2021, Vol. 42
2. 重庆市农业资源与环境研究重点实验室, 重庆 400716
2. Key Laboratory of Agricultural Resources and Environment of Chongqing, Chongqing 400716, China
近年来, 工业生产和快速城镇化等人为活动的加强, 已经导致我国部分区域重金属污染日趋严重[1], 其中土壤镉污染最为严重[2].稻田重金属Cd易被水稻吸收, 而且可以通过食物链进行富集对人体健康造成威胁[3, 4].水稻是我国最重要的粮食产物之一, Cd污染问题已经成为影响稻田土壤环境安全的重要隐患[5].农田重金属污染对农产品质量安全和农田生态系统健康都有较大影响, 对污染的农田进行治理修复具有巨大的生态-社会-经济效益[6].近年来, 随着纳米科技的进步, 以纳米技术为依托的新型材料不断涌现, 纳米材料在污染环境修复研究中的应用越来越广泛[7].其中, 磁性纳米复合材料除了具有一般纳米材料的优良特性外, 还拥有独特的磁学性能[8].目前, 已经有一些学者在尝试研究磁性纳米材料对土壤镉污染的修复问题.聂新星等[9]通过向土壤中投加磁性固体螯合材料MSC 0.4%~1.2%, 磁选回收能有效移除土壤总Cd达15.91%~18.55%, 有效态Cd达33.33%~50.26%.范力仁等[10]用自制的MSC-IDA吸附土壤中的镉, 土壤中Cd的含量由(10.91±2.06)mg·kg-1, 下降至1.639 mg·kg-1, 去除率达到84.9%.欧阳光明等[11]将FS@IDA材料用于土壤污染修复, 总Cd、DTPA-Cd和HCl-Cd的去除率在0.40% 投加量下达到最大, 分别为16.80%、50.15%和30.10%.
尽管将纳米型环境功能材料应用于土壤污染修复具有十分广阔的发展前景, 但目前对纳米型环境功能材料在土壤中的行为还缺乏一定的了解, 还难以对其环境安全性和生态健康风险进行科学评估[12].土壤微生物和酶是生态系统中不可或缺的部分, 其中土壤微生物是土壤生态系统中物质和能量循环的主要参与者, 能够维持土壤生物活性和调节土壤养分循环, 微生物群落组成和活性特征常被用作土壤质量的指标[13, 14].而土壤酶活性变化易受到土壤理化和生物性质的影响, 可直接反映土壤生物化学过程的方向和强度, 也可作为评价土壤肥料的一个灵敏性生物指标[15].土壤微生物物种多样性与土壤肥力和生产力密切相关, 其种群在很大程度上决定着土壤中有机质的分解、营养物质的循环和能量流动, 有关土壤微生物功能多样性的信息对于阐明微生物群落在不同环境中的作用至关重要[16].虽然很多学者关于磁性纳米材料对土壤镉污染的修复问题已经有过研究, 但就磁性纳米材料对土壤微生物和酶活性可能造成的影响却鲜见报道.经过表面修饰的纳米Fe3O4磁性功能化材料, 较单一的纳米材料尺寸有所增大, 介于微米与纳米之间, 关于其是否会对微生物区系和酶活性带来负面效应还有待研究.基于此, 本文采用超顺磁性微纳米Fe3O4-磷酸盐功能化材料MFH修复水稻土壤重金属镉后, 分别栽种对Cd具有高富集的玉针香和低富集的湘晚籼13号两种水稻品种, 研究了水稻不同生育期土壤微生物和土壤酶活性变化特征, 探究MFH材料修复镉污染土壤对其理化性质、微生物和酶活性可能造成的影响, 以期为该材料的实际应用奠定理论和实践基础, 预期研究成果可广泛应用于我国重金属污染土壤的修复与改良, 对于提高土壤肥力、农产品品质和保障人民健康具有重要的研究价值.
1 材料与方法 1.1 供试材料(1) 供试土壤 取自重庆市西南大学国家紫色土研究基地耕地土壤, 采集表层土壤(0~20 cm), 自然晾干, 去除杂物, 磨碎土样过2 mm筛.向供试土壤中按1∶2的水土比, 加入一定浓度的CdCl2溶液, 搅拌均匀后陈化30 d得到相应的镉污染土壤(土壤理化性质参见表 1).
