過氧化氫及類芬頓試劑對土壤碳、氮和微生物的影響①

周 洋，鄧亞梅，朱鳳曉，趙廣超，方國東*，王榮富，周東美

過氧化氫及類芬頓試劑對土壤碳、氮和微生物的影響①

周 洋1,2，鄧亞梅2, 3，朱鳳曉2，趙廣超1*，方國東2*，王榮富3,4，周東美2

(1 安徽師范大學環境科學與工程學院，安徽蕪湖 241002；2 中國科學院土壤環境與污染修復重點實驗室(南京土壤研究所)，南京 210008；3安徽農業大學資源與環境學院，合肥 230036；4 安徽外國語學院國際旅游學院，合肥 231201)

基于過氧化氫(H2O2)的芬頓或類芬頓試劑被廣泛應用于有機污染土壤的修復，但其對土壤基本性質及微生物群落的影響研究較少。本文以H2O2和不同的芬頓體系為研究對象，系統考察了H2O2、V2O3/H2O2、檸檬酸鐵/H2O2體系對土壤有機質、銨態氮、硝態氮及微生物的影響。結果表明：H2O2在土壤中快速被分解，同時伴隨著土壤有機質含量的顯著下降和銨態氮含量的顯著升高，土壤硝態氮含量變化不明顯。高通量測序分析發現，H2O2和芬頓試劑顯著降低了土壤微生物的多樣性。

H2O2；類芬頓；土壤性質；微生物多樣性；群落結構

土壤作為生態環境的重要組成部分，是人類賴以生存的主要資源之一，也是生物地球化學循環的物質儲存庫。土壤有機質是土壤中各種含碳有機化合物的總稱，它與礦物質一起構成土壤的固相部分。土壤有機質是衡量土壤肥力的重要指標，對作物生長、土壤中的物質循環和代謝具有十分重要的作用[1]。土壤微生物是土壤具有生命力的重要部分，土壤中細菌最多，放線菌其次，真菌再次之，藻類、原生動物和微型動物等由多到少依次排列。它們在土壤形成和發育過程中起重要作用，同時，它們也是使土壤有機污染物降解的動力[2-3]。因此，土壤微生物群體是評價土壤質量和健康狀況的重要指標之一。近些年，隨著我國產業結構的調整及城市化進程的加快，全國大中城市都實施了“退二進三”、“退城進園”的政策，大批涉及化工、冶金、石油、交通運輸、輕工等行業的污染企業先后搬遷或關閉。2014年，《全國土壤污染狀況調查公報》顯示，我國總體的土壤環境質量不容樂觀，土壤污染總的點位超標率為16.1%，重污染企業用地的點位超標率為36.3%。據不完全統計，目前國內約有幾十萬個污染場地。政府或業主對這些土壤進行再利用時，必須進行前期的修復[4]?；贖2O2或芬頓(Fenton)試劑的化學氧化技術被廣泛地應用于場地有機污染土壤的修復。芬頓試劑法主要是由亞鐵離子(Fe2+)和H2O2發生反應迅速生成羥基自由基(·OH)來實現有機污染物的降解[5]：H2O2+ Fe2+→ ·OH + OH–+ Fe3+，·OH具有較高的氧化還原電勢(E0= 2.8 V)[6]，它不僅能夠有效無選擇性地快速降解土壤中的各種有機污染物，而且還能實現污染物的礦化[6-10]。宋剛練等[11]成功地將芬頓氧化法應用于上海某工業場地的苯并[a]蒽和苯并[b]熒蒽修復中。裴曉哲和劉守清[12]研究了芬頓氧化法對敵百蟲污染土壤的修復效果，發現芬頓氧化法能夠快速高效地降解土壤中的污染物。Ojinnaka等[13]考察了pH對芬頓試劑氧化降解污染土壤中輕質原油效率的影響，發現在酸性條件下芬頓試劑能夠高效降解土壤中的原油。

