吳 思，高維常，蔡 凱，焦加國，張仕祥

（1.南京農(nóng)業(yè)大學(xué) 資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院/江蘇省有機(jī)固體廢棄物資源化協(xié)同創(chuàng)新中心，南京 210095； 2.貴州省煙草科學(xué)研究院，貴陽 550001；3.中國煙草總公司鄭州煙草研究院，鄭州 450001）

0 引 言

【研究意義】在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)過程中，覆蓋塑料地膜能起到保溫保墑、促進(jìn)作物根系發(fā)育的作用[1-2]。迄今為止，我國農(nóng)用塑料地膜覆蓋面積位居世界第一[3]。但農(nóng)田機(jī)械作業(yè)會導(dǎo)致施入土壤的塑料地膜破損，裂解為小的碎片，大量殘留在土壤耕作層中，造成土壤板結(jié)，嚴(yán)重阻礙土壤中水分和養(yǎng)分的運(yùn)輸[4-5]，對土壤生態(tài)環(huán)境造成嚴(yán)重影響[6-8]。在2015 年，農(nóng)用地膜殘留正式被列為面源污染問題之一[9]。與聚乙烯塑料地膜相比，可生物降解地膜能在微生物的作用下分解為CO2、H2O 及其所含元素的礦化無機(jī)鹽，最終參與生物代謝循環(huán)[10-11]，在土壤中無殘留，其應(yīng)用已受到越來越多的關(guān)注。高分子聚合物聚己二酸/對苯二甲酸丁二醇酯（簡稱為PBAT）具有芳香族聚酯良好的機(jī)械性能以及脂肪族聚酯的生物降解性能，優(yōu)異的性能使其成為最有望替代聚乙烯的新型有機(jī)物料[12-13]?！狙芯窟M(jìn)展】大量研究表明，環(huán)境因子及土壤微生物活性是決定生物降解地膜降解速率的重要因素[14-15]。譚湖偉等[16]通過14C 同位素標(biāo)記法得出生物降解地膜降解受降水、溫度等環(huán)境因素所影響；黃格省等[17]指出在濕度較大、含無機(jī)鹽量較多的情況下生物降解地膜的降解進(jìn)程加快；Kijchavengkul[18]通過室內(nèi)降解試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)：生物降解地膜的降解主要是由于太陽輻射；Yakabe[19]發(fā)現(xiàn)當(dāng)土壤含水率較低時(shí)，細(xì)菌的活性降低，延遲誘導(dǎo)，

當(dāng)土壤含水率增加時(shí)，誘導(dǎo)期會隨之縮短，但土壤過濕、溫度過低又會使反應(yīng)速度減緩?！厩腥朦c(diǎn)】貴州省是我國煙葉第二大省，2018 年種植面積為3.5×105hm2，產(chǎn)量2.02×105t，約占全國總量的13%。從2013 年開始，貴州省煙草科學(xué)研究院在煙葉生產(chǎn)中陸續(xù)開展了生物降解地膜的試驗(yàn)示范和推廣應(yīng)用，以逐步替代塑料地膜，但對于生物降解地膜的降解特征及環(huán)境影響因子仍不清楚。因此，研究PBAT生物降解地膜在不同土壤水分梯度下的降解規(guī)律及其安全性十分重要?！緮M解決的關(guān)鍵問題】本研究通過室內(nèi)培養(yǎng)試驗(yàn)，分析不同PBAT 生物降解地膜的降解時(shí)間和降解程度，結(jié)合掃描電鏡(SEM)、傅里葉紅外光譜（FTIR）分析，研究PBAT 生物降解地膜在不同土壤水分條件下的降解特征，探討其對土壤微生物及酶活性的影響。以期為貴州省煙葉生產(chǎn)過程中生物降解地膜的推廣應(yīng)用提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試生物降解地膜由貴州省煙草科學(xué)研究院提供，分別為國產(chǎn)1 號（膜A）、國產(chǎn)2 號（膜B）、德國巴斯夫（膜C），主要成分均為PBAT，結(jié)構(gòu)式如圖1。市售普通聚乙烯地膜（膜D），地膜厚度均為0.008 mm。供試土壤為貴州煙區(qū)黃壤，基本理化性質(zhì)為：pH 值7.02，有機(jī)質(zhì)量15.99 g/kg，全氮量1.19 g/kg，全磷量0.77 g/kg。

