聚氨酯微塑料和秸秆添加对滨海脱盐潮土有机碳矿化及其组分的影响

周巧林,汪吉东,尚昊林,梁 栋① ,焦加国②

〔1.江苏省农业科学院农业资源与环境研究所/ 农业农村部江苏耕地保育科学观测站,江苏 南京 210014;2.农业农村部盐碱土改良与利用(滨海盐碱地)重点实验室,江苏 南京 210014;3.南京农业大学资源与环境科学学院,江苏 南京 210095〕

微塑料污染已成为全球环境问题[1]。颗粒直径小于5 mm的塑料被定义为微塑料[2]。微塑料主要通过地膜覆盖、污水灌溉、污泥堆肥和包膜控释肥使用等方式进入农业土壤[3]。近年来,包膜控释肥残膜在土壤中的环境效应引起了广泛关注[4]。包膜控释肥具有提高化肥利用率、节省劳力、增产增效以及减少环境污染等优点,已广泛运用于农业生产[5]。控释肥的关键是外包膜,其种类繁多,主要包括聚烯经、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、性能优良以及良好的生物降解特性等优势被认为是最有前景的膜材类别,约占全国包膜控释肥数量的35%[7]。

包膜控释肥残膜颗粒粒径通常小于2.5 mm,是典型的微塑料[8]。然而,在肥料养分彻底释放后,包膜控释肥残膜残留在土壤中,导致土壤中微塑料持续积累,可能对土壤结构和环境带来潜在危险[9]。KATSUMI等[10]报告了日本19个稻田的土壤中聚乙烯包膜控释肥来源微塑料含量范围为6～369 mg·kg-1(平均144 mg·kg-1),远高于其他国家农田中的微塑料含量。农田环境中,在阳光、温度、水分等多种因素综合作用下,这些聚合物残膜会发生一定程度的降解[11],但因其结构复杂,在自然环境下降解速度很慢,且具有极强的残留性,会对土壤生态系统造成长期影响[12]。目前,国内外学者主要从土壤理化特性、土壤微生物等方面来研究包膜控释肥残膜对土壤环境的影响。鄂玉联等[13]发现,聚丙烯酰胺残膜进入土壤后,可以改善土壤结构,提高0.053～2.000 mm团聚体含量,提高土壤孔隙度和通气透水能力。李晶晶等[14]研究发现,聚丙烯酰胺残膜进入土壤中可提高土壤水分入渗能力,减少地表径流。王学霞等[15]发现,聚氨酯残膜施入土壤120 d后,土壤DOC含量增加,土壤细菌群落多样性显著提高。有机碳矿化即土壤中活性有机碳组分被微生物分解和利用从而释放出CO2的过程,受土壤理化性质、土壤有机质的化学组成和土壤微生物种群活性等诸多因子影响[16]。然而,包膜控释肥残膜导致土壤团聚体、通气透水性等土壤物理性质以及微生物多样性发生改变,可能对土壤有机碳矿化速率及CO2排放造成影响,而关于这方面的研究鲜见系统报道,更多特征及机制还有待深入研究。

有机碳周转是土壤肥力的重要特征,而秸秆还田可显著提升土壤有机碳含量。研究控释肥残膜对土壤中有机碳转化及秸秆降解过程的影响具有重要意义。盐碱土是我国重要的后备土壤资源,而滨海地区是盐碱土集中分布地区之一[17]。长期以来,滨海区域土地利用方式以耕地为主,但因土壤贫瘠且结构差,土壤有机质含量低,农业生产能力弱[18]。因此,近年来当地主要通过秸秆还田、增施包膜控释肥等改善土壤结构和提升土壤产出。生态安全评价表明,只有当土壤资源处于无污染、无威胁和未破坏的健康状态下时,土地资源才能被持续利用[19]。然而,控释肥残膜微塑料残留在土壤中,导致土壤中的微塑料持续积累。同时,秸秆输入后微塑料对土壤有机碳转化的影响规律尚不清楚。因此,该研究通过添加不同量的聚氨酯微塑料和秸秆,研究不同处理对土壤有机碳矿化和碳组分的影响,探究微塑料和秸秆添加下土壤碳转化特征,重点解析微塑料对土壤有机碳矿化的影响方式和作用机理,为科学了解聚氨酯残膜微塑料对土壤碳循环、土壤健康等方面的影响提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 供试材料