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表 1 修复前后土壤基本理化性质 Table 1 Physicochemical properties of soil before and after remediation |
(2) 修复材料 以Fe3O4和羟基磷灰石等为原料, 制备羟基磷灰石包裹修饰的Fe3O4微纳米颗粒.以Fe3O4∶HAP质量比为7∶8, 加入适量蒸馏水充分搅拌, 超声混合3 min, 在80℃水浴条件下反应2 h, 使Fe3O4和HAP结合在一起; 用磁铁吸附分离沉淀, 将沉淀真空干燥24 h, 以得到现有实验室条件下经济且对重金属吸附效果好的微纳米Fe3O4-HAP功能化永磁材料.MFH具有超顺磁性、较强的饱和磁感应强度(33.36emu·g-1)以及较大比表面积(83.06 m2·g-1).
(3) 供试水稻品种 湖南省农科院土壤肥料研究所筛选提供的玉针香-高Cd和湘晚籼13号-低Cd两种晚稻品种.
1.2 研究方法(1) 镉污染土壤磁选修复 采用23.5 cm×22.5 cm的塑料桶为盆栽容器, 每盆加4 kg供试镉污染土壤, 按照1%的比例加入MFH材料, 保持水土比为1∶1, 混匀, 间歇搅拌20 min, 静置2 h, 待材料与土壤中镉充分接触并相互作用后, 用直径为3 cm磁感应强度为0.4 T的磁棒插入土壤并进行搅拌10 min, 磁力回收反应体系中的MFH, 土壤中部分重金属镉被MFH带出, 重复3次.对照试验不加MFH, 其余操作相同.
(2) 水稻盆栽 上述污染土壤经修复后, 分别以尿素、磷酸二氢钾和磷酸氢二钾施加底肥氮磷钾.其中N 0.15g·kg-1、P2O5 0.1 g·kg-1和K2O 0.1 g·kg-1, 混合均匀, 淹水; 分别选取上述高低富集两种不同的稻种秧苗, 移栽入盆, 每盆种植3株水稻, 分别栽种在修复/对照的土壤中, 两种土壤中Cd含量分别为0.825 mg·kg-1和1.34 mg·kg-1.4个处理分别是加MFH修复剂+湘晚籼13号(处理1, T1)、未加修复剂+湘晚籼13号(对照1, CK1)、加MFH修复剂+玉针香(处理2, T2)和不加修复剂+玉针香(对照2, CK2).按常规方法进行种植管理, 平行3次.在水稻拔节期、抽穗期和成熟期的3个处理中分别采用五点取样法在各盆栽里采集深度为0~20 cm的土壤样品.
(3) 土壤理化性质检测 土壤pH采用PB-10型pH测试仪检测; 土壤中氧化还原电位用铂电极直接测定法; 土壤有机质含量采用重铬酸钾氧化容量法检测; 土壤有效态Cd和Fe采用DTPA浸提剂浸提; 土壤镉、铁总量采用土壤消化(王水+HClO4)法, 用火焰原子吸收分光光度计法测定.
(4) 土壤微生物多样性、丰富度检测 根据E.Z.N.A.® soil试剂盒(Omega Bio-tek, Norcross, GA, U.S.)说明书进行总DNA抽提, DNA浓度和纯度采用NanoDrop2000进行检测, 利用1%琼脂糖凝胶电泳检测DNA提取质量; 用338F (5′-ACTC CTACGGGAGGCAGCAG-3′)和806R(5′-GGACTAC HVGGGTWTCTAAT-3′)引物对V3-V4可变区进行PCR扩增, 扩增程序为：95℃预变性3 min, 27个循环(95℃变性30 s, 55℃退火30 s, 72℃延伸30 s), 最后72℃延伸10 min (PCR仪：ABI GeneAmp® 9700型).扩增体系为20 μL, 4 μL 5*FastPfu缓冲液, 2 μL 2.5 mmol·L-1 dNTPs, 0.8 μL引物(5μmol·L-1), 0.4 μL FastPfu聚合酶; 10 ng DNA模板.利用Illumina公司的MiSeq PE300平台进行测序(上海美吉生物医药科技有限公司).
(5) 土壤酶活性检测 采用苯酚钠-次氯酸钠比色法测定土壤脲酶活性, 以培养24 h后每g土中生成的NH4+-N的mg数表示; 采用高锰酸钾滴定法测定土壤过氧化氢酶活性, 以20 min内每g土壤分解的过氧化氢的mg数表示; 采用试剂盒法测定土壤过氧化物酶活性, 以U·g-1为单位.
