納米氧化鐵與氧化劑對多環芳烴污染農田土壤修復和蔬菜健康風險的影響*

周佳靖 柳修楚 郭 瑾 陳小宇 柴 超 葛 蔚

(1.青島農業大學資源與環境學院，山東 青島 266109；2.青島農業大學生命科學學院，山東 青島 266109)

多環芳烴(PAHs)是環境中最普遍的有機污染物之一[1]，具有較高的遺傳毒性與致癌性[2]。PAHs溶解性較差，極易附著于土壤顆粒，因此土壤是PAHs的主要載體[3]。由于難降解的特性，使其在土壤中不斷積累，并可通過食物鏈進入人體并富集[4]。

由于焦化廠、發電廠等企業的排放，其周邊農田土壤中PAHs污染越來越嚴重[5]。已有研究表明，在中國農田土壤中，16種PAHs為3.3～2 750 mg/kg[6]。目前，PAHs污染的農田土壤主要以生物修復技術為主，但生物修復耗時較長，易受環境因素影響。化學氧化修復具有耗時短和效率高的特點，在國內外已獲得廣泛的運用。常用的氧化劑有H2O2、Fenton試劑及過硫酸鹽等[7]。過硫酸鹽通過活化作用致使本身的—O—O—斷裂產生具有強氧化性的硫酸根自由基，然后通過電子轉移方式與目標污染物發生反應，從而降解目標污染物[8]。趙丹等[9]證實，過硫酸鈉對PAHs有良好的氧化去除效果。H2O2可催化產生·OH氧化降解有機污染物，王春艷等[10]發現，隨著H2O2處理劑量的增加，菲和芘的去除率提高。納米礦物材料由于具有巨大的表面積、超強的吸附螯合能力和光催化活性，近幾年在有機污染修復中受到關注。司雄元[11]發現，土壤中添加納米礦物可提高對多氯聯苯的吸附。此外，半導體納米氧化鐵還可作為光催化劑，利用太陽光可進行有機物的降解[12]。

目前，對于PAHs污染土壤的修復研究中，多是以活化過硫酸鈉和類Fenton試劑進行化學修復，采用納米礦物與氧化技術結合修復PAHs重度污染農田土壤以及修復過程中對蔬菜的影響方面的研究相對較少。因此，本研究以熱電廠附近的PAHs污染農田土壤為對象，采用納米氧化鐵和低濃度氧化劑聯合技術，考察修復效果以及該技術對蔬菜生長、PAHs富集的影響，為PAHs污染農田土壤修復及蔬菜中PAHs的污染控制提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 主要供試材料

2017年3月采集某熱電廠附近的PAHs污染農田土壤，去除大塊石礫、植物根莖，過篩后自然風干。土壤類型為棕壤，pH為5.6，有機質為14.1 g/kg，PAHs為2 438 μg/kg，其中低環(2～4環)、高環(5～6環)PAHs分別為2 324、106 μg/kg。根據MALISZEWSKA KORDYBACH等[13]建立的標準，土壤中16種PAHs<200 μg/kg則可認為是無污染，200～600 μg/kg為輕度污染，600～1 000 μg/kg為中度污染，>1 000 μg/kg為重度污染。因此，該土壤為重度污染土壤。

H2O2、過硫酸鈉、納米氧化鐵均為商業產品。

1.2 實驗過程

稱取3.5 kg供試土壤，按照表1將不同試劑與土壤充分混合均勻后置于盆中，澆灌蒸餾水使土壤充分濕潤，播撒小白菜(BrassicachinensisL.)種子。待小白菜長出2～3片葉子后間苗，每盆保留10株。在小白菜生長期間，每隔兩天澆灌200 mL蒸餾水，每個處理設置3個重復。待小白菜出苗35 d后，將小白菜挖出，對其株高進行測量，對每株小白菜地上部與地下部分別進行稱重、冷凍干燥，研磨充分后取一定量樣品對小白菜各部位進行PAHs測定，同時測定各處理土壤中PAHs含量。