圖1 PBAT 的化學(xué)結(jié)構(gòu)式 Fig.1 Chemical structure of PBAT

1.2 試驗(yàn)方法

試驗(yàn)于2018 年10 月23 日—2019 年4 月23 日在南京農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院進(jìn)行。選擇上述4 種地膜，設(shè)置土壤質(zhì)量含水率為15%、25%和35%的3 個(gè)水分梯度，共12 個(gè)處理，每個(gè)處理設(shè)置4 次重復(fù)。將地膜裁剪成一定大?。? cm×8 cm）的樣品，干燥48 h，逐一稱量其質(zhì)量并記錄，然后將地膜埋在裝有100 g 風(fēng)干土的玻璃培養(yǎng)皿中（12 cm×12 cm），調(diào)整含水率后用紗布覆蓋培養(yǎng)皿，以防止水分過快蒸發(fā)。將其放入25 ℃恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng)。試驗(yàn)開展后每隔1 d 用控制質(zhì)量法補(bǔ)充水分。分別在培養(yǎng)第30、80、130、180 d 采用破壞性采樣方法采集地膜和土壤樣品。

地膜樣品采集后于清水中漂洗，去除表面泥土后置于燒杯中，加入75%酒精，靜置30 min，然后用去離子水清洗干凈，自然晾干，放置于紙袋中保存。土壤樣品采集后，平均分為2 份，其中一份鮮樣直接裝入紙袋于4 ℃冰箱保存，用于測定土壤微生物生物量碳、氮，另一份樣品風(fēng)干后過0.25 mm孔徑的篩網(wǎng)，裝入紙袋用于測定土壤酶活性。

1.3 測定指標(biāo)及方法

1.3.1 地膜降解率

埋膜前將地膜洗凈于陰涼干燥處風(fēng)干，用1/10 000 天平測得原始地膜樣品的質(zhì)量m0；每次取樣清洗風(fēng)干后用1/10000 天平測得降解后質(zhì)量mi，以2 次測定質(zhì)量的差值計(jì)算地膜的降解率。地膜降解率=（m0-mi）/m0。

1.3.2 地膜表面結(jié)構(gòu)

采用SEM 掃描電鏡，將處理后的地膜試樣黏附在載物臺后，對地膜降解前后樣品表面分別進(jìn)行濺射噴金處理，放大1 000 倍、3 000 倍對各地膜表面的微觀結(jié)構(gòu)變化進(jìn)行觀察。

1.3.3 地膜化學(xué)結(jié)構(gòu)

將降解前后的地膜自然晾干后，用酒精擦拭其表面，采用傅立葉變換紅外光譜儀測定其紅外光譜，波長范圍4 000～400 cm-1。傅里葉紅外譜圖能反映出聚合物分子中不同基團(tuán)的振動特征，羰基指數(shù)可以用來表征地膜的降解水平[20]。

1.3.4 土壤微生物生物量碳、氮

采取氯仿熏蒸-硫酸鉀浸提法，重鉻酸鉀外加熱法測定微生物生物量碳量，半微量凱氏定氮法測定微生物生物量氮量。

1.3.5 土壤酶活性

試驗(yàn)選擇土壤脲酶、土壤過氧化氫酶、土壤多酚氧化酶活性進(jìn)行測定。土壤脲酶可以水解尿素，生成氨和碳酸，因此可以利用靛酚藍(lán)比色法[21]測定其活性；土壤過氧化氫酶活性通過測定240 nm 處吸光度變化來反映其活性高低[22]；土壤多酚氧化酶以鄰苯三酚為基質(zhì)，通過測定430 nm 處吸光度來取定其活性[23]。

1.4 數(shù)據(jù)處理

采用Excel 2013 和SPSS 16.0 軟件對數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，運(yùn)用Duncan 檢驗(yàn)法（P＜0.05）進(jìn)行方差分析和多重比較（α=0.05）。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同土壤水分條件下地膜降解速率的動態(tài)變化

各地膜降解速率見圖2。由圖2 可以看出，在不同水分梯度下，不同生物降解地膜的降解速率均高于PE 地膜，以25%土壤水分下的降解最快，且不同生物降解地膜降解速率均隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長逐漸升高，其中以膜A 降解速率最快。在15%土壤水分下，3 種生物降解地膜具有不同程度的降解，膜A 降解最快，第180 d 時(shí)解率達(dá)76.66%，而膜B 和膜C 降解率只有25.07%、18.46%。在25%和35%土壤水分下，不同降解地膜的降解特征與15%土壤水分條件完全一致，均以膜A 降解速率最快。總的來說，以25%土壤水分下生物降解地膜降解率最高，在35%土壤水分條件下，培養(yǎng)180 d 后膜A、膜B、膜C 降解率分別為63.41%、6.88%、14.35%，均顯著低于其他2 個(gè)水分條件。隨著培養(yǎng)時(shí)間的增加，生物降解地膜降解率均升高，在培養(yǎng)180 d 時(shí)，膜A、膜B、膜C降解率在不同水分條件下到降解率在6.88%～96.65%之間，而對于PE 膜來說，不同水分條件下其降解率均無明顯變化。

