秸稈和Eh對稻田土壤溶解性有機質組成及金屬釋放的影響

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，江蘇省大氣環境與裝備技術協同創新中心，江蘇省大氣環境監測與污染控制高技術重點實驗室，南京 210044；2. 中國科學院土壤環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）

隨著我國經濟的快速發展，工農業生產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，已成為社會發展急需解決的重大環境問題。目前我國農田受重金屬污染的面積有擴大的趨勢，農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轉化和遷移密切相關，土壤有機質在重金屬遷移轉化過程中又發揮著重要作用，其中溶解性有機質（Dissolved organic matter，DOM）是地球化學循環的活躍碳庫。雖然DOM 占有機質部分不足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和遷移轉化等。例如，含有豐富羧基的類腐殖質對重金屬表現出高親和力，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的主要來源之一。秸稈還田作為我國廣泛應用的農藝措施，可以有效提高土壤有機質和養分含量、改變土壤環境，在一定程度上控制農田污染物的環境行為。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-落干循環使其形成了獨特的干濕交替環境，引起Eh 的動態變化，從而使土壤重金屬形態也發生變化。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，其與稻田環境變化和金屬釋放的關系如何？仍值得深入探討，且有利于進一步明晰農田土壤重金屬釋放機制。

本研究選取湖南郴州地區受礦冶活動污染的稻田土壤為研究對象，開展微宇宙培養試驗，利用三維熒光光譜技術（3D -EEM）、RDA 分析（Redundancy analysis）和結構方程模型（SEM）探究氧化還原條件下外源添加有機質對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數據和理論指導。

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。成土母質為石灰巖，土壤質地為砂質黏壤土，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，該區域土壤存在Cd、As 污染，其中Cd 和As 含量分別超農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源，秸稈經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（干質量）。

1.2 土壤培養試驗

供試土壤風干，去除較大石塊和植物根系等雜質，研磨過2 mm 篩。設置不添加秸稈（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移至恒溫振蕩器于（28.0±1.2）℃避光培養40 d（還原期）。還原期結束后，于瓶蓋處插入1 枚針頭向瓶內通入空氣，繼續振蕩培養10 d（氧化期）。分別在培養第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濾液裝入厭氧頂空瓶密封，4 ℃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，激發波長（Ex）范圍為200～550 nm，間隔波長為2 nm，發射波長（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 數據處理與計算

利 用 Excel 2016、MATLAB 2018b、SPSS 26.0、Canoco 5、AMOS 21.0和Origin 9等軟件進行數據統計分析和繪圖。數據為平均值±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 結果與分析

2.1 秸稈添加對土壤溶液化學性質和金屬釋放的影響

土壤溶液pH、Eh 在厭氧（0～40 d）和好氧（41～50 d）培養過程中的動態變化見圖1a 和圖1b。微宇宙培養期間，S 組和CK 組土壤pH 均相對穩定在8.0 左右，隨培養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生還原反應，消耗電子，但由于供試土壤母質為石灰巖，其含有較多碳酸鈣或碳酸氫鈣等石灰性物質，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 值處于相對穩定的狀態，表明此時土壤已處于強還原狀態；好氧期，Eh 值迅速回升。整個培養期間，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，Fe、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%。總體而言，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 土壤溶液化學參數的動態變化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）。總體來看，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（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組的結果大致相同。如Pb、Cd、Fe、As、Mn 與可見光區類富里酸（C1）和類蛋白（C3）呈正相關關系，與土壤類腐植酸（C2）呈負相關關系，且As、Fe、Mn與可見光區類富里酸（C1）的相關性更強。

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果無明顯差異。同時，結合RDA 分析得到的前向選擇結果（表1），當＜0.05 時，本研究選擇 Pb、Mn、As 與化學性質、有機分子結構進行結構方程模型分析。

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 前向選擇結果Table 1 The results of forward selection

將土壤化學性質（pH、Eh）、DOM 組分、DOM 含量及土壤溶液中重金屬濃度（Pb、Mn、As）納入結構方程模型分析后，得到如圖5 所示的結構方程模型，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 呈極顯著負相關關系，其路徑系數分別為-0.662、-0.528，表明當體系轉為好氧狀態時Mn、As的溶出將顯著降低。同時Eh也可通過影響有機分子結構間接影響重金屬的溶出，其與C2、C3 均呈極顯著負相關關系，通過調控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生影響，如DOM 含量與Mn呈極顯著負相關關系，路徑系數為-0.651。C1 與Mn 呈顯著正相關關系，路徑系數為0.280；C2 與Mn 呈顯著負相關關系，與As 呈顯著正相關關系，路徑系數分別為-0.402、0.244。上述結果表明土壤 Eh 及 DOM 含量和組成是影響重金屬釋放的重要調控因素。

圖5 結構方程模型路徑圖及標準化回歸系數Figure 5 Structural equation model path diagram and standardized regression coefficients

3 討論

秸稈還田釋放的DOM 是土壤有機質的重要組成成分，在一定程度上控制了農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構有關，其C/N 值和木質素含量較高，水溶性物質較少，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，與田翔等的研究結果一致。這可能是因為秸稈DOM 的主要類型為多糖類、蛋白質類、芳香類和氨基酸類，隨著培養時間的延長，秸稈逐漸被分解，為微生物活動提供了大量碳、氮源，同時產生激發效應，促進了土壤DOM 類蛋白組分的降解。DOM 中類蛋白物質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境條件的控制。稻田土壤系統中，特殊的氧化還原波動會對土壤DOM 產生影響。較短的降解周期內，DOM 中不同物質的相對含量會發生變化，但DOM 組分在短期降解過程不會發生明顯變化。本研究培養期間，可見光區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；類蛋白物質在厭氧期無明顯變化，在好氧階段呈下降趨勢。朱維晃等關于上覆水體中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，類腐殖質物質和類蛋白物質易被氧化降解，轉化為碳源，DOM 熒光強度下降。根據結構方程模型可知，Eh 還通過影響土壤類腐植酸（路徑系數-0.816，＜0.01）控制As的釋放（路徑系數0.244，＜0.05）。研究表明，類腐殖質組分與金屬離子溶出有密切的聯系，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生易溶解物質。腐植酸大分子的基本結構是芳環和脂環，環上連有羧基、羥基、羰基、醌基、甲氧基等官能團，其生成的金屬絡合物更穩定。本研究中，類腐殖質濃度在培養期間呈下降趨勢，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。

本研究也發現，添加秸稈后，土壤溶液化學性質也發生了一系列變化，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，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、轉化等行為。Fe和Mn由于氧化還原狀態的改變而被還原為低價態的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的遷移轉化密切相關。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 結構，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，使得與其結合的As 不斷被溶出，好氧階段As則逐漸被固定。

4 結論

（1）添加秸稈對土壤溶解性有機質（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 各熒光組分強度發生明顯變化。類腐殖質物質厭氧期呈上升趨勢，好氧期則呈下降趨勢；類蛋白物質厭氧期無明顯變化，好氧階段呈下降趨勢。

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

（4）稻田厭氧環境降低Cd的生物有效性，好氧環境降低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。