2023, Vol. 44
2. 贵州师范大学地理与环境科学学院, 贵阳 550001
2. School of Geography and Environmental Science, Guizhou Normal University, Guiyang 550001, China
塑料是一种高分子聚合物, 一般可以从化石燃料副产品中提取获得[1], 具有化学稳定性高、可塑性强、便宜且耐用的良好特征, 因此, 塑料广泛应用于医疗、餐饮服务行业、农业、工业和日常生活等各个方面[2].有研究显示, 2005~2019年, 全球塑料年产量增加了1.18亿t[3], 预计至2050年, 将生产约7.3亿t塑料制品[4]. 2021年我国塑料制品行业汇总统计企业累计完成产量80 039.8 kt[5].塑料进入环境中后受到风力作用和光照作用以及人为作用而裂解、破碎和磨损, 变成细小的碎片、纤维、颗粒和薄膜等不同形态特征的塑料.这些粒径﹤5 mm且形态各异的塑料被称为“微塑料”[6].
微塑料(microplastic, MPs)作为新型环境污染物[7], 日益转变为地表系统生态环境威胁之一, 广泛赋存于水体[8]、大气[9]和土壤环境[10, 11]当中.有研究显示与海洋环境相比[12], 陆地土壤环境既是微塑料的“源”也是微塑料的“汇”.据研究估计, 欧洲和北美每年有6.3~43万t和4.4~30万t的微塑料被释放到农田自然环境当中[13].Chen等[14]报道在我国武汉郊区菜地的微塑料丰度范围为320~12 560 ind·kg-1, 其中粒径小于0.2 mm的微塑料占70%.在上海城郊蔬菜大棚土壤中, 表层土壤(0~3 cm)和较深层土壤(3~6 cm)中的微塑料丰度分别是(78.00±12.91)ind·kg-1和(62.50±12.97)ind·kg-1[15].土壤环境中微塑料来源较为广泛, 农业用膜、污废水灌溉及底泥的施用、大气沉降和垃圾填埋场渗滤液渗流等是土壤环境中微塑料富集的重要来源[16, 17].由于塑料自身结构和特性, 导致微塑料在自然生态环境中难以降解, 并且由于其高疏水性和高比表面积, 周围环境污染物和病原体容易附着在其表面, 甚至还可能通过食物链传递[18], 对自然生态环境系统构成威胁[19], 带来的环境污染与毒害问题不容小觑[20].因此, 微塑料对土壤生态系统环境的影响还需要深入地研究.
通过各种途径迁移转化进入土壤的微塑料以及微塑料的累积效应对土壤环境生态系统产生了直接或间接的影响[21].有研究表明, 迁移转化到土壤环境中的微塑料可能会影响土壤理化性质[6], 植物生长性状[22, 23], 土壤微生物群落结构、多样性[24]和土壤酶活性[25].Yan等[26]研究发现在红壤当中添加的高量和低量微塑料都显著增加了土壤中的有效磷的含量, 但同时导致水稻土当中有效磷含量的降低.聚乙烯微塑料的添加降低了土壤的pH值, 但同时升高了土壤的电导率, 而在土壤中添加聚苯乙烯微塑料的则没有如此显著影响[27, 28].微塑料不仅对土壤物理性质产生影响, 同时还影响土壤化学性质以及微生物群落结构和多样性[29, 30].Rillig等[31]研究显示, 微塑料在土壤生态环境系统中对土壤微生物的活动、植物的生长以及凋落物的分解产生影响, 从而影响碳在土壤生态环境系统中的循环.因此, 存在土壤生态环境系统中的微塑料会影响土壤理化性质、植物生长、土壤微生物群落结构和多样性.表明微塑料会直接或间接地影响土壤环境生态系统.
生物炭具有高抗分解性、高比表面积和高碳氮比, 常被作为改善土壤质量的土壤改良剂.生物炭因其特殊的孔隙结构具有良好的土壤养分保持能力[32, 33], 同时生物炭对改善酸性土壤pH值, 提高作物产量起着良好的促进作用[34].生物炭显著增加微生物分类和功能多样性、微生物活动的总体变化[35].研究微塑料污染土壤理化性质和微生物特性的影响, 有助于更好地了解土壤生态环境系统的整体变化.Palansooriya等[36]研究表明在两种水分条件下, 不同类型生物炭对低密度聚乙烯(LDPE)微塑料污染微生物特性和土壤pH、电导率(EC)、有效磷和总可交换阳离子(TEC)产生了不同影响.但是, 关于生物炭作为微塑料污染土壤改良剂提高微塑料污染土壤质量的研究, 以及生物炭对不同浓度MPs污染石灰性土壤理化性质和微生物特征的变化的研究相对较少.
在本研究中, 通过微观土壤培养实验, 分析了生物炭的施用对不同浓度MPs污染土壤的影响, 目的是探讨生物炭对不同浓度MPs污染石灰性土壤理化性质和微生物特征的影响及其机制, 以评估生物炭作为微塑料污染土壤改良剂提升土壤质量的潜力以及为后续微塑料污染土壤修复提供参考.本研究假设生物炭的施用可以改善不同浓度MPs污染石灰性土壤质量, 增加微塑料污染土壤细菌群落多样性和丰富度, 增强微塑料污染土壤稳定性.
1 材料与方法 1.1 实验材料土壤(根据土壤调查, 土壤为砂质石灰土)采自贵州省贵阳市贵州师范大学校内相宝山(26°35′30″N, 106°43′09″E), 采集未丢弃塑料垃圾的0~20 cm清洁土壤, 剔除有机残体和石头, 取约10 g新鲜土样装入无菌袋中, 放入含生物冰袋的泡沫箱, 用于16S rRNA高通量测序.其余土壤充分混合, 自然风干后过2 mm筛做培养实验, 土壤的基本性质如表 1.根据农田土壤微塑料污染现状[13, 15], 供试微塑料选用聚丙烯(polypropylene, PP)粉末(粒径：1 mm, 密度0.90 g·cm-3), 购自广东东莞明誉兴塑胶原料有限公司, 过1 mm筛, 去离子水冲洗3次烘干后使用.供试生物炭购于河南立泽环保科技有限公司, 生物炭样品由玉米秸秆在500℃缺氧条件下缓慢热解2~3 h而成.生物炭(粒径：1 mm), 过1 mm筛, 以供进一步使用.生物炭基本性质如下：pH为7.29, ω[总碳(TC)]为55.31 g·kg-1, ω[总氮(TN)]为1.35 g·kg-1, ω[全磷(TP)]为0.243 g·kg-1.
