尾菜再生水灌溉对土壤酶活性与重金属含量的影响

2023-10-10卢秀霞杨祎程张译丹汪建旭

干旱地区农业研究 2023年5期

卢秀霞,赵洋,王晶,杨祎程,张译丹,何潇,汪建旭

(1.兰州现代职业学院农林科技学院,甘肃兰州 730300;2.兰州理工大学能源与动力工程学院,甘肃兰州 730050;3.兰州市农业科技研究推广中心,甘肃兰州 730010)

缺水是中国粮食生产面临的严峻挑战。我国水资源时空分布不均将进一步加剧未来的水资源短缺[1],尤其是西北干旱和半干旱地区水资源严重不足,为农业灌溉开发新的替代水资源对于中国淡水保护至关重要[2]。开发和利用再生废水(RW)作为替代水资源,可以有效促进农业生态系统的水供需平衡[3]。再生水中丰富的氮、磷、钾等营养元素,用作灌溉水可以提高土壤肥力,减少化肥的使用,对植物生长有促进作用,但痕量的铜、锌、镉等重金属存在潜在的土壤累积风险[4-5]。再生水的质量对土壤-作物生态系统平衡有重要影响,影响程度取决于废水来源和回收技术[1,6]。

近年来,围绕城市生活/工业废水、养殖废水对土壤、作物与环境影响的研究报道较多[7]。在对土壤酶活性和重金属含量的影响研究方面,不同来源再生水灌溉均可提高土壤酶活性[8-11],短期灌溉和适度利用对土壤重金属含量影响不明显[12]。也有研究表明,短期再生水灌溉对土壤脲酶和碱性磷酸酶活性无显著影响[13],再生水灌溉可加重土壤中Cd、Zn、Cu和Ni等累积,引起土壤重金属污染[14]。而韩洋等[15]研究发现再生水短期灌溉会提高土壤重金属Cd、Pb的含量,但其含量均低于国家规定的限值,不会造成重金属污染。目前国内外关于尾菜再生水灌溉对土壤环境的影响研究尚不充分。

甘肃省作为我国“西菜东调”和“北菜南运”的重要生产基地,2021年全省高原夏菜总产量达1 655.30万t[16],据测算,蔬菜废弃物/剩余物(以下简称为“尾菜”)产生量约1 015.2万t,由于易腐烂变质、数量巨大且季节性强、资源化利用增值空间小等特点,尾菜已成为农村和城郊生态环境主要污染源[17]。目前尾菜处理主要采用直接还田、饲料化、堆肥和厌氧消化等方式。尾菜含水率高(≥90%),有机物和营养成分丰富,非常适宜厌氧消化处理[18],该方法在全国大宗蔬菜产地废弃物资源高效处理领域应用普遍,但尾菜厌氧消化后产生的大量沼液对周边环境造成严重威胁,处理不当易引起二次污染。本研究针对甘肃高原夏菜尾菜处理利用现状,通过“厌氧反应+两级A/O+MBR(膜生物反应器)生化处理+混凝沉淀+深度处理”主体工艺处理尾菜沼液,获得尾菜再生水,探究再生水灌溉处理对土壤酶活性和重金属含量的影响及潜在生态风险评价,为高原夏菜尾菜再生水农田回收利用提供应用依据及实践基础。

1 材料与方法

1.1 供试材料

供试土壤取自甘肃省兰州市榆中县三角城乡高原夏菜生产基地(104°09′53″E,35°53′43″N,海拔1 810 m)0～20 cm耕层土壤,质地为砂壤土,经自然风干、去除可见杂物,过5 mm筛后,取部分土样测其理化性质,其余填装试验土柱。供试土样基础理化性质为含水率2.44%,容重1.39 g·cm-3,pH值8.46,有机质18.32 g·kg-1,总氮0.10 g·kg-1,总磷0.13 g·kg-1,总钾0.27 g·kg-1,重金属含量分别为63.39(Pb)、28.49 (Cu)、0.344(Cd)、82.94(Cr)mg·kg-1和80.91(Zn)mg·kg-1。

