聚氨酯微塑料和秸稈添加對濱海脫鹽潮土有機碳礦化及其組分的影響

周巧林,汪吉東,尚昊林,梁 棟① ,焦加國②

〔1.江蘇省農(nóng)業(yè)科學院農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境研究所/ 農(nóng)業(yè)農(nóng)村部江蘇耕地保育科學觀測站,江蘇 南京 210014;2.農(nóng)業(yè)農(nóng)村部鹽堿土改良與利用(濱海鹽堿地)重點實驗室,江蘇 南京 210014;3.南京農(nóng)業(yè)大學資源與環(huán)境科學學院,江蘇 南京 210095〕

微塑料污染已成為全球環(huán)境問題[1]。顆粒直徑小于5 mm的塑料被定義為微塑料[2]。微塑料主要通過地膜覆蓋、污水灌溉、污泥堆肥和包膜控釋肥使用等方式進入農(nóng)業(yè)土壤[3]。近年來,包膜控釋肥殘膜在土壤中的環(huán)境效應引起了廣泛關(guān)注[4]。包膜控釋肥具有提高化肥利用率、節(jié)省勞力、增產(chǎn)增效以及減少環(huán)境污染等優(yōu)點,已廣泛運用于農(nóng)業(yè)生產(chǎn)[5]。控釋肥的關(guān)鍵是外包膜,其種類繁多,主要包括聚烯經(jīng)、聚乙烯、聚酯、聚丙烯酰胺和聚氨酯等[6]。其中,聚氨酯因成本低、性能優(yōu)良以及良好的生物降解特性等優(yōu)勢被認為是最有前景的膜材類別,約占全國包膜控釋肥數(shù)量的35%[7]。

包膜控釋肥殘膜顆粒粒徑通常小于2.5 mm,是典型的微塑料[8]。然而,在肥料養(yǎng)分徹底釋放后,包膜控釋肥殘膜殘留在土壤中,導致土壤中微塑料持續(xù)積累,可能對土壤結(jié)構(gòu)和環(huán)境帶來潛在危險[9]。KATSUMI等[10]報告了日本19個稻田的土壤中聚乙烯包膜控釋肥來源微塑料含量范圍為6～369 mg·kg-1(平均144 mg·kg-1),遠高于其他國家農(nóng)田中的微塑料含量。農(nóng)田環(huán)境中,在陽光、溫度、水分等多種因素綜合作用下,這些聚合物殘膜會發(fā)生一定程度的降解[11],但因其結(jié)構(gòu)復雜,在自然環(huán)境下降解速度很慢,且具有極強的殘留性,會對土壤生態(tài)系統(tǒng)造成長期影響[12]。目前,國內(nèi)外學者主要從土壤理化特性、土壤微生物等方面來研究包膜控釋肥殘膜對土壤環(huán)境的影響。鄂玉聯(lián)等[13]發(fā)現(xiàn),聚丙烯酰胺殘膜進入土壤后,可以改善土壤結(jié)構(gòu),提高0.053～2.000 mm團聚體含量,提高土壤孔隙度和通氣透水能力。李晶晶等[14]研究發(fā)現(xiàn),聚丙烯酰胺殘膜進入土壤中可提高土壤水分入滲能力,減少地表徑流。王學霞等[15]發(fā)現(xiàn),聚氨酯殘膜施入土壤120 d后,土壤DOC含量增加,土壤細菌群落多樣性顯著提高。有機碳礦化即土壤中活性有機碳組分被微生物分解和利用從而釋放出CO2的過程,受土壤理化性質(zhì)、土壤有機質(zhì)的化學組成和土壤微生物種群活性等諸多因子影響[16]。然而,包膜控釋肥殘膜導致土壤團聚體、通氣透水性等土壤物理性質(zhì)以及微生物多樣性發(fā)生改變,可能對土壤有機碳礦化速率及CO2排放造成影響,而關(guān)于這方面的研究鮮見系統(tǒng)報道,更多特征及機制還有待深入研究。