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表 1 供试土壤基本性质 Table 1 Basic properties of the tested soil |
1.2 实验设计
本实验在贵州师范大学贵州省山地环境重点实验室恒温培养箱中进行, 设置6个处理：添加低量微塑料[0.2%, 质量分数, 下同, M1]、添加高量微塑料(1%, M2)、添加生物炭(0.5%, C)、低量微塑料和生物炭混施(0.2%的微塑料和0.5%的生物炭混施, M1C)和高量微塑料和生物炭混施(1%的微塑料和0.5%的生物炭混施, M2C)以及对照处理(不添加生物炭和微塑料, CK).根据土壤生态环境系统中微塑料的污染现状[24], 考虑到未来微塑料的累积效应, 设置高低两种微塑料浓度(0.2%和1%).对于生物炭处理, 生物炭处理浓度设置为(0.5%).每个处理重复3次, 共计18盆.在正式培养前将风干土质量含水率调至18%[37], 然后在恒温培养箱[(24±1)℃]预培养一周, 以激活微生物.每种处理供试土壤0.5 kg(干重), 按上述比例先将微塑料和生物碳添加到100 g供试土壤中充分搅拌混合均匀, 然后再将这混合均匀的100 g土壤添加到剩下的400 g供试土壤中充分搅拌混合均匀.最后装入底部直径7 cm, 顶部直径9 cm, 高12 cm的盆栽罐(搅拌在大玻璃烧杯当中进行).将玻璃培养罐放置于培养箱内[(24±1)℃]培养21 d.玻璃罐顶部用带有小针孔的锡箔纸覆盖以便于气体交换, 定期进行培养观测.
1.3 样品采集与测定方法在培养的第0、7、14和21 d分别采集土样.每个处理每次采完土样后充分搅拌混匀.每次采集土壤60~65 g, 采集的土壤样品分为两部分, 其中一部分鲜土30~35 g存放于-20℃冰箱备用, 用于土壤微生物特征及NH4+-N和NO3--N等的测定; 剩下土壤自然风干后过筛, 用于土壤pH、SOM、Olsen-P和TP等测定.土壤pH、NH4+-N、NO3--N、TP、SOM和Olsen-P的测定方法参考文献[38].
1.4 DNA提取与扩增子测序根据Power Soil DNA分离试剂盒(MoBio, San Diego, USA)的使用说明, 称取0.5 g土壤进行DNA提取, 使用NanoDrop Spectrophotometer(ThermoScientific, Wilmington, USA)对提取的DNA进行浓度和纯度测定[39].在天津诺禾致源生物信息科技有限公司, 通过正向引物515F(5′-GTGCCAGC MGCCGCGGTAA-3′)和反向引物907R (5′-CCGT CAATTCCTTTGAGTTT-3′)对细菌16S rRNA基因V4-V5区域进行PCR扩增, 高通量测序.对原始DNA序列的质量优化在QIIME (V1.9.1)(quantitative insights into microbial ecology)程序上进行, 使用usearch(version 11)的fastq_mergepairs、fastq_ filter、fastx_uniques、unoise3插件对双端序列进行合并、过滤、去冗余和降噪, 得到ASVs的代表序列, otutab函数统计ASVs丰度表.基于Silva138.1数据库和Kraken2软件进行物种注释.本文测序数据已经上传到美国国家生物技术信息中心(National Center for Biotechnology Information, NCBI)公共数据库, 登录号为PRJNA847450.细菌群落的丰富度指数和多样性指数(Shannon、Simpson)使用R4.1.2软件的“vegan”程序包进行计算.
1.5 数据统计与分析使用IBM SPSS Statistics 22.0进行不同处理之间的多重比较, 采用单因素方差分析(One-way ANOVA)中的Duncan多重比较检验法, 以0.05水平统计差异的显著性.用Origin 22.0进行绘图, Adobe illustrator 2022进行图片排版.使用R语言4.1.2基于Bray-Curits变异系数进行主坐标分析(PCoA), 通过ANOSIM分析比较不同处理间微生物群落的差异.采用R4.1.2软件的“vegan”程序包进行微生物群落结构与土壤理化性质相关性分析及绘图.
2 结果与分析 2.1 生物炭对微塑料污染土壤理化性质的影响生物炭和微塑料混合影响了土壤pH值(图 1).总体上, pH值在培养前期第0、7和14 d表现出呈升高的趋势, 后期保持稳定[图 1(a)].方差分析表明, 各处理土壤pH值未达到显著差异水平.在第0 d和第7 d M2处理pH值都低于M2C处理, 其中在第0 d M1C处理pH值高于M1处理pH值.生物炭对微塑料污染土壤NH4+-N含量变化产生了影响.不加生物炭的各处理在整个培养期间NH4+-N含量平均值都均未观察到统计学显著差异(P＞0.05).在第7 d和第14 d加生物炭各处理(C、M1C和M2C)NH4+-N含量平均值与不加生物炭各处理(CK、M1和M2)相比较有增加趋势.第0~21 d NH4+-N含量平均值最大值出现在第7 d的M1C处理(17.55 mg·kg-1)与M2C处理(21.38 mg·kg-1), 且显著高于其它处理[图 1(b)].其中在第7 d M1C和M2C处理NH4+-N含量平均值与M1和M2处理NH4+-N含量平均值相比较分别增加了38.30%和37.88%.
