2021, Vol. 42
2. 湖北省生态环境科学研究院, 武汉 430072;
3. 湖北省农业生态环境保护站, 武汉 430070
, YAN Zi-wei1 , WANG Feng2 , WANG Xi1 , XU Han1 , HU Rong-gui1 , YAN Chang3 , LIN Shan1
2. Hubei Provincial Academy of Eco-environmental Sciences, Wuhan 430072, China;
3. Hubei Agricultural Ecological Environment Protection Station, Wuhan 430070, China
塑料及塑料制品在工业、农业和日常生活中被大量生产和使用, 给人们带来了便利的同时, 也对环境造成严重污染[1].有报道认为, 我国是塑料垃圾的排放大国, 仅沿海地区的年排放塑料垃圾就高达132~353万t, 居全球首位[2].塑料制品经过一系列的途径分解为粒径小于5 mm的微塑料, 因其难以降解, 微塑料污染现已成为一个严重的全球性环境问题.目前大多数微塑料研究多集中在海洋环境[3, 4], 但针对陆地环境研究还较少, 有研究发现, 陆地上存在的微塑料是海洋中的4~23倍[5].Fuller等[6]的研究表明在高污染土壤微塑料含量占比高达7%, 土壤可能是比海洋更大的微塑料储藏库.因此, 土壤理化性质及生物化学循环对微塑料响应研究显得格外重要, 但是, 土壤中微塑料污染的研究目前较为缺失, 亟待科研工作者开展相关工作.
土壤中的微塑料主要来源于地膜使用、污泥和有机肥施用、污水灌溉和大气沉降等过程[7, 8]. Rillig[9]较早提出需关注土壤微塑料污染, 他指出微塑料累积会对土壤理化性质、土壤生态功能和作物生长产生影响.微塑料添加会影响土壤中可溶性有机质(DOM)含量, Liu等[10]的研究发现高浓度的聚丙烯微塑料添加显著增加了土壤DOM含量, 而低浓度的聚丙烯微塑料添加对土壤DOM影响不显著.微塑料具有很强的疏水性, 会改变土壤孔隙度和通气性, 同时它也是有机污染物和致病菌的载体, 影响土壤中生物的活性[11].有机碳矿化是在微生物参与下分解和利用土壤中的活性有机组分并释放出CO2的过程, 其矿化速率与DOM含量和微生物活性具有显著相关性[12].有研究发现添加微塑料处理的土壤容重、团聚体、持水能力和微生物活性与对照相比有显著差异[13], 而微塑料导致的土壤容重等性质的改变可能影响土壤其他方面, 从而影响土壤有机碳矿化速率及CO2释放.目前针对微塑料对土壤性质影响的研究较少, 更多特征及机制还不够明确.
秸秆覆盖是提高果园生产力有效措施之一.我国作为农业大国, 秸秆资源丰富, 据统计, 2016年我国秸秆产量约9.84亿t[14].有研究表明, 秸秆输入可使我国表层土壤有机碳含量增加0.81 g·kg-1[15].秸秆添加会增加土壤中的有机质, 为微生物生长繁殖提供丰富的基质和良好的环境, 促进有机碳的矿化[16].不少地区果园采用地膜覆盖技术来减少水土流失, 提高果园生产力[17, 18].农地膜等塑料制品的使用是土壤中微塑料的重要来源, 微塑料在土壤中累积会破坏良好生态环境, 降低土壤微生物群落多样性[19], 进而可能对果园土壤碳氮循环造成不利影响.因此, 对于秸秆输入后, 微塑料污染对果园土壤的影响亟待进一步研究.
基于此, 为研究微塑料和秸秆添加对土壤有机碳矿化的影响, 本文以橘园土壤为研究对象, 通过室内培养试验, 观测微塑料和秸秆添加后有机碳矿化特征, 分析有机碳矿化与土壤理化性质之间的关系, 以此探究土壤微塑料污染与土壤性质的相互作用机制.
