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地下水修复是污染场地修复的核心内容,然而我国场地修复行业长期存在“重土轻水”的问题。污染物在土壤中的赋存分布呈现高度的非均质性,而地下水是一个动态开放系统,故地下水监测更容易反映出地层的污染状况,对于挥发性有机物 (VOCs) 污染场地来说更为突出[1]。因此,笔者长期呼吁在污染地块管理领域对地下水环境质量的监管应提升到与土壤环境质量相同的地位。上述观点及其科学机制已在本系列专论1《我国挥发性有机污染地块调查评估中存在的问题及对策建议》和专论3《地下水监测在污染场地管理中的重要作用、存在问题与对策建议》中已经进行过详细的讨论[1-2]。在近期发表的专论4《我国挥发性有机污染场地修复中存在的问题及对策建议》中,笔者总结了我国VOCs污染场地修复管控及效果评估方面存在的5个问题[3]:1) 污染修复深度止步于土壤层,忽视了基岩层中的污染;2) 表层土采样可能会高估VOCs污染土壤的修复效果;3) 修复效果评估中地下水监测数据的指示作用未受到足够重视;4) 地下水修复目标值的制定流程不规范,部分项目存在修复目标值过于宽松的问题;5) 少数复杂高风险场地未能彻底修复即进行敏感用地类型开发。本文则基于问题4展开关于制定地下水修复目标值的讨论。
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污染场地修复效果评估是污染场地环境管理工作的关键环节,在管理链条中起最终把关作用。修复目标值是评判污染场地修复是否合格,以及修复后地块能否安全利用的唯一标准,因此制定合理的修复目标值对于污染场地修复治理和安全利用起着至关重要的作用。目标值设定过严会导致过度修复,而目标值设定过松则无法保障地块的风险可控和安全利用。
污染场地修复一般同时包括土壤和地下水的修复。2022年12月,生态环境部发布了《建设用地土壤污染修复目标值制定指南 (试行) 》,然而地下水修复目标值制定的指南标准长期缺位。目前,国内常以GB/T14848的III类或者IV类地下水标准作为修复目标,当难以达到IV类地下水标准时一般利用风险评估计算一套更加宽松的目标值。然而,少数项目基于风险评估计算出的地下水修复目标值过于宽松,无法保障地块未来的安全利用。特别是对于挥发性有机物 (volatile organic compounds,VOCs,如苯系物、氯代烃等) 污染场地,项目制定的VOCs的地下水修复目标值超过了这些化合物的有效溶解度,这意味着地层中存在该化合物的的纯相 (即非水相液体,nonaqueous phase liquids,NAPL) ,即修复后场地地层中仍存在NAPL相污染物亦会被认为修复达标(合格),且该地块达到了安全利用标准,这显然是极其不合理的。NAPL是污染场地最重要的污染源形态,如果污染源没有清除干净,则说明修复治理的效果不佳,应继续进行修复治理。关于地层中是否存在NAPL,典型错误是认为“高密度的土壤钻孔没有发现NAPL则说明地层中不存在NAPL”。然而,“Absence of evidence is not evidence of absence”,由于NAPL赋存分布的高度非均质性,土壤钻孔可能无法勘测到NAPL(特别是DNAPL)[2],但并不代表地层中没有NAPL。而且跟土壤监测相比,地下水监测更容易指示污染源的存在[1]。
解决上述问题的关键是借鉴土壤环境管理的思路,制定一个类似于《土壤环境质量 建设用地土壤污染风险管控标准 (试行) 》(GB36600-2018)中“土壤管制值”的“地下水修复目标上限值 (风险管制值) ”。在任何修复项目中,地下水修复目标值的设定不应超过这个上限值,以避免“一放就乱”。同时参考《建设用地土壤污染修复目标值制定指南 (试行) 》中的思路,允许地下水修复目标值根据项目的实际情况进行适度的调整,避免“一收就死”。随着科学研究的进展、修复技术的进步、经济的发展及社会文明程度的提升,修复目标上限值还应做到不断地调整优化,从而实现对于我国地下水环境质量的动态管理和不断提升。
