菌渣对蓖麻修复镉和锌复合污染土壤的影响

石正驰, 何池全, 熊鹏鹏, 程 雪

(1.上海大学生命科学学院,上海200444;2.上海大学环境与化学工程学院,上海200444;3.上海大学能源作物育种及应用重点实验室,上海200444)

近年来,随着农药的大量施用和工业的迅速发展,土壤污染问题日益严重.土壤中的重金属由于不能被土壤微生物分解,只能在环境中迁移转化,这一特性已引起广泛关注.土壤中的镉(Cd)毒性较高,易通过食物链在植物、动物和人体内积累,对生态环境和人体健康构成严重威胁[1];锌(Zn)毒性较低,但在环境中的平均浓度达到了74.2 mg·kg-1,对受到其污染土壤的去除同样成为急需解决的问题[2].植物修复技术因成本低廉,环境友好,不破坏且能够稳定土壤等特性,被认为是一项具有广阔应用前景的治理污染土壤的技术[3].通过向受重金属污染土壤中添加无机肥(inorganic fertilizer,IF)和有机肥,能够有效提高土壤肥力.传统化肥的施用虽然能在短期内提高作物产量,但会造成土壤板结等性质上的恶化.将菌渣(spent mushroom substrate,SMS)作为一种有机肥添加到土壤中,可改善土壤的物化性质,从而促进植物生物量的增加和植物修复效率的提高[4].据统计,菌渣作为一种食用菌栽培基废料,在我国每年至少产生400万t[5],而其利用率仅为33%,造成极大的资源浪费和环境问题.已有研究表明,菌渣中含碳物质较多,在土壤中可转化形成有机质,通过提高土壤有效磷、速效钾和含氮量来促进植物的生长[6],但关于菌渣在植物修复受重金属污染土壤中的应用和研究的报道还很缺乏.为此,本工作以双孢菇菌渣为研究对象,将其添加到受镉、锌复合污染的土壤中,研究其在蓖麻植物修复过程中对土壤环境的影响,以期为菌渣作为受重金属污染土壤改良剂的应用提供理论依据和技术支持.

1 实验材料与方法

1.1 材 料

菌渣:取自安徽省某双孢菇栽培基地,pH值为6.4,有机质含量为35.8%,总氮含量为3.98%,有效磷含量为0.125%.

无机肥:取自某市场,为史丹利硫酸钾型肥料,氮含量为18%,总磷含量为18%,钾含量为18%.

土壤:取自上海大学校园土表层(N31.31°,E 121.40°),风干后分别过2.000,0.250,0.149 mm筛进行理化性质分析.土壤pH值为7.62,有机质含量为11 750 mg·kg-1,总氮含量为418 mg·kg-1,总磷含量为1 432 mg·kg-1,每2 kg土壤被分装在带有托盘的塑料盆中,放在人工气候室并保持含水量为60%.以水溶态向土壤中加入氯化镉和氯化锌,控制镉浓度为1 mg·kg-1,锌浓度为 100,500,1 000 mg·kg-1,设置处理组为 Cd0Zn0,Cd1Zn0,Cd1Zn100,Cd1Zn500,Cd1Zn1000.

实验组别:考虑到土壤肥力,分别设置添加无机肥(IF)和菌渣(5%SMS)两个处理组,其中CK为空白对照,不作处理.蓖麻种子用30%过氧化氢浸泡10 min,每盆播入5颗种子,发芽7 d后间苗至每盆3株.采用重力法每天加入蒸馏水,使土壤保持含水量为60%.

1.2 分析测试方法

土壤pH值采用电极法直接测定(水土质量比为1∶2.5),采用土壤氧化还原电位仪直接测定氧化还原电位.

土壤累计水损失量:将干土装入烧杯中,测量其面积为s,加400 mL水,含水量为40%,称重为m1.分别在第72,96,120,144 h测定重量,分别记为mt,则

土壤孔隙率:用已知容积(V)的环刀切削土壤,使土样充满环刀,再用天平称量环刀中土壤的重量(m1),在烘箱(105°C)中烘干土壤水分,称量烘干后土壤的重量(m2).再将环刀垂直全部压入土样,将土装入容器(记容器重量为m3),在烘箱(105°C)中烘干土壤水分至恒重记为m4,则

土壤微生物活性:采用荧光素双醋酸脂(fluorescein diacetate,FDA)法水解测定.称取1 g土样(干重),放入30 mL灭菌后pH=7.6的磷酸缓冲液中,于30°C,200 r/min摇床中分散15 min,加入2 g/L的FDA溶液1 mL,于摇床中显色2 h,于490 nm波长处测定吸光度,换算成单位质量土样水解产生的荧光素质量,并计算各处理组土样与对照土样的FDA水解比值.

数据处理:所有数据采用SPSS软件分析,显著性差异水平采用Duncan分析(P＜0.05).

