蒲麗蓉，蔡 月，王星皓2,，施維林，高 娟*

有機(jī)黏土對污染土壤中莧菜生理和吸收積累菲、芘的影響①

蒲麗蓉1,2,3，蔡 月3，王星皓2,3，施維林1*，高 娟3*

(1 蘇州科技大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，蘇州 215009；2 污染場地安全修復(fù)技術(shù)國家工程實驗室，北京 100015；3 中國科學(xué)院南京土壤研究所，南京 210008)

基于有機(jī)改性黏土具有廉價、高效吸附多環(huán)芳烴(PAHs)等特性，探究了3-巰基丙基三甲氧基硅烷改性蒙脫土(TMSP-SMF)和十六烷基三甲基溴化銨改性蒙脫土(CTAB-SMF)對污染土壤中PAHs的固定效果，并考察了其施用后對土壤理化性質(zhì)、微生物群落以及植物吸收累積PAHs的影響。結(jié)果表明：TMSP-SMF和CTAB-SMF的施用未影響土壤的pH，但土壤的滲透性有所降低，同時土壤中變形菌門(Proteobacteria)及放線菌門(Actinomycetes)的相對豐度有所增加。此外，TMSP-SMF和CTAB-SMF可以有效地阻控污染土壤中莧菜對菲和芘的吸收。與污染控制處理相比，TMSP-SMF處理莧菜地上部菲和芘的含量分別降低了20.1% ± 9.5% 和13.9% ± 16.9%；根部分別降低了16.7% ± 6.6% 和21.2% ± 13.3%；CTAB-SMF處理莧菜地上部菲和芘的含量分別降低了47.0%± 8.7% 和44.3% ± 7.0%，根部分別降低了59.1% ± 4.7% 和60.0% ± 8.1%?？梢?，土壤中添加2.5% 的TMSP-SMF或CTAB-SMF在一定程度上減少了植物對PAHs的累積，從而緩解了植物對PAHs累積的氧化應(yīng)激反應(yīng)；而有機(jī)黏土CTAB-SMF比TMSP-SMF更適用于作為污染土壤中PAHs的固定修復(fù)材料，有望應(yīng)用于PAHs污染農(nóng)田土壤的修復(fù)。

多環(huán)芳烴；吸收積累；莧菜；有機(jī)黏土；氧化應(yīng)激

黏土礦物因具有巨大的比表面積和豐富的可交換陽離子容量，具有良好的吸附潛力，同時其具有良好的分散性、環(huán)境友好性和經(jīng)濟(jì)適用性，因而被廣泛應(yīng)用于水體及土壤的污染修復(fù)中[6-7]。為了增加黏土礦物對疏水性有機(jī)污染物的親和力和吸附效果[8]，許多學(xué)者(如劉香玉等[9]、朱利中等[10]、Ake等[11])通過對黏土礦物進(jìn)行有機(jī)改性增大了黏土礦物層間距并增強(qiáng)了其表面的疏水性，大大增加了對水中有機(jī)污染物的吸附能力[10,12]。然而，目前關(guān)于有機(jī)黏土對有機(jī)污染物吸附固定的研究多數(shù)集中于廢水處理領(lǐng)域[13]，而有機(jī)黏土修復(fù)PAHs污染土壤卻鮮有研究，尚不清楚有機(jī)改性黏土對土壤中PAHs的固定及其阻控效果。

根據(jù)本實驗室前期研究[14]，十六烷基三甲基溴化銨改性蒙脫土(CTAB-SMF)和3-巰基丙基三甲氧基硅烷改性蒙脫土(TMSP-SMF)對萘具有良好的吸附效果。基于此，本研究將選用TMSP-SMF和CTAB- SMF作為PAHs污染農(nóng)田土壤的改良劑，探究有機(jī)黏土在實際污染土壤中固定及阻控PAHs的效果。試驗以莧菜為供試農(nóng)作物，菲和芘為PAHs的代表污染物，通過盆栽試驗，研究了：①有機(jī)黏土的添加對土壤性質(zhì)的影響；②莧菜體內(nèi)及土壤中PAHs的含量變化；③有機(jī)黏土的添加對PAHs污染土壤種植的植物生長和氧化脅迫的影響，以進(jìn)一步探討有機(jī)黏土在PAHs污染土壤中施用的可行性，評價其作為土壤改良劑對土壤性質(zhì)以及植物的影響，為PAHs污染農(nóng)田修復(fù)提供科學(xué)數(shù)據(jù)和參考。

1 材料與方法

1.1 供試土壤

供試土壤為采自南京市紫金山表層的干凈土壤。其基本理化性質(zhì)為pH 7.10，有機(jī)質(zhì)含量10.2 g/kg，黏粒、粉粒和砂粒含量分別為144 g/kg、721 g/kg 和135 g/kg，土壤類型為黃棕壤。