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不同小写字母表示不同处理间的差异显著水平(P < 0.05) 图 1 生物炭对微塑料污染对土壤理化性质的影响 Fig. 1 Effects of biochar on physicochemical properties of MPs-contaminated soil |
图 1(c)显示添加生物炭的各处理NO3--N含量平均值呈先下降后上升然后再下降的趋势, 在第0 d M1C处理NO3--N含量平均值显著高于CK、C、M1、M2和M2C处理, 为20.54 mg·kg-1.其中在第0 d和第14 d M1C处理NO3--N含量平均值与M2C处理NO3--N含量平均值相比较分别增加了47.98%和72.78%.生物炭的添加提高了微塑料污染土壤的TP含量平均值[图 1(d)].与仅添加微塑料各处理(M1和M2)相比较, 添加生物炭各处理(C、M1C和M2C)的TP含量平均值较高, 其中C处理显著高于CK、M1、M2、M1C和M2C处理ω(TP)平均值, 为0.74 g·kg-1. M1C和M2C处理与M1和M2处理的TP含量平均值相比较分别增加了12.5%和6.45%.图 1(e)显示第0~21 d Olsen-P含量平均值呈下降趋势, CK处理未观察到统计学显著差异(P＞0.05), 其中M1和M2处理Olsen-P含量平均值分别下降了69.88%和77.08%, M1C和M2C处理分别下降了54.81%和60.20%.表明生物炭的添加能有效减缓微塑料污染土壤Olsen-P的降低.
2.2 生物炭对微塑料污染土壤细菌群落的影响 2.2.1 生物炭对微塑料污染土壤细菌多样性的影响微塑料和生物炭混施显著影响了土壤细菌α多样性指数(Shannon指数和丰富度).图 2显示了与不加生物炭各处理(CK、M1、M2)土壤细菌丰富度和Shannon指数相比较, 添加生物炭各处理(M1C、M2C、C)的土壤细菌丰富度和Shannon指数较高.
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(a)和(c)为第7 d, (b)和(d)为第21 d; Shannon指数越大, 表示微生物群落多样性越高; 丰富度指数越大, 表示菌群丰富度越高; 不同小写字母表示不同处理间的差异显著水平(P < 0.05) 图 2 生物炭对微塑料土壤细菌多样性和丰富度的影响 Fig. 2 Effects of biochar on bacterial diversity and richness in MPs-contaminated soil |
在本实验中, 第7 d M1处理土壤细菌Shannon指数和丰富度显著低于CK、C、M2、M1C和M2C处理, 第21 d各处理间无显著差异(图 2).在整个培养期间, M1C处理土壤细菌Shannon指数和丰富度与M1处理Shannon指数和丰富度相比较显著增加.其中在第7 d和在第21 d M1C处理土壤细菌Shannon指数相对于M1处理分别增加了255.78%和4.53%, M2C处理和M2处理相比较分别增加了9.35%和9.71%[图 2(a)和2(b)], M1处理土壤细菌丰富度和M1C处理土壤细菌丰富度相比较分别降低了42.03%和1.27%[图 2(c)和2(d)].
2.2.2 生物炭对微塑料污染土壤细菌群落多样性主坐标分析对不同处理土壤微生物群落结构进行主坐标分析(PCoA).结果表明, 在第7 d细菌β多样性中[图 3(a)], PCoA 1轴和PCoA 2轴的贡献率分别为67.79%和9.12%, 占18个变量总方差的76.91%.生物炭和微塑料混施处理(M1C和M2C)土壤和仅添加微塑料处理(M1和M2)土壤分组, 说明生物炭的施用对微塑料污染土壤的细菌群落结构产生了影响(ANOSIM, R=0.433, P=0.001).
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图 3 生物炭对微塑料污染土壤细菌群落多样性主坐标分析 Fig. 3 Principal coordinate analysis of biochar on MPs-contaminated soil microbial community diversity |
在第21 d细菌β多样性中[图 3(b)], PCoA 1轴和PCoA 2轴的贡献率分别为27.80%和11.39%, 占18个变量总方差的39.19%.生物炭和微塑料混施处理(M1C和M2C)土壤和仅添加微塑料处理(M1和M2)土壤分组, 说明生物炭的施用对微塑料污染土壤的细菌群落结构产生了影响(ANOSIM, R=0.411, P=0.002).
2.2.3 生物炭对微塑料污染土壤细菌群落组成的影响生物炭对微塑料污染土壤细菌群落组成的影响与生物炭的施用有关(图 4).在所有处理中, 第7 d和第21 d土壤细菌群落组成相似, 都是以变形菌门(Proteobacteria)、酸杆菌门(Acidobacteriota)和放线菌门(Actinobacteriota)为主.与第7 d相比较第21 d各处理土壤中变形菌门(Proteobacteria)和厚壁菌门(Firmicutes)的相对丰度显著降低, 酸杆菌门(Acidobacteriota)、放线菌门(Actinobacteriota)、拟杆菌门(Bacteroidota)、绿弯菌门(Chloroflexi)和粘菌门(Myxococcota)的相对丰度增加.生物炭的添加增加了微塑料污染土壤溶杆菌属(Lysobacter)的相对丰度(图 5), 其中在第21 d M1C处理土壤溶杆菌属(Lysobacter)的相对丰度显著高于M1处理土壤溶杆菌属(Lysobacter)的相对丰度.