但以Fe2+/H2O2構成的均相芬頓體系在實際的修復過程中存在一些問題，比如此反應需要在強酸的條件下發揮作用(通常pH<3.0)、反應速度不容易控制、自由基利用效率低等[14-16]。為了克服這些問題，檸檬酸通常作為Fe2+的絡合劑來控制Fe2+的反應速率，從而大大提高自由基的利用率和污染物的修復效率[17]。另外，有研究表明，土壤中的一些礦物如鐵錳氧化物、釩礦物等也能催化分解H2O2產生自由基來降解污染物從而達到修復的目的[18-19]。因此，在實際場地的修復過程中，有一些企業嘗試在土壤中直接添加H2O2，利用土壤本身的礦物活化分解H2O2產生自由基來降解污染物。Lu等[20]研究了近中性pH條件下類芬頓試劑對石油污染土壤中碳氫化合物的降解效果，發現當H2O2與Fe2+摩爾比為200∶1且pH為7.0時達到最佳去除效果。Xu等[21]探究了不同改性芬頓試劑對土壤中原油選擇性降解的影響，發現分批次加入低濃度的H2O2對土壤中總石油烴降解效果最佳。江闖等[22]研究了類芬頓氧化法修復總石油烴類污染土壤的效果，發現此修復方法可行且高效。本課題前期研究也發現，五氧化二釩能夠高效活化H2O2產生·OH降解鄰苯二甲酸二乙酯[23]。

H2O2用于有機污染土壤修復時，H2O2的引入勢必對土壤基本性質、微生物特征等產生影響，最終影響土壤的生態功能[24]。但目前關于這方面的研究較少，亟需系統評價H2O2對土壤生態功能等方面指標如土壤有機質、銨態氮、硝態氮和微生物的影響。為此，本文將系統研究H2O2、類芬頓體系如V2O3/H2O2和檸檬酸鐵/H2O2對土壤有機質、銨態氮、硝態氮及微生物等指標的影響，以為評價基于H2O2化學氧化修復污染土壤的生態安全提供支撐。

1 材料與方法

1.1 供試土壤

供試土壤為采自江蘇省張家港市的某滲育型水稻土，采集深度為0 ~ 20 cm，經室內自然風干、研磨過10目篩備用。土壤中有機質含量為37.2 g/kg，pH為6.4，釩基底值為84.4 mg/kg，電導率為307.85 μs/cm，陽離子交換量為15.1 cmol/kg，Fe2O3含量為8.23 g/kg，Al2O3含量為1.03 g/kg。

1.2 藥品與試劑

過氧化氫(H2O2)，購自國藥集團化學試劑有限公司，質量分數30%；三氧化二釩(V2O3，99%)，購自Stream Chemicals, INC；氯化鉀、檸檬酸、七水合硫酸亞鐵、硫酸鈦為分析純，購自南京化學試劑有限公司。

1.3 儀器與設備

稱量天平：Sartorius(BAS124S)，賽多利斯科學儀器有限公司；離心機：TG16-WS，上海盧湘儀離心機儀器有限公司；紫外可見分光光度計：UV2700，日本島津；超純水儀：Ultrapure(type1)water，德國密理博；凍干機：ALPHA 1-2 LD plus，德國格馬；pH計：Thermo scientific，賽默飛世爾科技有限公司；恒溫震蕩箱：IS-RDV1，上海珂淮儀器有限公司。

