尾菜再生水灌溉對土壤酶活性與重金屬含量的影響

盧秀霞,趙 洋,王 晶,楊祎程,張譯丹,何 瀟,汪建旭

(1.蘭州現代職業學院農林科技學院,甘肅 蘭州 730300;2.蘭州理工大學能源與動力工程學院,甘肅 蘭州 730050;3.蘭州市農業科技研究推廣中心,甘肅 蘭州 730010)

缺水是中國糧食生產面臨的嚴峻挑戰。我國水資源時空分布不均將進一步加劇未來的水資源短缺[1],尤其是西北干旱和半干旱地區水資源嚴重不足,為農業灌溉開發新的替代水資源對于中國淡水保護至關重要[2]。開發和利用再生廢水(RW)作為替代水資源,可以有效促進農業生態系統的水供需平衡[3]。再生水中豐富的氮、磷、鉀等營養元素,用作灌溉水可以提高土壤肥力,減少化肥的使用,對植物生長有促進作用,但痕量的銅、鋅、鎘等重金屬存在潛在的土壤累積風險[4-5]。再生水的質量對土壤-作物生態系統平衡有重要影響,影響程度取決于廢水來源和回收技術[1,6]。

近年來,圍繞城市生活/工業廢水、養殖廢水對土壤、作物與環境影響的研究報道較多[7]。在對土壤酶活性和重金屬含量的影響研究方面,不同來源再生水灌溉均可提高土壤酶活性[8-11],短期灌溉和適度利用對土壤重金屬含量影響不明顯[12]。也有研究表明,短期再生水灌溉對土壤脲酶和堿性磷酸酶活性無顯著影響[13],再生水灌溉可加重土壤中Cd、Zn、Cu和Ni等累積,引起土壤重金屬污染[14]。而韓洋等[15]研究發現再生水短期灌溉會提高土壤重金屬Cd、Pb的含量,但其含量均低于國家規定的限值,不會造成重金屬污染。目前國內外關于尾菜再生水灌溉對土壤環境的影響研究尚不充分。

甘肅省作為我國“西菜東調”和“北菜南運”的重要生產基地,2021年全省高原夏菜總產量達1 655.30萬t[16],據測算,蔬菜廢棄物/剩余物(以下簡稱為“尾菜”)產生量約1 015.2萬t,由于易腐爛變質、數量巨大且季節性強、資源化利用增值空間小等特點,尾菜已成為農村和城郊生態環境主要污染源[17]。目前尾菜處理主要采用直接還田、飼料化、堆肥和厭氧消化等方式。尾菜含水率高(≥90%),有機物和營養成分豐富,非常適宜厭氧消化處理[18],該方法在全國大宗蔬菜產地廢棄物資源高效處理領域應用普遍,但尾菜厭氧消化后產生的大量沼液對周邊環境造成嚴重威脅,處理不當易引起二次污染。本研究針對甘肅高原夏菜尾菜處理利用現狀,通過“厭氧反應+兩級A/O+MBR(膜生物反應器)生化處理+混凝沉淀+深度處理”主體工藝處理尾菜沼液,獲得尾菜再生水,探究再生水灌溉處理對土壤酶活性和重金屬含量的影響及潛在生態風險評價,為高原夏菜尾菜再生水農田回收利用提供應用依據及實踐基礎。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試土壤取自甘肅省蘭州市榆中縣三角城鄉高原夏菜生產基地(104°09′53″E,35°53′43″N,海拔1 810 m)0～20 cm耕層土壤,質地為砂壤土,經自然風干、去除可見雜物,過5 mm篩后,取部分土樣測其理化性質,其余填裝試驗土柱。供試土樣基礎理化性質為含水率2.44%,容重1.39 g·cm-3,pH值8.46,有機質18.32 g·kg-1,總氮0.10 g·kg-1,總磷0.13 g·kg-1,總鉀0.27 g·kg-1,重金屬含量分別為63.39(Pb)、28.49 (Cu)、0.344(Cd)、82.94(Cr)mg·kg-1和80.91(Zn)mg·kg-1。