供试水样取自兰州新苏生态能源有限公司尾菜厌氧消化后的沼液,经“厌氧反应+两级A/O+MBR生化处理+混凝沉淀+深度处理”主体工艺处理后的再生水,pH值7.46～7.51,其常规水质指标符合农田灌溉水质标准(GB 5084-2021)[19],重金属含量分别为0.042(Pb)、0.019(Cu)、0.092(Zn)mg·L-1和0.87(Cr)、0.091(Cd) μg·L-1;以自来水为对照(CK),其pH值8.08,重金属含量分别为0.003(Pb)、0.005(Cu)、0.014(Zn)mg·L-1和0.16(Cr)、0.018(Cd)μg·L-1。

1.2 试验设计

采用室内土柱灌溉淋溶模拟试验,土柱为透明有机玻璃管材,外径25.0 cm,高72.0 cm,壁厚0.50 cm,柱体底部设有排水管,便于收集淋出液,柱体自上而下在15、35、45 cm处设有直径为2.5 cm的取样孔。

试验采用尾菜再生水和自来水两种水质,设计充分灌溉(90%田间持水量(09FC),7.86 L)和非充分灌溉(70%田间持水量(07FC),6.12 L)两种灌溉水平,尾菜再生水充分灌溉(VW-09FC)、尾菜再生水非充分灌溉(VW-07FC)为处理,分别以自来水充分灌溉(TW-09FC)、自来水非充分灌溉(TW-07FC)为对照,每处理设置3次重复。室内土柱试验自2021年7月23日开始,2022年4月25日结束,根据当地作物生长周期及水肥管理模式,确定一次灌水周期为18 d,整个试验累计16个灌水周期,共计288 d。灌水后72、144、216、288 d分别进行分层取样检测。

再生水中重金属元素的去向主要包括土壤的吸附和解吸、作物或土壤生物的吸收以及渗入地表水或地下水[3],土壤中重金属可能影响作物的生长,而淋洗液的重金属主要影响地表水或地下水的质量。本文仅对照国家农田灌溉水质标准研究尾菜再生水对土壤重金属分布的影响,其在淋洗液中的质量分数及对地下水的影响将在今后进一步开展试验研究。

1.3 研究方法

供试土样以实际干容重1.39 g·cm-3、含水率2.44%计算,每5 cm土层所需填装的土壤质量为3 230.28 g,土壤分层由下而上装入柱内,每个土柱均分为12次填装,每次填装要保证土壤颗粒分布均匀,严格将土柱内壁边缘土壤夯实,以保证灌水时无贴壁水流现象,尽量避免边缘效应发生(内壁均匀涂抹凡士林),装填完成后,用0.20 mm厚度铝箔包裹土柱外壁。

土壤、再生水和自来水中重金属(Cd、Pb、Cr、Cu、Zn)含量采用王水-高氯酸消煮岛津AA6680型原子吸收分光光度计法测定;脲酶(UE)活性采用苯酚钠比色法测定;蔗糖酶(IA)活性采用3,5-二硝基水杨酸比色法测定;过氧化氢酶(CAT)活性采用KMnO4显色滴定法测定;碱性磷酸酶(ALP)活性采用磷酸苯二钠比色法测定[20]。

采用Hakanson潜在生态危害指数法[21]评价研究土壤重金属生态风险,公式如下:

(1)