1 材料与方法 1.1 试验材料土壤采自湖北省当阳市半月镇春光村的柑橘园(N 30°39′48″, E 111°48′24″), 该地区属于亚热带季风气候, 年均气温16.4℃, 年均降雨量为936~1 048 mm, 海拔高度78.93 m, 土壤类型为黄棕壤.采集0~20 cm土壤, 剔除有机残体和石头, 取部分鲜样-4℃保存测土壤理化性质, 其余风干过2 mm筛做培养试验.微塑料为聚丙烯(PP)粉末, 过0.15 mm筛, 密度0.90~0.91 g·cm-3, 去离子水冲洗3次烘干后备用.秸秆为小麦秸秆, 过1 mm筛.秸秆的总碳、总氮含量分别为412.10 g·kg-1和6.02 g·kg-1.土壤的基本性质如表 1.
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表 1 土壤的基本性质 Table 1 Basic properties of soils |
1.2 试验设计
本试验设置8个处理：空白对照(不添加微塑料和秸秆, CK); 添加低量微塑料(0.25%干土重, PP1); 添加中量微塑料(2%干土重, PP2); 添加高量微塑料(7%干土重, PP3); 添加秸秆(1%干土重, S); 低量微塑料和秸秆混施(0.25%微塑料与1%秸秆混施, PP1+S); 中量微塑料和秸秆混施(2%微塑料与1%秸秆混施, PP2+S); 高量微塑料和秸秆混施(7%微塑料与1%秸秆混施, PP3+S).微塑料添加梯度参照文献[13], 等于低于目前报道土壤环境中最高微塑料浓度7%[6].每个处理3个重复.在正式培养前将风干土调成质量分数18%的含水率, 在25℃恒温培养箱预培养一周, 以激活微生物.在预培养后, 将微塑料和秸秆按上述比例与土壤充分混合, 并调节含水率为21%.每个培养瓶装380 g土壤, 瓶口用带有小针孔的保鲜膜密封, 以便于气体交换, 将培养瓶放入25℃恒温培养箱培养35 d.每隔1 d用称重法补充水分, 以保持试验期间含水率稳定.
1.3 样品采集和测定方法有机碳矿化气体采集参照孙贇等[20]的方法.在培养的第1、2、3、4、6、7、8、10、12、15、18、21、23、28和35 d采集气体.采样前打开保鲜膜敞口20 min, 使得培养中气体与周围空气充分交换, 之后用带有两支玻璃管的橡胶塞密封瓶口, 其中一支管连接密封气球置于瓶内, 用来调节采样瓶内的气压, 另一支管连接导气管用来采集瓶内气体.用带有三通阀的注射器采集培养瓶上部空间气体, 作为初始气体浓度, 记录采样时间, 密闭静置培养1 h后, 反复推拉注射器以混匀瓶中气体, 然后立即抽气并移至预真空的集气瓶中, 再次记录采样时间.采集后的气体样品用改进的气相色谱仪(Agilent 7890A)分析.
在试验的第1、3、6、10、15、21、28和35 d采集土壤样品和分析.土壤可溶性有机碳(DOC)含量采用德国Elementer Vario TOC仪液体模块测定.土壤微生物量碳(MBC)采用氯仿熏蒸法测定.β-葡萄糖苷酶活性采用96微孔酶标板荧光分析法.
1.4 数据统计分析有机碳矿化速率[以CO2-C计]计算公式[20]如下：
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式中, F为有机碳矿化速率[mg·(kg·h)-1], ρ为标准状况下气体的密度; V为培养瓶顶空体积, L; m为土样干重, g; Δc/Δt为在一特定时间内的气体浓度变化速率; T为热力学温度; α为CO2换算到C(12/44)的转换因子.