1.1.1土壤

供试土壤来自江苏省盐城市滨海县界牌镇黄河湾绿色科技产业园(34.106° N,119.868° E),该地区属于温带湿润季风气候区,年均降水量900～1 066 mm,年均气温13.7～14.4 ℃,土壤类型为黄河冲积物发育形成的典型潮土,质地为壤质砂土。种植制度为小麦-玉米轮作,2022年3月1日采集0～20 cm深度土壤,剔除大型土壤动植物残体,过2 mm孔径筛。土壤基本理化性质如下:pH值8.08,电导率(EC)为350.5 μS·cm-1,有机质和全氮含量分别为5.38和0.32 g·kg-1,有效磷和速效钾含量分别为7.92和134.67 mg·kg-1。

1.1.2供试包膜材料

微塑料为聚氨酯(PU)粉末,来源于聚氨酯包膜,由异氰酸酯和植物油基多元醇制成。将包膜肥料用蒸馏水浸泡,使其表层产生细缝,用自来水浸泡并将所有的核芯肥料清洗干净,然后再用蒸馏水清洗3遍残膜,置于干燥箱中40 °C烘干,用电动粉碎机粉碎,过0.053 mm孔径筛,备用。

1.1.3供试秸秆

于2020年夏季采集小麦秸秆,将成熟小麦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,粉碎后过1 mm孔径筛,秸秆总碳和总氮含量分别为471.6和8.43 g·kg-1。

1.2 试验设计

矿化培养在室内恒温条件下进行,共设置8个处理。(1)CK:空白对照(不添加微塑料、秸秆);(2)T1:添加w=0.1%(以干土计,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%秸秆;(6)T1+S:添加w=0.1%微塑料和w=1%秸秆;(7)T2+S:添加w=0.3%微塑料和w=1%秸秆;(8)T3+S:添加w=1%微塑料和w=1%秸秆。每个处理重复3次。

称取50 g风干土壤样品于500 mL培养瓶中,加入去离子水调节含水量为田间持水量的60%,置于25 ℃恒温培养箱中预培养2周以活化土壤微生物。在预培养结束后,按照以上比例将微塑料和秸秆与土壤进行充分混合,并调节含水量至田间持水量的60%。密封好后在25 ℃恒温培养箱中暗培养。在试验1、3、5、7、10、14、21、28、35 d进行有机碳矿化测定。同时,在试验1、7、14和35 d采集土壤样品进行分析。

1.3 测定指标及方法

(1)土壤有机碳矿化量:采用NaOH吸收滴定法测定土壤有机碳矿化量[20]。将盛有10 mL 0.5 mol·L-1NaOH溶液的吸收杯悬挂于培养瓶中,测定时用镊子小心更换碱液吸收杯,向换出的吸收杯中加入2 mL的1 mol·L-1BaCl2溶液,再滴加2滴酚酞指示剂,用0.5 mol·L-1HCl(每次滴定前用硼砂进行标定)滴定至红色消失。根据HCl滴定量计算培养期内全土中有机碳的矿化量。

(2)有机碳组成及酶活性:土壤可溶性有机碳(DOC)含量采用0.05 mol·L-1K2SO4溶液提取,有机碳分析仪测定[21]。土壤微生物量碳(MBC)含量采用氯仿熏蒸-K2SO4浸提法测定[22]。土壤易氧化有机碳(ROC)含量采用 0.333 mol·L-1KMnO4氧化法测定[23]。土壤β-葡萄糖苷酶(GLU)以及土壤过氧化氢酶(CAT)活性采用索莱宝试剂盒测定。