式中,Eri为第i种重金属潜在生态危害系数;Tri为第i种重金属毒性系数,Cu、Pb、Cd、Zn、Cr的Tri分别为5、5、30、1和2[22];Ci为重金属i浓度实测值;Si为重金属i浓度的参照值,可参考食用农产品产地环境质量评价标准(HJ 332-2006)[23]确定;RI为综合生态风险指数,是参评元素Eri的和。根据Eri和RI值的大小,对评价对象的生态风险分级:Er<40或RI<150,轻微生态危害;40≤Er<80或150≤RI<300,中等生态危害;80≤Er<160或300≤RI<600,强生态危害;160≤Er<320或600≤RI<1 200,很强生态危害;Er≥320,或RI≥1 200,极强生态危害。其中用Eri评价所得为依据重金属i元素评价结果,用RI评价所得为依据所有参评重金属综合评价结果[24]。

1.4 数据处理

采用Microsoft Excel 2010进行数据处理、计算及制图;采用SPSS 20.0进行显著性分析。

2 结果与分析

2.1 再生水灌溉对土壤酶活性的影响

2.1.1 再生水灌溉对土壤过氧化氢酶(CAT)活性的影响不同灌溉处理条件下土壤过氧化氢酶(CAT)活性如图1所示。灌溉72 d后,0～20 cm土层VW-07FC处理CAT活性显著高于TW-07FC处理(P<0.05),较之提高了14.19%;VW-09FC处理CAT活性略高于TW-09FC处理,差异不显著(P>0.05);VW-09FC处理0～60 cm土层土壤CAT活性均显著高于VW-07FC(P<0.05),3个土层分别提高12.17%、12.65%、19.48%。灌溉144 d后,VW-09FC处理0～40 cm土层土壤CAT活性显著高于TW-09FC处理(P<0.05),0～20 cm和20～40 cm土层分别提高了13.4%、5.9%;VW-09FC处理0～60 cm土层CAT活性均显著高于VW-07FC处理(P<0.05),3个土层分别提高了22.74%、6.40%、15.06%。灌溉216 d后,0～20 cm土层再生水灌溉CAT活性均有显著提高(P<0.05),VW-09FC处理与TW-09FC处理相比提高了7.49%,VW-07FC处理与VW-07FC处理相比提高了8.68%;20～60 cm土层VW-07FC处理显著高于TW-07FC处理,2个土层分别提高了13.46%、6.38%,VW-09FC处理与TW-07FC处理差异不显著(P>0.05)。灌溉288 d后,20～60 cm土层VW-09FC处理土壤CAT活性显著高于TW-09FC处理(P<0.05),20～40 cm和40～60 cm土层分别提高了16.53%、15.80%;40～60 cm土层VW-07FC处理与VW-07FC处理相比提高了15.01%。灌溉216、288 d后,VW-09FC处理与VW-07FC处理之间无显著差异(P>0.05)。再生水两种灌溉水平土壤CAT活性均表现先升后降的变化趋势(图2A),且在144 d其活性达到最高值。

注:图中不同字母表示同一土层不同处理之间差异显著(P<0.05),下同。Note: Different letters in the figure indicate significant differences among treatments in the same soil layer (P<0.05). The same below.图1 不同灌溉条件下土壤过氧化氢酶(CAT)活性变化Fig.1 Changes of soil CAT activity under different irrigation conditions

图2 不同灌溉处理0～60 cm土层土壤酶活性变化Fig.2 Changes of average soil enzyme activity in 0～60 cm soil under different irrigation treatments

2.1.2 再生水灌溉对土壤蔗糖酶(IA)活性的影响不同处理下土壤蔗糖酶(IA)活性变化如图3所示。灌溉72 d后,VW-09FC处理显著提高了0～40 cm土层土壤IA活性(P<0.05),0～20 cm和20～40 cm土层较TW-09FC处理分别提高了5.69%、7.35%。灌溉144、216 d后,再生水灌溉与自来水灌溉相比0～60 cm土层土壤IA活性均无显著差异(P>0.05)。灌溉288 d后,VW-09FC处理显著提高了0～20 cm土层土壤IA活性(P<0.05),且较TW-09FC处理提高了6.55%;其余土层均无显著差异(P>0.05)。VW-09FC处理与VW-07FC处理相比,无论是短期灌溉还是长期灌溉,两者0～60 cm土层土壤IA活性均无显著差异(P>0.05);且随着灌溉次数的增加,IA活性均呈降低趋势(图2B)。