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目前,在实际项目中,常以GB/T14848的III类或者IV类地下水标准作为修复目标,当难以达到IV类地下水标准时则通过风险评估计算一套更加宽松的目标值。然而,少数项目基于风险评估计算得出的地下水修复目标值过于宽松,无法保障地块未来的安全利用。笔者认为地下水修复目标上限值 (或管制值) 的制定不能只基于风险评估计算的结果,而应充分考虑每种污染物的理化性质、迁移转化归趋机制、环境赋存特征、健康和环境风险、国外同类标准的取值、检测方法的准确度和成本、经济社会承受能力等因素,力争做到合规合法、科学严谨、综合平衡。以下将从风险评估方法的可靠性、有效溶解度的影响、不同污染物的迁移归趋暴露毒性的差异、现行地下水标准存在的问题、现行标准与国外同类标准的差距等方面展开讨论。
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我国已建立起基于风险的污染场地管理制度和技术体系,然而“基于风险”并不意味着“仅仅依赖风险评估计算”。因为风险评估计算存在较大的主观性和不确定性,其结果并不是唯一的、确定的、完全客观公正的。风险评估模型计算结果的误差有多个来源,包括概念模型误差、数学模型误差、输入参数误差等。《污染场地VOCs蒸气入侵风险评估与管控》第六章第五节对于挥发吸入室内空气 (蒸气入侵) 暴露途径的风险评估模型误差进行了详细介绍[4]。本文仅以输入参数误差为例对风险评估计算的不确定性进行介绍。风险评估计算需输入包括环境介质理化性质 (土、水、气) 、污染物理化性质、毒性参数、暴露参数等4大类共计几十种输入参数。任何一种输入参数的变化都会影响风险计算结果,部分关键参数的微小变化可能导致计算结果几倍甚至数量级的变化 (模型敏感性高) 。在实际场地中,很多参数都存在不同程度的时间和空间变异性,在同一场地部分参数的时间-空间波动可能高达几个数量级,然而在风险计算时 (如我国HJ 25.3方法或者美国ASTM方法) 每种输入参数只取一个数值,因此风险评估计算结果具有较高的不确定性 (模型不确定性高) 。另外,风险评估计算的输入参数是人为选择的,甚至部分输入参数选取不同的数值都能找到一定的合理性都能自圆其说,因此风险评估计算具有一定的主观性,很难做到完全精准和绝对客观公正。
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水中溶解度是指每升水中所能溶解的溶质的总质量,单位为mg·L−1。有效溶解度是指混合物中特定组分在每升水中所能溶解的溶质的总质量。如苯在水中的溶解度是1 800 mg·L−1,而常规汽油中苯在水中的有效溶解度只有20~40 mg·L−1。这是由于苯仅是汽油上千种化学组分中的一种 (质量占比约为汽油的1%~2%),因此汽油中苯的有效溶解度远低于其纯物质的水中溶解度。有效溶解度构成了污染物地下水浓度的上限,如果地下水中检测到的有机物浓度超过其有效溶解度,则说明地层中存在有机物的纯相 (即NAPL相) 。
而实际上,由于地下水流动往往很缓慢,只有与NAPL源紧邻区域的地下水中污染物质量浓度才能达到或接近其有效溶解度。当污染物溶解进入地下水后,在对流、弥散、扩散等机制作用下其质量浓度会不断被稀释而降低,另外在地下水采样时污染物在监测井中可能被进一步稀释。因此,即使在地层中存在NAPL,采样监测得到的污染物质量浓度可能也远低于其有效溶解度。BRUCE等[5]认为测得的地下水中苯质量浓度超过其有效溶解度的20%即可认为地层中存在LNAPL。经验值显示,汽油污染地下水中的苯质量浓度超过5 mg·L−1,或者总石油烃浓度超过30 mg·L−1时,认为存在LNAPL。也有研究认为,油污染地下水中的苯质量浓度超过1 mg·L−1即可认为存在LNAPL[6]。综合以上研究成果和国外实际经验,笔者认为地下水修复目标值不应超过有效溶解度 (注意不是水中溶解度) 的20%。