供試水樣取自蘭州新蘇生態能源有限公司尾菜厭氧消化后的沼液,經“厭氧反應+兩級A/O+MBR生化處理+混凝沉淀+深度處理”主體工藝處理后的再生水,pH值7.46～7.51,其常規水質指標符合農田灌溉水質標準(GB 5084-2021)[19],重金屬含量分別為0.042(Pb)、0.019(Cu)、0.092(Zn)mg·L-1和0.87(Cr)、0.091(Cd) μg·L-1;以自來水為對照(CK),其pH值8.08,重金屬含量分別為0.003(Pb)、0.005(Cu)、0.014(Zn)mg·L-1和0.16(Cr)、0.018(Cd)μg·L-1。

1.2 試驗設計

采用室內土柱灌溉淋溶模擬試驗,土柱為透明有機玻璃管材,外徑25.0 cm,高72.0 cm,壁厚0.50 cm,柱體底部設有排水管,便于收集淋出液,柱體自上而下在15、35、45 cm處設有直徑為2.5 cm的取樣孔。

試驗采用尾菜再生水和自來水兩種水質,設計充分灌溉(90%田間持水量(09FC),7.86 L)和非充分灌溉(70%田間持水量(07FC),6.12 L)兩種灌溉水平,尾菜再生水充分灌溉(VW-09FC)、尾菜再生水非充分灌溉(VW-07FC)為處理,分別以自來水充分灌溉(TW-09FC)、自來水非充分灌溉(TW-07FC)為對照,每處理設置3次重復。室內土柱試驗自2021年7月23日開始,2022年4月25日結束,根據當地作物生長周期及水肥管理模式,確定一次灌水周期為18 d,整個試驗累計16個灌水周期,共計288 d。灌水后72、144、216、288 d分別進行分層取樣檢測。

再生水中重金屬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滲入地表水或地下水[3],土壤中重金屬可能影響作物的生長,而淋洗液的重金屬主要影響地表水或地下水的質量。本文僅對照國家農田灌溉水質標準研究尾菜再生水對土壤重金屬分布的影響,其在淋洗液中的質量分數及對地下水的影響將在今后進一步開展試驗研究。

1.3 研究方法

供試土樣以實際干容重1.39 g·cm-3、含水率2.44%計算,每5 cm土層所需填裝的土壤質量為3 230.28 g,土壤分層由下而上裝入柱內,每個土柱均分為12次填裝,每次填裝要保證土壤顆粒分布均勻,嚴格將土柱內壁邊緣土壤夯實,以保證灌水時無貼壁水流現象,盡量避免邊緣效應發生(內壁均勻涂抹凡士林),裝填完成后,用0.20 mm厚度鋁箔包裹土柱外壁。

土壤、再生水和自來水中重金屬(Cd、Pb、Cr、Cu、Zn)含量采用王水-高氯酸消煮島津AA6680型原子吸收分光光度計法測定;脲酶(UE)活性采用苯酚鈉比色法測定;蔗糖酶(IA)活性采用3,5-二硝基水楊酸比色法測定;過氧化氫酶(CAT)活性采用KMnO4顯色滴定法測定;堿性磷酸酶(ALP)活性采用磷酸苯二鈉比色法測定[20]。

采用Hakanson潛在生態危害指數法[21]評價研究土壤重金屬生態風險,公式如下:

(1)

式中,Eri為第i種重金屬潛在生態危害系數;Tri為第i種重金屬毒性系數,Cu、Pb、Cd、Zn、Cr的Tri分別為5、5、30、1和2[22];Ci為重金屬i濃度實測值;Si為重金屬i濃度的參照值,可參考食用農產品產地環境質量評價標準(HJ 332-2006)[23]確定;RI為綜合生態風險指數,是參評元素Eri的和。根據Eri和RI值的大小,對評價對象的生態風險分級:Er<40或RI<150,輕微生態危害;40≤Er<80或150≤RI<300,中等生態危害;80≤Er<160或300≤RI<600,強生態危害;160≤Er<320或600≤RI<1 200,很強生態危害;Er≥320,或RI≥1 200,極強生態危害。其中用Eri評價所得為依據重金屬i元素評價結果,用RI評價所得為依據所有參評重金屬綜合評價結果[24]。

