1 引言(Introduction)

由于耕地面积有限、种植条件的制约及经济利益的驱动, 设施蔬菜栽培面积逐年增加.2016年我国设施蔬菜的种植面积已达391.5万hm², 占蔬菜总播种面积的21.5%, 产量和产值分别占蔬菜生产总量和总产值的30.5%和62.7%(张真和等, 2017).然而, 在设施栽培高投入、高产出的生产模式下, 土壤连续种植3~5年即出现程度不同的连作障碍, 突出表现为酸化、次生盐渍化、养分失衡和土传病害频发等, 当土壤严重退化时只能弃耕, 从而造成资源破坏和经济损失(蔡祖聪, 2019).

兴起于日本和荷兰的土壤强还原处理(Reductive Soil Disinfestation, RSD)亦被称为生物土壤灭菌或厌氧土壤灭菌(Blok et al., 2000; Momma et al., 2010), 是指在发生连作障碍的土壤中添加易分解的有机物料, 然后灌溉至水分饱和并覆膜阻隔空气进入土壤, 在短期内创造强烈的土壤还原状况, 在温度大于30 ℃条件下, RSD处理2~3周即可有效修复土壤连作障碍(蔡祖聪等, 2015; 王宝英等, 2019).目前, 在美国和日本的一些地区已将其作为化学熏蒸的替代方法用于土壤灭菌(Shennan et al., 2018), 在我国的蔬菜、水果和花卉等领域亦得到成功应用(Huang et al., 2015; 朱文娟等, 2020).但RSD修复过程中, 水分和易分解有机物料的增加使可溶性有机质(Dissolved Organic Matter, DOM)大量产生(蔡祖聪等, 2015), 这可能会引起DOM的淋溶.DOM是陆地生态系统中一类复杂的混合物, 其不同组分的生物活性和生态作用各不相同, 不仅是微生物生长繁殖的重要能量来源, 还能够调控土壤中污染物的迁移、转化等环境行为(韦梦雪等, 2017).

生物炭是生物质材料在缺氧或限氧条件下, 高温热解产生的富含碳素、高度芳香化的一类物质(Lehmann et al., 2011).生物炭在修复土壤连作障碍方面潜力巨大, 不仅能缓解土壤酸化、改善土壤结构、提高土壤肥力, 还能有效防控辣椒疫霉病、黄瓜猝倒病等多种土传病害(王光飞等, 2017; Jaiswal et al., 2018).研究表明, 添加生物炭可以增强土壤DOC的稳定性, 减少其淋溶损失(Eykelbosh et al., 2015; Hailegnaw et al., 2019).如Smebye等(2016)发现生物炭在影响DOM淋溶的过程中常伴随着DOM性质的变化, 如DOM的分子组成、芳香性. 目前, 关于RSD和生物炭联合修复退化土壤的研究亦有报道, 主要关注土壤修复过程中温室气体的减排(Li et al., 2019; 孙小飞等, 2020).

基于此, 本文利用紫外-可见吸收光谱和三维荧光光谱技术, 研究RSD、生物炭及二者联合修复对连作障碍土壤DOM数量和结构特征的影响, 以期为退化土壤修复和环境风险评价提供科学依据.

2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 实验材料

供试土壤取自福建省福清市镜洋镇绿丰农业开发有限公司连续种植5年的尖椒样地, 采样深度为0~15 cm, 剔除土壤样品中的石块和植物根系, 过2 mm筛后风干保存.土壤类型为红壤, 土壤pH为6.24, 有机质(SOM)含量为28.88 g·kg^-1, 全氮(TN)含量为2.04 g·kg^-1.

选取当地水稻秸秆为RSD的有机物料, 80 ℃烘干后粉碎, 过2 mm筛备用.生物炭具体制备方法参考文献(Chen et al., 2018)：以水稻秸秆为原材料, 在管式炉(O-KTF1200)中450 ℃厌氧裂解2 h, 过2 mm筛备用.水稻秸秆pH为6.56, TC含量为379.68 g·kg^-1, TN含量为7.62 g·kg^-1; 生物炭pH为11.37, TC含量为471.69 g·kg^-1, TN含量为10.49 g·kg^-1.

2.2 实验设计

实验设置4个处理：①未修复对照土壤(CK); ②生物炭修复, 土壤+2%生物炭(BC); ③RSD修复, 土壤+2%水稻秸秆(RSD); ④RSD与生物炭联合修复, 土壤+2%水稻秸秆+2%生物炭(RSD+BC).