表1 不同處理的試劑及其施加量

1.3 測定方法

取2 g土壤樣品于玻璃離心管中，加入二氯甲烷超聲萃取1 h，4 000 r/min離心10 min，取萃取液3 mL過無水硫酸鈉和硅膠層析柱凈化，并用15 mL二氯甲烷/正己烷(體積比1∶1)溶液洗脫，收集濾液至旋轉蒸發瓶中濃縮至近干，最后用甲醇定容至2 mL，并通過0.22 μm有機濾膜后用于后續測定。蔬菜中PAHs的提取與凈化方法參考文獻[14]。

土壤與蔬菜中PAHs提取后均采用高效液相色譜紫外/熒光檢測器串聯的方法檢測美國優先控制的16種PAHs[15]，配有SPD-2A紫外檢測器、RF-10AXL熒光檢測器、CTO-20A柱溫箱、LC-20AT低壓四元梯度泵、Φ4.6×250 mm Inertsil ODS-P PAHs專用反相色譜柱。流動相為甲醇-水，紫外和熒光均采用波長切換，流速1 mL/min，柱溫40 ℃，進樣量20 μL。各PAHs均采用五點校準曲線，校準曲線的相關系數均大于0.999。

1.4 質量保證

通過空白實驗、基質加標和雙平行樣控制數據質量。空白中未檢出目標化合物。采用雙平行樣對所有樣品進行分析，萘回收率為62.0%，其余15種PAHs回收率均為86.0%±15.0%，相對標準偏差為0.6%～12.4%。每10個樣品做1次標準曲線，確定儀器的穩定性和校準曲線。

1.5 致癌風險評價

PAHs相對苯并(α)芘的毒性當量因子通常被用來計算PAHs的健康風險，將其他PAHs轉化為苯并(α)芘的毒性當量因子。采用美國環境保護署推薦的終生致癌風險(ILCRs)評價小白菜地上部中PAHs對人體的潛在致癌風險[16]，計算見式(1)[17]，本研究各參數取值參考文獻[18]。

ILCRs=Ci×TEFi×Cf×IR×EF×ED×SF×CF/(BW×AT)

(1)

式中：Ci為PAHs質量濃度，μg/kg；TEFi為毒性當量因子；Cf為蔬菜濕質量和干質量之間的轉化系數，小白菜取值為0.093；IR為小白菜攝取量，g/d，男性兒童(4～10歲)、男性青少年(11～17歲)、男性成年人(18～60歲)、男性老年人(>60歲)、女性兒童、女性青少年、女性成年人、女性老年人分別為95.4、146.0、173.0、155.0、99.7、132.0、157.0、135.0 g/d；EF為暴露頻率，d/a，取365 d/a；ED為暴露時間，a，根據各類人群物理活動和暴露場景有所不同，兒童、青少年、成年人、老年人分別為7、7、43、10 a；SF為致癌斜率因子，kg·d/mg，取7.3 kg·d/mg；CF為轉化因子，mg/ng，取10-6mg/ng；BW為體重，kg，兒童、青少年、成年人、老年人分別為23.6、48.0、62.0、62.0 kg；AT為平均壽命，d，取27 740 d。

1.6 數據處理

利用最小顯著差法對不同處理中土壤和小白菜中PAHs含量進行方差分析，利用Spearman方法進行相關性分析。

2 結果與討論

2.1 不同處理對土壤中PAHs及其去除率的影響

由圖1可見，處理1～7土壤中PAHs為1 636～2 238 μg/kg，均低于CK(2 338 μg/kg)，其中處理6最低。處理1～3土壤中PAHs隨納米氧化鐵施加量的減少而增加，且3個處理之間存在顯著差異，表明在一定范圍內，納米氧化鐵施加量越多，去除PAHs作用越顯著。這可能是由于納米氧化鐵是一種光催化劑，對紫外和可見光具有良好的吸收效應，PAHs在陽光照射下發生直接光降解行為[19]。納米氧化鐵施加量越多，比表面積越大，其表面受光激發產生的光生電子-空穴對也就越多，進而其光催化氧化速率越快，PAHs去除率越高。孫楠[20]的研究也驗證了隨納米氧化鐵含量的增加，鄰苯二甲酸二丁酯降解效率提高。