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不同类型的污染物 (如重金属、VOCs、SVOCs) 在迁移转化行为、环境归趋机制、暴露途径及毒性方面的差异巨大。易溶于水的化合物泄漏进入地层后往往迅速溶于地下水,因此会出现土壤中无检出而地下水中浓度较高的现象。对于这类物质,在制定地下水修复目标值时要特别关注。对于再开发场地,重金属和SVOCs都可相对容易地通过风险管控措施切断人体暴露途径,而VOCs由于其易挥发和易迁移的特点,很难通过风险管控完全阻断人体暴露。土壤或者地下水中的VOCs可通过挥发进入室内空气 (蒸气入侵) 和挥发进入室外空气产生人体暴露。国内已经有若干再开发场地的蒸气入侵实际案例[2, 7]。因此,对于VOCs的地下水污染及其修复目标值应给与额外的关注。
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原国土资源部和水利部共同制定的《地下水质量标准》 (GB/T 14848) 是现阶段地下水环境管理工作的主要依据,而生态环境部尚未发布基于环境管理需求的地下水环境质量标准。这给我国地下水以及污染场地环境管理工作带来了一系列问题。目前,大部分场地调查项目通常选择GB/T 14848中的39项常规指标作为监测指标,然而这39项中的大部分指标并非污染因子。其中,与污染场地关系密切的仅包括4项VOCs (三氯甲烷、四氯化碳、苯、甲苯) 和6项金属 (汞、砷、硒、镉、六价铬、铅) ,而实际场地的污染物种类远多于这4+6种。另外,部分场地调查项目选择GB36600中的45项基本项目作为地下水监测指标,而GB 36600是土壤风险管控标准并未考虑污染物在土壤和地下水中赋存特征的差异。综上所述,笔者建议生态环境管理部门尽快制定满足环境管理需求的地下水监测指标及其标准值。
GB/T 14848用于污染场地和地下水环境管理时存在的其他问题还有:1) 部分高毒性和常用污染物的指标偏高,未必能有效管控其环境和健康风险,如氯乙烯、二氯甲烷;2) 个别指标不明确,如 1,2-二氯乙烯未规定顺式、反式或是总量;3) 一些污染场地中的常见指标缺乏,如C6-C9石油烃、C10-C40石油烃、甲基叔丁基醚等;4) 一些重点行业的典型特征污染物缺乏,如杂环芳烃、酚类等。
综上所述,笔者建议管理部门应尽快对地下水监测因子进行扩容,在扩容时应综合考虑国内外地下水标准、国内已有的监测方法标准、国内场地调查实践检出频率较高的特征污染物。本文提出了一些具体的补充建议:C6-C9石油烃、C10-C40石油烃、三甲基苯类、异丙苯、甲基叔丁基醚、四乙基铅、1,2-二溴乙烷、烷基萘类、丙酮、甲醛、乙醛、苯酚类、烷基酚类、氯酚类、苯胺类、甲苯胺类、氯苯胺类、硝基苯胺类、硝基苯类、硝基甲苯类、硝基氯苯类、二硫化碳、苊、菲、芘、芴、含氮杂环芳烃类、含硫杂环芳烃类、含氧杂环芳烃类、顺-1,2-二氯乙烯、反1,2-二氯乙烯、1,2,3-三氯丙烷、1,1-二氯乙烷、四氯乙烷类、六氯丁二烯、六氯乙烷。
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环境质量标准的核心功能在于为环境质量状况提供比对依据,与援引环境质量标准的法律规定、行政规划等要求共同发挥设定目标、考核激励、督政问责的作用[8]。近十年来,我国大气污染防治取得了举世瞩目的成就,我国大气污染物排放量大幅下降,主要空气指标显著改善,并赢得了国际社会高度评价。2012年被认为是这一切变化的起点,当年原环境保护部修订了《环境空气质量标准 (GB3095-2012) ,从而开启了大气污染防治的“黄金十年”[9]。中国现行的环境空气质量标准及大气污染物排放标准中的部分指标已达到甚至比发达国家更加严格,正是严格的环境标准推动中国成为全球空气质量改善速度最快的国家,蓝天保卫战的成就极大地提升了全体国民的获得感和幸福感。在地下水环境标准的宽严程度方面,我国与发达国家的差距仍十分明显,环境监管的提升空间很大。第2个百年目标要求2049我国要建成富强、民主、文明、和谐、美丽的社会主义现代化强国。展望未来的26年,我国的地下水环境质量管理要跟上国家整体的发展态势及其他环保领域的发展步伐,以全面推进美丽中国建设。
关于制定地下水修复目标上限值 (风险管制值) 的建议
Suggestion for setting upper limit values of groundwater remediation targe values