1.3 数据处理微生物原始测序序列使用Trimmomatic软件质控, 使用FLASH软件进行拼接.使用UPARSE软件(version 7.1 http://drive5.com/uparse/), 根据97%的相似度对序列进行OTU聚类, 并在聚类的过程中去除单序列和嵌合体.利用RDP classifier (http://rdp.cme.msu.edu/) 对每条序列进行物种分类注释, 比对Silva数据库(SSU123), 设置比对阈值为70%.测序数据图形绘制均在I-Sanger云平台上完成.土壤酶活性均以烘干土(105℃, 24 h)来表达.所得数据采用SPSS 25.0软件进行处理与统计分析, 图形绘制采用Origin 2018和Excel.
2 结果与分析 2.1 MFH修复对镉污染土壤理化性质的影响 2.1.1 修复前后土壤理化性质表 1为添加纳米磷酸盐功能化材料(MFH)前后Cd污染土壤的基本理化性质.从中可以看出, 在MFH加入Cd污染土壤前后, 土壤中pH和有机质含量没有明显变化, 有效态Fe浓度略有增加, 主要来自于部分修复材料在土壤中的残留, 而总Cd和有效态Cd浓度有了明显降低, 总镉去除率为38.4%, 有效镉下降率为27.3%, 说明该材料对Cd污染土壤有较好地修复效果.有研究表明MFH可以通过离子交换、表面络合和溶解沉淀等机制与重金属离子结合, 去除环境介质中的镉离子. 丛丽娟[17]研究磁性介孔纳米材料对土壤中Cd的修复, 结果显示, 修复前后土壤的理化性质基本不发生变化, 可以表明加入的吸附剂对环境不会产生危害, 较为安全.
2.1.2 水稻栽培过程中土壤pH的变化图 1为添加MFH修复土壤后, 水稻从拔节期到成熟期pH的变化, 从中可以看出, 随着水稻栽培时间的延长, 4种处理总的趋势是pH降低; 对照组和处理组刚开始的pH在8左右上下浮动最后下降稳定在7左右, 而且对照组pH略高于处理组.供试土壤为弱碱性土壤, 修复后残留的MFH导致了土壤pH的降低, 原因是由于合成MFH的前体材料羟基四氧化三铁偏酸性, 使MFH为弱酸性的复合物, 修复后残留于土壤中的MFH使土壤pH略微升高.
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图 1 MFH修复镉污染稻田土壤后稻田土壤pH随时间的变化 Fig. 1 Changes in soil pH over time after the MFH remediation of cadmium-contaminated paddy soil |
图 2为水稻从拔节期到成熟期土壤Eh的变化, 从中可以看出, 随着水稻栽培时间的延长, 4种处理氧化还原电位总体呈上升趋势, 初期约为-250 mV左右, 后期上升至约0~150 mV; 前60 d的4种处理差别不显著, 后期(100 d后)T1处理氧化还原电位高于CK1, CK2高于T2, 表明MFH及水稻品种对栽培后期土壤氧化还原电位存在一定的影响.
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图 2 MFH修复镉污染稻田土壤后土壤Eh随时间的变化 Fig. 2 Changes in soil Eh over time after the MFH remediation of cadmium-contaminated paddy soil |
由表 2可知, 在拔节期, 与对照(CK1和CK2)相比, T1和T2处理水稻根、茎和叶中Cd含量均有所降低, 但未达显著水平.抽穗期, 与对照(CK1)相比, T1处理湘晚籼13号水稻叶中Cd含量显著降低, 降幅为22%, 茎中Cd含量有所降低, 但未达显著水平; 抽穗期, 与对照(CK2)相比, T2处理玉针香水稻叶中Cd含量显著增加, 增幅为3.64%, 根中Cd含量显著降低, 降幅为17.48%.成熟期, 与对照(CK1)相比, T1处理湘晚籼13号水稻根中Cd含量显著降低, 降幅为10.66%.与对照(CK1和CK2)相比, T1和T2处理两种水稻籽粒中Cd含量均显著降低, 降幅分别为37.93%和44.4%, 处理后籽粒中Cd含量均低于《食品安全国家标准》(GB 2762-2017) 中镉限量(0.2 mg·kg-1) 标准.