1.4 數據處理

采用Microsoft Excel 2010進行數據處理、計算及制圖;采用SPSS 20.0進行顯著性分析。

2 結果與分析

2.1 再生水灌溉對土壤酶活性的影響

2.1.1 再生水灌溉對土壤過氧化氫酶(CAT)活性的影響 不同灌溉處理條件下土壤過氧化氫酶(CAT)活性如圖1所示。灌溉72 d后,0～20 cm土層VW-07FC處理CAT活性顯著高于TW-07FC處理(P<0.05),較之提高了14.19%;VW-09FC處理CAT活性略高于TW-09FC處理,差異不顯著(P>0.05);VW-09FC處理0～60 cm土層土壤CAT活性均顯著高于VW-07FC(P<0.05),3個土層分別提高12.17%、12.65%、19.48%。灌溉144 d后,VW-09FC處理0～40 cm土層土壤CAT活性顯著高于TW-09FC處理(P<0.05),0～20 cm和20～40 cm土層分別提高了13.4%、5.9%;VW-09FC處理0～60 cm土層CAT活性均顯著高于VW-07FC處理(P<0.05),3個土層分別提高了22.74%、6.40%、15.06%。灌溉216 d后,0～20 cm土層再生水灌溉CAT活性均有顯著提高(P<0.05),VW-09FC處理與TW-09FC處理相比提高了7.49%,VW-07FC處理與VW-07FC處理相比提高了8.68%;20～60 cm土層VW-07FC處理顯著高于TW-07FC處理,2個土層分別提高了13.46%、6.38%,VW-09FC處理與TW-07FC處理差異不顯著(P>0.05)。灌溉288 d后,20～60 cm土層VW-09FC處理土壤CAT活性顯著高于TW-09FC處理(P<0.05),20～40 cm和40～60 cm土層分別提高了16.53%、15.80%;40～60 cm土層VW-07FC處理與VW-07FC處理相比提高了15.01%。灌溉216、288 d后,VW-09FC處理與VW-07FC處理之間無顯著差異(P>0.05)。再生水兩種灌溉水平土壤CAT活性均表現先升后降的變化趨勢(圖2A),且在144 d其活性達到最高值。

注:圖中不同字母表示同一土層不同處理之間差異顯著(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.圖1 不同灌溉條件下土壤過氧化氫酶(CAT)活性變化Fig.1 Changes of soil CAT activity under different irrigation conditions

圖2 不同灌溉處理0～60 cm土層土壤酶活性變化Fig.2 Changes of average soil enzyme activity in 0～60 cm soil under different irrigation treatments

2.1.2 再生水灌溉對土壤蔗糖酶(IA)活性的影響 不同處理下土壤蔗糖酶(IA)活性變化如圖3所示。灌溉72 d后,VW-09FC處理顯著提高了0～40 cm土層土壤IA活性(P<0.05),0～20 cm和20～40 cm土層較TW-09FC處理分別提高了5.69%、7.35%。灌溉144、216 d后,再生水灌溉與自來水灌溉相比0～60 cm土層土壤IA活性均無顯著差異(P>0.05)。灌溉288 d后,VW-09FC處理顯著提高了0～20 cm土層土壤IA活性(P<0.05),且較TW-09FC處理提高了6.55%;其余土層均無顯著差異(P>0.05)。VW-09FC處理與VW-07FC處理相比,無論是短期灌溉還是長期灌溉,兩者0～60 cm土層土壤IA活性均無顯著差異(P>0.05);且隨著灌溉次數的增加,IA活性均呈降低趨勢(圖2B)。