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摘要: 修复目标值是评判场地修复是否合格以及修复后地块能否安全利用的唯一标准,因此制定合理的修复目标值对于污染场地修复治理和安全利用起着至关重要的作用。大部分污染场地需要同时进行土壤和地下水修复,生态环境部发布了《建设用地土壤污染修复目标值制定指南 (试行) 》,然而地下水修复目标值制定的指南标准尚未发布。少数项目制定的地下水修复目标值过于宽松,无法保障地块的风险可控和安全利用。因此,建议借鉴土壤环境管理的思路,制定一个类似于“土壤管制值”的“地下水修复目标上限值 (风险管制值) ”。该值的制定不能只基于风险评估计算的结果,而应充分考虑每种污染物各自的理化性质、迁移转化归趋机制、环境赋存特征、健康和环境风险、国外同类标准的取值、检测方法的准确度和成本、经济社会承受能力等因素,力争做到合规合法、科学严谨、综合平衡。Abstract: Remediation target values are the only criterion for evaluating whether the site cleaned up and whether the remediated land can be safely utilized. Therefore, developing a reasonable remediation target value plays a crucial role in the remediation and safe redevelopment of contaminated sites. Most of contaminated sites need cleaning up both soil and groundwater. Ministry of Ecology and Environment of China published guidelines for setting soil remediation target values. However, there has been a long-term absence of guidelines for setting groundwater remediation target values. For some site remediation projects, the groundwater remediation target values were too loose to ensure the risk is under control and the remediated land can be safely utilized. Therefore, this article suggests drawing on the ideas of soil environmental management to develop a groundwater remediation target upper limit value similar to the soil risk intervention value. Development of this value should not be solely based on the results of risk assessment calculations, but should fully consider the physical and chemical properties, fate and transport mechanisms, environmental occurrence characteristics, health and environmental risks, values of similar foreign standards, accuracy and cost of detection methods, and economic and social affordability of each pollutant.