已有調(diào)查顯示，我國表層土壤中的PAHs含量中位值達(dá)0.52 mg/kg[15]。因此本試驗中，將供試土壤風(fēng)干磨細(xì)(20目)，用菲和芘的丙酮溶液污染后，充分?jǐn)嚢杈鶆?，老?0 d，期間每7 d混合攪拌，使得土壤初始菲含量為0.58 mg/kg，芘含量為0.50 mg/kg。

1.2 實驗試劑與實驗儀器

菲、蒽、熒蒽和芘標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)均購自阿拉丁試劑有限公司；十六烷基三甲基溴化銨(CTAB，99%)購自Biosharp；3-巰基丙基三甲氧基硅烷(TMSP，95%)購自Sigma Aldrich；蒙脫土(SMF)購自浙江豐虹粘土化工有限公司；丙酮、二氯甲烷、正己烷(色譜純)購自德國默克股份有限公司；莧菜種子購自南京金盛達(dá)種子有限公司；植物酶試劑盒購自南京建成生物工程研究所；精制型層析硅膠(200 ～ 300目)購自青島海洋化工有限公司；濃硫酸(分析純)購自南京化工試劑股份有限公司。

實驗所用儀器如下：島津氣相色譜–質(zhì)譜聯(lián)用儀(GCMS-QP 2010 Plus，島津日本)、加速溶劑萃取儀(ASE 350，戴安中國有限公司)、旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)儀(R-100，瑞士布琦有限公司)、真空冷凍干燥器(1-2 LD plus，德國克里斯公司)、高速分散器(XHF-D，寧波新芝生物科技股份有限公司)、酶標(biāo)儀(Sunrise RC TS TC，奧地利Tecan公司)、土壤滲透性測定儀(TST-55型，常州德杜精密儀器有限公司)、離心機(jī)(CT15RT，上海天美科學(xué)儀器有限公司)、pH計(MT-5000，上海三本環(huán)?？萍加邢薰?。

1.3 盆栽試驗

根據(jù)文獻(xiàn)報道，當(dāng)有機(jī)黏土添加量為1% ～ 4% 時，其對植物生長的影響可忽略不計[16]。因此，本研究選擇有機(jī)黏土添加量為2.5% 進(jìn)行后續(xù)盆栽試驗。每盆裝污染土2.0 kg，與有機(jī)黏土充分?jǐn)嚢杈鶆蚝鬂菜雇寥辣３痔镩g持水量的65%。污染土和有機(jī)黏土老化一個星期之后播種，等到種子出苗后長到2片真葉時間苗，每盆留苗5株。在莧菜生長期間，每兩天澆一次水，使盆栽土壤保持田間持水量的65%。盆栽試驗設(shè)置4個處理，每個處理5次重復(fù)，試驗設(shè)計如表1所示。播種后45 d 進(jìn)行土樣和植物樣的采集。

據(jù)聯(lián)合國有關(guān)機(jī)構(gòu)預(yù)測，到2050年全世界的人口將從目前的70億人增長到90億人。增長的人口將主要分布在發(fā)展中國家的城市和最不發(fā)達(dá)國家，而發(fā)達(dá)國家的人口幾乎為零增長。世界上75%的人口生活在發(fā)展中國家，隨著這部分人口生活水平的快速提高，他們的飲食結(jié)構(gòu)將會發(fā)生變化。在今后25～30年，世界人口對糧食的需求量將會增加70%~100%。普遍認(rèn)為在增長的糧食需求部分中，有80%~90%將來自現(xiàn)有的耕地，只有10%~20%將來自新開墾的耕地。然而，由于城市化、沙漠化和鹽堿化的影響，世界總的耕地正在減少。

1.4 測定項目與方法

1.4.1 土壤理化性質(zhì)測定 土壤pH 測定采用電位法(HJ962—2018)[17]，土水質(zhì)量比為1∶2.5；土壤的滲透系數(shù)(K)按照變水頭試驗法測定，計算公式如下：

表1 莧菜盆栽試驗設(shè)計

式中：2.3為ln和lg的變換因數(shù)；為測壓管面積，cm2；為試樣高度，cm；為試樣段面積，cm2；1和2分別為測讀水頭的起始和終止時間，s；1和2分別為起始和終止水頭，cm。

1.4.2 土壤微生物指標(biāo)測定 微生物高通量測序委托派諾森基因云進(jìn)行分析。利用實時熒光定量PCR，16S rDNA基因的擴(kuò)增引物為F：ACTCCTA CGGGAGGCAGCA，R：TCGGACTACHVGGGTW TCTAAT。借助QIIME2(2019.4)測序平臺研究土壤微生物群落組成，并在門水平上分析與比較不同處理間土壤細(xì)菌群落組成的變化。