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表 2 添加MFH材料修复土壤后对湘晚籼13号和玉针香不同生长期各部位Cd含量的影响1)/mg·kg-1 Table 2 Effects of adding MFH on Cd content in different parts and different growing periods of Xiangwanxian-13 and Yuzhenxiang/mg·kg-1 |
2.3 MFH修复镉污染对土壤微生物群落多样性的影响
香农指数(Shannon指数)用来反映样品的多样性程度, 其值越高表明群落物种的多样性越高[16].表 3反映了添加MFH修复镉污染土壤后, 两种水稻不同生长期土壤微生物多样性.从中可知, 在两种水稻拔节期、抽穗期和成熟期土壤处理组(T1和T2)的Shannon指数均比对照组小, 说明添加MFH修复镉土壤后, 使得微生物群落多样性有所降低.然而, 拔节期和成熟期处理与对照差异并不显著, 抽穗期处理与对照达到极显著性差异(P < 0.01).栽种不同品种水稻的土壤处理前后, 对土壤微生物多样性影响不同, 其中栽种Cd高富集品种玉针香的土壤Shannon指数整体上比栽种低富集品种湘晚籼13号的土壤Shannon指数略大, 说明栽种玉针香的土壤群落多样性略高.
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表 3 添加MFH材料修复土壤后对湘晚籼13号和玉针香不同生长期土壤微生物群落多样性的影响1) Table 3 Effects of adding MFH on the diversity of soil microbial communities during different growing periods of Xiangwan xian-13 and Yuzhenxiang |
2.4 MFH修复镉污染对土壤微生物群落丰富度的影响
微生物群落丰富度用Chao1指数表示, 其值越高, 表明群落物种丰富度越高[16].由图 3可知, 处理组(T1和T2)土壤在拔节期和成熟期的Chao1指数与对照组(CK1和CK2)无显著性差异, 但在抽穗期处理组(T1和T2)土壤Chao1指数显著性低于对照; 水稻品种对土壤微生物丰富度存在影响, 其中对栽种Cd高富集品种玉针香的土壤Chao1指数整体上比栽种低富集品种湘晚籼13号的土壤Chao1指数略大, 说明栽种玉针香的土壤微生物群落丰富度略高.
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图中不同小写字母表示各处理间差异显著(P < 0.05), 下同 图 3 栽培水稻湘晚籼13号和玉针香在水稻不同生长时期土壤Chao1指数 Fig. 3 Soil Chao1 index of the cultivated rice Xiangwanxian-13 and Yuzhenxiang during different rice growth periods was obtained |
加入MFH修复土壤对土壤中主要优势菌门丰度的影响见图 4~6.从中可知, T1、T2、CK1和CK2这4种处理土壤在拔节期、抽穗期和成熟期稻田土壤优势细菌均为Firmicutes(厚壁菌门)、Proteobacteria(变形菌门)、Chlorflexi(绿弯菌门)和Bacteroidetes(拟杆菌门), 大约占总细菌群落的75%以上.但T1处理在水稻生长3个时期与CK1优势细菌无显著性差异, 而T2处理土壤在拔节期和抽穗期Firmicutes丰度与CK2存在显著变化(P < 0.05), Firmicutes丰度分别增加了8.05%和7.65%(见图 5~9).
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*表示达到P < 0.05显著性差异, 下同 图 4 拔节期MFH对湘晚籼13号和玉针香土壤在门水平上的主要优势菌丰度的影响 Fig. 4 Effect of MFH on dominant bacterial abundance at the phylum level in soils growing Xiangwanxian-13 and Yuzhenxiang during the jointing stage |
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***表示达到P < 0.001显著性差异，下同 图 5 抽穗期MFH对湘晚籼13号和玉针香土壤在门水平上的主要优势菌丰度的影响 Fig. 5 Effect of MFH on the dominant bacterial abundance at the phylum level in soils growing Xiangwanxian-13 and Yuzhenxiang during the heading stage |
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图 6 成熟期MFH对湘晚籼13号和玉针香土壤在门水平上的主要优势菌丰度的影响 Fig. 6 Effect of MFH on dominant bacterial abundance at the phylum level in soils growing Xiangwanxian-13 and Yuzhenxiang during the maturing stage |
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图 7 拔节期湘晚籼13号和玉针香土壤细菌占比 Fig. 7 Proportion of bacteria in soil growing Xiangwanxian-13 and Yuzhenxiang during the jointing stage |
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图 8 抽穗期湘晚籼13号和玉针香土壤细菌占比 Fig. 8 Proportion of bacteria in soil growing Xiangwanxian-13 and Yuzhenxiang during the heading stage |
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图 9 成熟期湘晚籼13号和玉针香土壤细菌占比 Fig. 9 Proportion of bacteria in soil growing Xiangwanxian-13 and Yuzhenxiang during the maturing stage |
可见栽种不同品种水稻的土壤处理前后, 对土壤微生物群落组成的影响也是不同的.说明添加MFH修复镉污染土壤后栽培Cd低富集的湘晚籼13号, 土壤优势细菌没有显著变化; 而添加MFH修复镉污染土壤后, 栽培Cd高富集的玉针香, 显著提高了群落中厚壁菌门的数量.
