菌渣對蓖麻修復鎘和鋅復合污染土壤的影響

石正馳, 何池全, 熊鵬鵬, 程 雪

(1.上海大學生命科學學院,上海200444;2.上海大學環境與化學工程學院,上海200444;3.上海大學能源作物育種及應用重點實驗室,上海200444)

近年來,隨著農藥的大量施用和工業的迅速發展,土壤污染問題日益嚴重.土壤中的重金屬由于不能被土壤微生物分解,只能在環境中遷移轉化,這一特性已引起廣泛關注.土壤中的鎘(Cd)毒性較高,易通過食物鏈在植物、動物和人體內積累,對生態環境和人體健康構成嚴重威脅[1];鋅(Zn)毒性較低,但在環境中的平均濃度達到了74.2 mg·kg-1,對受到其污染土壤的去除同樣成為急需解決的問題[2].植物修復技術因成本低廉,環境友好,不破壞且能夠穩定土壤等特性,被認為是一項具有廣闊應用前景的治理污染土壤的技術[3].通過向受重金屬污染土壤中添加無機肥(inorganic fertilizer,IF)和有機肥,能夠有效提高土壤肥力.傳統化肥的施用雖然能在短期內提高作物產量,但會造成土壤板結等性質上的惡化.將菌渣(spent mushroom substrate,SMS)作為一種有機肥添加到土壤中,可改善土壤的物化性質,從而促進植物生物量的增加和植物修復效率的提高[4].據統計,菌渣作為一種食用菌栽培基廢料,在我國每年至少產生400萬t[5],而其利用率僅為33%,造成極大的資源浪費和環境問題.已有研究表明,菌渣中含碳物質較多,在土壤中可轉化形成有機質,通過提高土壤有效磷、速效鉀和含氮量來促進植物的生長[6],但關于菌渣在植物修復受重金屬污染土壤中的應用和研究的報道還很缺乏.為此,本工作以雙孢菇菌渣為研究對象,將其添加到受鎘、鋅復合污染的土壤中,研究其在蓖麻植物修復過程中對土壤環境的影響,以期為菌渣作為受重金屬污染土壤改良劑的應用提供理論依據和技術支持.

1 實驗材料與方法

1.1 材 料

菌渣:取自安徽省某雙孢菇栽培基地,pH值為6.4,有機質含量為35.8%,總氮含量為3.98%,有效磷含量為0.125%.

無機肥:取自某市場,為史丹利硫酸鉀型肥料,氮含量為18%,總磷含量為18%,鉀含量為18%.

土壤:取自上海大學校園土表層(N31.31°,E 121.40°),風干后分別過2.000,0.250,0.149 mm篩進行理化性質分析.土壤pH值為7.62,有機質含量為11 750 mg·kg-1,總氮含量為418 mg·kg-1,總磷含量為1 432 mg·kg-1,每2 kg土壤被分裝在帶有托盤的塑料盆中,放在人工氣候室并保持含水量為60%.以水溶態向土壤中加入氯化鎘和氯化鋅,控制鎘濃度為1 mg·kg-1,鋅濃度為 100,500,1 000 mg·kg-1,設置處理組為 Cd0Zn0,Cd1Zn0,Cd1Zn100,Cd1Zn500,Cd1Zn1000.

實驗組別:考慮到土壤肥力,分別設置添加無機肥(IF)和菌渣(5%SMS)兩個處理組,其中CK為空白對照,不作處理.蓖麻種子用30%過氧化氫浸泡10 min,每盆播入5顆種子,發芽7 d后間苗至每盆3株.采用重力法每天加入蒸餾水,使土壤保持含水量為60%.

1.2 分析測試方法

土壤pH值采用電極法直接測定(水土質量比為1∶2.5),采用土壤氧化還原電位儀直接測定氧化還原電位.

土壤累計水損失量:將干土裝入燒杯中,測量其面積為s,加400 mL水,含水量為40%,稱重為m1.分別在第72,96,120,144 h測定重量,分別記為mt,則

土壤孔隙率:用已知容積(V)的環刀切削土壤,使土樣充滿環刀,再用天平稱量環刀中土壤的重量(m1),在烘箱(105°C)中烘干土壤水分,稱量烘干后土壤的重量(m2).再將環刀垂直全部壓入土樣,將土裝入容器(記容器重量為m3),在烘箱(105°C)中烘干土壤水分至恒重記為m4,則

土壤微生物活性:采用熒光素雙醋酸脂(fluorescein diacetate,FDA)法水解測定.稱取1 g土樣(干重),放入30 mL滅菌后pH=7.6的磷酸緩沖液中,于30°C,200 r/min搖床中分散15 min,加入2 g/L的FDA溶液1 mL,于搖床中顯色2 h,于490 nm波長處測定吸光度,換算成單位質量土樣水解產生的熒光素質量,并計算各處理組土樣與對照土樣的FDA水解比值.