1.4.3 植物光合色素測定 稱取0.01 g新鮮的莧菜葉片，用5 ml 80% 丙酮提取葉綠素a、葉綠素b和類胡蘿卜素，并于離心機(jī)3 000 r/min離心10 min，用分光光度計分別在663、646、470 nm處測量提取液的吸光度，通過下列公式計算各光合色素的含量[18]：

[葉綠素a]=(12.21×663) – (2.59×646) (2)

[葉綠素b]=(20.13×646) – (5.03×663) (3)

[類胡蘿卜素]=(1 000×470– 3.27×[葉綠素a] –

104×[葉綠素b])/229 (4)

1.4.4 植物和土壤中PAHs提取及測定 植物和土壤中PAHs通過加速溶劑提取，提取液經(jīng)固相萃取柱凈化，旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)儀濃縮后于氣相色譜–質(zhì)譜聯(lián)用儀進(jìn)行測定。具體操作如下：植物和土壤樣品真空冷凍干燥過夜，準(zhǔn)確稱取0.5 g土壤樣品或0.1 g植物樣品，與3.0 g硅藻土和0.2 ml的5 mg/L內(nèi)標(biāo)(蒽、熒蒽)攪拌均勻，放入加速溶劑萃取儀(ASE)萃取池中提取植物與土壤樣品中PAHs。提取條件：系統(tǒng)壓力為10.5 MPa，萃取溫度為100℃，加熱時間5 min，靜態(tài)時間5 min，沖洗體積為萃取池體積的60%，循環(huán)1次，吹掃60 s。提取液在36℃下旋轉(zhuǎn)濃縮，用提取溶劑定容至2 ml。土壤提取溶劑為正己烷/二氯甲烷(4∶1，/)混合溶液，植物提取溶劑為正己烷/二氯甲烷(1∶1，/)混合溶液。固相萃取(SPE)柱，其從下至上填充物依次是：0.5 g無水硫酸鈉、1.0 g改性磺化硅膠、1.0 g無水硫酸鈉，上下均填有玻璃纖維濾膜。提取液加到固相萃取柱上后進(jìn)行淋洗。首先用5 ml正己烷對SPE柱活化，再用5 ml二氯甲烷淋洗，棄去淋洗液，然后用15 ml提取溶劑進(jìn)行洗脫，收集洗脫液并將其旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)濃縮，最后用提取溶劑定容至1 ml，用氣相色譜–質(zhì)譜聯(lián)用儀進(jìn)行分析。

氣相色譜–質(zhì)譜聯(lián)用儀分析條件：SH-Rxi- 5SiL MS (30 m×0.25 mm×0.25 μm)色譜柱，250℃進(jìn)口溫度，不分流進(jìn)樣；1 min進(jìn)樣時間，1.00 ml/min柱流量。程序升溫如下：初始溫度60℃，以 10℃/min升至 260℃并保持1 min，再以 15℃/min升至300℃并保持 3 min。質(zhì)譜條件離子源：電子轟擊離子源，200℃離子源溫度，250℃接口溫度，離子掃描(SIM)模式。

在本試驗該提取方法中，蒽和熒蒽作為菲和芘的內(nèi)標(biāo)在植物樣品中的回收率為76.4% ～ 100.5% 和88.9% ～ 110.4%，在土壤樣品中的回收率為88.4% ～ 104.0% 和83.3% ～ 111.1%。

1.4.5 植物酶活性測定 稱取新鮮莧菜根用于測定植物酶活性，分別通過過氧化物酶(POD)、總超氧化物歧化酶(SOD)、丙二醛(MDA)、多酚氧化酶(PPO)試劑盒提取，采用酶標(biāo)儀測定。

1.4.6 植物生物量(鮮重)的測定 測定莧菜的鮮重時，先將其清洗干凈，然后擦干根和葉表面的水分，選取每個處理中6株莧菜用精度0.001 g的電子天平測定。

1.5 數(shù)據(jù)處理及統(tǒng)計分析

在本研究中，所有結(jié)果均以均值± 標(biāo)準(zhǔn)差表示。采用SAS 9.3軟件Duncan法進(jìn)行方差分析，<0.05為判斷顯著差異的標(biāo)準(zhǔn)。

2 結(jié)果與討論

2.1 有機(jī)黏土對土壤理化性質(zhì)的影響

本研究各處理之間土壤樣品pH沒有顯著變化(>0.05)，但由于添加了有機(jī)黏土使得土壤滲透性稍有改變。其中2.5% 的TMSP-SMF添加，使土壤滲透系數(shù)從8.41×10–5cm/s減少為6.99×10–5cm/s，但與控制處理相比差異不顯著；而2.5% 的CTAB-SMF添加顯著降低了土壤的滲透性，滲透系數(shù)改變?yōu)?.46×10–5cm/s。這與王紅等[19]研究相符，外源添加有機(jī)蒙脫土可能會對土壤的物理化學(xué)性質(zhì)造成影響。Al-Shayea等[20]研究表明，低黏粒含量的砂土滲透系數(shù)顯著大于高黏粒含量的砂土。因此TMSP-SMF和CTAB-SMF的添加增加了土壤的黏粒含量，能夠提高土壤對水分的吸持能力、土壤緊實度和粘結(jié)性[21]，提高土壤保肥保水能力。