1.4 数据统计分析

土壤有机碳矿化量计算公式为

MSOC=CHCl×(V0-V1)×22/0.02。

(1)

式(1)中,MSOC为土壤有机碳矿化量,以生成的CO2量计,mg·kg-1;CHCl为盐酸浓度,mol·L-1;V0为空白对照消耗的盐酸体积,mL;V1为试验处理消耗的盐酸体积,mL。

土壤有机碳矿化速率为培养期间有机碳矿化量除以培养天数。数据统计及分析采用SPSS 25.0软件,采用Duncan检验进行差异显著性分析(P<0.05),用OriginPro 2019b和Excel 2016软件进行数据处理和绘图。

2 结果与分析

2.1 微塑料和秸秆添加对土壤有机碳矿化和组分的影响

2.1.1土壤有机碳矿化速率的动态变化

如图1所示,高浓度微塑料(T3)和秸秆添加处理(T1+S、T2+S、T3+S)显著提高了土壤有机碳矿化速率(P<0.05),而低、中浓度微塑料(T1、T2)对土壤有机碳矿化无显著影响。添加不同浓度微塑料处理的有机碳矿化速率在培养3 d时达到峰值,随后快速下降,10 d时达最低值,在14 d时略有回升后继续下降。在培养3 d时,未添加秸秆条件下,添加0.1%、0.3%和1%微塑料处理的土壤有机碳矿化速率分别是CK的1.39、1.66和2.99倍,秸秆添加处理差异不显著。

CK—空白对照;T1—添加0.1%(质量分数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%秸秆;T1+S—添加0.1%微塑料和1%秸秆;T2+S—添加0.3%微塑料和1%秸秆;T3+S—添加1%微塑料和1%秸秆。

2.1.2微塑料和秸秆添加对土壤有机碳累积矿化量的影响

T1、T2、T3处理的有机碳累积矿化量较CK分别提高72.73%、74.33%、79.97%(P<0.05)(图2)。与S处理相比,T1+S和T2+S处理对有机碳累积矿化量无显著影响,T3+S处理有机碳累积矿化量增加7.80%(P<0.05)。微塑料、秸秆添加处理及两者交互作用均显著影响土壤有机碳累积矿化量(表1)。

表1 微塑料、秸秆及两者交互作用对土壤有机碳累积矿化量的影响

CK—空白对照;T1—添加0.1%(质量分数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%秸秆;T1+S—添加0.1%微塑料和1%秸秆;T2+S—添加0.3%微塑料和1%秸秆;T3+S—添加1%微塑料和1%秸秆。直方柱上方英文小写字母不同表示不同处理间差异显著(P<0.05)。

2.1.3微塑料和秸秆添加对土壤DOC的影响

不同浓度微塑料和秸秆添加处理土壤DOC含量呈现先下降后上升的变化趋势(图3)。在培养1 d时,T3处理的土壤DOC含量较CK显著提高,增幅达31.70%(P<0.05);在培养14 d时,T1、T2、T3处理的土壤DOC含量分别显著提高7.21%、18.26%和45.65%(P<0.05);在培养7和35 d时,T1、T2、T3处理的土壤DOC含量无显著性差异。

CK—空白对照;T1—添加0.1%(质量分数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%秸秆;T1+S—添加0.1%微塑料和1%秸秆;T2+S—添加0.3%微塑料和1%秸秆;T3+S—添加1%微塑料和1%秸秆。

在培养期间,S处理的土壤DOC含量较CK显著提高(P<0.05)。与S处理相比,在培养1、7和14 d时,T1+S、T2+S和T3+S处理土壤DOC含量均有显著提高(P<0.05),分别提高19.89%～56.71%、13.74%～37.90%和65.94%～75.82%;培养35 d时,各添加秸秆处理间土壤DOC含量无显著性差异。微塑料、秸秆添加及两者交互作用在培养1和14 d时对土壤DOC含量影响显著(表2)。