1.4 試驗方法

1.4.1 不同處理H2O2投加試驗 H2O2的用量采用場地土壤修復的常用劑量200 mmol/L，通過分批投加的方式，投加4次，每次50.0 mmol/L，待上一批次H2O2消耗完畢后，繼續添加50 mmol/L。試驗中液土比為2∶1(/)，設置3種處理方式：①單獨投加H2O2體系：稱取10 g土置于100 ml敞口三角瓶內，H2O2的投加濃度為50 mmol/L，分4次投加，每次投加0.2 ml 5.0 mol/L的H2O2母液，最終反應體系為20 ml土壤懸液；②V2O3/ H2O2體系：稱取10 g土置于100 ml敞口三角瓶內，H2O2的投加方式和量同處理①，V2O3粉末投加量為0.001 g；③檸檬酸鐵/H2O2體系：稱取10 g土置于100 ml敞口三角瓶內，H2O2的投加方式和量同處理①，用檸檬酸和硫酸亞鐵按照1∶1(/)比例配制檸檬酸鐵溶液，再以檸檬酸鐵溶液與H2O2比例1∶100 (/)投加。試驗同時設置單獨10 g土 + 20 ml超純水的處理作為對照體系。

每個處理設置8組樣品，每組樣品3個平行，采用破壞性取樣方式，分別于反應后1、3、5、7、10、14、21、28 d混勻后吸取5 ml上層液過0.45 μm水系針式濾器，將濾液保存于4℃冰箱備測。測定濾液中H2O2濃度和溶解性有機碳(DOC)含量，根據土壤中實際測得的H2O2濃度來確定添加H2O2的時間。當H2O2完全分解，再繼續添加濃度為50 mmol/L的H2O2于剩余樣品中，以此類推。并將剩余的水土混合樣品分別全部轉移到50 ml康寧管后進離心機(TG16-WS，上海)，以4 500 r/min速度離心10 min后倒掉上清液，置于–70℃冰箱冷凍后進凍干機中冷凍干燥48 h后常溫保存備用。

1.4.2 土壤銨態氮和硝態氮的提取 將經過冷凍干燥處理的土壤樣品置于研缽中研磨過篩后，按照固液比1∶4(/)的比例，稱取2.0 g土置于15 ml康寧管，投加8 ml濃度為2 mol/L 的KCl溶液后置于條件為25℃、200 r/min的恒溫振蕩箱中提取1 h，再以4 500 r/min的速度離心8 min后，取5 ml上清液至離心管中待測。

1.4.3 土壤微生物的提取 本試驗使用的是MP FastDNA提取試劑盒法來提取經冷凍干燥處理后保存備用土壤中的DNA。具體實驗步驟如下：稱取已冷凍干燥過的0.5 g土壤到2.0 ml的裂解介質管中，在FastPrep核酸提取儀中混勻；將裂解介質管離心，提取上清液轉移到離心管中，在上清液中加入蛋白質沉淀劑(PPS)試劑，手動混勻；再次離心后，提取上清液轉移到離心管中，在上清液中加入結合基質懸浮液；將離心管上下倒置2 min后靜置，使DNA附著于結合基質懸浮液并等待二氧化硅基質沉淀；棄上清液，重懸結合基質中的剩余液體。將混合物轉移到旋轉過濾器(置于接管中)中，多次離心，倒空接管中的液體；添加鹽/乙醇洗滌液(SEW-M)到旋轉過濾器混勻再次離心，倒空接管，重復操作一次；離心旋轉過濾器，清干剩余的SEW-M，移動旋轉過濾器到干凈的離心管中，室溫風干5 min；加入DNA洗脫液(DES)輕輕混勻后，放置在水浴鍋中水浴5 min后離心過濾；將提取好的DNA放置在冰上，使用超微量分光光度計測定DNA的濃度和純度。針對DNA含量較低的或是雜質較多的，采用PCR擴增并經過純化以后，再進行高通量測序，PCR擴增的條件如下：95℃預變性5 min；95℃變性45 s，55℃變性50 s，72 ℃變性45 s，30個循環；72℃延伸10 min，4℃結束。

1.4.4 土壤理化性質的測定 土壤懸液DOC測定：將過0.45 μm濾器的濾液經過不同稀釋倍數稀釋定容至20 ml，使用Jena Muiti 3100總有機碳/總氮分析儀測定。