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赤泥是氧化铝生产工业产生的一种固体废弃物,据统计每生产1 t氧化铝,就产生0.8~1.5 t赤泥。世界范围内的赤泥堆存量大约为5.0×109 t,并仍以每年1.2×108 t的增长速率在不断增长[1]。中国作为氧化铝生产大国,目前赤泥堆存量达6×108 t以上[2],且以每年7×107 t的速率增长[3]。赤泥强碱性、高盐分、细粒度,使其资源化综合利用面临诸多难题[4]。同时,赤泥大量堆存所造成的环境安全问题不仅严重制约着氧化铝工业的高质量发展,也给区域生态保护带来严峻挑战。
赤泥壤质化改良既可改善赤泥的理化性质,又能恢复其生态系统。因此,在赤泥规模化安全处置方面引起了国内外的广泛关注[5-6]。近年来,围绕赤泥壤质化改良,国内外学者分别以石膏、沸石等无机矿物材料,有机肥、活性污泥等有机质材料以及嗜碱微生物等生物材料为改良剂,开展了系统研究并取得了显著成效[7-10]。其中,有机材料在促进赤泥壤质化改良、维持其生态可持续性方面的功能优于其他改良材料[3,8]。如DONG等[10]的研究表明,有机材料不仅在促进赤泥颗粒团聚方面的作用优于Ca2+作用,且随着培养时间的增加显著提升了微生物群落的代谢能力及其胞外酶活性,使其基质理化环境、生物学特征逐渐趋于赤泥堆场周围自然土壤。有研究表明,增施老化生物炭可提高赤泥对氮肥的持留能力,改善赤泥的肥力条件[11-13],但鉴于赤泥的堆存量巨大,该措施的经济可行性值得商榷。而相比之下,价格低廉的堆肥、干草等有机质,既可有效降低赤泥的盐碱性、改善物理性质,还可促进赤泥有机碳积累,提高赤泥的肥力水平,进而为维持赤泥堆场的生态可持续性奠定良好的基础[14-16]。因此,选取成本低廉、环保、易得的有机材料 (如农作物秸秆) 作为改良剂,用于赤泥堆场的植被重建和生态修复,被认为是一种经济可行的方法[6,14]。作物秸秆具有来源广泛、价格低廉和环保可再生等优点,是用于赤泥壤质化改良的理想材料。前期研究表明,与有机肥和活性污泥相比,作物秸秆在改善赤泥的生物地球化学特性和肥力条件方面效果更好[10]。但目前关于农作物秸秆促进赤泥壤质化改良的过程、生物驱动机制及其地球生物化学循环特征尚缺乏深入了解,故对生物质应用于赤泥壤质化改良工程尚存在异议[6]。
本研究以玉米秸秆为改良材料,通过分析不同培育时间赤泥基质的盐碱性、颗粒团聚特征,并结合土壤酶活性和微生物群落代谢功能等生物指标分析,评估和探讨玉米秸秆对赤泥壤质化改良的促进作用及其作用机理,以明确生物质改良促进赤泥壤质化改良的有效性和可持续性,从而为赤泥规模化生态处理提供参考。
1. 材料与方法
1.1 供试赤泥及其改良材料
拜耳法赤泥取自山东铝业公司赤泥堆场,经自然风干后,粉碎,过2 mm筛备用。其pH为12.80、电导率(EC)为1.98 mS·cm−1、盐碱度(ESP)为91.2%。其主要化学成分为,SiO2(16.32%)、Fe2O3(33.74%)、Al2O3(19.32%)、Na2O(7.98%)、CaO(4.13%)、TiO2(2.13%)、k2O(0.05%);主要矿物组成为,赤铁矿、铝针铁矿、石英、三水铝石、方钠石、锐钛矿等。本研究所用的生物质为经破碎处理的玉米秸秆(20目、pH为7.35)。以赤泥堆场周围自然土壤作为参照土壤。
1.2 实验设计
本研究共设4个处理,分别为赤泥(RM)、3%生物质+赤泥(3-RM)、5%生物质+赤泥(5-RM)、10%生物质+赤泥(10-RM),每个处理均设3个重复。生物质与赤泥充分混合后装入30 cm×22 cm(内径×盆高)底部带孔的塑料花盆并编号,放置在室外自然环境中培养,定期浇水,使其含水率保持在70%田间持水量左右。分别在培养后的30、180、360 d取样,过2 mm筛后,分成2部分:一部分风干后用于分析改良赤泥的理化指标;另一部分剩余鲜样置于4 ℃冰箱冷藏保存用于土壤微生物群落功能多样性和土壤酶活性等生物指标的测定。
1.3 测试指标及测定方法