2.2 有機(jī)黏土對土壤細(xì)菌門相對豐度的影響

如圖1A所示，有機(jī)黏土的添加導(dǎo)致盆栽土壤中微生物群落沿第一主成分(解釋度84.5%)發(fā)生明顯的變化。在門水平上(圖1B)，所有處理中的細(xì)菌群落主要是變形菌門(Proteobacteria)、放線菌門(Actinomycetes)、酸桿菌門(Acidobacteria)、綠彎菌門(Chloroflexi)、芽單胞菌門(Gemmatimonadetes)、擬桿菌門(Bacteroides)、藍(lán)藻菌門(Cyanobacteria)、厚壁菌門(Firmicutes)、髕骨細(xì)菌門(Patescibacteria)和硝化螺旋菌門(Nitrospirae)，占微生物總數(shù)的98%。在這些菌群中最主要的是變形菌門，其次是放線菌、酸桿菌門和綠彎菌門。Geng等[22]研究表明，變形菌門、酸桿菌門和厚壁菌門是烴類污染土壤的主要細(xì)菌類群，在PAHs污染土壤中存在富集現(xiàn)象。并且大多數(shù)參與PAHs代謝和遺傳調(diào)控的降解菌也屬于這幾個細(xì)菌門[23]。

CTAB-SMF和TMSP-SMF的使用未明顯影響土壤中各細(xì)菌菌門的種類，但特定功能菌門的相對豐度發(fā)生了顯著的變化。例如，CTAB-SMF增加了變形菌門的相對豐度(38.65% ± 2.72%)和酸桿菌門的相對豐度(6.50% ± 20.16%)；TMSP-SMF增加了變形菌門的相對豐度(11.70% ± 5.29%)和酸桿菌門的相對豐度(11.71% ± 14.06%)。而這些優(yōu)勢菌群均與PAHs的降解有關(guān)，CTAB-SMF和TMSP-SMF對變形菌門和酸桿菌門相對豐度的提高可能是因為其增加了PAHs降解微生物棲息地，而且有機(jī)改性黏土還可以通過交換H+來為微生物提供最佳的酸堿條件，從而促進(jìn)微生物的生長[24-25]。其中，有機(jī)黏土對有機(jī)污染物的解吸行為以及吸附在有機(jī)黏土表面和層間的PAHs如何被土壤微生物利用還需進(jìn)一步研究。

圖1 CTAB-SMF和TMSP-SMF對土壤微生物群落結(jié)構(gòu)(A)及細(xì)菌菌門相對豐度(B)的影響

2.3 有機(jī)黏土對莧菜生理特性的影響

在莧菜盆栽45 d后，CTAB-SMF和TMSP-SMF處理莧菜生物量(鮮重)分別為42.54 g/株和40.80g/株，與污染控制處理(45.20 g/株)和無污染控制處理(47.59 g/株)相比并沒有顯著差異(>0.05)。

如圖2所示，各處理葉綠素含量沒有顯著差異(>0.05)，但污染控制處理莧菜葉綠素a和總?cè)~綠素相比于無污染控制處理減少了19.7% ± 2.9% 和17.8% ± 0.9%。這是由于植物在受到有機(jī)污染物脅迫時，有機(jī)污染物會破壞植物體內(nèi)的葉綠素合成酶或者激活葉綠素降解酶，導(dǎo)致葉綠素含量下降[26]。而添加TMSP-SMF和CTAB-SMF能使葉綠素a和總?cè)~綠素含量有所增加，這可能是因為TMSP-SMF和CTAB-SMF減少了莧菜體內(nèi)PAHs的積累，從而導(dǎo)致莧菜體內(nèi)氧化脅迫減弱。

2.4 有機(jī)黏土對莧菜地上部及根部PAHs含量的影響

如圖3A所示，與污染控制處理相比，TMSP-SMF和CTAB-SMF處理可有效降低莧菜根部菲和芘的累積，菲含量分別降低了16.7% ± 6.6% 和59.1% ± 4.7%，芘含量分別降低了21.2% ± 13.3% 和60.0% ± 8.1%。所有處理中莧菜根部菲和芘含量的差異，可能是由于在土壤老化過程中土壤對芘和菲吸附作用不一致導(dǎo)致的。另外，土壤中不同PAHs的生物可利用性取決于其疏水性，菲的lgow=4.57，芘的lgow= 5.18[27]，因此芘和菲在莧菜體內(nèi)的累積和遷移不同。本試驗中，污染物主要來自根部和葉片吸收，由于莧菜體內(nèi)的PAHs易從根部遷移到葉片，因此所有處理中莧菜地上部菲和芘的含量顯著高于地下部(< 0.05)。同樣地，TMSP-SMF和CTAB-SMF處理中莧菜地上部菲和芘的含量比污染控制處理有顯著的降低(<0.05)(圖3B)，菲分別降低了20.1% ± 9.5% 和47.0% ± 8.7%，芘分別降低了13.9% ± 16.9% 和44.3% ± 7.0%。

