秸秆和Eh对稻田土壤溶解性有机质组成及金属释放的影响

罗雪婷，周丰武，詹娟，张雨，胡鹏杰*，徐德福，李振炫，吴龙华，骆永明

（1. 南京信息工程大学，江苏省大气环境与装备技术协同创新中心，江苏省大气环境监测与污染控制高技术重点实验室，南京 210044；2. 中国科学院土壤环境与污染修复重点实验室（南京土壤所），南京 210008；3. 南京师范大学地理科学学院，南京 210023）

随着我国经济的快速发展，工农业生产所带来的土壤重金属污染问题引起了社会公众和政府的高度重视，已成为社会发展急需解决的重大环境问题。目前我国农田受重金属污染的面积有扩大的趋势，农村耕地重金属污染土壤点位超标率高达19.4%，其中Cd、As 超标点位比例分别为 7.0%、2.7%，食品安全和人体健康受到严重威胁。重金属的生物风险与其形态转化和迁移密切相关，土壤有机质在重金属迁移转化过程中又发挥着重要作用，其中溶解性有机质（Dissolved organic matter，DOM）是地球化学循环的活跃碳库。虽然DOM 占有机质部分不足5%，但由于其含有大量的羟基、羧基、羰基、芳香族等活性官能团，而可以通过络合、吸附、离子交换等反应影响金属离子的形态和迁移转化等。例如，含有丰富羧基的类腐殖质对重金属表现出高亲和力，胡敏酸具有较强的吸附Cd、Zn、Cu、Mn的能力。

植物残体是土壤有机质的主要来源之一。秸秆还田作为我国广泛应用的农艺措施，可以有效提高土壤有机质和养分含量、改变土壤环境，在一定程度上控制农田污染物的环境行为。水稻是我国主要的粮食作物之一，在种植过程中不断地淹水-落干循环使其形成了独特的干湿交替环境，引起Eh 的动态变化，从而使土壤重金属形态也发生变化。如稻田在淹水条件下，As易还原为移动性较强的As。秸秆还田后，稻田土壤DOM 分子组成和属性变化如何，其与稻田环境变化和金属释放的关系如何？仍值得深入探讨，且有利于进一步明晰农田土壤重金属释放机制。

本研究选取湖南郴州地区受矿冶活动污染的稻田土壤为研究对象，开展微宇宙培养试验，利用三维荧光光谱技术（3D -EEM）、RDA 分析（Redundancy analysis）和结构方程模型（SEM）探究氧化还原条件下外源添加有机质对Cd、As 污染稻田土壤DOM 特性及重金属溶出的影响，从而为稻田土壤重金属污染修复工作提供基础数据和理论指导。

1 材料与方法

1.1 供试材料

供试土壤采自湖南省郴州市某稻田0～20 cm 耕层，土壤类型为普通铁聚水耕人为土。成土母质为石灰岩，土壤质地为砂质黏壤土，pH 为8.24，有机碳为20.4 g · kg。 全量 C d、As、Pb、Fe、Mn 分别为 1 .00、120、72.0、1 040、462 mg·kg。受矿冶活动影响，该区域土壤存在Cd、As 污染，其中Cd 和As 含量分别超农用地土壤污染风险筛选值（GB 15618—2018）约0.2倍和5 倍，总As 含量超过农用地土壤污染风险管制值（GB 15618—2018）约0.2倍。

本研究以水稻秸秆作为有机质源，秸秆经60 ℃烘干后粉碎并过60 目筛，备用。全量Cd、As、Cu、Pb含量分别为0.46、1.70、11.3、3.50 mg·kg（干质量）。

1.2 土壤培养试验

供试土壤风干，去除较大石块和植物根系等杂质，研磨过2 mm 筛。设置不添加秸秆（CK）和添加1%（/）秸秆（S）两个处理。采用120 mL 曲口玻璃瓶，按水土比（/）2∶1装入40 mL超纯水和20 g风干土壤；同时，S 处理加入水稻秸秆粉末（60 目）。样品在氮气氛围厌氧手套箱中放置2 h，用橡胶塞将瓶口密封并转移至恒温振荡器于（28.0±1.2）℃避光培养40 d（还原期）。还原期结束后，于瓶盖处插入1 枚针头向瓶内通入空气，继续振荡培养10 d（氧化期）。分别在培养第3、7、10、15、30、40、43、50 天取样，每个处理每次各取3 瓶，破坏性采集样品。还原期样品采集和处理均在厌氧手套箱中进行：首先将土壤悬液转移至离心管中，4 500 r·min离心10 min得到上清液，取2～3 mL上清液迅速测定溶液pH和Eh值；其余上清液过0.45 μm滤膜，取其中5 mL滤液装入厌氧顶空瓶密封，4 ℃保存，用于三维荧光测定，剩余滤液装入10 mL 离心管，加1% 纯硝酸酸化后保存于-20 ℃冰箱，用于DOC和金属离子测定。