2.1.3再生水灌溉對土壤脲酶(UE)活性的影響 不同處理下土壤脲酶(UE)活性變化如圖4所示。灌溉72 d后,VW-09FC處理顯著提高了0～20 cm土層土壤UE活性(P<0.05),較TW-09FC處理提高了33.00%;VW-07FC處理顯著提高20～40 cm土層土壤UE活性(P>0.05),較TW-07FC處理提高了15.56%,其余土層均無顯著差異(P>0.05);VW-09FC處理較VW-07FC處理顯著提高了0～20 cm土層土壤UE活性(P<0.05),增幅為13.82%。灌溉144 d后,兩種再生水處理土壤均顯著低于兩種自來水處理(P<0.05),且VW-09FC處理較VW-07FC處理顯著降低了0～60 cm土層土壤UE活性(P<0.05),3個土層分別降低10.97%、26.97%、8.32%。灌溉216 d后,再生水處理土壤UE活性均顯著高于自來水處理(P<0.05),VW-09FC處理0～60 cm土層土壤UE活性較TW-09FC處理分別提高了20.23%、16.54%和17.08%,VW-07FC處理0～20、20～40 cm土層土壤UE活性較TW-07FC處理分別提高了12.64%、11.99%;VW-09FC處理0～20、20～40、40～60 cm土層土壤平均UE活性較VW-07FC處理顯著提高了7.33%。灌溉288 d后,VW-09FC處理0～60 cm各土層土壤UE活性顯著高于TW-09FC處理(P<0.05),3個土層分別提高了15.75%、17.10%和9.55%;VW-07FC處理0～60 cm各土層土壤UE活性均顯著高于TW-07FC處理(P<0.05),分別提高了5.17%、24.14%和16.81%。無論何種再生水灌溉處理,土壤UE活性均隨灌溉周期的增加均呈現先降低后升高的變化趨勢(圖2C),且在144 d降至最低。

圖4 不同灌溉條件下土壤脲酶(UE)活性變化Fig.4 Changes of soil UE activity under different irrigation conditions

2.1.4 再生水灌溉對土壤堿性磷酸酶(ALP)活性的影響 不同處理下土壤堿性磷酸酶(ALP)活性變化如圖5所示。灌溉72 d后,兩種再生水灌溉處理均顯著提高了0～60 cm各土層ALP活性(P<0.05),VW-09FC處理較TW-09FC處理分別提高了14.34%、14.98%、17.92%,VW-07FC處理較TW-07FC處理分別提高了12.94%、6.49%、8.30%。灌溉144 d后,再生水顯著提高了0～20、20～40 cm各土層土壤ALP活性(P<0.05),VW-09FC處理較TW-09FC處理分別提高了5.31%、13.75%,VW-07FC處理較TW-07FC處理分別提高了12.18%、11.91%。灌溉288 d后,VW-09FC處理顯著提高了0～20、20～40、40～60 cm各土層土壤ALP活性(P<0.05),且分別較TW-09FC處理提高了13.52%、16.91%和13.47%;VW-07FC處理與TW-07FC處理間無顯著差異(P>0.05)。VW-09FC處理與VW-07FC處理相比,灌溉72、144、216 d后,0～60 cm土層平均ALP活性無顯著差異(P<0.05);灌溉288 d后,0～60 cm土層ALP活性VW-09FC處理0～60 cm土層土壤平均ALP活性較VW-07FC處理顯著提高了7.70%。由圖2D可知,中短期(144 d)再生水灌溉后土壤堿性磷酸酶活性達到最高。

圖5 不同灌溉條件下土壤堿性磷酸酶(ALP)活性變化Fig.5 Changes of soil ALP activity under different irrigation conditions

2.2 再生水灌溉對土壤重金屬累積分布的影響

不同灌溉處理0～60 cm土層土壤重金屬含量變化見表1。再生水灌溉顯著提高了土壤重金屬含量,其中Pb、Cd含量升高更為顯著,兩種再生水灌溉方式在72、144、216、288 d較相應自來水灌溉顯著提高了各土層Pb、Cd含量,隨著灌溉次數的增加,Zn、Cr、Cu含量在土層中均有一定的累積;VW-09FC處理與VW-07FC處理相比,重金屬含量并未隨著灌溉次數的增加表現出顯著的差異性(P>0.05)。由表1可知,長期再生水灌溉條件下,Pb、Cd、Zn、Cr、Cu含量在耕層土壤(0～20 cm土層)累積效果更為顯著,且隨著淋灌次數的增加,Pb、Cd、Cu有向深層土壤遷移的趨勢,而Zn、Cr向下遷移趨勢不明顯,主要在耕層土壤富集;這與鄧金鋒等[25]研究結果一致。