有機碳周轉(zhuǎn)是土壤肥力的重要特征,而秸稈還田可顯著提升土壤有機碳含量。研究控釋肥殘膜對土壤中有機碳轉(zhuǎn)化及秸稈降解過程的影響具有重要意義。鹽堿土是我國重要的后備土壤資源,而濱海地區(qū)是鹽堿土集中分布地區(qū)之一[17]。長期以來,濱海區(qū)域土地利用方式以耕地為主,但因土壤貧瘠且結(jié)構(gòu)差,土壤有機質(zhì)含量低,農(nóng)業(yè)生產(chǎn)能力弱[18]。因此,近年來當?shù)刂饕ㄟ^秸稈還田、增施包膜控釋肥等改善土壤結(jié)構(gòu)和提升土壤產(chǎn)出。生態(tài)安全評價表明,只有當土壤資源處于無污染、無威脅和未破壞的健康狀態(tài)下時,土地資源才能被持續(xù)利用[19]。然而,控釋肥殘膜微塑料殘留在土壤中,導致土壤中的微塑料持續(xù)積累。同時,秸稈輸入后微塑料對土壤有機碳轉(zhuǎn)化的影響規(guī)律尚不清楚。因此,該研究通過添加不同量的聚氨酯微塑料和秸稈,研究不同處理對土壤有機碳礦化和碳組分的影響,探究微塑料和秸稈添加下土壤碳轉(zhuǎn)化特征,重點解析微塑料對土壤有機碳礦化的影響方式和作用機理,為科學了解聚氨酯殘膜微塑料對土壤碳循環(huán)、土壤健康等方面的影響提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

1.1.1土壤

供試土壤來自江蘇省鹽城市濱海縣界牌鎮(zhèn)黃河灣綠色科技產(chǎn)業(yè)園(34.106° N,119.868° E),該地區(qū)屬于溫帶濕潤季風氣候區(qū),年均降水量900～1 066 mm,年均氣溫13.7～14.4 ℃,土壤類型為黃河沖積物發(fā)育形成的典型潮土,質(zhì)地為壤質(zhì)砂土。種植制度為小麥-玉米輪作,2022年3月1日采集0～20 cm深度土壤,剔除大型土壤動植物殘體,過2 mm孔徑篩。土壤基本理化性質(zhì)如下:pH值8.08,電導率(EC)為350.5 μS·cm-1,有機質(zhì)和全氮含量分別為5.38和0.32 g·kg-1,有效磷和速效鉀含量分別為7.92和134.67 mg·kg-1。

1.1.2供試包膜材料

微塑料為聚氨酯(PU)粉末,來源于聚氨酯包膜,由異氰酸酯和植物油基多元醇制成。將包膜肥料用蒸餾水浸泡,使其表層產(chǎn)生細縫,用自來水浸泡并將所有的核芯肥料清洗干凈,然后再用蒸餾水清洗3遍殘膜,置于干燥箱中40 °C烘干,用電動粉碎機粉碎,過0.053 mm孔徑篩,備用。

1.1.3供試秸稈

于2020年夏季采集小麥秸稈,將成熟小麥植株去除地下部分后采回,地上部分(不含穗)在干燥箱中75 °C烘干,粉碎后過1 mm孔徑篩,秸稈總碳和總氮含量分別為471.6和8.43 g·kg-1。

1.2 試驗設計

礦化培養(yǎng)在室內(nèi)恒溫條件下進行,共設置8個處理。(1)CK:空白對照(不添加微塑料、秸稈);(2)T1:添加w=0.1%(以干土計,下同)微塑料;(3)T2:添加w=0.3%微塑料;(4)T3:添加w=1%微塑料;(5)S:添加w=1%秸稈;(6)T1+S:添加w=0.1%微塑料和w=1%秸稈;(7)T2+S:添加w=0.3%微塑料和w=1%秸稈;(8)T3+S:添加w=1%微塑料和w=1%秸稈。每個處理重復3次。