2.6 MFH修复镉污染对土壤酶活性的影响 2.6.1 土壤脲酶MFH修复镉污染土壤后, 处理组和对照组土壤脲酶活性见图 10. T1和T2处理在拔节期、抽穗期和成熟期土壤脲酶活性均高于对照.因而, 采用MFH磁选修复镉污染土壤, 可以提高土壤脲酶活性.栽培不同水稻品种, 总的趋势是栽培湘晚籼13号的土壤处理组(T1)脲酶活性高于栽培玉针香品种的处理组(T2).
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图 10 湘晚籼13号和玉针香在不同生长期土壤脲酶活性 Fig. 10 Urease activity in soil growing Xiangwanxian-13 and Yuzhenxiang during different growth stages |
MFH修复镉污染土壤后, 处理组和对照组土壤CAT活性见图 11. T1和T2处理组在拔节期、抽穗期和成熟期土壤CAT活性均大于对照组.表明采用MFH磁选修复镉污染土壤, 可以提高土壤CAT活性.栽培不同水稻品种, 总的趋势是栽培玉针香的处理组(T2)和栽培湘晚籼13号品种处理组(T1)土壤CAT活性差异性不显著.
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图 11 湘晚籼13号和玉针香在不同生长期土壤过氧化氢酶活性 Fig. 11 Catalase activity in soil growing Xiangwanxian-13 and Yuzhenxiang during different growing stages |
MFH修复镉污染土壤后, 处理组和对照组土壤POD活性见图 12. T1和T2处理组在拔节期、抽穗期和成熟期土壤CAT活性均大于对照组.采用MFH磁选修复镉污染土壤, 可以提高土壤POD活性.栽培不同水稻品种, 在抽穗期和成熟期, 栽培玉针香的土壤处理组(T2)POD活性高于栽培湘晚籼13号品种的处理组(T1), 而拔节期则差异性不显著.
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图 12 湘晚籼13号和玉针香在不同生长期土壤过氧化物酶活性 Fig. 12 Soil peroxidase activity in Xiangwanxian-13 and Yuzhenxiang during different growth stages |
表 4为土壤总Cd、有效态Cd和微生物群落多样性、丰富度以及酶活性之间的相关性分析, 结果表明, Chao1指数、Shannon指数、土壤脲酶活性、土壤CAT活性和土壤POD活性均和土壤总Cd含量呈负相关, 其中土壤POD活性与总Cd含量呈显著负相关关系(P < 0.05).说明加入MFH后降低土壤中总Cd含量会使土壤微生物群落多样性、丰富度和土壤酶活性都有所增加.Shannon指数与土壤有效态Cd含量呈显著正相关关系(P < 0.05), Chao1指数与土壤有效态Cd含量和Shannon指数都呈极显著正相关关系(P < 0.01).说明土壤微生物群落多样性和丰富度会随着土壤有效态Cd含量的降低而降低.
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表 4 土壤总Cd、有效态Cd和微生物群落多样性、丰富度以及酶活性的相关系数1) Table 4 Correlation coefficients for total Cd, available Cd, microbial community diversity, richness, and enzyme activity |
3 讨论
土壤微生物群落(即微生物多样性)是指土壤微生物的种类和种间差异, 土壤微生物种群结构是表征土壤生态系统群落结构和稳定性的重要参数之一, 它能较早地预测土壤养分及环境质量的变化过程, 被认为是最有潜力的敏感性生物指标之一.土壤微生物群落的变化将影响土壤养分和能量的转化.本研究发现, 采用纳米磷酸盐功能化材料(MFH)修复镉土壤后, 使得土壤微生物群落多样性、丰富度有所降低, 同时T2处理使土壤在拔节期和抽穗期稻田土壤优势细菌Firmicutes丰度显著增加.