表2 微塑料、秸秆及两者交互作用对土壤DOC、MBC和ROC的影响

2.1.4微塑料和秸秆添加对土壤MBC的影响

在整个培养过程中,土壤MBC含量呈现先下降后上升的趋势(图4)。与CK相比,培养1 d时,T1、T2、T3处理显著提高了土壤MBC含量(P<0.05),分别提高17.05%、28.91%和41.92%;在培养7 d时,T3处理土壤MBC含量提高46.83%(P<0.05);在培养14 d时,不同浓度微塑料处理土壤MBC含量无显著性差异;在培养35 d时,T1、T3处理土壤MBC含量分别提高9.14%和14.72%(P<0.05)。

CK—空白对照;T1—添加0.1%(质量分数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%秸秆;T1+S—添加0.1%微塑料和1%秸秆;T2+S—添加0.3%微塑料和1%秸秆;T3+S—添加1%微塑料和1%秸秆。

与CK相比,培养期间S处理显著提高了土壤MBC含量。与S处理相比,在培养1、7 d时,T2+S、T3+S处理土壤MBC含量分别提高10.42%～14.05%和14.07%～21.82%(P<0.05);在培养14 d时,T1+S处理土壤MBC含量提高60.19%(P<0.05);在培养35 d时,添加秸秆处理土壤MBC含量分别提高12.91%、10.38%和22.20%(P<0.05)。微塑料、秸秆添加及两者交互作用在培养1、7和35 d时对土壤MBC含量影响显著(表2)。

2.1.5微塑料和秸秆添加对土壤ROC的影响

在培养1、7和14 d时,T1、T2、T3处理土壤ROC含量均有显著提高(P<0.05),较CK分别提高17.97%～51.80%、11.13%～29.31%和44.49%～57.34%。在培养35 d时,T1、T2、T3处理土壤ROC含量较CK分别提高12.92%、16.16%和9.39%(P<0.05)(图5)。

CK—空白对照;T1—添加0.1%(质量分数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%秸秆;T1+S—添加0.1%微塑料和1%秸秆;T2+S—添加0.3%微塑料和1%秸秆;T3+S—添加1%微塑料和1%秸秆。

与CK相比,培养期间S处理土壤ROC含量显著提高。与S处理相比,在培养1 d时,T1+S、T2+S和T3+S处理土壤ROC含量均显著提高(P<0.05),分别提高2.21%、6.91%和4.52%;在培养7 d时,T1+S、T2+S和T3+S处理土壤ROC含量分别提高12.42%、6.52%和17.64%(P<0.05);在培养14 d时,T1+S和T3+S处理土壤ROC含量分别提高14.84%和34.76%(P<0.05);在培养35 d时,T3+S处理土壤ROC含量提高24.32%(P<0.05)。微塑料、秸秆添加及两者交互作用在培养1、7、14和35 d时对土壤ROC含量均影响显著(表2)。

2.1.6微塑料和秸秆添加对土壤有机碳含量变化的影响

培养末期35 d时,T1+S、T2+S和T3+S处理土壤有机碳净累积矿化量分别为8.22、8.47和8.85 g·kg-1。与CK相比,T1+S处理的土壤DOC、MBC、ROC含量分别增加5.76、250.98和1 270 mg·kg-1,T2+S处理分别增加5.38、241.08和990 mg·kg-1,T3+S处理分别增加5.65、287.21和1 720 mg·kg-1。