稱取50 g風干土壤樣品于500 mL培養(yǎng)瓶中,加入去離子水調(diào)節(jié)含水量為田間持水量的60%,置于25 ℃恒溫培養(yǎng)箱中預培養(yǎng)2周以活化土壤微生物。在預培養(yǎng)結(jié)束后,按照以上比例將微塑料和秸稈與土壤進行充分混合,并調(diào)節(jié)含水量至田間持水量的60%。密封好后在25 ℃恒溫培養(yǎng)箱中暗培養(yǎng)。在試驗1、3、5、7、10、14、21、28、35 d進行有機碳礦化測定。同時,在試驗1、7、14和35 d采集土壤樣品進行分析。

1.3 測定指標及方法

(1)土壤有機碳礦化量:采用NaOH吸收滴定法測定土壤有機碳礦化量[20]。將盛有10 mL 0.5 mol·L-1NaOH溶液的吸收杯懸掛于培養(yǎng)瓶中,測定時用鑷子小心更換堿液吸收杯,向換出的吸收杯中加入2 mL的1 mol·L-1BaCl2溶液,再滴加2滴酚酞指示劑,用0.5 mol·L-1HCl(每次滴定前用硼砂進行標定)滴定至紅色消失。根據(jù)HCl滴定量計算培養(yǎng)期內(nèi)全土中有機碳的礦化量。

(2)有機碳組成及酶活性:土壤可溶性有機碳(DOC)含量采用0.05 mol·L-1K2SO4溶液提取,有機碳分析儀測定[21]。土壤微生物量碳(MBC)含量采用氯仿熏蒸-K2SO4浸提法測定[22]。土壤易氧化有機碳(ROC)含量采用 0.333 mol·L-1KMnO4氧化法測定[23]。土壤β-葡萄糖苷酶(GLU)以及土壤過氧化氫酶(CAT)活性采用索萊寶試劑盒測定。

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析

土壤有機碳礦化量計算公式為

MSOC=CHCl×(V0-V1)×22/0.02。

(1)

式(1)中,MSOC為土壤有機碳礦化量,以生成的CO2量計,mg·kg-1;CHCl為鹽酸濃度,mol·L-1;V0為空白對照消耗的鹽酸體積,mL;V1為試驗處理消耗的鹽酸體積,mL。

土壤有機碳礦化速率為培養(yǎng)期間有機碳礦化量除以培養(yǎng)天數(shù)。數(shù)據(jù)統(tǒng)計及分析采用SPSS 25.0軟件,采用Duncan檢驗進行差異顯著性分析(P<0.05),用OriginPro 2019b和Excel 2016軟件進行數(shù)據(jù)處理和繪圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 微塑料和秸稈添加對土壤有機碳礦化和組分的影響

2.1.1土壤有機碳礦化速率的動態(tài)變化

如圖1所示,高濃度微塑料(T3)和秸稈添加處理(T1+S、T2+S、T3+S)顯著提高了土壤有機碳礦化速率(P<0.05),而低、中濃度微塑料(T1、T2)對土壤有機碳礦化無顯著影響。添加不同濃度微塑料處理的有機碳礦化速率在培養(yǎng)3 d時達到峰值,隨后快速下降,10 d時達最低值,在14 d時略有回升后繼續(xù)下降。在培養(yǎng)3 d時,未添加秸稈條件下,添加0.1%、0.3%和1%微塑料處理的土壤有機碳礦化速率分別是CK的1.39、1.66和2.99倍,秸稈添加處理差異不顯著。

CK—空白對照;T1—添加0.1%(質(zhì)量分數(shù)w,下同)微塑料;T2—添加0.3%微塑料;T3—添加1%微塑料;S—添加1%秸稈;T1+S—添加0.1%微塑料和1%秸稈;T2+S—添加0.3%微塑料和1%秸稈;T3+S—添加1%微塑料和1%秸稈。

2.1.2微塑料和秸稈添加對土壤有機碳累積礦化量的影響

T1、T2、T3處理的有機碳累積礦化量較CK分別提高72.73%、74.33%、79.97%(P<0.05)(圖2)。與S處理相比,T1+S和T2+S處理對有機碳累積礦化量無顯著影響,T3+S處理有機碳累積礦化量增加7.80%(P<0.05)。微塑料、秸稈添加處理及兩者交互作用均顯著影響土壤有機碳累積礦化量(表1)。