正式实验开始前, 先在风干土中均匀添加去离子水调节土壤含水量至16%, 然后置于25 ℃恒温培养箱中预培养7 d.培养结束后, 称取相当于50.00 g干土重的新鲜土壤于自封袋中, 按处理添加生物炭和水稻秸秆并将其与土壤充分混匀, 加去离子水调节至土壤最大持水量, 排去自封袋内的空气并封口.每个处理4次重复, 随机排列, 置于30 ℃恒温培养箱中培养15 d.培养结束后, 土壤样品一部分风干测定土壤有关性质, 另一部分于冰箱4 ℃储存.

2.3 测定指标及方法

pH采用pH测定仪(Mettler FE28)测定, 其中, 土壤pH测定时水土比(V/W)为2.5:1, 水稻秸秆和生物炭pH测定时水与秸秆或生物炭的比例(V/W)为15:1.土壤电导率(EC)采用便携式电导仪(Mettler FE38)测定; 土壤氧化还原电位(E_h)采用E_h测定仪(Mettler FE28)测定.可溶性有机碳(DOC)用去离子水浸提, 水土比(V/W)为2:1, 振荡30 min后离心, 使用0.45 μm滤膜过滤, 用总有机碳分析仪(TOC-V CPH, 日本)测定溶液中DOC含量(陈滢伊等, 2019).

土壤微生物量碳(MBC)测定采用氯仿熏蒸-硫酸钾浸提法(Wu et al., 1990), 采用总有机碳分析仪测定浸提液中有机碳含量, MBC含量计算方法见公式(1).

(1)

式中, ΔE_C为熏蒸与未熏蒸土壤DOC含量的差值, k_c为转换系数0.45.

紫外-可见吸收光谱采用紫外可见光分光光度计(UV-2450, 日本)测定, 使用光程为1 cm的石英比色皿, 以Mill-Q水为空白, 波长为200~700 nm, 步长为1 nm.用254 nm处的紫外吸收值计算芳香化指数(SUVA₂₅₄), 计算方法见公式(2).

(2)

式中, UV₂₅₄为254 nm处的吸光度值(cm^-1), C为DOC浓度(mg·L^-1).

三维荧光光谱用日立荧光光谱仪(F-7000, Hitachi, 日本)测定, 以Mill-Q水为空白, 使用光程为1 cm的石英比色皿, 扫描速度为1200 nm·min^-1, 激发和发射狭缝宽度为5 nm, 其中, 激发波长(λ_Ex)为200~450 nm, 步长为5 nm, 发射波长(λ_Em)为220~600 nm, 步长为2 nm; 获取的三维荧光光谱扣除Mill-Q水的三维荧光光谱以进行散射校正.荧光光谱测定前, 用2 mol·L^-1的盐酸将所有待测溶液的pH调至2, 以提高灵敏度(陈滢伊等, 2019).根据Chen等(2003)提出的荧光区域积分法, 将三维荧光光谱划分为5个区域(表 1).

荧光发射光谱腐殖化指数(HIX_em)为激发波长为254 nm时, 发射波长在435~480 nm范围与300~345 nm范围积分值的比值(狄丽燕等, 2019); 荧光指数(FI)为激发波长为370 nm时, 发射波长为450 nm与500 nm处荧光强度的比值; 自生源指数(BIX)为激发波长为310 nm时, 发射波长为380 nm与430 nm处荧光强度的比值(陈滢伊等, 2019).

2.4 数据分析

所有数据用Microsoft Excel 2013整理, 统计分析和作图分别采用SPSS 24.0和Origin Pro 2019b软件.采用单因素方差分析检验不同处理间土壤有关性质和DOM相关指标的差异显著性(LSD检验, p < 0.05);利用AMOS 24.0进行结构方程模型(SEM)拟合, 分析土壤有关性质对DOM相关指标的影响.为消除各变量量纲、数值大小对路径分析结果权重的影响, 在分析前对数据进行Z-score标准化处理.

3 结果(Results) 3.1 土壤理化性质

由表 2可知, 培养结束时, 与CK相比, RSD、BC和RSD+BC处理的土壤pH显著提高(p < 0.05), 分别提高了1.2、0.7和1.3.相较于CK处理, RSD处理的土壤EC值显著降低, 而BC与RSD+BC处理的EC值则显著升高(p < 0.05).土壤E_h可表征土壤氧化还原状况, BC处理的E_h值与CK相近, 而RSD与RSD+BC处理的E_h值较CK显著降低了20.1%和8.1%.与CK相比, RSD与RSD+BC处理的MBC含量分别增加了51.0%和84.6%, 但BC处理的变化并不显著.

3.2 土壤DOM含量的动态变化

本研究以DOC含量表征DOM含量(图 1).培养期内, CK与BC处理的土壤DOC含量整体呈下降趋势, 分别由初始的60.22和83.14 mg·kg^-1降至46.48和57.93 mg·kg^-1, 培养结束时BC处理的DOC含量较对照增加了24.6%.RSD和RSD+BC处理的DOC含量在培养的第0~1 d急剧下降, 之后呈波动下降趋势, 分别由初始的307.32和304.96 mg·kg^-1降至112.91和105.52 mg·kg^-1, 培养结束时两个处理的DOC含量分别为BC处理的2.0和1.8倍.