注：不同字母表示差異顯著(p<0.05)，圖2和圖3同。圖1 不同處理下土壤中PAHs質量濃度Fig.1 Mass concentration of PAHs in soil under different treatments

處理6土壤中PAHs低于處理7，說明納米氧化鐵施加量越多，去除PAHs的效果越明顯。處理6、7相應與處理1、3對比可見，納米氧化鐵聯合H2O2后土壤中PAHs顯著降低。這可能是由于氧化鐵在光照射下與吸附在催化劑表面的OH-或H2O反應，形成具有強氧化性的·OH，進而與目標物發生反應，納米氧化鐵施加量越高，反應越強烈。

處理4、5土壤中PAHs較高，說明施加過硫酸鈉對土壤中PAHs的去除效果較差。王思齊[21]研究發現，納米Fe3O4和過硫酸鹽為2∶1(摩爾比，下同)時苯酚去除率接近100.0%，1∶1時苯酚去除率達到93.5%。YAN等[22]發現，納米Fe3O4和過硫酸鹽為2∶1(摩爾比)時可將水中0.06 mmol/L磺胺間甲氧嘧啶完全降解。本研究中納米氧化鐵和過硫酸鈉聯合作用后PAHs的去除效果較差，可能是在土壤這一介質中，施加氧化劑后納米氧化鐵釋放的Fe3+較難被還原成Fe2+，不能有效活化過硫酸鹽，同時也降低了其催化性能，導致去除效果較差。此外，有研究表明，PAHs由于其自身性質易被土壤吸附而難以被洗脫，在氧化處理PAHs污染土壤的過程中，污染物在土壤有機質或固體顆粒物上的吸附直接影響其氧化速率[23]。本研究中納米氧化鐵極強吸附PAHs的能力會阻礙過硫酸鈉的氧化速率，這也是PAHs含量高的一個重要因素。

不同處理下土壤中PAHs的去除率見表2。CK通過自然衰減，PAHs去除率達到4.4%；處理6對PAHs的去除效果最好，去除率可達32.9%。處理1～7對土壤中低環PAHs的去除效果優于高環。不同環數的PAHs分子結構不同[24]，能與氧化劑發生不同的反應，低環PAHs在土壤中易揮發和分解，而高環PAHs的脂溶性較強，容易被土壤顆粒吸附，在土壤中的殘留度高，較難去除[25]，且苯環越多，分子量越大，越不易被降解。本研究與黎舒雯等[26]的研究結果一致。

2.2 不同處理對小白菜中PAHs及其去除率的影響

由圖2可見：各處理小白菜地下部和地上部中PAHs含量呈現相同規律；處理1～7小白菜中PAHs均低于CK；處理6小白菜中PAHs最低，地下部和地上部PAHs分別為783、348 μg/kg。處理4和處理6、處理5和處理7之間小白菜中PAHs含量均存在顯著差異，說明相同施加量的納米氧化鐵與不同的氧化劑聯合使用的效果是不同的，過硫酸鈉處理效果比H2O2差。處理1～3中，隨納米氧化鐵施加量的降低，小白菜中PAHs顯著升高。焦海華等[27]研究發現，土壤中PAHs含量高，蔬菜中PAHs含量也增加。本研究與此研究結果一致。

表2 不同處理下土壤中PAHs的去除率

小白菜地下部中PAHs高于地上部，這是由于在根毛細胞的作用下，土壤中PAHs進入植株，一部分進入植株地上部的莖葉中，另一部分保留在植株的根部并不斷積累，土壤中PAHs被植株吸收后主要富集在植物根部。尹春芹等[28]發現，蔬菜根和莖葉中的PAHs濃度低于土壤中，且根部積累PAHs的濃度顯著高于莖葉中，與本研究結果一致。