表1 微塑料、秸稈及兩者交互作用對土壤有機碳累積礦化量的影響

CK—空白對照;T1—添加0.1%(質(zhì)量分數(shù)w,下同)微塑料;T2—添加0.3%微塑料;T3—添加1%微塑料;S—添加1%秸稈;T1+S—添加0.1%微塑料和1%秸稈;T2+S—添加0.3%微塑料和1%秸稈;T3+S—添加1%微塑料和1%秸稈。直方柱上方英文小寫字母不同表示不同處理間差異顯著(P<0.05)。

2.1.3微塑料和秸稈添加對土壤DOC的影響

不同濃度微塑料和秸稈添加處理土壤DOC含量呈現(xiàn)先下降后上升的變化趨勢(圖3)。在培養(yǎng)1 d時,T3處理的土壤DOC含量較CK顯著提高,增幅達31.70%(P<0.05);在培養(yǎng)14 d時,T1、T2、T3處理的土壤DOC含量分別顯著提高7.21%、18.26%和45.65%(P<0.05);在培養(yǎng)7和35 d時,T1、T2、T3處理的土壤DOC含量無顯著性差異。

CK—空白對照;T1—添加0.1%(質(zhì)量分數(shù)w,下同)微塑料;T2—添加0.3%微塑料;T3—添加1%微塑料;S—添加1%秸稈;T1+S—添加0.1%微塑料和1%秸稈;T2+S—添加0.3%微塑料和1%秸稈;T3+S—添加1%微塑料和1%秸稈。

在培養(yǎng)期間,S處理的土壤DOC含量較CK顯著提高(P<0.05)。與S處理相比,在培養(yǎng)1、7和14 d時,T1+S、T2+S和T3+S處理土壤DOC含量均有顯著提高(P<0.05),分別提高19.89%～56.71%、13.74%～37.90%和65.94%～75.82%;培養(yǎng)35 d時,各添加秸稈處理間土壤DOC含量無顯著性差異。微塑料、秸稈添加及兩者交互作用在培養(yǎng)1和14 d時對土壤DOC含量影響顯著(表2)。

表2 微塑料、秸稈及兩者交互作用對土壤DOC、MBC和ROC的影響

2.1.4微塑料和秸稈添加對土壤MBC的影響

在整個培養(yǎng)過程中,土壤MBC含量呈現(xiàn)先下降后上升的趨勢(圖4)。與CK相比,培養(yǎng)1 d時,T1、T2、T3處理顯著提高了土壤MBC含量(P<0.05),分別提高17.05%、28.91%和41.92%;在培養(yǎng)7 d時,T3處理土壤MBC含量提高46.83%(P<0.05);在培養(yǎng)14 d時,不同濃度微塑料處理土壤MBC含量無顯著性差異;在培養(yǎng)35 d時,T1、T3處理土壤MBC含量分別提高9.14%和14.72%(P<0.05)。

CK—空白對照;T1—添加0.1%(質(zhì)量分數(shù)w,下同)微塑料;T2—添加0.3%微塑料;T3—添加1%微塑料;S—添加1%秸稈;T1+S—添加0.1%微塑料和1%秸稈;T2+S—添加0.3%微塑料和1%秸稈;T3+S—添加1%微塑料和1%秸稈。

與CK相比,培養(yǎng)期間S處理顯著提高了土壤MBC含量。與S處理相比,在培養(yǎng)1、7 d時,T2+S、T3+S處理土壤MBC含量分別提高10.42%～14.05%和14.07%～21.82%(P<0.05);在培養(yǎng)14 d時,T1+S處理土壤MBC含量提高60.19%(P<0.05);在培養(yǎng)35 d時,添加秸稈處理土壤MBC含量分別提高12.91%、10.38%和22.20%(P<0.05)。微塑料、秸稈添加及兩者交互作用在培養(yǎng)1、7和35 d時對土壤MBC含量影響顯著(表2)。