土壤有機質測定：將經過冷凍干燥處理的土壤樣品稱取5.0 g置于研缽中，研磨過篩后取3.0 g用塑封袋分裝每一個土壤樣品，使用電位滴定儀測定。

土壤銨態氮和硝態氮測定：根據土壤銨態氮和硝態氮提取方法提取出的5 ml上清液樣品，使用流動分析儀Skalar(4)和流動分析儀Skalar(2)進行測定。

1.4.5 H2O2濃度測定 H2O2濃度用硫酸鈦顯色后用紫外可見分光光度計(島津UV2700，日本)測定[25]，并根據文獻和試驗需要，優化了試驗條件和相關參數：首先配制0.4 mol/L的硫酸溶液，然后稱取一定質量的硫酸鈦(Ti2(SO4)3)溶于0.4 mol/L H2SO4溶液中，配成硫酸鈦濃度為75 mmol/L的顯色反應液。再投加一定體積的反應濾液至顯色體系中，顯色體系為10 ml，顯色5 min，使用紫外分光光度計在410 nm條件下比色測定。

1.4.6 土壤微生物測序 經擴增和純化后的土壤微生物樣品，采用Miseq高通量測序平臺測序。

1.5 數據處理

文中數據處理與統計分析分別使用Origin 8.5和SPSS19.0軟件，土壤微生物數據采集用Mothur軟件。

2 結果與討論

2.1 不同處理H2O2濃度變化

已有的研究表明，逐步投加較低濃度的H2O2到土壤中對土著菌的影響較小，可以進一步提升微生物降解土壤污染物的能力。因而本試驗參考選取了逐步投加H2O2的方式。不同處理H2O2分解動力學結果如圖1所示，可見，單獨投加H2O2和V2O3/H2O2兩個處理下，H2O2緩慢逐漸分解，到反應5 d時基本分解完全；此時繼續投加H2O2，反應7 d時H2O2濃度變化不明顯，而反應至10 d時H2O2已經被分解完全；繼續第3次投加H2O2，反應至14 d時H2O2被分解完全后；接著第4次投加H2O2，反應21 d時H2O2被分解完全。而檸檬酸鐵/H2O2體系中，H2O2從一開始投加后，3 d內被迅速分解，在后續的投加過程中均未檢測到H2O2的殘留，這主要是由于檸檬酸鐵催化分解H2O2的活性較高，H2O2一經加入立刻被分解。

H2O2進入土壤后很快被分解，主要原因有兩個方面：①土壤組分消耗H2O2，土壤中有機質含量較高，H2O2投入以后，土壤有機質的氧化會迅速地消耗H2O2，同時土壤中鐵錳等礦物也會催化分解H2O2產生羥基；②催化劑如檸檬酸鐵、V2O3等也能快速地催化分解H2O2。以上結果表明，在實際利用H2O2修復有機污染土壤時，土壤組分也會消耗H2O2從而影響氧化劑的利用和修復效率。

(圖中1st、2nd、3rd、4st分別表示H2O2第一、二、三、四次投加)

2.2 不同處理土壤DOC濃度變化

土壤有機質含量不僅是土壤肥力的重要指標，也是評價有機污染物生物有效性的重要因子，因為有機污染物大多以有機質結合態的形式存在。通常在單獨H2O2/土壤體系中，H2O2也能被快速分解，說明有機質能夠消耗H2O2，因此對反應過程中的土壤有機質進行檢測十分必要。圖2顯示，在逐步芬頓氧化以后，添加了H2O2的3個處理樣品懸液DOC含量是空白對照的10倍左右。單獨H2O2處理和V2O3/H2O2處理變化趨勢基本一致，反應5 d時DOC含量達到最大，隨后迅速下降，反應7 d時達到1 100 mg/L，但相比于對照，DOC含量仍然很高，且在10 d時出現緩慢回升的現象，原因可能是10 d時H2O2被土壤中的有機質或V2O3消耗完全，固定在土壤中的有機碳溶解到水中；反應14、21、28 d時DOC含量繼續下降，并在反應28 d時達到基本穩定的狀態，主要原因是隨著H2O2的持續加入，溶解態的有機碳被進一步礦化成二氧化碳，從而導致DOC含量的下降。但檸檬酸鐵/H2O2處理在反應的前7 d內DOC含量遠低于其他H2O2處理，最大值僅為2 000 mg/L，隨著反應的進行DOC含量逐漸降低，7 d后基本穩定在600 mg/L，這主要是因為檸檬酸鐵與H2O2反應活性較高，競爭性抑制了土壤有機質與H2O2或羥基的反應，從而降低了土壤中有機碳的釋放速度，導致水溶液中DOC含量較為穩定。而對照中DOC含量始終很低，表明添加H2O2會對土壤中固定的有機碳產生影響。