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图 4 不同处理土壤细菌门水平相对丰度 Fig. 4 Relative abundance of phyla under different soil treatments |
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a1. γ-Proteobacteria, a2. Vicinamibacterales, a3. Vicinamibacteraceae, a4. SC-I-84, a5. Lysobacter, a6. Rokubacteriales, a7. Gaiellales, a8. Comamonadaceae, a9. RB41; b1. γ-Proteobacteria, b2. Vicinamibacterales, b3. Vicinamibacteraceae, b4. SC-I-84, b5. Lysobacter, b6. Rokubacteriales, b7. Gaiellales, b8. Xanthobacteraceae, b9. Comamonadaceae; 不同小写字母表示不同处理间的差异显著水平(P < 0.05) 图 5 不同处理土壤细菌属水平相对丰度 Fig. 5 Relative abundance of genera under different soil treatments |
图 4(a)显示了第7 d各处理中相对丰度排名前10的细菌门, 占所有细菌相对丰度的94.72%~98.96%, 其余细菌门被归类为“其他分类(others)”, 其中变形菌门(Proteobacteria, 59.80%~91.63%)是所有处理的优势菌, 其次是酸杆菌门(Acidobacteriota, 2.91%~11.64%)、放线菌门(Actinobacteriota, 1.90%~8.87%)、厚壁菌门(Firmicutes, 0.23%~4.64%)和绿弯菌门(Chloroflexi, 0.46%~2.11%).在第7 d M1处理土壤酸杆菌门、放线菌门和厚壁菌门的相对丰度(2.91%、1.90%和0.24%)均低于M1C处理土壤(11.64%、8.87%和4.64%), M2C处理土壤酸杆菌门和放线菌门的相对丰度(9.76%和7.68%)均高于M2处理土壤酸杆菌门和放线菌门的相对丰度(9.35%和6.33%).
图 4(b)显示了第21 d各处理中相对丰度排名前10的细菌门, 占所有细菌相对丰度的90.93%~94.75%, 其余细菌门被归类为“其他分类(others)”, 其中变形菌门(Proteobacteria, 37.87%~52.39%)和酸杆菌门(Acidobacteriota, 17.47%~24.55%)是所有处理的优势菌, 其次是放线菌门(Actinobacteriota, 8.79%~11.88%)、拟杆菌门(Bacteroidota, 3.79%~5.09%)和绿弯菌门(Chloroflexi, 2.12%~3.53%).在第21 d M1C处理土壤中酸杆菌门、拟杆菌门和粘菌门的相对丰度(24.55%、5.09%和3.05%)均高于M1处理土壤(21.13%、4.61%和2.67%), M2处理土壤酸杆菌门和放线菌门的相对丰度(17.47%和8.79%)均低于M2C处理土壤酸杆菌门和放线菌门的相对丰度(19.89%和11.88%).
2.3 影响微塑料污染土壤细菌群落的主要环境因子以土壤细菌的Shannon指数、丰富度和群落结构(主成分分析一轴)与土壤理化性质进行相关性分析(图 6).本研究表明, 第7 d土壤细菌Shannon指数和pH值显著相关, 与NH4+-N、NO3--N、TP和Olsen-P无显著相关关系[图 6(a)].第21 d土壤细菌群落结构和丰富度与TP显著相关, 与pH值、NH4+-N、NO3--N和Olsen-P无显著相关关系[图 6(b)].表明生物炭的施用对微塑料污染土壤细菌群落的影响, 其重点是通过改变微塑料污染土壤pH值和磷含量来表征的.
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A.土壤细菌群落结构, B.细菌丰富度, C.Shannon指数, 1. pH值, 2. NH4+-N, 3. NO3--N, 4. TP, 5. Olsen-P 图 6 微塑料污染土壤细菌群落与土壤理化性质的相关性分析 Fig. 6 Correlation analysis of MPs-contaminated soil microbial community and soil physicochemical properties |
在培养实验结束时与土壤背景值(pH=7.51)相比较, 微塑料的添加(M1和M2处理)使土壤pH值发生明显的变化, 研究显示添加微塑料(M1和M2处理)土壤pH值低于生物炭和微塑料混施(M1C和M2C处理)土壤pH值[图 1(a)].生物炭的添加在一定程度上能够提高微塑料污染土壤的pH值, 这与Palansooriya等[36]研究发现无论土壤水分状况如何, 两种生物炭都会增加微塑料污染土壤pH值的研究结果相同.一般来说, 在较高温度下产生的生物炭灰分和碱盐含量较高; 因此, 在土壤中施用生物炭会提高土壤pH值[40].生物炭的碱性pH值影响土壤养分的生物有效性并提高植物生产力[41].以上结果表明, 生物炭可以作为微塑料污染土壤改良剂, 改善微塑料污染土壤质量.
本研究发现, 微塑料的添加(M1和M2处理)降低了土壤NO3--N含量平均值, 生物炭的施用对不同浓度微塑料污染土壤NH4+-N和NO3--N含量变化产生了影响.在整个培养期间生物炭和低量微塑料混施(M1C处理)土壤NO3--N含量平均值高于仅添加微塑料(M1和M2处理)土壤NO3--N含量平均值[图 1(c)], 这与先前研究发现微塑料浓度与NH4+-N含量有显著正相关性, 而与NO3--N有显著负相关性结论有差异[22].这可能是由于生物炭能促进土壤氮素矿化作用和硝化作用, NH4+-N作为矿化作用产物, 同时也是硝化作用的底物, 氮含量的动态变化是多种作用累加的结果[42].生物炭独特的表面特性使其对土壤水溶液中的NO3--N有着较强的吸附作用, 因此, 通过减少土壤水溶液中的NO3--N溶解迁移, 从而减缓土壤环境中NO3--N含量的降低[43].以上结果表明, 生物炭能够有效减缓微塑料污染土壤NO3--N损失和同时增加NH4+-N含量, 其中对低量微塑料污染土壤的作用更加明显, 其原因可能是生物炭对无机氮吸持作用强于低量微塑料的吸持作用[44], 以及生物炭自身携带的氮营养元素的释放促进作用.以上结果表明, 生物炭的施用对有效减缓微塑料污染土壤NO3--N损失和增加NH4+-N含量有着巨大潜力.