2.1.3再生水灌溉对土壤脲酶(UE)活性的影响不同处理下土壤脲酶(UE)活性变化如图4所示。灌溉72 d后,VW-09FC处理显著提高了0～20 cm土层土壤UE活性(P<0.05),较TW-09FC处理提高了33.00%;VW-07FC处理显著提高20～40 cm土层土壤UE活性(P>0.05),较TW-07FC处理提高了15.56%,其余土层均无显著差异(P>0.05);VW-09FC处理较VW-07FC处理显著提高了0～20 cm土层土壤UE活性(P<0.05),增幅为13.82%。灌溉144 d后,两种再生水处理土壤均显著低于两种自来水处理(P<0.05),且VW-09FC处理较VW-07FC处理显著降低了0～60 cm土层土壤UE活性(P<0.05),3个土层分别降低10.97%、26.97%、8.32%。灌溉216 d后,再生水处理土壤UE活性均显著高于自来水处理(P<0.05),VW-09FC处理0～60 cm土层土壤UE活性较TW-09FC处理分别提高了20.23%、16.54%和17.08%,VW-07FC处理0～20、20～40 cm土层土壤UE活性较TW-07FC处理分别提高了12.64%、11.99%;VW-09FC处理0～20、20～40、40～60 cm土层土壤平均UE活性较VW-07FC处理显著提高了7.33%。灌溉288 d后,VW-09FC处理0～60 cm各土层土壤UE活性显著高于TW-09FC处理(P<0.05),3个土层分别提高了15.75%、17.10%和9.55%;VW-07FC处理0～60 cm各土层土壤UE活性均显著高于TW-07FC处理(P<0.05),分别提高了5.17%、24.14%和16.81%。无论何种再生水灌溉处理,土壤UE活性均随灌溉周期的增加均呈现先降低后升高的变化趋势(图2C),且在144 d降至最低。

图4 不同灌溉条件下土壤脲酶(UE)活性变化Fig.4 Changes of soil UE activity under different irrigation conditions

2.1.4 再生水灌溉对土壤碱性磷酸酶(ALP)活性的影响不同处理下土壤碱性磷酸酶(ALP)活性变化如图5所示。灌溉72 d后,两种再生水灌溉处理均显著提高了0～60 cm各土层ALP活性(P<0.05),VW-09FC处理较TW-09FC处理分别提高了14.34%、14.98%、17.92%,VW-07FC处理较TW-07FC处理分别提高了12.94%、6.49%、8.30%。灌溉144 d后,再生水显著提高了0～20、20～40 cm各土层土壤ALP活性(P<0.05),VW-09FC处理较TW-09FC处理分别提高了5.31%、13.75%,VW-07FC处理较TW-07FC处理分别提高了12.18%、11.91%。灌溉288 d后,VW-09FC处理显著提高了0～20、20～40、40～60 cm各土层土壤ALP活性(P<0.05),且分别较TW-09FC处理提高了13.52%、16.91%和13.47%;VW-07FC处理与TW-07FC处理间无显著差异(P>0.05)。VW-09FC处理与VW-07FC处理相比,灌溉72、144、216 d后,0～60 cm土层平均ALP活性无显著差异(P<0.05);灌溉288 d后,0～60 cm土层ALP活性VW-09FC处理0～60 cm土层土壤平均ALP活性较VW-07FC处理显著提高了7.70%。由图2D可知,中短期(144 d)再生水灌溉后土壤碱性磷酸酶活性达到最高。

图5 不同灌溉条件下土壤碱性磷酸酶(ALP)活性变化Fig.5 Changes of soil ALP activity under different irrigation conditions