1) 赤泥的基本理化指标分析。将各处理样品按1∶5土液比浸提后,pH值采用pH计(801型,杭州联测自动化技术有限公司)测定,EC值采用电导率测试仪(6061型,武汉中仪百控仪表有限公司)测定。阳离子交换量(CEC)采用醋酸铵方法提取、电感耦合等离子体光谱仪(ICP-AES,Optima 5300DV,美国Perkin Elmer公司)测定浸出液中的阳离子浓度,以各阳离子的总量作样品的阳离子交换量,以Na+占阳离子交换量的占比作为各处理样品的盐碱度(Exchangeable sodium saturation percentage, ESP)。容重ρ1和颗粒密度ρ2分别采用环刀法和比重瓶法测定,利用ρ1和ρ2计算各处理的孔隙度[17]。各处理团聚体的颗粒组成采用湿筛法测定,并计算平均重量直径(MWD),MWD的计算公式如式(1)所示。
MWD=n∑i=1¯χiwi (1) 式中:
为每相邻2个样筛的平均直径,mm;¯χi 为该样筛中赤泥样品重量占总重的比例。wi 2) 土壤微生物群落代谢活性分析。微生物群落代谢水平采用Biolog Eco-plateTM(BIOLOG, USA)分析[18-19],其中用孔颜色平均变化率(Average well color development, AWCD)表征微生物群落整体代谢活性,分别用Shannon指数(H)和Simpson指数(D)描述微生物种群的丰富度和物种的优势度[18-19],相应的计算公式如式(2)~(4)所示。
AWCD=∑(Ci-R)/31 (2) Shannon(H)=−∑P2i (3) Simpson(D)=1−∑P2i (4) 式中:Ci为每孔在590 nm处的吸光值;R为对照孔吸光值;Pi为第i孔相对吸光值与整板相对吸光值总和之比。
3) 土壤酶活性分析。采用土壤酶试剂盒 (苏州科铭生物技术有限公司) 分析各处理组土壤脲酶、脱氢酶和碱性磷酸酶的活性。土壤脲酶活性采用苯酚钠-次氯酸钠比色法测定,土壤脱氢酶活性采用TTC分光光度法测定,土壤碱性磷酸酶活性采用磷酸苯二钠比色法测定[20]。
2. 结果与讨论
2.1 生物质改良对赤泥基质盐碱性的调控作用
通过测定不同培养阶段各处理组的pH、EC和ESP(图1),以分析生物质改良对赤泥基质盐碱性的调控作用[21]。由图1(a)~图1(c)可以看出,添加不同比例生物质均可显著降低赤泥基质的pH、EC和ESP值(p<0.05),且随着添加比例的增加,呈逐渐降低的趋势。培养30 d时,与RM组相比,3-RM组pH、EC和ESP变化不明显,5-RM组则呈明显的下降趋势,10-RM组各指标则显著降低(p<0.05),其pH、EC和ESP分别降至10.82、0.96 mS·cm−1和79.8%;且随着培养时间的延长,这种下降趋势更明显。培养360 d后,尽管各生物质改良处理组的相关指标仍显著低于参照土壤,但与培养30 d时相比,各生物质改良处理组pH、EC和ESP均有显著降低(p<0.05)。其中,10-RM组pH、EC和ESP分别降至9.89、0.46 mS·cm−1和35.2%,均显著低于RM组的对应指标值(p<0.05)。其原因可能是,生物质腐化降解为微生物生长代谢提供了丰富的C、N、P、Ca、Mg等必需元素,刺激了微生物活性恢复,进而微生物又可通过代谢产酸中和赤泥中碱性物质,从而降低其盐碱性[22]。此外,与培养初期相比,经过室外自然条件下培养360 d后,RM组的pH、EC和ESP也有一定程度的降低。这说明,长期的自然风化作用也可使赤泥盐碱性得到一定程度的改善,但是自然修复过程历时较为漫长[23]。
除赤泥盐碱性得以改善之外,生物质添加显著提升了赤泥基质中交换性Ca2+浓度。在整个培养实验阶段,各处理组的交换性Ca2+浓度均呈上升趋势。培养至360 d时,3-RM、5-RM和10-RM组交换性Ca2+浓度分别增至16.7、18.2和22.7 cmol·kg−1,显著高于RM组可交换性Ca2+浓度(14.32 cmol·kg−1,图1(d))。这可能是因为,生物质中含有丰富的Ca(含量为9.46 g·kg−1),其腐化降解过程可释放更多的Ca2+,增加了赤泥中游离Ca2+浓度。此外,因Ca2+与土壤胶体表面亲和力大于Na+,可以把原来胶体表面的吸附的Na+交换出来,进而加速了赤泥中Na+流失[24]。这在一定程度上解释了各生物质改良处理组的ESP均有明显降低的原因(图1(c))。同时,Ca2+也可通过与OH—等碱性阴离子发生沉淀反应[25],起到降低赤泥基质盐碱性的作用。因此,生物质添加可从多个途径对赤泥盐碱性起到调控作用。
