10月), 试验期间将苗木放置在温室中培育, 随意摆放, 每月将盆栽位置随机移动1次, 尽量使每盆植物的微环境保持一致, 室内温度因开窗对流基本与环境温度保持一致, 平时用自来水浇灌, 保持所有供试苗木盆内土壤持水量在50%左右。

1.3 试验方法 1.3.1 试剂

乙腈、甲醇为色谱纯(Fisher Scientific, 德国), EPA16种PAHs混合标物为PAHs-Mix 9(EPA Dr.Ehrenstorfer)。

1.3.2 土壤样品的采集与制备

盆中土壤充分混匀后, 四分法采集, 除去植物根, 风干后过2 mm筛, 于4 ℃下低温保存, 待分析。

1.3.3 土壤样品PAHs的提取和净化(Zhu et al., 2009)

取5 g制备好的土壤样品于聚氟乙烯杯中, 加入50 mL甲醇后, 震荡5 min, 超声2 min, 4 000 r·min^-1离心25 min, 取上清液过0.45 μm孔径聚丙烯纤维滤膜, 按1: 9加入超纯水稀释, 将稀释液过SPE萃取柱, 10 mL乙腈洗脱, 取1 mL洗脱液过0.45 μm孔径滤膜后用于HPLC分析。

1.3.4 PAHs测定方法与质量控制(Zhu et al., 2009)

Agilent -1100HPLC, DAD和FLD检测器, 色谱柱为Zorbax eclipse PAHs色谱柱(50 mm × 4.6 mm i.d., 1.8 μm); 流动相为乙腈-超纯水, 流速为1 mL·min^-1, 柱温25 ℃, 进样量为1 μL。HPLC梯度淋洗方法:0.00 ~ 0.33 min, 60%乙腈, 40%水; 0.33 ~ 13 min, 98%乙腈, 2%水。平行样品分析的相对标准偏差小于10%, 16种优控PAHs的方法回收率为76% ~ 101%。按此种方法共检出本试验柴油混合的土壤里含有8种优控PAHs组分, 即萘、苊、芴、菲、蒽、芘、苯并蒽、屈(图 1)。

1.4 数据处理

PAHs含量降低率= (对照土壤PAHs含量-栽植植物土壤PAHs含量)/对照土壤PAHs含量× 100%。

数据经Excel软件基础处理后, 用SPSS14.0统计分析, 用Sigmaplot10.0作图。

2 结果与分析 2.1 不同污染水平植物处理对土壤PAHs含量变化的影响

1年后各污染水平的土壤中8种PAHs含量见图 2。随着污染水平的升高, 土壤中PAHs的含量增加, 即L1＜L2＜L3。与对照相比, 栽培植物处理的土壤PAHs含量在L1, L2, L3水平下分别降低50.6%, 61.4%, 43.9%, 平均为51.9%, 且在L2, L3水平下PAHs含量差异显著(P＜0.05), 可见, 栽植绿化树种可减少土壤中PAHs的含量。

不同污染水平土壤中, PAHs含量均表现出随着时间的延长而减少(图 3), 在前3个月PAHs减少缓慢, 3 ~ 6个月内减少加快, 6个月后减少变缓, 9 ~ 12个月减少最慢, 其中3 ~ 6个月内PAHs含量减少最快。这可能是由于土壤微生物对污染有个适应期, 有报道称室内接种PAHs降解菌需要16天的适应期, 田间试验土壤中微生物需要约6个月的适应期(Chaineau et al., 1995)。方差分析表明:栽培植物处理中, 不同污染水平间土壤PAHs的减少量差异显著(P＜0.05), 不同时间土壤PAHs减少量差异不显著(P＞0.05)。

2.2 不同污染水平植物处理对土壤PAHs各组分含量变化的影响

植物修复1年后, 8种PAHs组分在植物和对照处理的土壤中含量见图 4。在栽培植物土壤中, L1水平下各组分含量表现为:苯并蒽＜苊＜蒽＜萘＜芴＜屈＜芘＜菲; L2水平下苊＜蒽＜苯并蒽＜芴＜萘＜屈＜芘＜菲; L3水平下蒽＜萘＜苯并蒽＜苊＜芴＜屈＜菲＜芘, 可见菲、芘的含量最高, 其次是屈, 尤其在L3水平表现最为明显。与对照相比, 萘降低0% ~ 49.7% (平均值m = 32.7%), 苊为0%, 芴为0% ~ 58.8% (m = 19.6%), 菲为14.2%~ 57.1% (m = 38.3%), 蒽为33.0% ~ 90.0% (m = 69.6%), 芘为51.5% ~ 67.9% (m = 58.1%), 苯并蒽为52.2% ~ 88.8% (m = 74.8%), 屈为0% ~ 51.3% (m = 32%)。以苯并蒽、蒽、芘减少最多。说明植物存在促进PAHs高环组分含量的减少(Ouvrard et al., 2006; Aprill et al., 1990)。

2.3 不同树种对土壤PAHs含量的影响

4个树种分别种植1年后, 土壤PAHs含量特征如图 5所示, 种植4个树种的土壤PAHs含量在不同污染水平下均表现为:L1＜L2＜L3。然而, 不同树种土壤PAHs含量是不一致的。L1水平下, 樟树＜广玉兰＜鹅掌楸＜复羽叶栾树; L2水平下, 广玉兰＜樟树＜鹅掌楸＜复羽叶栾树; L3水平下, 樟树＜广玉兰＜复羽叶栾树＜鹅掌楸, 总的来说以樟树和广玉兰土壤中PAHs含量小于鹅掌楸和复羽叶栾树。方差分析表明:同一污染水平的4个树种土壤中PAHs含量差异不显著(P＞0.05)。