仅添加微塑料(M1和M2处理)降低了土壤TP含量平均值, 导致土壤磷素养分的流失[图 1(d)], 这与杨雪芹等[45]研究发现土壤磷含量可能与塑料对磷的物理吸附作用有关, 高分子聚合物对土壤磷有着物理吸附作用, 从而导致土壤对磷的吸附作用减弱的结论一致.生物炭的添加提高了微塑料污染土壤的TP含量平均值[图 1(d)], 这一方面生物炭本身也含有大量高效的磷素养分可以直接提高土壤磷素有效性[46], 同时土壤pH的提高也可以促进土壤中固定磷的释放[47].CK处理Olsen-P含量平均值无显著变化, 微塑料的添加降低了Olsen-P含量平均值, 使得土壤Olsen-P素养分的损失[图 1(e)].Yan等[26]研究发现添加0.1%和1%的聚氯乙烯微塑料都显著降低了土壤Olsen-P的含量, 可能是由于微塑料对土壤磷的吸附和解吸过程中造成磷的损失[45], 而进一步导致Olsen-P的损失.施用生物炭明显增加了土壤pH值, 影响了土壤阳离子(如Fe3+、Al3+、Ca2+和Mg2+)的活性, 并调节了磷的溶解度[48].本研究发现M1C和M2C处理Olsen-P含量平均值下降量明显低于M1和M2处理, 表明生物炭的添加能有效减缓微塑料污染土壤Olsen-P的降低, 这可能是由于生物炭对磷素养分的吸持作用, 生物炭产生的正电荷, 可以吸持SOM不吸持的磷素养分[49].
3.2 生物炭对微塑料污染土壤细菌群落的影响微生物在土壤生态环境系统中有着最活跃的生物因子之称, 对整个土壤生态环境系统的物质循环和能量流动有着重要的促进作用[29].微生物是土壤生态环境系统中生物地球化学循环顺利进行的重要推动者, 然而微塑料的介导会对土壤微生物群落产生影响, 而改变生物地球化学循环, 进一步影响整个土壤生态环境系统的功能和服务[36].有研究发现, 微生物活性的增强, 能够推动土壤C、N和P等土壤养分元素的释放, 促进土壤生态系统的物质循环和能量流动[50].在土壤生态环境系统中的微塑料会改变土壤结构, 影响土壤理化性质和土壤微生物活性.进一步的研究发现, 微塑料通过抑制微生物的生长和繁殖, 破坏土壤生物多样性, 对土壤微生物群落构成威胁[51], 最终影响土壤生态环境系统的整体稳定性.
通常, 微生物群落多样性和丰富度指数越高, 群落结构越复杂, 稳定性越好[52].本研究发现添加生物炭各处理(M1C、M2C和C)的土壤细菌丰富度和Shannon指数高于不加生物炭各处理(CK、M1和M2, 图 2).微塑料降低了土壤环境微生物群落多样性[24], 而生物炭的添加具有积极影响, 提高土壤微生物丰富度或降低土壤微生物的损失[41].生物炭灰分中含有较高碱盐[36], 本研究发现生物炭的施用是微塑料污染土壤的pH值变化的重要原因.Rousk等[53]研究显示pH值的改变会对土壤细菌丰富度和多样性造成影响, 其中pH值在4.5~8之间, 土壤细菌多样性和丰富度会随pH值的增加而增加.因此, 生物炭的施用是通过改变微塑料污染土壤pH值, 从而间接影响微塑料污染土壤细菌群落.表明生物炭的添加可以提高微塑料污染土壤细菌群落多样性和丰富度, 增强微塑料污染土壤的稳定性, 生物炭在改善微塑料污染土壤方面有着巨大潜力.
进入土壤生态环境系统的微塑料通过影响土壤理化性质[54], 改变土壤微生物的生存环境, 从而加剧土壤微生物群落结构的分化演替差异[55].微塑料的添加对土壤细菌群落组成造成影响, 这与Ren等[56]通过30 d微宇宙培养实验报道聚乙烯微塑料的添加使得土壤中的放线菌取代变形菌而成为土壤中优势微生物的研究结果一致.Wang等[28]研究表明微塑料对土壤微生物群落的影响, 时间越久影响越明显, 由于微塑料在一定程度上会稀释土壤SOM, 土壤SOM含量的减少, 会加剧土壤微生物物种间对底物的竞争, 改变其生态位, 从而加剧了土壤微生物群落结构的分化演替差异, 同时还打乱了土壤微生物群落组成.本研究中生物炭的施用对微塑料污染土壤细菌群落组成的影响有关(图 4).土壤细菌群落组成是以变形菌门(Proteobacteria)、酸杆菌门(Acidobacteriota)、放线菌门(Actinobacteriota)、厚壁菌门(Firmicutes)和拟杆菌门(Bacteroidota)为主, 这与Palansooriya等[36]研究发现厚壁菌门、变形菌门和放线菌门等是土壤细菌群落组成的优势菌的结果一致.Zhang等[52]利用扫描电子显微镜(SEM)和高通量测序技术对采集自中国新疆棉田的微塑料进行了分析, 发现变形菌门和放线菌门可降解农田地膜, 称两种菌门为塑料相关细菌, 他还发现酸杆菌存活在超过30 a塑料污染土壤中, 拟杆菌门也是一门微塑料污染耐受菌门.变形菌门中的溶杆菌属对多种植物病原真菌和革兰氏阳性细菌有显著的拮抗作用[57].厚壁菌有很好的环境适应能力, 能在恶劣的自然生态环境中存活[58], 变形菌门是细菌中最大的一门, 该菌门的存活能力极强, 对生存条件要求低[59].生物炭的施用改变了微塑料污染土壤细菌群落组成(图 4).本研究结果清楚地表明, 生物炭的施用能够增加微塑料污染土壤厚壁菌门、放线菌门、酸杆菌门、变形菌门和拟杆菌门等微塑料污染耐受菌门相对丰度, 改变微塑料污染土壤细菌群落, 减缓微塑料对土壤细菌群落结构的威胁和分化演替差异.本研究发现生物炭的添加增加了微塑料污染土壤溶杆菌属(Lysobacter)的相对丰度(图 5), 溶杆菌属能够提高微塑料污染土壤对植物病原真菌和革兰氏阳性细菌的拮抗作用, 抑制病原菌的生长和入侵, 减少微塑料污染土壤的发病率, 增强微塑料污染土壤稳定性.表明生物炭的施用能够减缓微塑料对土壤细菌群落结构的威胁、分化演替差异和微塑料污染土壤的发病率, 提高微塑料污染土壤稳定性.