2 结果与讨论

2.1 菌渣对土壤累计水损失量的影响

为探究不同菌渣含量对土壤持水性和保水性的影响,本实验分别设置了0%,3%,5%和7%菌渣配比的土壤,控制土壤含水量为38%,分别在0,72,96,120和144 h测定原土、不同配比菌渣添加处理条件下土壤水累计损失量(见图1).

图1 菌渣含量对土壤累计水损失量的影响Fig.1 Effect of different SMS amounts on soil cumulative water loss

由图1可以看出,土壤累计水损失量随着时间推移而增多.添加菌渣能有效缓解水损失,且缓解作用随着菌渣添加量的增加而增强.在144 h,缓解作用达到最佳,添加3%,5%和7%菌渣条件下累计水损失量分别为57.2%,78.6%和78.7%.

水分是影响植物生长发育的主要环境因子之一,水分胁迫(尤其是干旱胁迫)是经常发生的、并且是制约植物生长发育的重要逆境问题,因此土壤的含水量与保水性在植物生长过程中尤为重要.土壤含水量过低会影响植物进行光合作用,降低植物有机物质的积累,无法满足植物生长的需求,使得株高、生物量等受到明显抑制,同时蒸腾作用和气孔导度会显著降低,从而抑制植物的生长[7],进一步影响植物对土壤中污染物质的积累量和植物修复效率.

只有在适宜的含水率条件下,植物才能顺利进行正常的生命活动.已有研究表明,土壤含水量对土壤有机质有着高度依赖性,有机质控制着土壤含水量及其有效性[8],土壤有机质含量的增加会改变土壤的胶体状况,使土壤吸附作用增强,从而使得土壤含水量提高.菌渣的添加能够有效提高土壤中有机质的含量,降低土壤中水分的蒸发量,有利于水分下渗,从而达到改良土壤保水、持水效果的目的,为植物根系的生长创造适宜的环境.

2.2 菌渣对土壤孔隙率的影响

为了对比菌渣、无机肥添加量对受重金属污染土壤通气状况的影响,分别设置菌渣添加组和无机肥添加组,对土壤孔隙率进行测定,结果如图2所示,图中a,b,c,d表示各处理组间的显著性差异(P＜0.05).

图2 菌渣对各处理组土壤孔隙率的影响Fig.2 Effect of SMS on soil porosity ratio in different treatments

由图2可以看出,土壤孔隙率随土壤中重金属浓度的增加而降低.对于无机肥添加组,不同重金属浓度下土壤孔隙率相较Cd0Zn0分别降低了2.2%,5.3%,12.3%和11.4%;对于菌渣添加组,不同重金属浓度下土壤孔隙率相较Cd0Zn0分别降低了0.5%,8.1%,9.3%和12.4%.土壤中无机肥的添加会使土壤孔隙率有所降低,降低程度随土壤中重金属浓度的增加而升高,且在Cd1Zn1000达到最低,相较于对照组降低了16.8%.菌渣添加组土壤孔隙率均大于空白对照组,在Cd0Zn0达到最高,相较于对照组增加了19.7%,在Cd1Zn0,Cd1Zn100,Cd1Zn500,Cd1Zn1000分别增加了19.2%,10.1%,8.7%和5.1%.对于菌渣和无机肥同时添加组,土壤孔隙率也有明显的增加,增加效果介于菌渣添加组和无机肥添加组之间.

土壤孔隙率对土壤有机质同样有着高度依赖性,土壤有机质含量的增加能够改善土壤结构,使得土壤孔隙增大,可进一步提高根际氧的浓度,有利于植物根系的生长,为植物根系吸收养分和水分提供更佳的土壤条件.然而,已有研究表明,无机肥的添加会导致其部分转化为难溶性元素,难以被植物吸收利用,且会造成土壤板结[9],本实验结果也表明无机肥的添加会使土壤的孔隙率有降低的趋势.而菌渣的添加能够有效提高土壤孔隙率,由于菌渣自身结构疏松多孔,能促进土壤团聚体的形成进而影响土壤孔隙率,从而改善土壤通气性和透水性.因此,菌渣具有良好的改良土壤孔隙的效果,相较于无机肥,菌渣更适合作为土壤改良剂,从而改善土壤结构.

2.3 菌渣对土壤氧化还原电位的影响

为了对比菌渣与无机肥添加对受重金属污染土壤氧化还原状况的影响,对菌渣添加组和无机肥添加组中的土壤氧化还原电位进行测定,结果如图3所示,图中字母a,b,c表示各处理组间显著性差异(P＜0.05).