3 讨论 3.1 植物处理对PAHs含量变化的影响

许多研究表明:在栽培植物土壤中PAHs含量远低于无植物土壤。田大伦等(2006)研究发现野外樟树林地土壤PAHs含量比无林地低9.09%。潘声旺等(2008)室内栽培沿阶草进行土壤中菲、芘的去除研究, 结果表明:60天后沿阶草土壤中菲比无植物土壤低77.4%, 芘低40.9%。与本研究结果(51.9%)相比略有不同, 这可能与污染物的初始浓度(Olson et al., 2001)、植物种类(Huang et al., 2004)不同有关, 但是均体现植物修复的功效, 考虑栽种1年后树苗的生长量有限, 以后才会加速生长, 不像草本植物第1年的生长量就能达到最高, 可以认为栽种木本树种对土壤PAHs的修复效果还是比较显著, 而且随着根系的快速生长, 对去除淋溶至土壤下层PAHs更有利。

植物修复功效最关键的是植物的“根际效应”, 植物根系向土壤分泌大量的有机酸、氨基酸、糖类、酚类等低分子有机化合物和多糖、多糖醛酸等高分子有机化合物, 为根际微生物提供大量易被利用的有机碳源(于水强等, 2006), 使土壤微生物的数量远远超过非根际(刘魏魏等, 2010; Krutz et al., 2005), 尤其是细菌数量有大幅度提高(涂书新等, 2000)。研究发现, 对有机污染物有降解作用的假单胞菌属、黄杆菌属、产碱菌属和土壤杆菌属这类微生物的根际效应非常明显(Anderson et al., 1993)。另外, 根系分泌物可以直接代谢有机污染物, 或与有机污染物共代谢, 最终促进污染物的降解(Fletcher et al., 1995)。

但是, 木本树种的根系分泌物、细根周转和菌根会给植物根际环境带来更为复杂的变化, 这对有机污染物的降解产生更为复杂影响(刘子雄等, 2005; Leigh et al., 2002; 王曙光等, 2001)。如Kamath等(2004)用红桑树(Pseudomonas fluorescens)修复PAHs的试验结果表明:根系的分泌物抑制个别降解菌对PAHs的分解代谢。因此未来应加强木本植物根系对PAHs修复的调控机制研究。

另外, 本研究从2006年10月开始, 历时1年。土壤中PAHs含量的动态变化表现出随时间的延长逐渐减少, 这除了与微生物对污染适应期的长短有关外, 可能还与试验期内温度变化、土壤养分含量有关。因为低温(Atlas et al., 1972)、低含量的营养物质(N, P) (Joner et al., 2002)均限制芳烃类污染物的生物修复。

3.2 土壤中残留PAHs的生态风险评价

城市是PAHs高排放的区域, 大量进入土壤中的PAHs对人类健康潜在危害性很大, 因此确定PAHs生态风险修复前后的变化十分必要。根据Long等(1998)提出的定量预测海洋与河口沉积物中有机污染物潜在生态风险的平均效应区间中值商法(effects range median, MERM), 确定PAHs潜在生态风险的效应区间中值(effects range median, ERM, 生物负面效应)。这里将本试验中土壤所含8种PAHs的实测含量与相应的效应区间中值进行比较, 比值之和的平均值可作为土壤中残留PAHs潜在生态风险的评价指标, 即:

式中:C_{PAH, i}代表土壤中第i种PAH组分的含量, ERM_i为组分i的效应区间中值。

表 2显示:经过植物修复的土壤毒性降低, 产生生态风险的可能性降低, 而无植物处理的土壤毒性虽降低, 但在L3水平潜在的生态风险仍较高(MERM = 2.75 ﹥ 1.5)。在植物和无植物处理中组分芴(MERM = 3.16, 7.67 ﹥ 1.5)、菲(MERM = 2.17, 2.53 ﹥ 1.5)、芘(MERM = 2.39, 4.39 ﹥ 1.5)在L3水平下均具有高毒性, 潜在生态风险高。由此可见高水平污染下的PAHs组分即使经过植物修复仍然具有高生态风险, 说明治理PAHs污染必须从源头上控制PAHs排放量。

4 结论

1年后植物处理土壤中PAHs含量与对照相比在L1, L2, L3水平下分别降低了50.6%, 61.4%, 43.9%, 平均为51.9%, 且植物处理与对照在L2, L3水平下PAHs含量差异显著; PAHs含量在3 ~ 6个月内减少最快; PAHs组分中以苯并蒽、蒽、芘减少最多, 分别达74.8%, 69.6%, 58.1%。

不同树种土壤PAHs含量是不一致的。总的来说樟树和广玉兰土壤中PAHs含量小于鹅掌楸和复羽叶栾树, 但不同树种对PAHs含量影响无显著差异。

经过植物处理的土壤潜在生态风险降低, 对照处理的土壤在L3污染水平下潜在生态风险仍然很高。植物和对照处理的PAHs组分芴、菲、芘在L3水平下仍然存在较高的生态风险。