表1 不同灌溉處理各土層土壤重金屬含量變化/(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屬潛在生態風險評估

由表2可知,Pb、Zn、Cr、Cd、Cu對土壤環境造成生態風險的大小順序為:Cd>Pb>Cu>Cr>Zn,且這5種重金屬Er均遠低于40,RI也遠低于150,說明本試驗尾菜再生水灌溉不會對土壤生態環境造成污染。

表2 再生水灌溉后土壤重金屬污染潛在生態風險系數Table 2 Soil heavy metal pollution potential ecological risk coefficient after irrigated

2.4 土壤酶活性與重金屬含量的相關性分析

為進一步分析再生水中重金屬對土壤酶活性的影響,選取了再生水72、144、216、288 d灌溉后0 ～ 60 cm土層平均土壤重金屬含量和酶活性進行相關性分析。如表3所示,CAT與Cu、Zn呈極顯著正相關關系(P<0.01),相關系數分別為0.64、0.79,與Cr、Cd呈負相關關系,但相關性不顯著(P>0.05);IA與Pb、Cr、Cd呈負相關關系,且與Cr顯著負相關,相關系數為-0.59 (P<0.05);UE與Zn、Cr呈負相關關系,與Cd呈正相關關系,但相關性均不顯著(P>0.05);ALP與Zn、Cu呈正相關關系,且與Zn顯著正相關(P<0.05),相關系數為0.70,與Cr、Cd呈負相關關系,且與Cd顯著負相關(P<0.05),相關系數為-0.57。表明在研究區域CAT可一定程度上反映重金屬Cu、Zn的污染程度,ALP可反映Zn的污染程度,且Cu、Zn對CAT、ALP活性具有一定的刺激作用,而重金屬Pb、Cr、Cd對絕大多數酶具有抑制作用。

表3 土壤酶活性與重金屬元素含量間相關性分析Table 3 Correlation analysis between soil enzyme activities and heavy metal contents

3 討 論

3.1 再生水灌溉對土壤酶活性的影響

土壤酶是由土壤微生物分泌的具有生物催化作用的蛋白質[26],與微生物共同作用于土壤生境的物質循環,是土壤養分轉化動態特征的表現形式和判斷土壤肥力大小的重要生物指標,也是土壤敏感性生態指標[27]。影響土壤酶活性的因素很多,土壤養分含量、土壤微生物豐度和種類、施肥種類和數量、植物種植方式、農藥和重金屬等均會影響土壤酶的種類和活性[28]。多數學者認為再生水灌溉會在一定程度上提高土壤酶活性[29-30]。本研究表明,再生水兩種灌溉模式下土壤CAT活性先升后降,最終其活性水平與自來水灌溉無明顯差異,這與Meli等[31]研究結果一致。且再生水充分灌溉土壤CAT活性均高于同時段的非充分灌溉,說明再生水充分灌溉較非充分灌溉含有更多的過氧化氫等有害物質,更易受到某些污染物的刺激,促進土壤CAT活性提高,但隨著灌溉時間延長和淋溶作用,過氧化氫等有害物質減少,土壤CAT的活性也逐漸降低[32],尤其在0～20 cm土層效果更為明顯。再生水灌溉可顯著提高0～20 cm土層土壤IA和ALP活性,不同灌水水平之間差異不大,這與韓洋等[33]研究結果一致。與常規灌溉水相比,再生水中常富含氮、磷、鉀、有機質等養分以及種群龐大的微生物群體,這些養分和微生物群體隨灌溉進入土壤,使土壤養分含量和微生物群體數量均得到提高[34],進而使土壤ALP和IA活性得到提升。本研究發現,相比自來水,短期再生水灌溉明顯提高0～20 cm土層土壤UE活性,灌溉中期UE活性明顯降低,但長期再生水非充分灌溉0～20 cm土層土壤UE活性顯著高于再生水充分灌溉,說明長期再生水非充分灌溉更有利于土壤氮素轉化及綜合肥力的提升。