與CK相比，不同處理下小白菜中PAHs的去除率見表3。處理6中PAHs降低最明顯，小白菜地下部和地上部去除率分別為38.8%和38.9%；處理4、5對小白菜中PAHs的去除率最低；處理1～3中，隨納米氧化鐵施加量的減少，小白菜中PAHs的去除率降低。小白菜中高環PAHs的去除率總體高于低環，這可能是由于小白菜中PAHs多以富集低環PAHs為主，高環PAHs只占極少部分，因此小白菜中高環PAHs去除率相對高。

2.3 不同處理對小白菜生長的影響

由圖3可知，處理4、5的小白菜生長較差，株高和生物量均最低。這可能是由于過硫酸鈉與土壤中PAHs發生氧化還原反應的同時與土壤中有機質也發生了氧化還原反應，破壞了土壤的結構，使土壤的綜合肥力下降[29]，導致小白菜的生長狀況較差。李紅兵[30]研究表明，施加過硫酸鈉后氧化產生的硫酸鹽嚴重阻礙了黑麥草種子的萌發，且在黑麥草生長過程中，其生物量與氧化前相比沒有明顯增加。

處理6、7的小白菜長勢比處理4、5好，可能是由于研究區土壤pH為5.6，在酸性條件下H2O2反應產生的·OH會氧化降解有機污染物。楊志峰等[31]研究表明，土壤中芘濃度越高，辣椒的株高和生物量越低。因此，施加H2O2降低土壤中PAHs后有利于小白菜的生長。

處理1～3中，隨納米氧化鐵施加量減少，小白菜株高和生物量均降低。表明納米氧化鐵施加量的減少，土壤中PAHs提高，進入小白菜內的PAHs升高，小白菜生長變差。邢維芹等[32]研究表明，PAHs對冬小麥地上部的生長有影響。劉秀梅等[33]發現，納米氧化鐵能促進鐵在植株內由根部到地上部的移動，有助于新生葉片對鐵的吸收和利用，促進花生生長。這也是施加納米氧化鐵后，處理1～3小白菜生長均好于CK的原因之一。

圖2 不同處理下小白菜中PAHs質量濃度Fig.2 Mass concentration of PAHs in the pakchoi under different treatments

表3 不同處理下小白菜中PAHs的去除率

圖3 不同處理下小白菜的株高及生物量Fig.3 Plant height and biomass of pakchoi under different treatments

表4 不同處理下小白菜地上部中PAHs的ILCRs

2.4 不同處理對健康風險的影響

由表4可見：處理1～3中，隨納米氧化鐵施加量減少，ILCRs升高；處理6更有利于降低小白菜地上部的潛在致癌風險，男性兒童、男性青少年、男性成年人、男性老年人、女性兒童、女性青少年、女性成年人、女性老年人的ILCRs分別為1.04×10-6、0.78×10-6、4.38×10-6、0.90×10-6、1.08×10-6、0.70×10-6、3.97×10-6、0.78×10-6，而處理4對小白菜地上部潛在致癌風險降低程度較小；處理1～7中ILCRs均低于CK；成年人ILCRs遠高于其他年齡段。一般認為，終身致癌風險低于10-6被認為沒有風險或風險可忽略，10-6～10-4則被認為存在潛在風險[34]。經處理1和處理6修復后，小白菜地上部中PAHs對青少年和女性老年人的潛在致癌風險不再存在。

3 結 論

(1) 處理6對土壤、小白菜中PAHs的去除效果最好，土壤中PAHs去除率可達32.9%，小白菜地下部和地上部PAHs去除率分別為38.8%和38.9%。土壤中低環PAHs的去除率高于高環PAHs，小白菜中高環PAHs的去除率總體高于低環。

(2) 納米氧化鐵和過硫酸鈉聯合修復對小白菜生長存在抑制作用，小白菜的株高和生物量均較低。

(3) 成年人ILCRs遠高于其他年齡段。經處理1和處理6修復后，小白菜地上部中PAHs對青少年和女性老年人的潛在致癌風險不再存在。