1.3 溶液样品测定

溶液样品 pH 的测定采用 pH 计（Mettler Toledo，MT-03），Eh 的测定采用便携式Eh 计（衡欣科技股份有限公司，AZ8651 便携式多功能Eh 计），溶解性有机碳测定采用TOC 仪（TOC，Multi N/C 3000，Analytik Jena），大量元素Fe、Mn 的测定采用电感耦合等离子体发射光谱（ICP - OES，Perkin Elmer Optima 8000，Waltham，MA），痕量元素 As、Cd 等的测定采用电感耦合等离子体质谱（ICP-MS，Ultramass，Varian，Palo Alto，CA）。

1.4 三维荧光光谱分析

滤液荧光光谱采用荧光分光光度计（Agilent Cary Eclipse）测定，激发波长（Ex）范围为200～550 nm，间隔波长为2 nm，发射波长（Em）范围为200～600 nm，间隔波长为10 nm。以超纯水作为空白校正水的拉曼散射。利用MATLAB 2018b 软件进行平行因子分析（PARAFAC），得到3个组分，利用折半分析验证分析结果的可靠性，各组分的丰度以最大荧光强度（a.u.）表示。

1.5 数据处理与计算

利 用 Excel 2016、MATLAB 2018b、SPSS 26.0、Canoco 5、AMOS 21.0和Origin 9等软件进行数据统计分析和绘图。数据为平均值±标准差（=3），同一时间两个处理间采用检验，同一处理不同时间采用多重比较法（Duncan），显著性水平为0.05。

2 结果与分析

2.1 秸秆添加对土壤溶液化学性质和金属释放的影响

土壤溶液pH、Eh 在厌氧（0～40 d）和好氧（41～50 d）培养过程中的动态变化见图1a 和图1b。微宇宙培养期间，S 组和CK 组土壤pH 均相对稳定在8.0 左右，随培养时间延长呈先降低后缓慢回升的趋势。这可能是因为在厌氧阶段发生还原反应，消耗电子，但由于供试土壤母质为石灰岩，其含有较多碳酸钙或碳酸氢钙等石灰性物质，具有一定pH 缓冲性，故pH 无明显变化。淹水初期，土壤溶液Eh 值快速下降，下降约50.2%；淹水30～40 d，Eh 值处于相对稳定的状态，表明此时土壤已处于强还原状态；好氧期，Eh 值迅速回升。整个培养期间，S 组土壤Eh 值普遍低于CK 组。

土壤溶液As 浓度整体呈厌氧期上升、好氧期下降的趋势（图1d）。淹水前期（0～15 d），土壤溶液As浓度缓慢上升，增幅达39.4%；淹水后期（15～40 d），土壤溶液As 浓度急速上升，增幅达118.0%；好氧阶段，As 浓度陡降至 1 80.9 μg·L，降幅达 9 1.5%。图 1 e 和图 1 f显示，Fe、Mn 的变化趋势与 A s 基本一致，厌氧阶段呈增加趋势，好氧阶段急剧下降，分别下降50.5%和61.8%。如图1g和图1h所示，Cd、Pb浓度变化趋势与As 相反，从第15 天开始显著下降，分别下降76.2%和70.7%。总体而言，S 组土壤溶液As、Fe、Mn、Cd 浓度普遍高于CK 组，而Pb 浓度则无明显变化，表明在短期氧化还原培养过程中，添加秸秆处理将降低土壤Eh值，促使Fe、Mn、As、Cd释放溶出。

图1 土壤溶液化学参数的动态变化Figure 1 Dynamic changes of chemical parameters of soil solution

土壤液相DOC浓度可表征土壤DOM含量。厌氧10 d，两组土壤溶液DOC含量均上升约19.5%；10 d后则开始下降，降幅达75.9%（与初始值相比）。总体来看，S组土壤溶液DOC含量与CK组无显著差异。