4 结论(1) 生物炭对低量微塑料污染土壤理化性质和细菌群落有显著的影响.生物炭的施用提高了微塑料污染土壤pH值, 增加微塑料污染土壤酸杆菌门、放线菌门和拟杆菌门等微塑料耐受菌门相对丰度, 还增加了溶杆菌属的相对丰度, 减缓了微塑料对土壤细菌群落结构的威胁, 降低了微塑料对土壤的污染.
(2) 微塑料污染土壤细菌群落结构和组成的变化与土壤pH和TP显著相关, 生物炭的施用对微塑料污染土壤的影响机制, 应重点关注土壤pH值和磷含量的变化.
(3) 本研究结果有助于深入了解生物炭施用对微塑料污染土壤理化性质和微生物特性的变化, 为微塑料污染土壤防治提供一定的科学参考依据, 也有助于更好地了解土壤生态环境系统的整体变化.
| [1] |
张佳佳, 陈延华, 王学霞, 等. 土壤环境中微塑料的研究进展[J]. 中国生态农业学报(中英文), 2021, 29(6): 937-952. Zhang J J, Chen Y H, Wang X X, et al. A review of microplastics in the soil environment[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2021, 29(6): 937-952. |
| [2] | Jambeck J R, Geyer R, Wilcox C, et al. Plastic waste inputs from land into the ocean[J]. Science, 2015, 347(6223): 768-771. DOI:10.1126/science.1260352 |
| [3] | Huang Y, Liu Q, Jia W Q, et al. Agricultural plastic mulching as a source of microplastics in the terrestrial environment[J]. Environmental Pollution, 2020, 260. DOI:10.1016/j.envpol.2020.114096 |
| [4] | Mal L, Sun X F, Xia L L, et al. Global riverine plastic outflows[J]. Environmental Science & Technology, 2020, 54(16): 10049-10056. |
| [5] |
马占峰, 牛国强, 芦珊. 中国塑料加工业(2021)[J]. 中国塑料, 2022, 36(6): 142-148. Ma Z F, Niu G Q, Lu S. China plastics industry (2021)[J]. China Plastics, 2022, 36(6): 142-148. |
| [6] |
张浩, 孙洁, 杨慧颖, 等. 高密度聚乙烯微塑料胁迫对棉花生长、枯萎病发生和根际细菌群落的影响[J]. 环境科学, 2023, 44(5): 2955-2964. Zhang H, Sun J, Yang H Y, et al. Effects of microplastics high-density polyethylene on cotton growth, occurrence of fusarium wilt and rhizosphere soil bacterial community[J]. Environmental Science, 2023, 44(5): 2955-2964. |
| [7] |
熊飞, 黄庆辰, 何玉虹, 等. 微塑料污染现状及其毒性效应和机制研究进展[J]. 生态毒理学报, 2021, 16(5): 211-220. Xiong F, Huang Q C, He Y H, et al. Research progress on current status of microplastics pollution and its toxic effects and mechanisms[J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2021, 16(5): 211-220. |
| [8] | Alimi O S, Farner Budarz J, Hernandez L M, et al. Microplastics and nanoplastics in aquatic environments: aggregation, deposition, and enhanced contaminant transport[J]. Environmental Science & Technology, 2018, 52(4): 1704-1724. |
| [9] |
涂晨, 田媛, 刘颖, 等. 大连海岸带夏、秋季大气沉降(微)塑料的赋存特征及其表面生物膜特性[J]. 环境科学, 2022, 43(4): 1821-1828. Tu C, Tian Y, Liu Y, et al. Occurrence of atmospheric (Micro)plastics and the characteristics of the plastic associated biofilms in the coastal zone of Dalian in summer and autumn[J]. Environmental Science, 2022, 43(4): 1821-1828. |
| [10] |
冯三三, 卢宏玮, 姚天次, 等. 青藏高原典型区微塑料分布特征及来源分析[J]. 地理学报, 2021, 76(9): 2130-2141. Feng S S, Lu H W, Yao T C, et al. Distribution and source analysis of microplastics in typical areas of Qinghai-Tibet Plateau[J]. Acta Geographica Sinica, 2021, 76(9): 2130-2141. |
| [11] |
朱宇恩, 文瀚萱, 李唐慧娴, 等. 汾河沿岸农田土壤微塑料分布特征及成因解析[J]. 环境科学, 2021, 42(8): 3894-3903. Zhu Y E, Weng H X, Li T H X, et al. Distribution and sources of microplastics in farmland soil along the Fenhe River[J]. Environmental Science, 2021, 42(8): 3894-3903. |
| [12] | Bergmann M, Wirzberger V, Krumpen T, et al. High quantities of microplastic in arctic deep-sea sediments from the hausgarten observatory[J]. Environmental Science & Technology, 2017, 51(19): 11000-11010. |
| [13] | Nizzetto L, Futter M, Langaas S. Are agricultural soils dumps for microplastics of urban origin?[J]. Environmental Science & Technology, 2016, 50(20): 10777-10779. |
| [14] | Chen Y L, Leng Y F, Liu X N, et al. Microplastic pollution in vegetable farmlands of suburb Wuhan, central China[J]. Environmental Pollution, 2020, 257. DOI:10.1016/j.envpol.2019.113449 |
| [15] | Liu M T, Lu S B, Song Y, et al. Microplastic and mesoplastic pollution in farmland soils in suburbs of Shanghai, China[J]. Environmental Pollution, 2018, 242: 855-862. DOI:10.1016/j.envpol.2018.07.051 |
| [16] |
薄录吉, 李冰, 张凯, 等. 农田土壤微塑料分布、来源和行为特征[J]. 环境科学, 2023, 44(4): 2375-2383. Bo L J, Li B, Zhang K, et al. Distribution, sources and behavioral characteristics of microplastics in farmland soil[J]. Environmental Science, 2023, 44(4): 2375-2383. |
| [17] | Qi R M, Jones D L, Li Z, et al. Behavior of microplastics and plastic film residues in the soil environment: a critical review[J]. Science of the Total Environment, 2020, 703. DOI:10.1016/j.scitotenv.2019.134722 |
| [18] | Prata J C, da Costa J P, Lopes I, et al. Environmental exposure to microplastics: an overview on possible human health effects[J]. Science of the Total Environment, 2020, 702. DOI:10.1016/j.scitotenv.2019.134455 |