(圖中不同小寫字母表示同一指標(biāo)不同處理間差異顯著(P<0.05)，下同)

以上結(jié)果說明，TMSP-SMF和CTAB-SMF可以有效地阻控污染土壤中菲和芘進(jìn)入植物體內(nèi)，減弱了莧菜對土壤中菲和芘的吸收與累積，從而降低了菲和芘對莧菜的脅迫，這也解釋了CTAB-SMF和TMSP- SMF處理莧菜葉綠素含量高于污染控制處理的原因。另外，相較TMSP-SMF，CTAB-SMF具有更好的阻控效果。

圖3 不同處理下莧菜根部(A)及地上部分(B)PAHs的含量

2.5 有機(jī)黏土對土壤中PAHs含量的影響

如圖4所示，污染控制處理PAHs含量與無莧菜控制處理對比有顯著降低(<0.05)，一方面由于植物對菲和芘的吸收，另一方面大量根際微生物的存在對有機(jī)污染物有降解作用，導(dǎo)致土壤中菲和芘的含量降低。在TMSP-SMF和CTAB-SMF處理土壤中菲和芘含量均略高于污染控制處理(>0.05)。這是由于TMSP-SMF表面和CTAB-SMF層間存在的有機(jī)相有利于PAHs的吸附[28]。同時，TMSP-SMF和CTAB- SMF在環(huán)境中具有良好的穩(wěn)定性，其有機(jī)改性劑再釋放以及污染物脫附可忽略不計[29]。因此，TMSP- SMF和CTAB-SMF能夠有效地固定土壤中的菲和芘，使得盆栽土壤中菲和芘的消散受到抑制，移動性變?nèi)酰瑥亩档推渖镉行?。而污染控制處理土壤中PAHs更容易被植物累積，出現(xiàn)自然揮發(fā)及澆水淋溶等損失[30]。這與劉總堂等[16]的研究結(jié)果相似，其研究表明添加1% ～ 8% 有機(jī)改性黏土可固定土壤中50.4% ～ 78.5% 的六六六。

圖3、圖4顯示CATB-SMF在土壤中固定及阻控PAHs的效果更好，這與TMSP-SMF和CTAB-SMF在水相中對PAHs的吸附效果相符。這可能是因為：①CTAB-SMF具有更高的疏水性。本課題前期通過觀察TMSP-SMF和CTAB-SMF在耗散型石英晶體微天平上的黏土膜形成時間來研究其疏水性大小，結(jié)果表明，3種黏土的疏水性大小依次為CTAB-SMF> TMSP-SMF>SMF[14]；②與TMSP-SMF相比，CTAB- SMF可以提供更多的吸附位點(diǎn)，包括黏土顆粒表面位點(diǎn)以及黏土層間的CTAB基團(tuán)。

圖4 不同處理下盆栽土樣菲和芘的含量

2.6 有機(jī)黏土對PAHs脅迫下植物氧化應(yīng)激反應(yīng)的影響

在PAHs污染脅迫下，植物體內(nèi)的氧化代謝動態(tài)平衡被打破，植物體內(nèi)會產(chǎn)生大量的活性氧自由基。這些自由基若不能及時被清除，則引起植物氧化應(yīng)激反應(yīng)，進(jìn)而可能產(chǎn)生脂質(zhì)過氧化酶失活等毒理效應(yīng)[31]。植物體內(nèi)的抗氧化系統(tǒng)中酶促系統(tǒng)(例如POD、SOD、MDA和PPO)能清除機(jī)體內(nèi)活性氧自由基，快速將O2–· 轉(zhuǎn)化為H2O2[32]，維持體內(nèi)活性氧自由基產(chǎn)生和猝滅的動態(tài)平衡，從而阻控脂質(zhì)過氧化進(jìn)程[33]。因此，在本研究測定POD、SOD、MDA和PPO活性來評價莧菜在不同處理中菲和芘引起氧化脅迫毒害的程度。