2.1.5微塑料和秸稈添加對土壤ROC的影響

在培養(yǎng)1、7和14 d時,T1、T2、T3處理土壤ROC含量均有顯著提高(P<0.05),較CK分別提高17.97%～51.80%、11.13%～29.31%和44.49%～57.34%。在培養(yǎng)35 d時,T1、T2、T3處理土壤ROC含量較CK分別提高12.92%、16.16%和9.39%(P<0.05)(圖5)。

CK—空白對照;T1—添加0.1%(質(zhì)量分數(shù)w,下同)微塑料;T2—添加0.3%微塑料;T3—添加1%微塑料;S—添加1%秸稈;T1+S—添加0.1%微塑料和1%秸稈;T2+S—添加0.3%微塑料和1%秸稈;T3+S—添加1%微塑料和1%秸稈。

與CK相比,培養(yǎng)期間S處理土壤ROC含量顯著提高。與S處理相比,在培養(yǎng)1 d時,T1+S、T2+S和T3+S處理土壤ROC含量均顯著提高(P<0.05),分別提高2.21%、6.91%和4.52%;在培養(yǎng)7 d時,T1+S、T2+S和T3+S處理土壤ROC含量分別提高12.42%、6.52%和17.64%(P<0.05);在培養(yǎng)14 d時,T1+S和T3+S處理土壤ROC含量分別提高14.84%和34.76%(P<0.05);在培養(yǎng)35 d時,T3+S處理土壤ROC含量提高24.32%(P<0.05)。微塑料、秸稈添加及兩者交互作用在培養(yǎng)1、7、14和35 d時對土壤ROC含量均影響顯著(表2)。

2.1.6微塑料和秸稈添加對土壤有機碳含量變化的影響

培養(yǎng)末期35 d時,T1+S、T2+S和T3+S處理土壤有機碳凈累積礦化量分別為8.22、8.47和8.85 g·kg-1。與CK相比,T1+S處理的土壤DOC、MBC、ROC含量分別增加5.76、250.98和1 270 mg·kg-1,T2+S處理分別增加5.38、241.08和990 mg·kg-1,T3+S處理分別增加5.65、287.21和1 720 mg·kg-1。

2.2 微塑料和秸稈添加對土壤酶活性的影響

2.2.1微塑料和秸稈添加對土壤β-葡萄糖苷酶活性的影響

如圖6所示,與CK相比,在培養(yǎng)1 d時,T1、T2、T3處理顯著提高了土壤β-葡萄糖苷酶活性(P<0.05),分別是CK的1.46、1.29和1.52倍;在培養(yǎng)7 d時,T1、T2、T3處理土壤β-葡萄糖苷酶活性分別提高43.96%、27.66%和28.30%(P<0.05);在培養(yǎng)14 d時,T3處理土壤β-葡萄糖苷酶活性顯著提高61.19%(P<0.05);在培養(yǎng)35 d時,不同濃度微塑料處理無顯著性差異。

CK—空白對照;T1—添加0.1%(質(zhì)量分數(shù)w,下同)微塑料;T2—添加0.3%微塑料;T3—添加1%微塑料;S—添加1%秸稈;T1+S—添加0.1%微塑料和1%秸稈;T2+S—添加0.3%微塑料和1%秸稈;T3+S—添加1%微塑料和1%秸稈。

秸稈對β-葡萄糖苷酶活性有顯著促進作用,S處理β-葡萄糖苷酶活性在1、7、14和35 d時分別是CK的21.93、7.81、3.84和10.05倍。與S處理相比,在培養(yǎng)1 d時,T3+S處理土壤β-葡萄糖苷酶活性提高5.40%(P<0.05);在培養(yǎng)7 d時,T1+S、T2+S和 T3+S處理土壤β-葡萄糖苷酶活性分別提高26.91%、27.98%和21.50%(P<0.05);在培養(yǎng)14 d時,T2+S和 T3+S處理分別提高19.60%和33.29%(P<0.05);在培養(yǎng)35 d時,T2+S和 T3+S處理分別提高40.80%和16.66%(P<0.05)。微塑料、秸稈添加及兩者交互作用在培養(yǎng)1、7和14 d時對土壤β-葡萄糖苷酶活性影響顯著(表3)。