3.3 土壤DOM光谱特征

由图 2可知, 不同处理的土壤DOM三维荧光光谱主要包括2个荧光特征峰, 即A峰(类富里酸物质)和B峰(类腐殖酸物质).与CK相比, BC处理的两类物质的峰面积和峰值均显著增加.相较CK和BC处理, RSD与RSD+BC处理的A、B峰面积和峰值进一步提高, 但RSD处理发生红移, 以B峰为主, 而RSD+BC处理以A峰为主, 两个处理内部荧光峰值变化趋势相反.

3.4 土壤DOM光谱指数

利用SUVA₂₅₄、HIX_em、FI和BIX光谱指数可以评估生物炭和RSD对土壤DOM腐殖化程度、生物来源的影响.由图 3可知, 与CK相比, BC、RSD和RSD+BC处理的SUVA₂₅₄值和HIX_em值显著提高(p < 0.05), 其中, SUVA₂₅₄值分别为CK处理的2.7、2.3和2.7倍, HIX_em值分别为CK处理的1.5、1.9和1.9倍.BC、RSD和RSD+BC处理的FI值和BIX值则显著低于CK处理, 其中, FI值呈现BC>RSD>RSD+BC的趋势, 而BIX值以RSD处理最低, BC与RSD+BC处理之间无显著差异.

3.5 土壤理化性质与DOM的关系

通过Pearson相关分析可明确土壤理化性质与DOM光谱指数间的相关性, 利用SEM可进一步分析其关系.由图 4可知, pH对土壤DOC含量和HIX_em值产生直接正效应, 效应值分别为0.65和0.86, 但对FI产生直接负效应, 效应值为-0.60.土壤DOC含量对MBC含量产生直接正效应, 效应值为0.74. E_h对DOC含量具有负效应, 效应值为-0.41.土壤pH通过影响DOC含量间接影响MBC含量和FI值.

4 讨论(Discussion) 4.1 RSD与生物炭对土壤DOC含量的影响

水稻秸秆及其制备的生物炭含碳量较高, 但二者碳组分差异明显, 因此, 添加秸秆与生物炭对土壤DOC含量的影响差异显著, 如BC处理的土壤DOC含量与对照相比显著增加.Laird等(2010)指出, 在培养初期生物炭能释放一部分可溶性物质, 这是土壤DOC含量增加的重要因素.而RSD与RSD+BC处理的土壤DOC含量增幅显著大于BC处理, 这是因为水稻秸秆中易降解组分如糖类、纤维素、半纤维素经微生物分泌的胞外酶的催化降解会形成单糖、氨基酸和氨基糖等小分子物质, 从而大大提高了土壤DOC含量.此外, 有研究表明土壤E_h和pH亦会影响土壤DOC含量.例如, Chen等(2020)研究发现, 当土壤从好氧转变为厌氧环境时, 微生物优先利用弱晶质铁氧化物作为电子受体并将其还原溶解, 铁的还原过程会显著增加DOC含量.另外, 硝酸盐和铁锰氧化物厌氧还原导致土壤pH升高, 有利于矿物对有机物的解吸, 进一步增加了DOC含量(Zhu et al., 2020).本研究SEM拟合结果亦表明土壤DOC含量与E_h呈负相关, 与pH呈正相关, 这是造成DOC含量差异显著的重要原因.Tang等(2019)的研究同样观察到较高的DOC含量与较高的pH有关.本研究中RSD+BC处理的DOC含量较RSD处理显著降低, 这可能是因为生物炭具有多孔结构, 在DOC含量较高的情况下这些微孔能够吸附土壤中粒径较小的脂肪族分子(Smebye et al., 2016), 从而导致RSD+BC处理的DOC含量降低.培养过程中RSD和RSD+BC处理土壤DOC含量呈下降趋势, 这与寿秀玲等(2017)的研究结果相似, 这是因为秸秆分解前期微生物会消耗大量的DOC.