圖2 不同處理DOC含量隨時間的變化

2.3 不同處理土壤有機質含量變化

以上結果表明，土壤有機質在添加H2O2后會隨之分解。圖3顯示了不同處理有機質含量的動態變化，可見，單獨投加H2O2和V2O3/H2O2處理隨著時間的延長，有機質含量呈現逐漸下降的趨勢，反應前5 d下降趨勢不明顯，但至7 d時有機質含量從37.2 g/kg 迅速下降到了22.3 g/kg，這是因為隨著H2O2在土壤中投加量的增加，對土壤中有機碳的消耗也增多，因此測得的有機質含量下降較多；而檸檬酸鐵/H2O2處理在反應的前5 d相比其他兩個處理，有機質含量為其一半，這主要原因是檸檬酸鐵與H2O2反應活性較高，在一開始就將土壤中固定的有機碳激活釋放出來，而至7 d時已基本保持穩定，這也表明反應7 d后3個處理土壤內部易分解的有機碳已全部釋放。而通過對照有機質含量數據可看出，土壤中原始有機質含量大約為37 g/kg，投加H2O2處理均降低了有機質的含量。眾所周知，有機質具有很多優點，它能夠提高土壤溫度、增強保水保肥性和緩沖性，同時為植物提供大量的有效養分，還可與進入土壤中的化學農藥結合，降低或延緩重金屬的污染，對農藥等有機污染物具有固定作用，有利于全球碳平衡[2]。但H2O2的加入，會降低有機質的含量，從而阻礙土壤微生物和動物的活性。因此，在修復土壤的同時，還要種植綠肥、秸稈還田，促進土壤中有機質含量的提高，以降低H2O2投入土壤后造成的影響。

2.4 不同處理土壤銨態氮和硝態氮含量

氮是作物生長需求量和增產貢獻最大的營養元素，土壤中的氮素大多以有機結合形態而存在，無機形態的氮一般只占全氮的1% ~ 5%。作物可直接吸收利用的礦質態氮主要是銨態氮(NH4+-N)和硝態氮(NO– 3-N)。北方土壤以硝態氮為主，南方水田以銨態氮為主。硝態氮促進植物吸收陽離子，有利于有機陰離子合成；而銨態氮則促進吸收陰離子，消耗有機酸。一般而言，同時施用銨態氮和硝態氮肥能提高作物的長勢和產量。本試驗測得的不同處理土壤銨態氮和硝態氮結果如圖4所示，可見，隨著反應的進行，投加H2O2的3個處理土壤銨態氮含量具有明顯上升的趨勢，尤其是單獨投加H2O2處理，土壤中銨態氮的含量在反應1 d時就顯著高于其他處理；而對照中銨態氮的含量很低，且變化趨勢不明顯。這說明添加H2O2能夠有效增加土壤中銨態氮的含量；對于硝態氮，無論是投加H2O2處理還是對照，土壤硝態氮含量均在反應5 d時達到最大值6 mg/L，且變化趨勢一致。造成銨態氮上升和硝態氮變化不明顯的原因可能是H2O2的添加影響了氮轉化的微生物活性，深層次的原因有待進一步闡明。