如圖5A所示，污染控制處理莧菜在PAHs的脅迫下SOD活性顯著增加(<0.05)，而TMSP-SMF和CTAB-SMF處理莧菜的SOD活性基本恢復(fù)。SOD催化產(chǎn)生的H2O2需要經(jīng)POD進(jìn)一步催化分解，因此，POD活性變化應(yīng)與SOD相對應(yīng)[34]。有研究表明，在低劑量PAHs暴露下植物體內(nèi)的POD活性隨PAHs濃度的增加而增加[35]。在本研究中(圖5B)，TMSP-SMF和CTAB-SMF處理莧菜POD活性較污染控制處理下降了38.86% ± 10.78% 和49.27% ± 23.85%，這與SOD活性變化趨勢相符。同時，本研究也檢測了MDA指標(biāo)(圖5C)。MDA是生物膜系統(tǒng)脂質(zhì)過氧化的產(chǎn)物，其活性變化不僅可以反映O2–· 生成的量及氧化反應(yīng)強(qiáng)烈程度，還可以反映細(xì)胞受損傷和對逆境的反應(yīng)程度[36]。如圖5C所示，污染控制處理莧菜與無污染控制處理相比，MDA活性顯著升高(<0.05)；但TMSP-SMF和CTAB-SMF處理莧菜MDA活性較污染控制處理分別顯著下降了32.31% ± 14.36%、53.60% ± 11.45%(<0.05)。MDA活性越大，生物膜系統(tǒng)受損程度越大[37]。本研究MDA活性檢測結(jié)果表明，TMSP-SMF和CTAB-SMF處理莧菜的細(xì)胞膜結(jié)構(gòu)損傷程度相比污染控制處理較輕，其中CTAB-SMF處理效果更明顯。

圖5 不同處理下莧菜根部SOD(A)、POD(B)、MDA(C)、PPO(D)的活性

植物受到PAHs脅迫時，體內(nèi)PPO活性增強(qiáng)，促進(jìn)植物體內(nèi)PAHs降解[38]。與污染控制處理相比，TMSP-SMF和CTAB-SMF處理莧菜體內(nèi)PPO活性分別降低了37.64% ± 19.22%、46.26% ± 16.02%(圖5D)，推測可能是由于有機(jī)黏土固定了土壤中PAHs，導(dǎo)致植物體內(nèi)PAHs含量相對較少，從而減輕了PAHs對植物的毒害。

3 結(jié)論

在PAHs污染土壤中，TMSP-SMF和CTAB-SMF的添加有效地將菲和芘固定在土壤中，能在一定程度上阻控其進(jìn)入植物體內(nèi)，并降低其對植物氧化脅迫。兩種有機(jī)黏土的施用未改變土壤的pH，但使土壤的滲透性分別降低了18.39% ± 2.28% 和24.62% ± 1.26%，從而提高了土壤保水保肥的能力。TMSP-SMF和CTAB-SMF增加了土壤中變形菌門及放線菌門的相對豐度，對微生物降解PAHs起到了正面作用。TMSP-SMF和CTAB-SMF可作為一種PAHs污染農(nóng)田的修復(fù)劑，有效阻控農(nóng)產(chǎn)品中有機(jī)污染物的積累，其中CTAB-SMF對土壤中菲和芘的固定效果更佳，更適用于PAHs污染農(nóng)田的原位修復(fù)。

[1] Sun Z Y, Wang X H, Liu C, et al. Persistent free radicals from low-molecular-weight organic compounds enhance cross-coupling reactions and toxicity of anthracene on amorphous silica surfaces under light[J]. Environmental Science & Technology, 2021, 55(6): 3716–3726.

[2] W?óka D, Placek A, Rorat A, et al. The evaluation of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) biodegradation kinetics in soil amended with organic fertilizers and bulking agents[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2017, 145: 161–168.

[3] Usman M, Hanna K, Haderlein S. Fenton oxidation to remediate PAHs in contaminated soils: A critical review of major limitations and counter-strategies[J]. Science of the Total Environment, 2016, 569/570: 179–190.

[4] Ni N, Kong D Y, Wu W Z, et al. The role of biochar in reducing the bioavailability and migration of persistent organic pollutants in soil-plant systems: A review[J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 2020, 104(2): 157–165.

[5] 徐遠(yuǎn)遠(yuǎn), 朱利中. 溴化十四烷基吡啶對黑麥草吸收土壤中菲的影響[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2008, 28(4): 738–741.

[6] García-Romero E, Lorenzo A, García-Vicente A, et al. On the structural formula of smectites: A review and new data on the influence of exchangeable cations[J]. Journal of Applied Crystallography, 2021, 54(Pt 1): 251–262.

[7] Aboudi Mana S C, Hanafiah M M, Chowdhury A J K. Environmental characteristics of clay and clay-based minerals[J]. Geology, Ecology, and Landscapes, 2017, 1(3): 155–161.

[8] Sarkar B, Xi Y F, Megharaj M, et al. Bioreactive organoclay: A new technology for environmental remediation[J]. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 2012, 42(5): 435–488.

[9] 劉香玉, 孫娟, 趙朝成, 等. CTAB改性膨潤土制備及其對海洋溢油的吸附性能[J]. 環(huán)境工程學(xué)報, 2019, 13(1): 68–78.