2.2 对DOM三维荧光组分的影响

根据平行因子（PARAFAC）分析，S 处理与CK 处理土壤DOM 厌氧- 还原期间共出现3个荧光组分，如图2所示。其中，C1（320 nm/410 nm）属于C峰，主要为可见光区类富里酸；C2（350 nm/480 nm）属于D 峰，主要代表土壤类腐植酸；C3（280 nm/310 nm）属于T 峰，主要为类蛋白。培养期间，S 处理与CK 处理土壤DOM 荧光组分无明显差异，两组土壤DOM 荧光组分均为可见光区类富里酸、土壤类腐植酸和类蛋白。

图2 土壤DOM荧光组分特征Figure 2 Characteristics of soil DOM fluorescence components

最大荧光强度可用作描述DOM 各组分的浓度变化。由图3 可知，可见光区类富里酸（C1）荧光强度在厌氧期呈上升趋势，增幅达20%；好氧期则呈下降趋势。类蛋白物质（C3）在厌氧期无明显变化，好氧阶段呈下降趋势，降幅达68%。土壤类腐植酸（C2）荧光强度则呈现厌氧期缓慢上升，好氧期缓慢下降的趋势。添加秸秆对土壤DOM 部分组分荧光强度产生了一定的影响，S 组C3 组分荧光强度显著低于CK 组。

图3 荧光组分最大荧光强度Figure 3 Maximum fluorescence intensity of fluorescent component

2.3 土壤溶液及DOM性质与金属浓度的冗余分析

图4 为土壤荧光组分与重金属的冗余分析。根据解释度、重金属元素与荧光组分的夹角、箭头长短可判断，CK组与S组的结果大致相同。如Pb、Cd、Fe、As、Mn 与可见光区类富里酸（C1）和类蛋白（C3）呈正相关关系，与土壤类腐植酸（C2）呈负相关关系，且As、Fe、Mn与可见光区类富里酸（C1）的相关性更强。

由图2和图4可知，S组与CK组土壤DOM荧光组分及其与土壤重金属的冗余分析结果无明显差异。同时，结合RDA 分析得到的前向选择结果（表1），当＜0.05 时，本研究选择 Pb、Mn、As 与化学性质、有机分子结构进行结构方程模型分析。

图4 CK（a）和S（b）处理土壤DOM组分与金属浓度的冗余分析Figure 4 Redundant analysis of soil DOM components and metal concentrations at CK（a）and S（b）treatments

表1 前向选择结果Table 1 The results of forward selection

将土壤化学性质（pH、Eh）、DOM 组分、DOM 含量及土壤溶液中重金属浓度（Pb、Mn、As）纳入结构方程模型分析后，得到如图5 所示的结构方程模型，其具有较好的拟合度（＞0.9，＜0.09，＞0.05）。该模型显示土壤溶液化学性质中Eh可直接或间接影响重金属的溶出。Eh 与Mn、As 呈极显著负相关关系，其路径系数分别为-0.662、-0.528，表明当体系转为好氧状态时Mn、As的溶出将显著降低。同时Eh也可通过影响有机分子结构间接影响重金属的溶出，其与C2、C3 均呈极显著负相关关系，通过调控C2 进而控制Mn、As 释放。此外不同荧光组分、DOM 含量会对重金属的释放直接产生影响，如DOM 含量与Mn呈极显著负相关关系，路径系数为-0.651。C1 与Mn 呈显著正相关关系，路径系数为0.280；C2 与Mn 呈显著负相关关系，与As 呈显著正相关关系，路径系数分别为-0.402、0.244。上述结果表明土壤 Eh 及 DOM 含量和组成是影响重金属释放的重要调控因素。

图5 结构方程模型路径图及标准化回归系数Figure 5 Structural equation model path diagram and standardized regression coefficients

3 讨论

秸秆还田释放的DOM 是土壤有机质的重要组成成分，在一定程度上控制了农田土壤中重金属的释放与迁移。本研究显示，添加秸秆后，在厌氧中期，DOM 含量与不添加秸秆有显著差异，但随着培养时间的增加，不同处理下DOM 含量无显著差异。这与水稻秸秆自身组成与结构有关，其C/N 值和木质素含量较高，水溶性物质较少，导致二者DOM 含量无明显差异。同时，添加秸秆后，土壤DOM 类蛋白组分荧光强度较CK 组总体上显著降低，与田翔等的研究结果一致。这可能是因为秸秆DOM 的主要类型为多糖类、蛋白质类、芳香类和氨基酸类，随着培养时间的延长，秸秆逐渐被分解，为微生物活动提供了大量碳、氮源，同时产生激发效应，促进了土壤DOM 类蛋白组分的降解。DOM 中类蛋白物质可与重金属通过配合直接生成络合物，或是通过某金属元素连接形成三元络合物，如As-Fe-DOM 络合物，从而使土壤溶液中金属元素浓度下降。因此，本试验中，添加秸秆后，土壤溶液As、Fe、Mn、Cd浓度升高。