2.2 微塑料和秸秆添加对土壤酶活性的影响

2.2.1微塑料和秸秆添加对土壤β-葡萄糖苷酶活性的影响

如图6所示,与CK相比,在培养1 d时,T1、T2、T3处理显著提高了土壤β-葡萄糖苷酶活性(P<0.05),分别是CK的1.46、1.29和1.52倍;在培养7 d时,T1、T2、T3处理土壤β-葡萄糖苷酶活性分别提高43.96%、27.66%和28.30%(P<0.05);在培养14 d时,T3处理土壤β-葡萄糖苷酶活性显著提高61.19%(P<0.05);在培养35 d时,不同浓度微塑料处理无显著性差异。

CK—空白对照;T1—添加0.1%(质量分数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%秸秆;T1+S—添加0.1%微塑料和1%秸秆;T2+S—添加0.3%微塑料和1%秸秆;T3+S—添加1%微塑料和1%秸秆。

秸秆对β-葡萄糖苷酶活性有显著促进作用,S处理β-葡萄糖苷酶活性在1、7、14和35 d时分别是CK的21.93、7.81、3.84和10.05倍。与S处理相比,在培养1 d时,T3+S处理土壤β-葡萄糖苷酶活性提高5.40%(P<0.05);在培养7 d时,T1+S、T2+S和 T3+S处理土壤β-葡萄糖苷酶活性分别提高26.91%、27.98%和21.50%(P<0.05);在培养14 d时,T2+S和 T3+S处理分别提高19.60%和33.29%(P<0.05);在培养35 d时,T2+S和 T3+S处理分别提高40.80%和16.66%(P<0.05)。微塑料、秸秆添加及两者交互作用在培养1、7和14 d时对土壤β-葡萄糖苷酶活性影响显著(表3)。

表3 微塑料、秸秆及两者交互作用对土壤β-葡萄糖苷酶和过氧化氢酶活性的影响

2.2.2微塑料和秸秆添加对土壤过氧化氢酶活性的影响

与CK相比,在培养1、14和35 d时,T1、T2、T3处理土壤过氧化氢酶活性上升,但差异未达显著水平;在培养7 d时,T1、T2、T3处理土壤过氧化氢酶活性分别提高27.10%、29.13%和35.95%(P<0.05)(图7)。

在培养1、7和35 d时,添加秸秆对土壤过氧化氢酶活性有显著促进作用,S处理土壤过氧化氢酶活性较CK分别提高64.12%、73.50%和13.90%(P<0.05)。与S处理相比,在培养1 d时,T1+S、T2+S和T3+S处理土壤过氧化氢酶活性均有显著提高,分别提高10.13%、19.39%和38.86%(P<0.05);在培养7 d时,T2+S、T3+S处理土壤过氧化氢酶活性分别提高19.39%和37.65%(P<0.05);在培养14 d时,T3+S处理提高78.89%(P<0.05);在培养35 d时,T2+S、T3+S处理分别提高33.75%和49.75%(P<0.05)。微塑料、秸秆添加及其交互作用在培养7 d时对土壤过氧化氢酶活性影响显著。

2.3 有机碳矿化速率与土壤活性有机碳含量和酶活性的相关性分析

有机碳矿化速率与土壤活性有机碳含量和酶活性的相关性分析如表4所示。由表4可知,有机碳矿化速率与DOC、MBC、ROC含量和β-葡萄糖苷酶活性呈显著正相关。MBC与ROC含量呈显著正相关,而DOC与MBC、ROC含量无显著相关性。DOC、MBC、ROC含量均与β-葡萄糖苷酶活性呈显著正相关。过氧化氢酶活性与ROC含量呈显著正相关,与有机碳矿化速率、DOC含量、MBC含量、ROC含量和β-葡萄糖苷酶活性均无显著相关性。

SOC-CO2为有机碳矿化速率;DOC为可溶性有机碳;MBC为微生物量碳;ROC为易氧化有机碳;GLU为β-葡萄糖苷酶;CAT为过氧化氢酶。*表示P<0.05;**表示P<0.01。