數據處理:所有數據采用SPSS軟件分析,顯著性差異水平采用Duncan分析(P＜0.05).

2 結果與討論

2.1 菌渣對土壤累計水損失量的影響

為探究不同菌渣含量對土壤持水性和保水性的影響,本實驗分別設置了0%,3%,5%和7%菌渣配比的土壤,控制土壤含水量為38%,分別在0,72,96,120和144 h測定原土、不同配比菌渣添加處理條件下土壤水累計損失量(見圖1).

圖1 菌渣含量對土壤累計水損失量的影響Fig.1 Effect of different SMS amounts on soil cumulative water loss

由圖1可以看出,土壤累計水損失量隨著時間推移而增多.添加菌渣能有效緩解水損失,且緩解作用隨著菌渣添加量的增加而增強.在144 h,緩解作用達到最佳,添加3%,5%和7%菌渣條件下累計水損失量分別為57.2%,78.6%和78.7%.

水分是影響植物生長發育的主要環境因子之一,水分脅迫(尤其是干旱脅迫)是經常發生的、并且是制約植物生長發育的重要逆境問題,因此土壤的含水量與保水性在植物生長過程中尤為重要.土壤含水量過低會影響植物進行光合作用,降低植物有機物質的積累,無法滿足植物生長的需求,使得株高、生物量等受到明顯抑制,同時蒸騰作用和氣孔導度會顯著降低,從而抑制植物的生長[7],進一步影響植物對土壤中污染物質的積累量和植物修復效率.

只有在適宜的含水率條件下,植物才能順利進行正常的生命活動.已有研究表明,土壤含水量對土壤有機質有著高度依賴性,有機質控制著土壤含水量及其有效性[8],土壤有機質含量的增加會改變土壤的膠體狀況,使土壤吸附作用增強,從而使得土壤含水量提高.菌渣的添加能夠有效提高土壤中有機質的含量,降低土壤中水分的蒸發量,有利于水分下滲,從而達到改良土壤保水、持水效果的目的,為植物根系的生長創造適宜的環境.

2.2 菌渣對土壤孔隙率的影響

為了對比菌渣、無機肥添加量對受重金屬污染土壤通氣狀況的影響,分別設置菌渣添加組和無機肥添加組,對土壤孔隙率進行測定,結果如圖2所示,圖中a,b,c,d表示各處理組間的顯著性差異(P＜0.05).

圖2 菌渣對各處理組土壤孔隙率的影響Fig.2 Effect of SMS on soil porosity ratio in different treatments

由圖2可以看出,土壤孔隙率隨土壤中重金屬濃度的增加而降低.對于無機肥添加組,不同重金屬濃度下土壤孔隙率相較Cd0Zn0分別降低了2.2%,5.3%,12.3%和11.4%;對于菌渣添加組,不同重金屬濃度下土壤孔隙率相較Cd0Zn0分別降低了0.5%,8.1%,9.3%和12.4%.土壤中無機肥的添加會使土壤孔隙率有所降低,降低程度隨土壤中重金屬濃度的增加而升高,且在Cd1Zn1000達到最低,相較于對照組降低了16.8%.菌渣添加組土壤孔隙率均大于空白對照組,在Cd0Zn0達到最高,相較于對照組增加了19.7%,在Cd1Zn0,Cd1Zn100,Cd1Zn500,Cd1Zn1000分別增加了19.2%,10.1%,8.7%和5.1%.對于菌渣和無機肥同時添加組,土壤孔隙率也有明顯的增加,增加效果介于菌渣添加組和無機肥添加組之間.

土壤孔隙率對土壤有機質同樣有著高度依賴性,土壤有機質含量的增加能夠改善土壤結構,使得土壤孔隙增大,可進一步提高根際氧的濃度,有利于植物根系的生長,為植物根系吸收養分和水分提供更佳的土壤條件.然而,已有研究表明,無機肥的添加會導致其部分轉化為難溶性元素,難以被植物吸收利用,且會造成土壤板結[9],本實驗結果也表明無機肥的添加會使土壤的孔隙率有降低的趨勢.而菌渣的添加能夠有效提高土壤孔隙率,由于菌渣自身結構疏松多孔,能促進土壤團聚體的形成進而影響土壤孔隙率,從而改善土壤通氣性和透水性.因此,菌渣具有良好的改良土壤孔隙的效果,相較于無機肥,菌渣更適合作為土壤改良劑,從而改善土壤結構.

2.3 菌渣對土壤氧化還原電位的影響

為了對比菌渣與無機肥添加對受重金屬污染土壤氧化還原狀況的影響,對菌渣添加組和無機肥添加組中的土壤氧化還原電位進行測定,結果如圖3所示,圖中字母a,b,c表示各處理組間顯著性差異(P＜0.05).