表3 微塑料、秸稈及兩者交互作用對土壤β-葡萄糖苷酶和過氧化氫酶活性的影響

2.2.2微塑料和秸稈添加對土壤過氧化氫酶活性的影響

與CK相比,在培養(yǎng)1、14和35 d時,T1、T2、T3處理土壤過氧化氫酶活性上升,但差異未達顯著水平;在培養(yǎng)7 d時,T1、T2、T3處理土壤過氧化氫酶活性分別提高27.10%、29.13%和35.95%(P<0.05)(圖7)。

在培養(yǎng)1、7和35 d時,添加秸稈對土壤過氧化氫酶活性有顯著促進作用,S處理土壤過氧化氫酶活性較CK分別提高64.12%、73.50%和13.90%(P<0.05)。與S處理相比,在培養(yǎng)1 d時,T1+S、T2+S和T3+S處理土壤過氧化氫酶活性均有顯著提高,分別提高10.13%、19.39%和38.86%(P<0.05);在培養(yǎng)7 d時,T2+S、T3+S處理土壤過氧化氫酶活性分別提高19.39%和37.65%(P<0.05);在培養(yǎng)14 d時,T3+S處理提高78.89%(P<0.05);在培養(yǎng)35 d時,T2+S、T3+S處理分別提高33.75%和49.75%(P<0.05)。微塑料、秸稈添加及其交互作用在培養(yǎng)7 d時對土壤過氧化氫酶活性影響顯著。

2.3 有機碳礦化速率與土壤活性有機碳含量和酶活性的相關(guān)性分析

有機碳礦化速率與土壤活性有機碳含量和酶活性的相關(guān)性分析如表4所示。由表4可知,有機碳礦化速率與DOC、MBC、ROC含量和β-葡萄糖苷酶活性呈顯著正相關(guān)。MBC與ROC含量呈顯著正相關(guān),而DOC與MBC、ROC含量無顯著相關(guān)性。DOC、MBC、ROC含量均與β-葡萄糖苷酶活性呈顯著正相關(guān)。過氧化氫酶活性與ROC含量呈顯著正相關(guān),與有機碳礦化速率、DOC含量、MBC含量、ROC含量和β-葡萄糖苷酶活性均無顯著相關(guān)性。

SOC-CO2為有機碳礦化速率;DOC為可溶性有機碳;MBC為微生物量碳;ROC為易氧化有機碳;GLU為β-葡萄糖苷酶;CAT為過氧化氫酶。*表示P<0.05;**表示P<0.01。

3 討論

3.1 微塑料和秸稈添加對土壤有機碳礦化的影響

土壤有機碳礦化是土壤中的活性有機碳組分在微生物的作用下礦化釋放CO2等氣體的過程[24]。該試驗中,培養(yǎng)初期各處理的CO2釋放速率較快,隨著培養(yǎng)時間的延長逐漸減緩,最終達到穩(wěn)定狀態(tài)。郝瑞軍等[25]研究發(fā)現(xiàn),土壤有機碳礦化與MBC和DOC含量呈顯著正相關(guān),筆者研究結(jié)果與其相似。培養(yǎng)初期,土壤中存在較多活性有機碳和營養(yǎng)物質(zhì),能為微生物提供充足的養(yǎng)分和碳源,微生物活性增強,因此有機碳分解速率較快。隨著培養(yǎng)時間的延長,土壤中的活性有機碳含量下降,微生物增殖和活性減弱,礦化速率逐漸降低并達到穩(wěn)定。