[10] 朱利中, 任曉剛, 俞紹斌, 等. CTMAB-膨潤土去除水中有機(jī)物的性能及機(jī)理[J]. 中國環(huán)境科學(xué), 1998, 18(5): 450–454.

[11] Ake C L, Wiles M C, Huebner H J, et al. Porous organoclay composite for the sorption of polycyclic aromatic hydrocarbons and pentachlorophenol from groundwater[J]. Chemosphere, 2003, 51(9): 835–844.

[12] 柴琴琴, 呼世斌, 劉建偉, 等. 有機(jī)改性凹凸棒石對養(yǎng)豬廢水中有機(jī)物的吸附研究[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2016, 36(5): 1672–1682.

[13] Zhu R L, Chen Q Z, Zhou Q, et al. Adsorbents based on montmorillonite for contaminant removal from water: A review[J]. Applied Clay Science, 2016, 123: 239–258.

[14] 侯靜雯, 施維林, 高娟. 有機(jī)改性蒙脫土對萘的吸附機(jī)制和影響因子[J]. 環(huán)境科學(xué), 2020, 41(11): 5133–5142.

[15] Wang C H, Wu S H, Zhou S L, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons in soils from urban to rural areas in Nanjing: Concentration, source, spatial distribution, and potential human health risk[J]. Science of the Total Environment, 2015, 527/528: 375–383.

[16] 劉總堂, 許敏, 林云青, 等. 有機(jī)黏土對污染土中HCH的固定及黑麥草生長的影響[J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2010, 30(4): 533–538.

[17] 生態(tài)環(huán)境部. 土壤pH值的測定電位法: HJ 962—2018[S]. 北京: 中國環(huán)境科學(xué)出版社, 2018.

[18] Zhao L J, Hu Q R, Huang Y X, et al. Response at genetic, metabolic, and physiological levels of maize () exposed to a Cu(OH)2nanopesticide[J]. ACS Sustainable Chemistry & Engineering, 2017, 5(9): 8294–8301.

[19] 王紅, 張淑輝, 彭福田, 等. 不同土壤改良劑對土壤理化性質(zhì)、微生物及桃植株生長的影響[J]. 山東農(nóng)業(yè)科學(xué), 2020, 52(12): 59–65,70.

[20] Al-Shayea N A. The combined effect of clay and moisture content on the behavior of remolded unsaturated soils[J]. Engineering Geology, 2001, 62(4): 319–342.

[21] 張繼義, 趙哈林. 退化沙質(zhì)草地恢復(fù)過程土壤顆粒組成變化對土壤–植被系統(tǒng)穩(wěn)定性的影響[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報, 2009, 18(4): 1395–1401.

[22] Geng S Y, Cao W, Yuan J, et al. Microbial diversity and co-occurrence patterns in deep soils contaminated by polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs)[J]. Ecotoxi-cology and Environmental Safety, 2020, 203: 110931.

[23] 王荔, 張騰飛, 楊蘇才, 等. 焦化廠PAHs污染土壤中微生物群落多樣性特征[J]. 環(huán)境工程技術(shù)學(xué)報, 2021, 11(4): 720–726.

[24] Timmer N, Gore D, Sanders D, et al. Application of seven different clay types in sorbent-modified biodegradability studies with cationic biocides[J]. Chemosphere, 2020, 245: 125643.

[25] Chaerun S K, Tazaki K, Okuno M. Montmorillonite mitigates the toxic effect of heavy oil on hydrocarbon- degrading bacterial growth: Implications for marine oil spill bioremediation[J]. Clay Minerals, 2013, 48(4): 639–654.

[26] Shen Y, Li J F, Gu R C, et al. Phenanthrene-triggered Chlorosis is caused by elevated Chlorophyll degradation and leaf moisture[J]. Environmental Pollution, 2017, 220: 1311–1321.

[27] Wang W W, Qu X L, Lin D H, et al. Octanol-water partition coefficient (log) dependent movement and time lagging of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) from emission sources to lake sediments: A case study of Taihu Lake, China[J]. Environmental Pollution, 2021, 288: 117709.

[28] 朱利中, 陳寶梁, 陶澍. 溴化十四烷基吡啶增強(qiáng)固定土壤中萘及其機(jī)理[J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2003, 23(1): 43–47.

[29] Yaron-Marcovich D, Nir S, Chen Y. Fluridone adsorption-desorption on organo-clays[J]. Applied Clay Science, 2004, 24(3/4): 167–175.

[30] 許敏, 靳偉, 林云青, 等. 納米有機(jī)二氧化硅對土壤-青菜系統(tǒng)六六六遷移的影響[J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué), 2009, 37(5): 2167–2169.