4.2 RSD与生物炭对土壤DOM光谱特征的影响

本研究中土壤DOM荧光峰以类富里酸和类腐殖酸峰为主, 但不同处理间荧光强度存在差异; RSD、BC和RSD+BC处理的DOM光谱荧光强度显著增强, 且DOM荧光强度与DOC含量变化趋势相一致.这与Patel-Sorrentino等(2002)的研究结论相近, 他们发现DOM荧光峰强度主要与有机碳浓度有关.范春辉等(2015)研究发现, pH值会影响DOM荧光光谱特征, 偏碱性环境使DOM部分基团羧基质子化加强, 大分子构型发生伸展, 更多的荧光基团暴露于溶液体系中, 导致DOM荧光强度有所增强.RSD、BC和RSD+BC处理的pH显著大于对照, 这是其荧光强度显著增加的原因之一.Tang等(2019)在菜地和水稻土中添加生物炭(稻草, 500 ℃制备)观察到DOM中类富里酸和类腐殖酸组分增加, 而Li等(2017)研究不同环境条件(温度和pH)下生物炭(小麦秸秆, 500 ℃制备)DOM释放规律时发现, 生物炭溶出的DOM组分主要以类富里酸和类腐殖酸为主, 这与本研究结果类似, 即BC处理的土壤DOM中类富里酸和类腐殖酸有所增加.其原因在于生物炭在微生物的作用下溶出部分DOM进入土壤中, 进而影响了DOM组分.RSD处理的类腐殖酸物质含量显著大于BC与CK处理.微生物对有机物料的分解增加了腐殖质类荧光物质(狄丽燕等, 2019), 如Yu等(2012)认为有机肥的施用可以促使蛋白质类物质向更加稳定的类富里酸和腐殖酸物质转化.RSD+BC处理的类富里酸物质含量显著大于RSD处理, 这与宋祥云等(2020)的研究一致, 他们发现秸秆与生物炭配施对富里酸脂肪族碳相对含量的影响大于秸秆处理, 这可能与土壤DOM中不同组分在一定条件下进行分解或合成转化有关(谷思玉等, 2018).

韦梦雪等(2017)研究发现, 水稻秸秆腐解前期(20 d)DOM的SUVA₂₅₄值呈上升趋势, 这与本研究结果吻合, RSD处理土壤DOM的芳香化程度显著提高, 原因在于短时间内秸秆中的易分解物质被快速消耗, 富含芳香环结构的腐殖质在有机物中的比例升高.而BC和RSD+BC处理的SUVA₂₅₄值显著大于RSD处理, 表明添加生物炭使DOM具有更高的芳香性, 这与Tang等(2019)的研究相一致, 他们认为生物炭表面含有大量的含氧官能团, 可以增加对重金属的吸附能力, 这些吸附的化合物可以促进与芳香化物质有关的化学转化.此外, 生物炭微孔结构的尺寸排阻效应亦有助于增强DOM的芳香性(Smebye et al., 2016).HIX值可表征DOM中不饱和脂族链的共轭程度或芳香族化合物的缩合程度.HIX＜4时, 表明DOM腐殖化程度较弱, 而高达10~16时, 则表明DOM具有明显的腐殖化特征(赵海超等, 2014).本研究中土壤DOM腐殖化程度较高可能与设施蔬菜地常年多季作物种植和大量施用有机肥等因素有关.此外, 研究表明DOM分子质量和腐殖化程度取决于其芳香族化合物的含量, 含量越高DOM分子的腐殖化程度越大, 分子结构越复杂(李彬彬等, 2017).RSD、BC和RSD+BC处理的芳香化指数显著提高, 这可能也是影响HIX值变化的原因之一.荧光指数FI可区分DOM中腐殖质的来源(狄丽燕等, 2019), 当FI≤1.40时, 环境介质中水溶性有机物主要来源于植物; FI≥1.90时主要来源于微生物的代谢活动; 1.40＜FI＜1.90时, 则来源于植物和微生物(石坤等, 2016).本研究中不同处理的FI值介于1.85~1.91之间, 更接近内源特征值.王齐磊等(2015)的研究亦发现菜地土壤中DOM的FI值接近于1.90.设施蔬菜栽培水分、温度充足, 微生物长期处于活跃状态, 微生物代谢产物较多, 故土壤DOM组分中微生物源居多.BC、RSD和RSD+BC处理的FI值低于对照, SEM拟合结果显示, MBC对FI值具有负效应.这可能是因为添加生物炭和秸秆增加了土壤养分, 可促进微生物的活性, 其分解能力增强进而加速外源碳的分解, 导致土壤DOM中外源组分的比例增加, 故FI值有所降低.

5 结论(Conclusions)

1) RSD和RSD与生物炭联合修复的土壤DOC含量显著大于单独生物炭修复; 相较于RSD处理, RSD与生物炭联合修复的DOC含量显著下降.

2) 本研究中土壤DOM的组分以类富里酸和类腐殖酸为主, RSD处理显著增加了类腐殖酸组分, 而RSD与生物炭联合修复更有利于类富里酸物质的增加. RSD、生物炭及二者联合修复显著增加了土壤DOM芳香化和腐殖化程度.相对而言, RSD与生物炭联合修复DOM的芳香化和腐殖化程度更高, 结构更稳定.

3) 土壤pH和E_h是影响DOM含量和结构特征的重要因素.