有机碳矿化量计算公式如下：
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式中, M为有机碳矿化累积量(以CO2-C计, mg·kg-1), F为有机碳矿化速率[mg·(kg·h)-1], i为采样次数, t为采样天数, d.
采用Excel 2010对数据进行预处理, 利用SPSS 22进行单因素方差分析(One-way ANOVA)和Duncan多重比较检验法分析处理间的差异, 相关性热图是使用R包“corrplot”绘制, 显著性水平设置为0.05.用Origin 9.0进行绘图.
2 结果与分析 2.1 微塑料和秸秆添加对土壤有机碳矿化的影响秸秆和微塑料混施显著影响了土壤有机碳矿化, 而仅添加微塑料对有机碳矿化无显著影响(图 1).在整个培养期间, 添加秸秆各处理有机碳矿化速率均显著高于对照, 而仅添加微塑料处理与对照无明显差异.有机碳矿化速率均在培养前期处于较高水平, 后期降至较低水平并保持稳定.在第6 d有机碳矿化速率出现明显峰值, 仅添加微塑料的各处理峰值无明显差异, 而低量微塑料与秸秆混施处理(PP1+S)有机碳矿化速率峰值显著高于其他处理(P < 0.05), 为2.76 mg·(kg·h)-1, 中高量微塑料与秸秆混施处理(PP2+S和PP3+S)较单施秸秆处理(S)降低了有机碳矿化速率.
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图 1 不同处理下土壤有机碳矿化速率 Fig. 1 Mineralization rate of soil organic carbon under different treatments |
只添加微塑料对土壤有机碳累积矿化量影响不显著, 添加秸秆后各处理有机碳累积矿化量显著高于对照(图 2), 单施秸秆处理(S)有机碳累积矿化量是对照处理(CK)的6.93倍.与单施秸秆相比, 低量微塑料与秸秆混施处理(PP1+S)显著促进了有机碳矿化, 有机碳累积矿化量增加了8.20%, (P < 0.05), 而中、高量微塑料与秸秆混施处理(PP2+S和PP3+S)显著降低了有机碳累积矿化量(P < 0.05), 分别减少了5.60%和10.13%, 高量微塑料与秸秆混施土壤有机碳累积矿化量最低, 为832.40 mg·kg-1.从表 2也可以看出, 微塑料与秸秆的交互作用对土壤有机碳矿化影响显著(P < 0.001).
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图 2 不同处理下有机碳累积矿化量 Fig. 2 Cumulative mineralization of soil organic carbon under different treatments |
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表 2 微塑料、秸秆及两者相互作用对有机碳矿化影响1) Table 2 Impact of microplastics, straw and their interaction on soil organic carbon mineralization |
2.2 微塑料和秸秆对土壤DOC含量影响
在是否添加秸秆条件下, 土壤DOC含量变化趋势存在明显差异(图 3).未加秸秆的各处理土壤DOC含量呈先上升后下降的趋势, 添加秸秆后各处理土壤DOC含量呈先降低再升高后降低的趋势.从DOC平均含量来看, 添加高量微塑料处理(PP3和PP3+S)在有无秸秆添加条件下均显著降低了土壤DOC平均含量, 分别降低了5.53%和7.22%(表 3, P < 0.05), 低量和中量微塑料处理(PP1和PP2)在无秸秆添加条件下与对照(CK)无显著差异, 而添加秸秆后, 低量和中量微塑料处理(PP1+S和PP2+S)较单施秸秆处理(S)显著降低了土壤DOC平均含量, 分别降低了13.40%和7.65%(P < 0.05).