有研究表明, 重金属对微生物毒性的效应与其浓度有很大的关系, 低浓度的某些重金属能促进微生物的生长, 但随着重金属浓度的增加, 会出现明显抑制作用, 二者一般呈负相关, 不同微生物区系对重金属的敏感程度不同, 其敏感性顺序为细菌>放线菌>真菌[18].张雪晴等[19]对重金属污染下土壤细菌和真菌群落多样性的研究发现, 随重金属污染的加深, 细菌群落和真菌群落的丰富度受影响.周斌等[20]研究了施用石灰、钙镁磷肥、海泡石和腐植酸矿粉这4种钝化剂对土壤微生物的影响, 结果表明施用钝化剂后的土壤细菌Shannon指数均呈降低趋势.土壤总镉及有效镉含量是影响土壤微生物多样性的主要原因之一.段学军等[21]通过盆栽大豆和水稻试验研究, 认为土壤添加1 mg·kg-1镉时, 土壤细菌开始受到抑制, 本研究镉污染土壤修复前后镉总量分别为1.35 mg·kg-1和0.825 mg·kg-1, 介于临界值附近, 可能修复前后土壤镉总量的减少不是造成土壤微生物群落结构变化的主要原因, 否则, 土壤微生物受到镉胁迫应该减轻, 微生物群落多样性、丰富度应该增加, 但结果却相反.MFH降低土壤中Cd的机制主要是MFH结构中HAP发挥主导作用, HAP可通过表面吸附和静电相互作用以及离子交换和络合螯合反应与Cd2+发生相互作用[22].HAP表面电荷主要是Ca2+和OH-, 当Ca2+离子位于晶体表面时, HAP主要存在两种吸附位置能吸附Cd2+, 一种是连着3个带负电的O原子的Ca2+形成一个较弱的吸附位置, 另一种是连着6个带负电的O原子的Ca2+位置就形成较强的吸附位置.由于HAP晶格中两种位置Ca2+的价键与半径不同, 对各种半径的二价金属阳离子有着广泛的容纳性, 土壤中Cd2+的进入将产生位置选择性而形成有序的超结构[23].除此以外Cd2+还可与HAP表面OH-快速络合, 随后扩散至颗粒内与Ca2+发生离子交换作用以及溶解沉淀作用达到去除土壤Cd的目的.造成修复后土壤微生物群落多样性、丰富度降低及土壤优势细菌变化的原因可能来自于土壤中残留MFH对微生物的胁迫, He等[24]的研究发现加入铁氧化物磁性纳米颗粒后对土壤微生物群落有一定的负面影响, 这种影响可能与纳米颗粒体积小的特性有关, 使其更容易发生离子的分解和释放, 更容易运输到土壤中, 铁基纳米颗粒由于产生活性氧类物质, 会引起过氧化损伤, 导致细胞膜受到破坏, 渗透性增加, 使得细菌的生长代谢受到影响[25].也有研究者认为纳米材料的引入不会对土壤群落结构造成较大的变化[26].
土壤质地、有机质含量、pH以及植物品种等也是影响土壤微生物多样性的原因, 栽种Cd高富集品种玉针香的稻田土壤Shannon指数整体上比栽种低富集品种湘晚籼13号的土壤Shannon指数略大, 同时栽培Cd高富集的玉针香, 土壤群落中厚壁菌门的数量也显著性提高.植物根系分泌物为根际微生物提供营养和能源, 使微生物大量繁殖, 当根系处于逆境胁迫时, 植物为适应环境胁迫, 可以通过自身的调节, 分泌专一性的物质, 并且不同植物根系分泌物的种类和数量有很大差异[27].水稻根际微生物种类丰富、功能多样, 其中植物根际促生菌(PGPR)可促进植物生长及其对矿质营养的吸收和利用, 并能抑制有害微生物的有益菌类[28].栽培两种水稻的土壤微生物群落组成的差异可能是由于水稻品种的不同导致PGPR的不同而引起的.
土壤酶是土壤中的高分子活性物质, 主要由植物根系或微生物等分泌产生, 它们以催化剂的作用参与土壤的各类生物化学反应, 如动植物残体的降解、有机化合物的合成和转化等, 因而土壤酶活性对于土壤物质循环(如氮素转化)与能量的转化、作物的生长等方面均有重要的意义.