2.2 生物质添加对赤泥基质物理性质的改良作用
为评价生物质添加对赤泥物理性质的改良效果,测定了不同培养阶段各处理组的容重、孔隙度和平均重量直径(MWD)等指标(图2)。由图2(a)~图2(b)可以看出,随着培养时间延长各处理组的容重和孔隙度分别呈降低和上升趋势。培养至360 d时,各生物质添加处理组的容重和孔隙度均优于赤泥对处理组(RM)。其中,3-RM、5-RM和10-RM组容重分别降至0.92、0.76和0.55 g∙cm−3,孔隙度分别达到了59.9%、64.9%和71.2%,较RM组均有显著的改善(容重,1.22 g·cm−3;孔隙度,53.2%)。另由图2(c)可以看出,随培养时间的延长,各生物质改良处理组的MWD值逐渐增加。培养360 d后,3-RM、5-RM、10-RM的MWD值分别达到0.28、0.31和0.38 mm。尽管仍小于参照土壤的MWD值(0.56 mm),但仍均显著高于对照组(RM)的MWD值(0.19 mm)。这表明,生物质添加可有效改善赤泥基质的物理性质。其原因可能为,生物质质地松散、孔隙度大、容重较低,其与赤泥物理混合不仅可机械性改善赤泥基质颗粒的组成,提升其疏松程度,进而改善其容重和孔隙度[26]。同时,生物质腐化降解释放的Ca2+可通过与赤泥中Na+置换作用,削弱Na+对微细颗粒的分散作用,促进赤泥基质中微细颗粒的团聚,增加微团聚体的稳定性[27]。此外,生物质腐化降解还产生了丰富的腐殖酸[28]和黄腐酸[29]等具有吸附和胶结作用的物质,易与赤泥中铁铝氧化物结合形成土壤有机-无机复合胶体[30],促进赤泥黏粒团聚并形成水稳性大团聚体[31]。然而,赤泥基质中微生物也可通过分泌的多糖、菌丝的缠绕等作用促进赤泥微团粒结构向大团粒结构转变[32]。因此,利用生物质腐化降解过程,促进赤泥微小颗粒团聚,形成稳定大颗粒团聚体的作用,是改善赤泥基质结构性能、促进其壤质化改良的有效途径。
2.3 生物质添加对赤泥微生物群落功能多样性和土壤酶活性的影响
不同培养阶段各处理组的微生物代谢水平见表1。由表1可以看出,各生物质改良处理组的AWCD值随着培养时间的延长而逐渐增加。这表明,各生物质改良处理组中微生物的代谢活性在逐渐恢复。尤其在180 d至360 d期间,微生物活性快速提升。其中,培养至360 d时,3-RM、5-RM和10-RM组的AWCD值分别增加至0.766、0.933和1.080,均显著高于RM组(p<0.05)。相应地,伴随着微生物代谢活性的增加,各生物质改良处理组微生物物种丰富度指数H及种群优势度指数D也有明显提升。其中,在培养至360 d时,3-RM、5-RM和10-RM的多样性指数H分别达到5.75±0.061、6.88±0.091和7.34±0.084,较RM组分别增加了10.8%、32.6%和41.4%。尽管各生物质改良处理组之间的种群优势度指数D差异不显著,但各生物质添加处理组的指数D明显高于RM组。
表 1 各改良处理的微生物群落功能多样性指数Table 1. Functional diversity indexes of soil microbial community培养时间/d 处理组 平均颜色变化率 (AWCD) Shannon指数(H) Simpson指数(D) 30 RM 0.059±0.022c 0.70±0.032d 0.85±0.007b 3-RM 0.145±0.032b 1.41±0.046c 0.91±0.008a 5-RM 0.143±0.021b 1.56±0.056b 0.89±0.005a 10-RM 0.185±0.017a 1.84±0.071a 0.89±0.012a 180 RM 0.149±0.015d 2.15±0.095c 0.86±0.015c 3-RM 0.274±0.013c 2.61±0.086b 0.91±0.015b 5-RM 0.334±0.035b 2.61±0.075b 0.91±0.014b 10-RM 0.399±0.014a 3.25±0.050a 0.95±0.007a 360 RM 0.599±0.012d 5.19±0.072d 0.92±0.013a 3-RM 0.766±0.017c 5.75±0.061c 0.93±0.016a 5-RM 0.933±0.032b 6.88±0.091b 0.94±0.012a 10-RM 1.080±0.012a 7.34±0.084a 0.95±0.021a 注:数据后字母不同表示同一取样时间不同处理5%差异显著水平。 