3.2 再生水灌溉對土壤重金屬的影響

近年來,土壤中重金屬污染持續引起全球的高度關注[35],土壤中重金屬具有高毒性、生物不可降解性、持久性和在食物鏈中的生物蓄積性,會直接或間接地對人體的健康造成危害[36]。由于在高原夏菜種植生產過程中存在農藥的不規范或過量使用、高強度的化肥施用及再生水處理工藝和成本局限等問題,尾菜源再生水中含有一定量重金屬離子及無機有機污染物,是其回收利用的限制性因素。本研究結果表明,再生水灌溉顯著提高了土壤重金屬含量,長期再生水灌溉條件下,無論哪種灌溉模式,重金屬(Pb、Cd、Zn、Cr、Cu)在耕層土壤(0～20 cm土層)的累積效果更為顯著,且有向深層土壤遷移的趨勢;這可能是再生水中重金屬在土壤中的累積、土壤吸附作用及再生水淋溶等因素共同作用的結果。檢測結果表明再生水灌溉后土壤中5種重金屬(Pb、Zn、Cr、Cd、Cu)含量遠低于標準限定值[37],兩種再生水灌水模式均不會對土壤生境造成污染,這與大多數研究一致[38-39]。

3.3 土壤酶活性與土壤重金屬含量的相關性

有研究表明,重金屬對土壤酶活性的影響很大,并因重金屬的種類及濃度不同,兩者之間存在相互拮抗或協同作用[40]。土壤酶活性對重金屬含量較敏感,常作為判斷污染物對生物潛在毒性的手段[41]。重金屬離子對土壤具有持續的毒害作用,尤其對土壤酶催化的生化反應有很大程度的影響,其通過抑制土壤微生物的生長繁殖、減少體內某些酶的合成與分泌從而降低土壤酶活性[42-44];但也有研究表明,有些重金屬對土壤酶具有激活效應[45]。本研究發現,Cr、Cd與過氧化氫酶、蔗糖酶、脲酶、堿性磷酸酶均存在負相關關系,說明這兩種重金屬元素對多數土壤酶具有抑制作用。Zn與堿性磷酸酶呈極顯著正相關關系,Zn、Cu與過氧化氫酶呈極顯著正相關關系(P<0.01) ,說明Zn2+、Cu2+可能參與過氧化氫酶和堿性磷酸酶催化的酶促反應,可推斷Zn、Cu對過氧化氫酶和堿性磷酸酶具有一定的激活作用,這與王盼盼等[46]研究結果相反。土壤Pb、Zn、Cr、Cd、Cu含量對脲酶活性影響不大,可能是重金屬刺激土壤氮素循環中其他酶的活性,致使脲酶對這5種重金屬敏感度不高,這與大多數學者研究結果一致[47-48]。因此,再生水處理過程中在控制處理成本的同時應增加重金屬的去除工藝,改善再生水的水質,同時科學合理控制再生水灌溉水平,保證尾菜再生水回用的高效性和安全性。

4 結 論

1)尾菜再生水灌溉可增加0～20 cm土層土壤IA、UE和ALP活性,長期非充分灌溉更有利于土壤氮素轉化。

2)尾菜再生水灌溉能夠引起部分重金屬元素(Pb、Cr、Zn)的累積,但遠低于相關限定值[36],表明兩種再生水灌溉水平均不會對土壤生境造成污染。

3)Pb、Zn、Cr、Cd、Cu生態風險系數的大小順序為:Cd>Pb>Cu>Cr>Zn,單潛在生態風險系數和整體潛在生態風險系數遠低于輕微生態危害的風險值。