[31] Winston G W. Oxidants and antioxidants in aquatic animals[J]. Comparative Biochemistry and Physiology Part C: Comparative Pharmacology, 1991, 100(1/2): 173–176.

[32] Ma C X, White J C, Dhankher O P, et al. Metal-based nanotoxicity and detoxification pathways in higher plants[J]. Environmental Science & Technology, 2015, 49(12): 7109–7122.

[33] Zhang P, Guo Z L, Luo W H, et al. Graphene oxide- induced pH alteration, iron overload, and subsequent oxidative damage in rice (L.): A new mechanism of nanomaterial phytotoxicity[J]. Environ-mental Science & Technology, 2020, 54(6): 3181–3190.

[34] 黃磊, 陳玉成, 趙亞琦, 等. 生物炭添加對濕地植物生長及氧化應(yīng)激響應(yīng)的影響[J]. 環(huán)境科學(xué), 2018, 39(6): 2904–2910.

[35] 盧曉丹. 多環(huán)芳烴污染對植物酶活性的影響研究[D]. 南京: 南京農(nóng)業(yè)大學(xué), 2009.

[36] Liu C F, Xiao R B, Dai W J, et al. Cadmium accumulation and physiological response ofL. under soil and atmospheric stresses[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2021, 28(11): 14041– 14053.

[37] 杜志偉, 楊肖松, 劉月仙, 等. 有機(jī)污染物芘脅迫下白菜生理特性變化規(guī)律[J]. 生態(tài)學(xué)報, 2021, 41(3): 998– 1005.

[38] Moradi B, Kissen R, Maivan H Z, et al. Assessment of oxidative stress response genes inexposed to oil contamination - Polyphenol oxidase (PPOA) as a biomarker[J]. Biotechnology Reports, 2020, 28: e00565.

Effects of Modified Organic Clays on Physiology and Adsorption-accumulation of Phenanthrene and Pyrene inL. Growth in PAHs-polluted Soil

PU Lirong1,2,3, CAI Yue3, WANG Xinghao2,3, SHI Weilin1*, GAO Juan3*

(1 School of Environmental Science and Engineering, Suzhou University of Science and Technology, Suzhou, Jiangsu 215009, China; 2 National Engineering Laboratory for Safe Remediation Technology of Contaminated Sites, Beijing 100015, China; 3 Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China)

Montmorillonite modified with cetyltrimethyl ammonium bromide (CTAB-SMF) and 3-mercapto propyl trimethoxy silane (TMSP-SMF) have been proven to adsorb much naphthalene in batch experiments, but their effects in soils have not been tested. In this study, 2.5% of CTAB-SMF or TMSP-SMF were added as soil amendments in phenanthrene and pyrene contaminated soils, and pot experiments withL. were conducted. The results showed that the addition of two amendments hadno significant change on soil pH values (>0.05), but the treated soils permeability decreased by 24.62% ± 1.26% and their relative abundance of Proteobacteria and Actinomycetes in soil increased obviously compared with the control group. It was also found that the addition of two organoclays could reduce the bioavailability of PAHs in soil and the accumulation of phenanthrene and pyrene in plants. Compared with the control, the concentrations of phenanthrene and pyrene inL. shoots reduced by 20.1% ± 9.5% and 13.9% ± 16.9% with addition of 2.5% TMSP-SMF, while their concentrations in roots decreased by 16.7% ± 6.6% and 21.2% ± 13.3%, respectively. For CTAB-SMF, the concentrations of phenanthrene and pyrene in shoots decreased by 47.0%± 8.7% and 44.3%± 7.0%, and that in roots decreased by 59.1% ± 4.7% and 60.0% ± 8.1%, respectively. Furthermore, the oxidative stress in plant induced by PAHs was also reduced due to the addition of organoclays in polluted soils. The results of this study indicated that TMSP-SMF and CTAB-SMF could be used as remediation agents in PAHs-polluted soil, and CTAB-SMF could be more potential than TMSP-SMF in PAHs-polluted soil remediation.

PAHs; Adsorption-accumulation;L.; Organoclay; Oxidative stress

蒲麗蓉, 蔡月, 王星皓, 等. 有機(jī)黏土對污染土壤中莧菜生理和吸收積累菲、芘的影響. 土壤, 2022, 54(1): 128–135.

X53

A

10.13758/j.cnki.tr.2022.01.017

國家重點(diǎn)研發(fā)計劃項目(2017YFA0207000)、江蘇省重點(diǎn)研發(fā)計劃(社會發(fā)展)面上項目(BE2020789)和污染場地安全修復(fù)技術(shù)國家工程實驗室開放基金項目(NEL-SRT201908)資助。

(weilin-shi@163.com；juangao@issas.ac.cn)

蒲麗蓉(1995—)，女，四川廣元人，碩士研究生，主要研究方向為風(fēng)險評價與生態(tài)安全。E-mail: poppypu@163.com