土壤DOM 的组成和特性受到环境条件的控制。稻田土壤系统中，特殊的氧化还原波动会对土壤DOM 产生影响。较短的降解周期内，DOM 中不同物质的相对含量会发生变化，但DOM 组分在短期降解过程不会发生明显变化。本研究培养期间，可见光区类富里酸和土壤类腐植酸荧光强度在厌氧期呈上升趋势，好氧期呈下降趋势；类蛋白物质在厌氧期无明显变化，在好氧阶段呈下降趋势。朱维晃等关于上覆水体中DOM 在不同氧化还原条件下的变化研究也获得了相似的结果。厌氧条件下，微生物活动减弱，对DOM 的降解减弱，微生物对类腐殖质的利用减弱，其荧光强度往往呈上升趋势；好氧条件下，类腐殖质物质和类蛋白物质易被氧化降解，转化为碳源，DOM 荧光强度下降。根据结构方程模型可知，Eh 还通过影响土壤类腐植酸（路径系数-0.816，＜0.01）控制As的释放（路径系数0.244，＜0.05）。研究表明，类腐殖质组分与金属离子溶出有密切的联系，腐植酸和富里酸具有复杂的多功能基团，与重金属有很强的结合能力，可形成可溶性金属配合物。富里酸官能团中多以羧基和羟基为主，其与重金属络合更易产生易溶解物质。腐植酸大分子的基本结构是芳环和脂环，环上连有羧基、羟基、羰基、醌基、甲氧基等官能团，其生成的金属络合物更稳定。本研究中，类腐殖质浓度在培养期间呈下降趋势，因此其与重金属络合的能力也降低，导致Mn、As 溶出增加。但好氧阶段土壤DOM 和液相金属离子的变化并未完全探索清楚，有必要延长好氧阶段培养时间，进一步摸清添加秸秆后土壤DOM 变化及其对金属离子溶出的影响。

本研究也发现，添加秸秆后，土壤溶液化学性质也发生了一系列变化，尤其是Eh。淹水使得氧的供给被切断，土壤中的氧气逐渐被微生物活动所消耗，整个体系成还原状态，Eh 降为负值。进入氧化期后，Mn、Fe及 HS重新被氧化，造成 Eh 上升。添加秸秆使得有机质更丰富，微生物活动更活跃，因而Eh 值更低。土壤Eh 的变化代表了复杂的氧化还原过程，影响着土壤中重金属迁移、转化等行为。Fe和Mn由于氧化还原状态的改变而被还原为低价态的Fe和Mn，进入土壤溶液中，易形成无定型或微晶型铁锰氧化物，这类氧化物对重金属具有非常强的吸附力，因而本试验培养后期溶液中Fe、Mn浓度均下降。同时，许多文献报道铁锰矿物的还原性溶解与As的迁移转化密切相关。厌氧条件下，铁锰氧化物还原溶解可释放土壤固相中的As。当氧气再次重新进入体系中时，铁氧化物可将As氧化为As，土壤中FeOOH可以与As形成Fe-O（H）-As 结构，从而达到固定As 的目的。因此，本试验中，厌氧阶段铁锰氧化物不断被还原，使得与其结合的As 不断被溶出，好氧阶段As则逐渐被固定。

4 结论

（1）添加秸秆对土壤溶解性有机质（DOM）中类蛋白组分荧光强度有显著影响，较不添加秸秆组总体上显著降低。添加秸秆后，秸秆分解为微生物活动提供了大量能源，促进了DOM 类蛋白组分的降解，导致DOM与As解离，土壤溶液As浓度上升。

（2）氧化还原条件下，DOM 各荧光组分强度发生明显变化。类腐殖质物质厌氧期呈上升趋势，好氧期则呈下降趋势；类蛋白物质厌氧期无明显变化，好氧阶段呈下降趋势。

（3）结构方程模型（SEM）分析显示，Eh 的变化与Mn 和As 的溶出显著负相关；同时，Eh还通过影响土壤类腐植酸控制As的释放。

（4）稻田厌氧环境降低Cd的生物有效性，好氧环境降低As的生物有效性。稻田土壤干湿交替造成的Eh 变化和秸秆还田措施不仅可直接影响重金属的溶出，也可通过DOM含量和组成进一步控制其释放。