該研究中,僅添加微塑料處理土壤有機碳累積礦化量隨微塑料濃度的增加逐漸上升。這說明添加微塑料后,微塑料中所含的部分碳可以被微生物分解利用,并且可以通過微生物的分解來促進有機碳的礦化,進而提高土壤有機碳累積礦化量。張秀玲等[26]研究發(fā)現(xiàn),添加w=1%聚乙烯微塑料可以顯著提高8.20%的有機碳累積礦化量。該試驗中,添加秸稈處理可顯著提高土壤有機碳的礦化速率和累積礦化量,這可能與供試土壤本身性質(zhì)有關(guān),黃河故道屬于典型鹽堿地土壤,土壤中有機碳含量較低,某些微生物的“代謝警覺”能力較強,對基質(zhì)的響應要快于休眠細胞,加入養(yǎng)分可以加速細菌的更替,從而觸發(fā)正激發(fā)效應[27],提高有機碳礦化速率和累積礦化量。

3.2 微塑料和秸稈添加對土壤活性有機碳組分的影響

YU等[28]采集北京上莊潮土進行為期365 d的礦化培養(yǎng)試驗,發(fā)現(xiàn)w=10%的聚乙烯微塑料或聚乙烯微塑料與w=1%的秸稈混施,均可增加土壤活性有機碳含量。筆者研究結(jié)果表明,微塑料或微塑料與秸稈混施處理都可增加土壤活性有機碳含量,這是因為聚氨酯微塑料含碳量豐富。試驗中添加的聚氨酯微塑料由聚氰酸酯與植物油基多元醇反應形成,這在一定程度上增加了土壤中的碳含量。以大豆油、甘油等作為主要物質(zhì)制備的包膜,微生物可以輕易分解和利用[29],從而為細菌生長和繁殖提供充足基質(zhì),促進微生物在短時間內(nèi)迅速繁殖,促使有機質(zhì)向土壤活性碳庫輸送。此外,微塑料還可以通過吸收營養(yǎng)物質(zhì)為微生物創(chuàng)造一個塑料層,改善微生物附著性,提高微生物活性,以促進大分子有機物質(zhì)分解成有機碳[30]。ABOBATTA[31]研究發(fā)現(xiàn),聚丙烯酰胺殘膜進入土壤后,短期內(nèi)可以在土壤周圍形成一個具有充足水分和營養(yǎng)物質(zhì)的微環(huán)境,增加微環(huán)境中微生物數(shù)量和活性。

劉聰慧[32]研究發(fā)現(xiàn),在存在秸稈的土壤中加入微塑料殘膜,會在土壤中形成一種獨特的“秸稈-殘膜-土壤”共同體,殘膜具有疏水性且表面粗糙,能吸附不同電荷及多種有機、無機物,使該“秸稈-殘膜-土壤”共同體的孔隙度、透氣性及含水量都不同于沒有殘膜存在的土壤,從而為微生物創(chuàng)造特殊的活動熱點和定殖條件。秸稈中還含有大量纖維素、半纖維素等容易被微生物分解的有機碳,微塑料的存在還可以加速秸稈分解[33],能為土壤中的微生物提供更多的可利用碳源,從而提高微生物的活力,促進土壤本底有機碳的轉(zhuǎn)化[34]。另一方面,秸稈改良了原生鹽堿土[35],改善了土壤結(jié)構(gòu)和微生物生存環(huán)境,進而提高土壤微生物活性,進一步提高土壤活性有機碳含量[36]。同時,活性有機碳在pH適宜的土壤中更容易遷移,也能夠在一定程度上提高土壤活性有機碳含量[37]。

3.3 微塑料和秸稈添加對土壤酶活性的影響

土壤碳降解相關(guān)酶與土壤有機碳轉(zhuǎn)化或形成過程密切相關(guān)[38]。外源碳進入土壤后,在土壤碳降解酶的作用下,可以為微生物提供滿足自身生長代謝所需能源,同時對于土壤微生物呼吸還具有一定的激發(fā)效應,而微生物活性增加又有利于酶活性提高。