2.2 再生水灌溉对土壤重金属累积分布的影响

不同灌溉处理0～60 cm土层土壤重金属含量变化见表1。再生水灌溉显著提高了土壤重金属含量,其中Pb、Cd含量升高更为显著,两种再生水灌溉方式在72、144、216、288 d较相应自来水灌溉显著提高了各土层Pb、Cd含量,随着灌溉次数的增加,Zn、Cr、Cu含量在土层中均有一定的累积;VW-09FC处理与VW-07FC处理相比,重金属含量并未随着灌溉次数的增加表现出显著的差异性(P>0.05)。由表1可知,长期再生水灌溉条件下,Pb、Cd、Zn、Cr、Cu含量在耕层土壤(0～20 cm土层)累积效果更为显著,且随着淋灌次数的增加,Pb、Cd、Cu有向深层土壤迁移的趋势,而Zn、Cr向下迁移趋势不明显,主要在耕层土壤富集;这与邓金锋等[25]研究结果一致。

表1 不同灌溉处理各土层土壤重金属含量变化/(mg·kg-1)Table 1 Changes of heavy metal contents in soil layers under different irrigation treatments

2.3 再生水灌溉后土壤重金属潜在生态风险评估

由表2可知,Pb、Zn、Cr、Cd、Cu对土壤环境造成生态风险的大小顺序为:Cd>Pb>Cu>Cr>Zn,且这5种重金属Er均远低于40,RI也远低于150,说明本试验尾菜再生水灌溉不会对土壤生态环境造成污染。

表2 再生水灌溉后土壤重金属污染潜在生态风险系数Table 2 Soil heavy metal pollution potential ecological risk coefficient after irrigated

2.4 土壤酶活性与重金属含量的相关性分析

为进一步分析再生水中重金属对土壤酶活性的影响,选取了再生水72、144、216、288 d灌溉后0 ～ 60 cm土层平均土壤重金属含量和酶活性进行相关性分析。如表3所示,CAT与Cu、Zn呈极显著正相关关系(P<0.01),相关系数分别为0.64、0.79,与Cr、Cd呈负相关关系,但相关性不显著(P>0.05);IA与Pb、Cr、Cd呈负相关关系,且与Cr显著负相关,相关系数为-0.59 (P<0.05);UE与Zn、Cr呈负相关关系,与Cd呈正相关关系,但相关性均不显著(P>0.05);ALP与Zn、Cu呈正相关关系,且与Zn显著正相关(P<0.05),相关系数为0.70,与Cr、Cd呈负相关关系,且与Cd显著负相关(P<0.05),相关系数为-0.57。表明在研究区域CAT可一定程度上反映重金属Cu、Zn的污染程度,ALP可反映Zn的污染程度,且Cu、Zn对CAT、ALP活性具有一定的刺激作用,而重金属Pb、Cr、Cd对绝大多数酶具有抑制作用。

表3 土壤酶活性与重金属元素含量间相关性分析Table 3 Correlation analysis between soil enzyme activities and heavy metal contents