3 讨论

3.1 微塑料和秸秆添加对土壤有机碳矿化的影响

土壤有机碳矿化是土壤中的活性有机碳组分在微生物的作用下矿化释放CO2等气体的过程[24]。该试验中,培养初期各处理的CO2释放速率较快,随着培养时间的延长逐渐减缓,最终达到稳定状态。郝瑞军等[25]研究发现,土壤有机碳矿化与MBC和DOC含量呈显著正相关,笔者研究结果与其相似。培养初期,土壤中存在较多活性有机碳和营养物质,能为微生物提供充足的养分和碳源,微生物活性增强,因此有机碳分解速率较快。随着培养时间的延长,土壤中的活性有机碳含量下降,微生物增殖和活性减弱,矿化速率逐渐降低并达到稳定。

该研究中,仅添加微塑料处理土壤有机碳累积矿化量随微塑料浓度的增加逐渐上升。这说明添加微塑料后,微塑料中所含的部分碳可以被微生物分解利用,并且可以通过微生物的分解来促进有机碳的矿化,进而提高土壤有机碳累积矿化量。张秀玲等[26]研究发现,添加w=1%聚乙烯微塑料可以显著提高8.20%的有机碳累积矿化量。该试验中,添加秸秆处理可显著提高土壤有机碳的矿化速率和累积矿化量,这可能与供试土壤本身性质有关,黄河故道属于典型盐碱地土壤,土壤中有机碳含量较低,某些微生物的“代谢警觉”能力较强,对基质的响应要快于休眠细胞,加入养分可以加速细菌的更替,从而触发正激发效应[27],提高有机碳矿化速率和累积矿化量。

3.2 微塑料和秸秆添加对土壤活性有机碳组分的影响

YU等[28]采集北京上庄潮土进行为期365 d的矿化培养试验,发现w=10%的聚乙烯微塑料或聚乙烯微塑料与w=1%的秸秆混施,均可增加土壤活性有机碳含量。笔者研究结果表明,微塑料或微塑料与秸秆混施处理都可增加土壤活性有机碳含量,这是因为聚氨酯微塑料含碳量丰富。试验中添加的聚氨酯微塑料由聚氰酸酯与植物油基多元醇反应形成,这在一定程度上增加了土壤中的碳含量。以大豆油、甘油等作为主要物质制备的包膜,微生物可以轻易分解和利用[29],从而为细菌生长和繁殖提供充足基质,促进微生物在短时间内迅速繁殖,促使有机质向土壤活性碳库输送。此外,微塑料还可以通过吸收营养物质为微生物创造一个塑料层,改善微生物附着性,提高微生物活性,以促进大分子有机物质分解成有机碳[30]。ABOBATTA[31]研究发现,聚丙烯酰胺残膜进入土壤后,短期内可以在土壤周围形成一个具有充足水分和营养物质的微环境,增加微环境中微生物数量和活性。

刘聪慧[32]研究发现,在存在秸秆的土壤中加入微塑料残膜,会在土壤中形成一种独特的“秸秆-残膜-土壤”共同体,残膜具有疏水性且表面粗糙,能吸附不同电荷及多种有机、无机物,使该“秸秆-残膜-土壤”共同体的孔隙度、透气性及含水量都不同于没有残膜存在的土壤,从而为微生物创造特殊的活动热点和定殖条件。秸秆中还含有大量纤维素、半纤维素等容易被微生物分解的有机碳,微塑料的存在还可以加速秸秆分解[33],能为土壤中的微生物提供更多的可利用碳源,从而提高微生物的活力,促进土壤本底有机碳的转化[34]。另一方面,秸秆改良了原生盐碱土[35],改善了土壤结构和微生物生存环境,进而提高土壤微生物活性,进一步提高土壤活性有机碳含量[36]。同时,活性有机碳在pH适宜的土壤中更容易迁移,也能够在一定程度上提高土壤活性有机碳含量[37]。