| [19] | Xu B L, Liu F, Cryder Z, et al. Microplastics in the soil environment: occurrence, risks, interactions and fate-A review[J]. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 2020, 50(21): 2175-2222. DOI:10.1080/10643389.2019.1694822 |
| [20] |
廖苑辰, 娜孜依古丽·加合甫别克, 李梅, 等. 微塑料对小麦生长及生理生化特性的影响[J]. 环境科学, 2019, 40(10): 4661-4667. Liao Y C, Nazygul·Jahitbek, Li M, et al. Effects of microplastics on the growth, physiology, and biochemical characteristics of wheat (Triticum aestivum)[J]. Environmental Science, 2019, 40(10): 4661-4667. |
| [21] |
冯雪莹, 孙玉焕, 张书武, 等. 微塑料对土壤-植物系统的生态效应[J]. 土壤学报, 2021, 58(2): 299-313. Feng X Y, Sun Y H, Zhang S W, et al. Ecological effects of microplastics on soil-plant systems[J]. Acta Pedologica Sinica, 2021, 58(2): 299-313. |
| [22] |
吾兰·恩特马克. 外源添加微塑料对土壤性质和玉米生长的影响研究[D]. 杨凌: 西北农林科技大学, 2021. Entemake W. Study on the effect of adding microplastics on soil properties and corn growth[D]. Yangling: Northwest A&F University, 2021. |
| [23] |
纪红, 陈修文, 赵宏利, 等. 微塑料对高等植物生长发育影响研究进展[J]. 科学技术与工程, 2021, 21(18): 7415-7424. Ji H, Chen X W, Zhao H L, et al. Research advances of the influence of microplastics on the growth and development of higher plants[J]. Science Technology and Engineering, 2021, 21(18): 7415-7424. |
| [24] | de Souza Machado A A, Lau C W, Till J, et al. Impacts of microplastics on the soil biophysical environment[J]. Environmental Science & Technology, 2018, 52(17): 9656-9665. |
| [25] |
樊有国, 罗学刚. 环境降解聚乙烯地膜残余组分对土壤酶活性的影响[J]. 环境科学与技术, 2014, 37(6): 1-6. Fan Y G, Luo X G. Effects of the residues of mulching films of environmental degradable polyethylene on soil enzyme activities[J]. Environmental Science & Technology, 2014, 37(6): 1-6. |
| [26] | Yan Y Y, Chen Z H, Zhu F X, et al. Effect of polyvinyl chloride microplastics on bacterial community and nutrient status in two agricultural soils[J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 2021, 107(4): 602-609. |
| [27] | Qi Y L, Ossowicki A, Yang X M, et al. Effects of plastic mulch film residues on wheat rhizosphere and soil properties[J]. Journal of Hazardous Materials, 2020, 387. DOI:10.1016/j.jhazmat.2019.121711 |
| [28] | Wang J, Huang M K, Wang Q, et al. LDPE microplastics significantly alter the temporal turnover of soil microbial communities[J]. Science of the Total Environment, 2020, 726. DOI:10.1016/j.scitotenv.2020.138682 |
| [29] |
胡晓婧, 刘俊杰, 王浩, 等. 微塑料污染对土壤环境质量和微生物生态学特性的影响研究进展[J]. 土壤通报, 2021, 52(6): 1479-1485. Hu X J, Liu J J, Wang H, et al. Impacts of microplastics on soil environmental quality and microbial ecological characteristics: a review[J]. Chinese Journal of Soil Science, 2021, 52(6): 1479-1485. |
| [30] | Li L Z, Luo Y M, Li R J, et al. Effective uptake of submicrometre plastics by crop plants via a crack-entry mode[J]. Nature Sustainability, 2020, 3(11): 929-937. |
| [31] | Rillig M C, Leifheit E, Lehmann J. Microplastic effects on carbon cycling processes in soils[J]. PLoS Biology, 2021, 19(3). DOI:10.1371/journal.pbio.3001130 |
| [32] | Chen C H, Lehmann J, Thies J E, et al. Oxidation of black carbon by biotic and abiotic processes[J]. Organic Geochemistry, 2006, 37(11): 1477-1488. |
| [33] | Liang B Q, Lehmann J, Solomon D, et al. Stability of biomass-derived black carbon in soils[J]. Geochimica et Cosmochimica Acta, 2008, 72(24): 6069-6078. |
| [34] | Keiluweit M, Nico P S, Johnson M G, et al. Dynamic molecular structure of plant biomass-derived black carbon (Biochar)[J]. Environmental Science & Technology, 2010, 44(4): 1247-1253. |
| [35] | Jaiswal A K, Elad Y, Paudel I, et al. Linking the belowground microbial composition, diversity and activity to soilborne disease suppression and growth promotion of tomato amended with biochar[J]. Scientific Reports, 2017, 7(1). DOI:10.1038/srep44382 |
| [36] | Palansooriya K N, Sang M K, Igalavithana A D, et al. Biochar alters chemical and microbial properties of microplastic-contaminated soil[J]. Environmental Research, 2022, 209. DOI:10.1016/j.envres.2022.112807 |
| [37] |
许学慧, 胡海娜, 陈颖. 聚乙烯微塑料对大豆生长的影响[J]. 中国土壤与肥料, 2021(6): 262-268. Xu X H, Hu H N, Chen Y. Study on the effect of polyethylene microplastics on soybean growth[J]. Soil and Fertilizer Sciences in China, 2021(6): 262-268. |
| [38] | 鲍士旦. 土壤农化分析[M]. (第三版). 北京: 中国农业出版社, 2000. |
| [39] |
胡志娥, 肖谋良, 丁济娜, 等. 长期覆膜条件下农田土壤微生物群落的响应特征[J]. 环境科学, 2022, 43(10): 4745-4754. Hu Z E, Xiao M L, Ding J N, et al. Response characteristics of soil microbial community under long-term film mulching[J]. Environmental Science, 2022, 43(10): 4745-4754. |