3 讨论

3.1 再生水灌溉对土壤酶活性的影响

土壤酶是由土壤微生物分泌的具有生物催化作用的蛋白质[26],与微生物共同作用于土壤生境的物质循环,是土壤养分转化动态特征的表现形式和判断土壤肥力大小的重要生物指标,也是土壤敏感性生态指标[27]。影响土壤酶活性的因素很多,土壤养分含量、土壤微生物丰度和种类、施肥种类和数量、植物种植方式、农药和重金属等均会影响土壤酶的种类和活性[28]。多数学者认为再生水灌溉会在一定程度上提高土壤酶活性[29-30]。本研究表明,再生水两种灌溉模式下土壤CAT活性先升后降,最终其活性水平与自来水灌溉无明显差异,这与Meli等[31]研究结果一致。且再生水充分灌溉土壤CAT活性均高于同时段的非充分灌溉,说明再生水充分灌溉较非充分灌溉含有更多的过氧化氢等有害物质,更易受到某些污染物的刺激,促进土壤CAT活性提高,但随着灌溉时间延长和淋溶作用,过氧化氢等有害物质减少,土壤CAT的活性也逐渐降低[32],尤其在0～20 cm土层效果更为明显。再生水灌溉可显著提高0～20 cm土层土壤IA和ALP活性,不同灌水水平之间差异不大,这与韩洋等[33]研究结果一致。与常规灌溉水相比,再生水中常富含氮、磷、钾、有机质等养分以及种群庞大的微生物群体,这些养分和微生物群体随灌溉进入土壤,使土壤养分含量和微生物群体数量均得到提高[34],进而使土壤ALP和IA活性得到提升。本研究发现,相比自来水,短期再生水灌溉明显提高0～20 cm土层土壤UE活性,灌溉中期UE活性明显降低,但长期再生水非充分灌溉0～20 cm土层土壤UE活性显著高于再生水充分灌溉,说明长期再生水非充分灌溉更有利于土壤氮素转化及综合肥力的提升。

3.2 再生水灌溉对土壤重金属的影响

近年来,土壤中重金属污染持续引起全球的高度关注[35],土壤中重金属具有高毒性、生物不可降解性、持久性和在食物链中的生物蓄积性,会直接或间接地对人体的健康造成危害[36]。由于在高原夏菜种植生产过程中存在农药的不规范或过量使用、高强度的化肥施用及再生水处理工艺和成本局限等问题,尾菜源再生水中含有一定量重金属离子及无机有机污染物,是其回收利用的限制性因素。本研究结果表明,再生水灌溉显著提高了土壤重金属含量,长期再生水灌溉条件下,无论哪种灌溉模式,重金属(Pb、Cd、Zn、Cr、Cu)在耕层土壤(0～20 cm土层)的累积效果更为显著,且有向深层土壤迁移的趋势;这可能是再生水中重金属在土壤中的累积、土壤吸附作用及再生水淋溶等因素共同作用的结果。检测结果表明再生水灌溉后土壤中5种重金属(Pb、Zn、Cr、Cd、Cu)含量远低于标准限定值[37],两种再生水灌水模式均不会对土壤生境造成污染,这与大多数研究一致[38-39]。

3.3 土壤酶活性与土壤重金属含量的相关性

有研究表明,重金属对土壤酶活性的影响很大,并因重金属的种类及浓度不同,两者之间存在相互拮抗或协同作用[40]。土壤酶活性对重金属含量较敏感,常作为判断污染物对生物潜在毒性的手段[41]。重金属离子对土壤具有持续的毒害作用,尤其对土壤酶催化的生化反应有很大程度的影响,其通过抑制土壤微生物的生长繁殖、减少体内某些酶的合成与分泌从而降低土壤酶活性[42-44];但也有研究表明,有些重金属对土壤酶具有激活效应[45]。本研究发现,Cr、Cd与过氧化氢酶、蔗糖酶、脲酶、碱性磷酸酶均存在负相关关系,说明这两种重金属元素对多数土壤酶具有抑制作用。Zn与碱性磷酸酶呈极显著正相关关系,Zn、Cu与过氧化氢酶呈极显著正相关关系(P<0.01) ,说明Zn2+、Cu2+可能参与过氧化氢酶和碱性磷酸酶催化的酶促反应,可推断Zn、Cu对过氧化氢酶和碱性磷酸酶具有一定的激活作用,这与王盼盼等[46]研究结果相反。土壤Pb、Zn、Cr、Cd、Cu含量对脲酶活性影响不大,可能是重金属刺激土壤氮素循环中其他酶的活性,致使脲酶对这5种重金属敏感度不高,这与大多数学者研究结果一致[47-48]。因此,再生水处理过程中在控制处理成本的同时应增加重金属的去除工艺,改善再生水的水质,同时科学合理控制再生水灌溉水平,保证尾菜再生水回用的高效性和安全性。