土壤脲酶活性能够在一定程度上反映土壤的供氮能力[29].郭星亮等[30]研究矿区土壤重金属污染状况结果显示, 随重金属污染增长, 微生物群落代谢发生变化, 相应地土壤脲酶、过氧化氢酶和蛋白酶等活性表现为抑制.王学峰等[31]在土壤中外源添加重金属镉条件下发现, 低浓度的镉对土壤中脲酶、过氧化氢酶有激活作用; 高浓度镉对土壤中脲酶、过氧化氢酶和蔗糖酶则有抑制作用, 且抑制大小为：脲酶>蔗糖酶>过氧化氢酶.史长青[32]研究了重金属污染对水稻土酶活性的影响, 结果表明, 土壤脲酶活性与土壤有效Cd含量呈显著负相关.本研究加入MFH材料修复土壤后降低了土壤中总Cd含量以及有效镉浓度, 减少了对脲酶的胁迫, 有助于改善土壤脲酶活性, 提高土壤供氮能力.同时, 栽培Cd高富集的玉针香品种, 由于对Cd的富集能力更强, 土壤中剩余的总Cd含量以及有效镉浓度更低, 理论上对脲酶的抑制进一步减弱, 然而栽培玉针香品种的脲酶活性却低于栽培湘晚籼13号的土壤处理组, 暗示水稻品种也会影响脲酶活性, 这与对土壤微生物多样性的影响结果是一致的.重金属离子对酶的胁迫, 其机制为重金属占了酶的活性中心, 或与酶分子的巯基、胺基和羧基结合, 形成较稳定的络合物, 产生了与底物的竞争性抑制作用, 或者重金属通过抑制土壤微生物的生长和繁殖, 减少体内酶的合成和分泌, 导致酶活性降低.
土壤过氧化氢酶活性与土壤微生物活动相关, 其活性可以表征土壤总的生物活性[32].本研究结果显示, 由于加入MFH材料修复镉污染土壤后, 在水稻栽培的不同时期均降低了土壤CAT活性, 表明土壤CAT活性与土壤Cd含量可能存在负相关.这与史长青[32]的研究结果一致.陈海燕等[33]研究了三叶草、高羊茅、紫花苜蓿和黑麦草这4种植物对重金属复合污染土壤中微生物数量与酶活性的影响, 结果表明, 未修复对照土壤中过氧化氢酶活性最低, 4种富集植物处理后土壤过氧化氢酶活性均有所提高.可见, 重金属胁迫会降低土壤CAT活性.其原因可能与脲酶一样, 是由重金属与酶促基因络合而导致过氧化氢酶活性降低.
过氧化物酶能将土壤微生物活动和某些氧化酶作用形成的过氧化氢和其他有机过氧化物中的氧作为电子受体, 氧化土壤有机物质酚、胺和某些杂环化合物, 对腐殖质的合成与分解具有重要意义.不同金属离子对土壤过氧化物酶活性的作用形式多样, 会在很大程度上影响土壤的微生物代谢和过氧化物酶活性[34].本研究结果显示, 加入MFH材料修复土壤后使得两处理组POD活性高于对照组, 表明土壤POD活性与Cd浓度可能存在负相关.同样由于玉针香品种对Cd的富集能力更强, 土壤中剩余的总镉含量更低, 所以栽培玉针香品种T2处理组的POD活性应高于栽培湘晚籼13号的T1处理组.抽穗期和成熟期的实验结果也证实了这一点.
4 结论(1) 采用MFH磁选修复土壤镉后, 两种水稻籽粒中Cd含量均显著降低, 满足我国《食品安全国家标准》(GB 2762-2017) 中镉限量标准.
(2) 采用MFH磁选修复土壤镉后, 在两种水稻拔节期、抽穗期和成熟期土壤微生物群落多样性、群落丰富度均有所降低; 栽培Cd高富集的玉针香水稻品种的处理使拔节期和抽穗期稻田土壤优势细菌Firmicutes丰度显著增加.
(3) 采用MFH磁选修复土壤镉后, 在两种水稻拔节期、抽穗期和成熟期土壤脲酶活性、过氧化氢酶活性以及土壤过氧化物酶活性均得到了提高, 3种酶活性与土壤镉含量存在明显的负相关关系, 土壤总镉含量的降低减少了对3种酶的胁迫, 提高了土壤3种酶的活性; 栽种Cd高富集品种玉针香的土壤POD酶活性略高于栽种低富集品种湘晚籼13号的土壤POD酶活性, 而脲酶活性则相反.
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