由圖3可以看出,土壤中添加無機肥和添加菌渣都能有效增強土壤氧化還原電位,但增強幅度隨著土壤中重金屬濃度的增加而降低.相較于空白對照組,無機肥添加分別使Cd0Zn0,Cd1Zn0,Cd1Zn100,Cd1Zn500,Cd1Zn1000處理組的氧化還原電位增加了40.4%,41.6%,34.2%,33.2%和30.3%;菌渣對土壤氧化還原電位的增強效果大于無機肥,使得氧化還原電位在各重金屬處理組中分別增加了81.4%,79.0%,72.3%,68.8%和65.5%.菌渣和無機肥同時添加組也使土壤氧化還原電位有明顯的提高,且增強效果介于菌渣添加組和無機肥添加組之間.

圖3 菌渣對各處理組土壤氧化還原電位的影響Fig.3 Effects of SMS on soil oxidation-reduction potential in different treatments

土壤氧化還原電位是反映土壤溶液中氧化還原狀況的指標,與土壤通氣程度和養分的有效性相關,當土壤通氣狀況較好,養分有效性較高時,能夠維持較高的氧化還原電位.土壤強還原條件會使得生長有毒物質積累,不利于植物的生長,而氧化還原電位的增強,會提高土壤通氣性,更利于植物的生長[10].

實驗結果表明,添加無機肥和添加菌渣都能改善土壤還原狀況,增加土壤中的養分,從而使土壤的氧化還原電位增強.與無機肥添加組相比,菌渣的添加能夠更好地增強土壤氧化還原電位,通過改善土壤結構,維持土壤含水量,提高土壤透氣程度,緩解植物生長的限制因素,使得植物更易分解土壤中的有機質,并利用土壤中的養料更好地進行代謝作用,從而有利于提高植物的光合作用和進行物質的同化積累.

2.4 菌渣對土壤微生物活性的影響

為了探究菌渣和無機肥添加對受Cd,Zn污染土壤中各種酶類、總微生物活性的影響,對各處理組中FDA水解酶活性進行測定,結果如圖4所示,圖中a,b,c表示各處理組間顯著性差異(P＜0.05).

FDA水解涉及多種酶類,可體現土壤總微生物活性的變化,故用FDA水解比值來表示土壤微生物活性的變化.由圖4可知,低濃度重金屬對土壤中微生物活性有略微促進與激活作用,隨著重金屬濃度的增大,對土壤微生物毒性增強,使微生物活性受到抑制.在無機肥添加組,土壤微生物活性在土壤重金屬處理組為Cd1Zn1000時受到的抑制作用最強,其FDA水解比值減小為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的微生物活性分別是無機肥添加組的1.81,1.78,1.82,1.92和2.26倍.同時添加菌渣和無機肥對土壤微生物活性的影響與菌渣添加組趨勢保持一致.

圖4 菌渣對各處理組土壤微生物活性的影響Fig.4 Effects of SMS on the activity of microorganism in soil in different treatments

土壤微生物是陸地生態系統的調解者和分解者,參與土壤的有機物質分解、養分循環、污染物的降解和土壤結構形成等諸多土壤生態過程.低濃度重金屬條件會對土壤中微生物的活性有激活作用,故導致在Cd1Zn0,Cd1Zn100中微生物活性大于Cd0Zn0;而高濃度的重金屬條件會抑制微生物的生長過程,對土壤中微生物產生毒害作用,使得微生物在土壤中污染物質增多的情況下活性降低.總體而言,土壤微生物活性在土壤重金屬脅迫下表現出低促高抑的特性,這一現象與Hagmann等[11]的觀察一致.

菌渣獨特的理化性質和豐富的營養元素可以有效地改善土壤中微生物的生態環境[12],大量有機物質可作為碳源被微生物利用,從而增加土壤中的微生物量[13-14].土壤微生物活性的提高,一方面可改善土壤環境,利于植物生長;另一方面還可活化土壤中的污染物質,使其更易被植物吸收萃取轉移到地上部分,從而提高植物修復效率.

3 結束語

本工作將菌渣添加到受鎘、鋅復合污染的土壤中,觀察其對土壤理化性質的影響,從而為菌渣作為重金屬污染土壤改良劑的應用提供理論依據.研究結果表明,菌渣在一定程度上改善了土壤的理化性質,主要體現在以下方面:①5%菌渣在144 h減少78.7%的土壤失水量,提高了土壤的保水性,使得土壤環境更有利于植物的生長;②添加菌渣可提高5.1%～19.2%土壤孔隙率,增加土壤透氣程度,疏松土壤,從而增強根系在土壤中的呼吸作用與新陳代謝;③添加菌渣可提高65.5%～81.4%土壤氧化還原電位,使得土壤中的養分被更有效地利用,促進土壤肥力,從而促進植物的生長;④相較于無機肥添加組,添加菌渣可提高78%～126%土壤中微生物的活性,加速有機質的分解,形成腐殖質,從而達到改善土壤生態環境的目的.