3.3 微塑料和秸秆添加对土壤酶活性的影响

土壤碳降解相关酶与土壤有机碳转化或形成过程密切相关[38]。外源碳进入土壤后,在土壤碳降解酶的作用下,可以为微生物提供满足自身生长代谢所需能源,同时对于土壤微生物呼吸还具有一定的激发效应,而微生物活性增加又有利于酶活性提高。

王琼瑶等[39]研究表明,土壤β-葡萄糖苷酶是显著影响土壤有机碳或可溶性有机碳含量的正向因子。相关性分析也表明,土壤β-葡萄糖苷酶活性与土壤可溶性有机碳含量呈显著正相关。土壤β-葡萄糖苷酶可以对纤维素降解起促进作用,进而增加有机碳矿化可利用底物。在该研究中,不同浓度微塑料和秸秆添加处理显著提高了土壤β-葡萄糖苷酶活性,这与LIU等[40]的研究结果一致。这可能是由于聚氨酯微塑料和秸秆的存在增加了土壤有机物质,为微生物生长提供了所需的能量,促进了微生物的增殖,进而提高了土壤酶活性。土壤过氧化氢酶是一种重要的氧化还原酶,可以表征土壤微生物活性强度。徐寓军[41]利用偏小二乘路径模型将土壤活性有机碳与酶活性进行分析得知,土壤氧化酶活性的增加更有利于土壤活性有机碳的形成。笔者研究表明,不同浓度微塑料处理显著提高了土壤过氧化氢酶活性,这与HUANG等[42]的研究结果一致。这可能是因为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,进而导致酶活性增加。ZHANG等[43]研究表明,土壤中添加w=0.3%的聚酯微纤维可以显著增加土壤孔隙度。CHEN等[44]研究发现,w=2%的聚乳酸微塑料与w=2%的秸秆残渣混施可显著提高土壤过氧化氢酶活性。笔者研究表明,聚氨酯微塑料与秸秆混施处理也同样显著提高了土壤过氧化氢酶活性。这可能是因为微塑料与秸秆混施处理一定程度上改变了土壤微生物多样性,使得绿弯菌门、拟杆菌门和变形菌门等成为优势菌门,这些菌门丰度与土壤过氧化氢酶活性呈正相关[44]。

综上,聚氨酯微塑料短期内的积累与降解促进了土壤有机碳的矿化,并且对土壤活性有机碳组分和土壤酶活性产生了一定的积极影响。由于该研究的局限性,未能够对土壤中微生物群落结构及其多样性等相关指标进行系统分析,有关聚氨酯残膜微塑料对土壤有机碳矿化作用的具体影响机制还不够明确。同时,控释肥残膜微塑料在土壤中的降解是一个长期过程,受土壤容重、质地、水分和温度等诸多因素影响,而且在降解过程中残膜结构、降解产物及其对土壤理化性质的影响仍有待于更深入的研究,以便更好地理解和评价控释肥料残膜的生态环境效应。

4 结论

(1)低、中浓度聚氨酯微塑料处理对土壤有机碳矿化无显著影响,高浓度微塑料处理显著促进土壤有机碳矿化,添加秸秆处理进一步显著促进土壤有机碳矿化。

(2)与CK相比,培养期间不同浓度微塑料处理DOC、MBC、ROC含量分别显著增加5.70%～57.43%、9.14%～41.92%和2.87%～57.34%(P<0.05);与S处理相比,微塑料+秸秆处理DOC、MBC、ROC含量分别显著增加13.74%～75.82%、10.38%～60.19%和2.21%～34.76%(P<0.05)。聚氨酯微塑料与秸秆单独存在及共存均能够提升土壤活性有机碳含量,且共存的提高效应优于聚氨酯微塑料单独作用。

(3)微塑料和微塑料+秸秆处理显著提高了土壤β-葡萄糖苷酶活性和土壤过氧化氢酶活性,对土壤酶的分泌产生了正向反馈作用,提高了土壤微生物的纤维素分解能力和氧化能力。