不同培养阶段各处理组的土壤脱氢酶、脲酶、碱性磷酸酶的活性见图3。由图3可以看出,在整个培养实验阶段,未添加生物质处理组(RM)的脱氢酶、脲酶、碱性磷酸酶活性长期处于较低水平,而在添加生物质处理组中3种土壤酶活性均有显著的提升,且呈现随着添加量的增加而显著增强的变化趋势。与微生物群落代谢活性变化相似,在前期培养30 d至180 d时间段内,各土壤酶活性增长较为缓慢,而在培养180 d至360 d时间段,其活性迅速增加。在培养360 d时,与RM组相比,3-RM组的土壤脱氢酶、脲酶、磷酸酶活性分别增长了23.0%、13.9%和87.2%;5-RM组相比增长了67.2%、28.8%和66.7%;10-RM组相比增长了100.2%、40.3%和230.2%。
2.4 生物质添加对赤泥壤质化改良机理
以上实验结果表明,生物质添加可有效促进赤泥基质中微生物群落及功能的恢复。首先,生物质本身携带的易利用活性物质为基质中的微生物提供了丰富的养分和碳源,缓解了微生物之间对营养元素的竞争[33],有效促进了微生物在赤泥中大量定殖扩增及优势种群的建立。其次,微生物群落多样性的增加也与生物质改良后赤泥基质环境质量的改善密切相关[34]。这是因为,高水平的pH、EC和Na+对土壤微生物和植物有明显的毒害作用,是赤泥中微生物群落建立的主要障碍[26,35],而生物质腐化降解降低了赤泥基质的盐碱度,削弱其对微生物群落生长的负面影响[36]。本研究中,进一步的微生物群落功能多样性与赤泥环境变化间的冗余分析(图4)表明,AWCD值与pH、EC、ESP和交换性Na+浓度之间存在负相关;而相对于微生物群落建立,赤泥基质团聚体平均重量直径(MWD)增加和ESP降低是驱动微生物物种丰富度增长关键因素,而pH和EC改善是促进赤泥基质中优势种群的演替的重要因素。同时,微生物和土壤酶之间的共代谢效应也可促进微生物的繁衍增殖,即微生物的繁衍增殖使得各种土壤酶活性和种类得到提升;土壤酶也可通过分解生物质中较难分解的物质,为赤泥基质中微生物生命活动提供更多的营养成分[37]。本研究结果也表明,培养至360 d,各生物质改良处理组的脱氢酶活性均高于参照土壤,磷酸酶和脲酶活性也逐渐趋于参照土壤。这说明,生物质添加有利于赤泥基质中土壤酶活性的提升,尽管其仍受到较高盐碱性水平的胁迫[38]。另冗余分析也表明,3种土壤酶活性与赤泥盐碱性参数呈负相关,与土壤微生物群落多样性参数呈正相关(图4)。这说明,生物质添加降低赤泥盐碱性,促进土壤微生物群落建立,有利于实现赤泥微生物生态功能的恢复。
综上所述,生物质改良可刺激赤泥中土壤微生物活性,提升有机质降解代谢产酸及其腐化过程,进而降低赤泥基质的盐碱性。赤泥基质盐碱性和物理性质的改善,也为微生物增殖和发育提供了良好的生存环境,促进微生物群落活性和优势种群的快速发展,这为赤泥的壤质化持续改良创造了有利条件。
3. 结论
1) 生物质改良显著降低了赤泥盐碱性,培养至360 d时10-RM组pH、EC和ESP分别降低至9.89±0.01、0.46±0.05mS·cm−1和35.2±0.7%。其容重和孔隙度显著改善,水稳团聚体的平均重量直径增加。赤泥盐碱性和物理性质的改善为微生物增殖和发育提供了良好的条件。
2) 生物质改良可大幅度提升赤泥基质中微生物群落的活性和多样性,并增强土壤酶活性,这些改善均对赤泥壤质化改良有着积极的促进作用。
3) 在生物质添加量方面,10%添加处理对赤泥壤质化改良的促进作用最为显著,但5%和3%添加处理也取得了显著的改良效果,而从赤泥壤质化改良的经济性方面考虑,这2个添加量更适宜应用于赤泥规模化生态处理。
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