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图 3 土壤DOC含量动态变化 Fig. 3 Temporal variation of soil DOC contents |
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表 3 不同处理土壤DOC和MBC平均含量1)/mg·kg-1 Table 3 Mean DOC and MBC contents of soils under different treatments/mg·kg-1 |
2.3 微塑料和秸秆添加对土壤MBC含量的影响
在培养过程中土壤MBC含量呈现上下波动的趋势(图 4).添加秸秆各处理均显著增加了土壤MBC平均含量, 与未加秸秆处理(CK、PP1、PP2和PP3)相比, S、PP1+S、PP2+S和PP3+S处理MBC平均含量分别增加了37.34%、29.08%、56.73%和28.41%(表 3, P < 0.05).与对照相比, 添加低量微塑料处理MBC平均含量显著增加了21.21%, 而中量和高量微塑料处理与对照无显著差异(P>0.05).与单施秸秆相比, 低量微塑料与秸秆混施增加了土壤MBC平均含量, 而中量和高量微塑料和秸秆混施降低了土壤MBC平均含量, 但差异不显著(P>0.05).
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图 4 土壤MBC含量动态变化 Fig. 4 Temporal variation of soil MBC contents |
仅添加微塑料处理, β-葡萄糖苷酶活性在培养前期(第1和6 d)显著降低(P < 0.05), 尤其添加高量微塑料处理, 与对照相比显著降低了20.52%和43.93%, 培养后期添加高量微塑料降低了β-葡萄糖苷酶活性, 但影响不显著(图 5).秸秆对β-葡萄糖苷酶活性有显著促进作用, 添加秸秆的各处理β-葡萄糖苷酶活性均高于未加秸秆处理, S处理β-葡萄糖苷酶活性较CK处理在第1、6和35 d分别增加了38.12%、12.37%和45.17%.微塑料和秸秆混施在第6 d显著提高了β-葡萄糖苷酶活性, 尤其是低量微塑料与秸秆混施, 与单施秸秆相比β-葡萄糖苷酶活性显著增加了29.49%.由此可见, 微塑料抑制了土壤中的β-葡萄糖苷酶活性, 而微塑料与秸秆混施增强了β-葡萄糖苷酶活性.
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图 5 微塑料和秸秆对土壤β-葡萄糖苷酶活性的影响 Fig. 5 Effect of microplastics and straw on β-glucosidase activity in soil |
有机碳矿化速率(SOC-CO2)与土壤活性有机碳和β-葡萄糖苷酶(GLU)活性相关性如图 6所示, 从中可以看出, 有机碳矿化速率与DOC、MBC含量和β-葡萄糖苷酶活性呈显著正相关(P < 0.05).DOC和MBC含量均与β-葡萄糖苷酶活性呈显著正相关, 而DOC和MBC含量之间无显著相关性(P>0.05).
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正圆和椭圆的大小代表相关系数大小, 正圆越大相关性越强, 椭圆越接近正圆相关性越小, *代表不同因子间的相关性显著水平, P < 0.05, **代表不同因子间的相关性显著水平, P < 0.01 图 6 土壤有机碳矿化与DOC、MBC和β-葡萄糖苷酶间的相关性 Fig. 6 Correlation between soil organic carbon mineralization, DOC, MBC, and β-glucosidase in soil |