王瓊瑤等[39]研究表明,土壤β-葡萄糖苷酶是顯著影響土壤有機碳或可溶性有機碳含量的正向因子。相關(guān)性分析也表明,土壤β-葡萄糖苷酶活性與土壤可溶性有機碳含量呈顯著正相關(guān)。土壤β-葡萄糖苷酶可以對纖維素降解起促進作用,進而增加有機碳礦化可利用底物。在該研究中,不同濃度微塑料和秸稈添加處理顯著提高了土壤β-葡萄糖苷酶活性,這與LIU等[40]的研究結(jié)果一致。這可能是由于聚氨酯微塑料和秸稈的存在增加了土壤有機物質(zhì),為微生物生長提供了所需的能量,促進了微生物的增殖,進而提高了土壤酶活性。土壤過氧化氫酶是一種重要的氧化還原酶,可以表征土壤微生物活性強度。徐寓軍[41]利用偏小二乘路徑模型將土壤活性有機碳與酶活性進行分析得知,土壤氧化酶活性的增加更有利于土壤活性有機碳的形成。筆者研究表明,不同濃度微塑料處理顯著提高了土壤過氧化氫酶活性,這與HUANG等[42]的研究結(jié)果一致。這可能是因為聚氨酯微塑料的存在增加了土壤孔隙度,提高了土壤的有氧呼吸效率,需氧微生物活性得到提高,進而導致酶活性增加。ZHANG等[43]研究表明,土壤中添加w=0.3%的聚酯微纖維可以顯著增加土壤孔隙度。CHEN等[44]研究發(fā)現(xiàn),w=2%的聚乳酸微塑料與w=2%的秸稈殘渣混施可顯著提高土壤過氧化氫酶活性。筆者研究表明,聚氨酯微塑料與秸稈混施處理也同樣顯著提高了土壤過氧化氫酶活性。這可能是因為微塑料與秸稈混施處理一定程度上改變了土壤微生物多樣性,使得綠彎菌門、擬桿菌門和變形菌門等成為優(yōu)勢菌門,這些菌門豐度與土壤過氧化氫酶活性呈正相關(guān)[44]。

綜上,聚氨酯微塑料短期內(nèi)的積累與降解促進了土壤有機碳的礦化,并且對土壤活性有機碳組分和土壤酶活性產(chǎn)生了一定的積極影響。由于該研究的局限性,未能夠?qū)ν寥乐形⑸锶郝浣Y(jié)構(gòu)及其多樣性等相關(guān)指標進行系統(tǒng)分析,有關(guān)聚氨酯殘膜微塑料對土壤有機碳礦化作用的具體影響機制還不夠明確。同時,控釋肥殘膜微塑料在土壤中的降解是一個長期過程,受土壤容重、質(zhì)地、水分和溫度等諸多因素影響,而且在降解過程中殘膜結(jié)構(gòu)、降解產(chǎn)物及其對土壤理化性質(zhì)的影響仍有待于更深入的研究,以便更好地理解和評價控釋肥料殘膜的生態(tài)環(huán)境效應。

4 結(jié)論

(1)低、中濃度聚氨酯微塑料處理對土壤有機碳礦化無顯著影響,高濃度微塑料處理顯著促進土壤有機碳礦化,添加秸稈處理進一步顯著促進土壤有機碳礦化。

(2)與CK相比,培養(yǎng)期間不同濃度微塑料處理DOC、MBC、ROC含量分別顯著增加5.70%～57.43%、9.14%～41.92%和2.87%～57.34%(P<0.05);與S處理相比,微塑料+秸稈處理DOC、MBC、ROC含量分別顯著增加13.74%～75.82%、10.38%～60.19%和2.21%～34.76%(P<0.05)。聚氨酯微塑料與秸稈單獨存在及共存均能夠提升土壤活性有機碳含量,且共存的提高效應優(yōu)于聚氨酯微塑料單獨作用。

(3)微塑料和微塑料+秸稈處理顯著提高了土壤β-葡萄糖苷酶活性和土壤過氧化氫酶活性,對土壤酶的分泌產(chǎn)生了正向反饋作用,提高了土壤微生物的纖維素分解能力和氧化能力。