圖3 不同處理土壤有機質含量隨時間的變化

圖4 不同處理下土壤銨態氮和硝態氮含量的變化

2.5 不同處理土壤微生物的高通量測序

本研究利用高通量測序方法，使用mothur軟件經前期預處理共獲得1 006 090條細菌序列，各樣品中所得序列數在12 293 ~ 30 021條，進一步處理前，對每個樣品中序列數進行標準化處理，使得每個樣品的最終序列數統一為12 000條。經測定發現，這些細菌分屬于22個門，其中主要門類包括Firmicutes(厚壁菌門)、Proteobacteria(變形菌門)、Bacteroidetes(擬桿菌門)、Actinobacteria(放線菌門)、Acidobacteria(酸桿菌門)、Chloroflexi(綠彎菌門)、Verrucomicrobia(疣微菌門)(圖5)。反應28 d時數據顯示，H2O2處理明顯減少了微生物的多樣性，原因可能是H2O2殺死了土壤中部分微生物。

從圖5中還可以看出，單獨投加H2O2處理與檸檬酸鐵/H2O2處理在不同時間的物種豐度上沒有明顯差異，均以厚壁菌門為主。厚壁菌門是原核生物界中一類細胞壁厚度為10 ~ 50 nm的細菌高級分類單元，包括一大類細菌，多數為革蘭氏陽性。很多厚壁菌可以產生芽孢，它可以抵抗脫水和極端環境。在不同時間點的樣品中厚壁菌門的相對豐度均在98% 以上，另外還有一小部分的變形菌門占比1% 左右，土壤群落物種結構較為單一。V2O3/H2O2處理也是以厚壁菌門為主，且隨著培養時間的延長，厚壁菌門的相對豐度從87.67% 上升到了91.1%，但是相對于前兩個處理，該處理條件下微生物的豐度較高，變形菌門的相對豐度均在8% 以上。對照處理在反應1 d時的微生物豐度相比于其他處理較大，但各菌門所占比例遠不及厚壁菌門，而28 d時微生物的豐度顯著提高，且各菌門所占比例也大幅度提升，其中擬桿菌門占比從0.12% 提高到6.96%、變形菌門從4.94% 提高到42.32%。因此，在土壤中添加H2O2會降低微生物的多樣性。

2.6 不同處理土壤微生物群落結構差異性

運用SPSS軟件采用Tukey test方法對每一個細菌門下各處理間的差異性進行分析發現，單獨投加H2O2處理與檸檬酸鐵/H2O2處理的厚壁菌門同V2O3/ H2O2處理和對照具有顯著性差異。

(圖例中“Others”代表相對豐度<0.2%的門)

在門的分類水平上，細菌群落結構如圖6所示，可見，H2O2處理土壤與原土壤中微生物群落較為類似；對照土壤則隨培養時間延長發生了很大變化；投加H2O2的3個處理和對照反應樣品的群落結構具有較高的相似度，且檸檬酸鐵/H2O2處理各反應時間樣品之間的相似度更高。

圖6 在門的分類水平上的群落結構分布圖

在屬的分類水平上，總共有363個被檢出，結果如下圖7示?？傮w而言，群落結構變化PCoA圖和cluster聚類分析表明，H2O2處理與對照的細菌群落結構在屬的分類水平上表現出明顯不同。3種H2O2處理具有較高的相似度，尤其是單獨H2O2處理和檸檬酸鐵/H2O2處理的相似度極高。