有机碳矿化是碳循环的重要组成部分, 受温度、水分、有机碳含量以及土壤营养状况等诸多因子影响[21, 22].本研究表明, 只添加微塑料对土壤有机碳矿化无显著影响, 而微塑料与秸秆混施显著影响了土壤有机碳矿化(图 1), 这表明了微塑料和秸秆对有机碳矿化有显著的交互作用.秸秆添加后显著增加了土壤DOC和MBC含量(表 3), 促进了土壤有机碳矿化, 这与何甜甜等[23]的研究结果相同, 秸秆添加增加了土壤活性有机碳, 为微生物提供了丰富的碳源, 促进了有机物的分解[24~26].有机碳矿化速率与DOC和MBC含量呈显著正相关(图 6), 这也说明DOC和MBC含量增加会促进有机碳矿化.不同水平的微塑料和秸秆混施对土壤有机碳矿化影响存在差异, 与单施秸秆相比, 低量微塑料与秸秆混施显著促进了有机碳矿化, 而高量微塑料与秸秆混施抑制了有机碳矿化(图 1). Zang等[27]的研究发现添加PVC微塑料会促进土壤CO2排放, 这可能是由于微塑料添加后影响了土壤孔隙度和通气性[28].以往的研究表明孔隙度、比表面积和团聚体结构与土壤微生物活性呈正相关[29, 30], 由于微塑料具有疏水性, 少量的微塑料添加会增加孔隙度, 但大量的微塑料积累会阻塞土壤孔隙.微塑料会促进土壤团聚体的形成, 尤其是有机碳颗粒, 使其免受微生物分解, 从而降低有机碳的矿化[31].有研究分析了聚丙烯纤维、聚酰胺珠、聚酯纤维和聚乙烯碎片这4种微塑料累积对土壤生物物理环境的影响[13], 发现这4种微塑料均降低了土壤容重, 改变了土壤结构, 从而进一步影响了土壤微生物生存的微环境, 降低了微生物活性.土壤微生物在碳氮循环过程中发挥重要作用, 塑料在土壤中残留会影响微生物群落组成, 不同粒径微塑料对土壤微生物群落的影响存在差异, 大的颗粒微塑料降低了微生物群落结构多样性, 小颗粒则相反[32~34].微塑料具有吸附有机污染物的特性, 其在土壤中累积会增强有机污染物的毒性, 降低土壤微生物活性[35, 36], 本研究中, 相比于单施秸秆, 高量微塑料与秸秆混施降低了MBC含量(图 4).
3.2 微塑料添加对β-葡萄糖苷酶活性影响β-葡萄糖苷酶可以催化纤维素降解, 将纤维素二糖水解为葡萄糖, 增加有机碳矿化基质, 在本研究中添加微塑料显著降低了β-葡萄糖苷酶的活性(图 5), 这与Qian等[37]的研究结果一致, 这可能由于微塑料污染物抑制了微生物分泌酶, 同时土壤有机物质的减少, 降低了微生物活性[38].添加秸秆为土壤输入碳源, 给微生物生长活动提供一定的能量, 加速微生物繁殖, 从而引起土壤中部分酶活性的提高[39], 这将有助于缓解微塑料污染对β-葡萄糖苷酶活性的抑制作用, 在本试验中得出与未添加秸秆相比, 微塑料与秸秆混施均显著提高了β-葡萄糖苷酶活性.
微塑料对土壤有机碳矿化的影响存在一定的差异, 这可能与微塑料种类、粒径、剂量和土壤性质有关.由于本研究的局限性, 未分析土壤中的微生物群落结构及相关基因等指标, 有关微塑料对土壤有机碳矿化影响的机制还不够明确.本试验是基于一种土壤类型(黄棕壤)的室内模拟培养, 研究得出微塑料对土壤有机碳矿化无显著影响, 而对土壤β-葡萄糖苷酶活性有抑制作用, 由于微塑料对土壤碳氮循环的影响受土壤容重、土壤质地和土壤持水能力等影响, 本研究结果是否适用于其他类型土壤, 还需要大量的研究验证.此外, 由于不同微塑料自身特性差异较大, 本研究只选用一种常见微塑料类型, 尽管如此, 本研究的分析结果也可为微塑料污染与土壤碳循环相互作用机制提供参考依据.
4 结论(1) 不同水平微塑料和秸秆混施对土壤有机碳矿化影响差异显著.低量微塑料与秸秆添加促进了有机碳矿化, 而高量微塑料添加抑制了有机碳矿化.
(2) 添加秸秆提高了柑橘园土壤中DOC和MBC含量, 促进土壤有机碳矿化.
(3) 添加微塑料显著降低了土壤β-葡萄糖苷酶的活性, 另一方面, 秸秆添加又缓解了微塑料污染对β-葡萄糖苷酶活性的抑制作用.
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