| [40] | Al-Wabel M I, Hussain Q, Usman A R A, et al. Impact of biochar properties on soil conditions and agricultural sustainability: a review[J]. Land Degradation & Development, 2018, 29(7): 2124-2161. |
| [41] | Anderson C R, Condron L M, Clough T J, et al. Biochar induced soil microbial community change: Implications for biogeochemical cycling of carbon, nitrogen and phosphorus[J]. Pedobiologia, 2011, 54(5-6): 309-320. |
| [42] | Nelissen V, Rütting T, Huygens D, et al. Maize biochars accelerate short-term soil nitrogen dynamics in a loamy sand soil[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2012, 55: 20-27. |
| [43] | Lehmann J, da Silva J P Jr, Steiner C, et al. Nutrient availability and leaching in an archaeological Anthrosol and a Ferralsol of the Central Amazon basin: fertilizer, manure and charcoal amendments[J]. Plant and Soil, 2003, 249(2): 343-357. |
| [44] | Li X N, Jiang X, Song Y, et al. Coexistence of polyethylene microplastics and biochar increases ammonium sorption in an aqueous solution[J]. Journal of Hazardous Materials, 2021, 405. DOI:10.1016/j.jhazmat.2020.124260 |
| [45] |
杨雪芹, 胡田田, 王旭东, 等. 聚丙烯酰胺对磷素在土壤中吸附-解吸的影响[J]. 水土保持学报, 2006, 20(1): 87-90. Yang X Q, Hu T T, Wang X D, et al. Effect on PAM on phosphorus adsorption and desorption in Lou soil[J]. Journal of Soil and Water Conservation, 2006, 20(1): 87-90. |
| [46] |
杨彩迪, 宗玉统, 卢升高. 不同生物炭对酸性农田土壤性质和作物产量的动态影响[J]. 环境科学, 2020, 41(4): 1914-1920. Yang C D, Zong Y T, Lu S G. Dynamic effects of different biochars on soil properties and crop yield of acid farmland[J]. Environmental Science, 2020, 41(4): 1914-1920. |
| [47] | Song D L, Tang J W, Xi X Y, et al. Responses of soil nutrients and microbial activities to additions of maize straw biochar and chemical fertilization in a calcareous soil[J]. European Journal of Soil Biology, 2018, 84: 1-10. |
| [48] | Peng Y T, Sun Y Q, Fan B Q, et al. Fe/Al (hydr) oxides engineered biochar for reducing phosphorus leaching from a fertile calcareous soil[J]. Journal of Cleaner Production, 2021, 279. DOI:10.1016/j.jclepro.2020.123877 |
| [49] | Lehmann J. Bio-energy in the black[J]. Frontiers in Ecology and the Environment, 2007, 5(7): 381-387. |
| [50] | Lwanga E H, Thap B, Yang X M, et al. Decay of low-density polyethylene by bacteria extracted from earthworm's guts: a potential for soil restoration[J]. Science of the Total Environment, 2018, 624: 753-757. |
| [51] | Dazy M, Béraud E, Cotelle S, et al. Changes in plant communities along soil pollution gradients: responses of leaf antioxidant enzyme activities and phytochelatin contents[J]. Chemosphere, 2009, 77(3): 376-383. |
| [52] | Zhang M J, Zhao Y R, Qin X, et al. Microplastics from mulching film is a distinct habitat for bacteria in farmland soil[J]. Science of the Total Environment, 2019, 688: 470-478. |
| [53] | Rousk J, Brookes P C, Bååth E, et al. Contrasting soil pH effects on fungal and bacterial growth suggest functional redundancy in carbon mineralization[J]. Applied and Environmental Microbiology, 2009, 75(6): 1589-1596. |
| [54] | Wang F L, Wang X X, Song N N. Polyethylene microplastics increase cadmium uptake in lettuce (Lactuca sativa L.) by altering the soil microenvironment[J]. Science of the Total Environment, 2021, 784. DOI:10.1016/j.scitotenv.2021.147133 |
| [55] |
丁峰, 赖金龙, 季晓晖, 等. 聚乙烯微塑料对玉米根际土壤微生物群落结构的影响[J]. 中国生态农业学报(中英文), 2021, 29(6): 970-978. Ding F, Lai J L, Ji X H, et al. Effects of polyethylene microplastics on the microbial community structure of maize rhizosphere soil[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2021, 29(6): 970-978. |
| [56] | Ren X W, Tang J C, Liu X M, et al. Effects of microplastics on greenhouse gas emissions and the microbial community in fertilized soil[J]. Environmental Pollution, 2020, 256. DOI:10.1016/j.envpol.2019.113347 |
| [57] | Hayward A C, Fegan N, Fegan M, et al. Stenotrophomonas and Lysobacter: ubiquitous plant-associated gamma-proteobacteria of developing significance in applied microbiology[J]. Journal of Applied Microbiology, 2010, 108(3): 756-770. |
| [58] | de Souza L C, Procópio L. The profile of the soil microbiota in the Cerrado is influenced by land use[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2021, 105(11): 4791-4803. |
| [59] | Rampelotto P H, de Siqueira Ferreira A, Barboza A D M, et al. Changes in diversity, abundance, and structure of soil bacterial communities in Brazilian Savanna under different land use systems[J]. Microbial Ecology, 2013, 66(3): 593-607. |