圖7 在屬的分類水平上的群落結構分布圖

表1數據顯示，因H2O2處理而發生改變的細菌屬有以下兩種情況：①因H2O2處理而豐度有明顯增加的屬主要有厚壁菌門中的芽孢桿菌屬()、乳球菌屬()、大洋芽孢桿菌()、土芽孢桿菌屬()、鏈球菌屬()等，變形菌門中的假單胞桿菌屬()，在V2O3/H2O2處理中的不動桿菌屬()；②因H2O2處理而豐度有所減少的屬主要有厚壁菌門中梭狀芽孢桿菌()、變形菌門中的鞘氨醇單胞菌屬()以及未分類的一些菌屬等。綜上結果可以看出，Fenton試劑對土壤微生物的群落結構和多樣性產生了很大的影響。通過對比試驗中3個不同處理發現，單獨投加H2O2處理和檸檬酸鐵/H2O2處理微生物的豐度較低，而V2O3/H2O2處理對土壤微生物的影響相對較小?？傮w而言，在門的分類水平上，3個H2O2處理微生物群落結構與處理前的土壤微生物群落較為類似。反映群落結構變化的PCoA圖和cluster聚類分析顯示3個H2O2處理與對照的細菌群落結構在屬的分類水平上明顯不同，但3個H2O2處理之間具有較高的相似度，尤其是單獨H2O2處理和檸檬酸鐵/H2O2處理。

表1 H2O2處理細菌豐度增加和降低的菌屬

續表1

注：表中數字為豐度(%)。

3 結論

投加Fenton試劑進入土壤后， H2O2在土壤中會快速分解，使土壤有機質含量顯著下降，土壤銨態氮含量顯著升高，但土壤硝態氮含量變化不明顯。另外，Fenton試劑也會對土壤微生物的群落結構和多樣性產生很大影響。通過對比試驗可以發現，單獨投加H2O2和檸檬酸鐵/H2O2處理微生物的豐度較低，而V2O3/H2O2處理對土壤微生物的影響相對較小。在門的分類水平上，3個H2O2處理對微生物群落結構影響較小，但對細菌群落結構在屬的分類水平上影響較大。以上研究為H2O2和芬頓試劑修復場地土壤的生態安全評價提供了數據支撐。

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Effect of Hydrogen Peroxide and Fenton-like Reagent on Soil Carban, Nitrogen and Microorganism

ZHOU Yang1,2, DENG Yamei2,3, ZHU Fengxiao2, ZHAO Guangchao1*, FANG Guodong2*, WANG Rongfu3,4, ZHOU Dongmei2

(1 College of Environmental Science and Engineering, Anhui Normal University, Wuhu,Anhui 241002; 2 Key Laboratory of Soil Environment and Pollution Remediation, Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008; 3 School of Resources and Environment, Anhui Agricultural University, Hefei, Anhui 230036; 4 School of International Tourism, Anhui International Studies University, Hefei 231201, China)

Hydrogen peroxide-based Fenton or Fenton-like reactions have been used extensively for the remediation of organic pollutants in the contaminated sites. However, the effects of H2O2or Fenton reactions on soil properties and microbial communities are not fully understood. In this study, the effects of H2O2and different Fenton reagents including H2O2, H2O2/V2O3and H2O2/citrate chelated ferric on soil properties and microbial communities were studied. The results showed that H2O2was decomposed quickly in soil accompanied with obvious degradation of soil organic matter (SOM), dramatic increase of soil ammonium nitrogen, and slight change of soil nitrate nitrogen. High-throughput sequencing was used to analyze microbial multi-samples and biome structure in soil, and it was found that H2O2and Fenton reagents significantly reduced soil microbial diversity.

H2O2; Fenton-like; Soil properties; Soil microbial diversity; Community structure

X53

A

10.13758/j.cnki.tr.2020.05.014

周洋, 鄧亞梅, 朱鳳曉, 等. 過氧化氫及類芬頓試劑對土壤碳、氮和微生物的影響. 土壤, 2020, 52(5): 969–977.

江蘇省杰出青年基金項目(BK20170050)和國家重點研發計劃課題(2017YFA0207001)資助。

周洋(1993—)，男，江蘇南京人，碩士研究生，主要研究方向為有機污染土壤修復。E-mail: zhouyangsms@163.com