由图3可以看出,土壤中添加无机肥和添加菌渣都能有效增强土壤氧化还原电位,但增强幅度随着土壤中重金属浓度的增加而降低.相较于空白对照组,无机肥添加分别使Cd0Zn0,Cd1Zn0,Cd1Zn100,Cd1Zn500,Cd1Zn1000处理组的氧化还原电位增加了40.4%,41.6%,34.2%,33.2%和30.3%;菌渣对土壤氧化还原电位的增强效果大于无机肥,使得氧化还原电位在各重金属处理组中分别增加了81.4%,79.0%,72.3%,68.8%和65.5%.菌渣和无机肥同时添加组也使土壤氧化还原电位有明显的提高,且增强效果介于菌渣添加组和无机肥添加组之间.

图3 菌渣对各处理组土壤氧化还原电位的影响Fig.3 Effects of SMS on soil oxidation-reduction potential in different treatments

土壤氧化还原电位是反映土壤溶液中氧化还原状况的指标,与土壤通气程度和养分的有效性相关,当土壤通气状况较好,养分有效性较高时,能够维持较高的氧化还原电位.土壤强还原条件会使得生长有毒物质积累,不利于植物的生长,而氧化还原电位的增强,会提高土壤通气性,更利于植物的生长[10].

实验结果表明,添加无机肥和添加菌渣都能改善土壤还原状况,增加土壤中的养分,从而使土壤的氧化还原电位增强.与无机肥添加组相比,菌渣的添加能够更好地增强土壤氧化还原电位,通过改善土壤结构,维持土壤含水量,提高土壤透气程度,缓解植物生长的限制因素,使得植物更易分解土壤中的有机质,并利用土壤中的养料更好地进行代谢作用,从而有利于提高植物的光合作用和进行物质的同化积累.

2.4 菌渣对土壤微生物活性的影响

为了探究菌渣和无机肥添加对受Cd,Zn污染土壤中各种酶类、总微生物活性的影响,对各处理组中FDA水解酶活性进行测定,结果如图4所示,图中a,b,c表示各处理组间显著性差异(P＜0.05).

FDA水解涉及多种酶类,可体现土壤总微生物活性的变化,故用FDA水解比值来表示土壤微生物活性的变化.由图4可知,低浓度重金属对土壤中微生物活性有略微促进与激活作用,随着重金属浓度的增大,对土壤微生物毒性增强,使微生物活性受到抑制.在无机肥添加组,土壤微生物活性在土壤重金属处理组为Cd1Zn1000时受到的抑制作用最强,其FDA水解比值减小为Cd0Zn0的69%.添加菌渣能有效提高土壤中微生物的活性,Cd0Zn0,Cd1Zn0,Cd1Zn100,Cd1Zn500,Cd1Zn1000的微生物活性分别是无机肥添加组的1.81,1.78,1.82,1.92和2.26倍.同时添加菌渣和无机肥对土壤微生物活性的影响与菌渣添加组趋势保持一致.

图4 菌渣对各处理组土壤微生物活性的影响Fig.4 Effects of SMS on the activity of microorganism in soil in different treatments

土壤微生物是陆地生态系统的调解者和分解者,参与土壤的有机物质分解、养分循环、污染物的降解和土壤结构形成等诸多土壤生态过程.低浓度重金属条件会对土壤中微生物的活性有激活作用,故导致在Cd1Zn0,Cd1Zn100中微生物活性大于Cd0Zn0;而高浓度的重金属条件会抑制微生物的生长过程,对土壤中微生物产生毒害作用,使得微生物在土壤中污染物质增多的情况下活性降低.总体而言,土壤微生物活性在土壤重金属胁迫下表现出低促高抑的特性,这一现象与Hagmann等[11]的观察一致.

菌渣独特的理化性质和丰富的营养元素可以有效地改善土壤中微生物的生态环境[12],大量有机物质可作为碳源被微生物利用,从而增加土壤中的微生物量[13-14].土壤微生物活性的提高,一方面可改善土壤环境,利于植物生长;另一方面还可活化土壤中的污染物质,使其更易被植物吸收萃取转移到地上部分,从而提高植物修复效率.

3 结束语

本工作将菌渣添加到受镉、锌复合污染的土壤中,观察其对土壤理化性质的影响,从而为菌渣作为重金属污染土壤改良剂的应用提供理论依据.研究结果表明,菌渣在一定程度上改善了土壤的理化性质,主要体现在以下方面:①5%菌渣在144 h减少78.7%的土壤失水量,提高了土壤的保水性,使得土壤环境更有利于植物的生长;②添加菌渣可提高5.1%～19.2%土壤孔隙率,增加土壤透气程度,疏松土壤,从而增强根系在土壤中的呼吸作用与新陈代谢;③添加菌渣可提高65.5%～81.4%土壤氧化还原电位,使得土壤中的养分被更有效地利用,促进土壤肥力,从而促进植物的生长;④相较于无机肥添加组,添加菌渣可提高78%～126%土壤中微生物的活性,加速有机质的分解,形成腐殖质,从而达到改善土壤生态环境的目的.