圖2 15%、25%、35%土壤質(zhì)量含水率條件下各地膜降解率動態(tài)變化 Fig.2 Dynamic changes in membrane degradation rates under 15%、25% and 35% soil moisture conditions

圖3 各地膜25%土壤質(zhì)量含水率條件下掃描電鏡 Fig.3 Scanning electron microscopy of each film in 25% water content

以25%水分條件為例，圖3 為各地膜在該水分條件下培養(yǎng)0、30、130 d 的掃描電鏡圖。由圖3 可以看出，各生物降解地膜培養(yǎng)130 d 后分子鏈均產(chǎn)生了斷裂和氧化，進(jìn)而被分解為小分子物質(zhì)，形成微觀孔洞，均發(fā)生了降解，而PE 地膜培養(yǎng)前后無明顯變化。在培養(yǎng)前，各生物降解地膜原樣均勻致密，相容性好。培養(yǎng)30 d 后3 種生物降解地膜均開始出現(xiàn)不同程度的裂紋，但具體的裂解形式不同。其中膜A 降解30 d 后破損較為嚴(yán)重，質(zhì)地開始疏松并出現(xiàn)蜂窩狀小孔洞，降解較快；膜B 降解前有大量白色顆粒狀物體，30 d 后出現(xiàn)大量網(wǎng)狀龜裂，機(jī)械性能變差；膜C 在30 d 后出現(xiàn)微小裂紋，130 d 時(shí)表面出現(xiàn)大小不一的孔洞，裂紋進(jìn)一步加深，碎屑物增多。PE 地膜前后電鏡圖片基本一致，無裂紋，證明PE 地膜在培養(yǎng)的180 d 內(nèi)并未發(fā)現(xiàn)降解。15%、35%水分條件下各生物降解地膜表面結(jié)構(gòu)變化與25%含水率下類似，均表現(xiàn)出隨著降解率的升高，表面破損裂解程度越大?？傮w來看，25%水分條件下降解程度最大。

2.2 不同土壤水分條件下地膜化學(xué)結(jié)構(gòu)的動態(tài)變化

PBAT 是由1，4-丁二醇、對苯二甲酸、己二酸合成的石油基高分子聚合物[24]。傅里葉紅外譜圖中的某些特征基團(tuán)可以用來表征PBAT：3 425 cm 處的吸收峰是聚合物中-OH 的伸縮振動峰，2 956 cm 處屬于-CH2-振動峰，1 710 cm 處的吸收峰是由酯鍵振動引起的，1 636 cm 處為不飽和C=C 雙鍵的所引發(fā)的吸收峰，1 300 cm 為烷烴中C-H 鍵的吸收峰，1 014 cm處的峰為C-O-C 基團(tuán)的吸收峰，而在720 cm 處的吸收峰代表存在4 個(gè)或者相鄰近的亞甲基[25]。

圖4 為各生物降解地膜在500～3 400 cm-1之間的傅里葉紅外譜。各生物降解地膜主要成分均為PBAT，因此以圖4（a）為例，位于1 750～1 675 cm 處的峰為羰基吸收峰（C=O），1 710 cm 附近為低分子量的酯，可以看出隨著降解時(shí)間的延長，羰基吸收峰明顯增強(qiáng)，可能是生物降解地膜中的酯鍵發(fā)生斷裂由此形成大量羰基，C-H 鍵以及C-O-C 鍵減弱，說明可能在微生物的作用下引發(fā)水解作用，最后導(dǎo)致分子鏈的斷裂，生物降解地膜發(fā)生降解。普通聚乙烯地膜經(jīng)過180 d 培養(yǎng)后各基團(tuán)的振動特征并未改變，這可能是因?yàn)榫垡蚁┓肿恿看?，表面能低，本身性能穩(wěn)定等原因所致。

生物降解地膜在降解后會形成大量羰基以及一些含氧基團(tuán)，羰基指數(shù)可以用來表征其降解程度，即測定羰基譜帶與不隨著氧化而發(fā)生變化的譜帶強(qiáng)度的比值，當(dāng)?shù)啬そ到饫匣絿?yán)重時(shí)，生成的羰基也就越多，羰基指數(shù)隨之變大[26]。各地膜在不同土壤質(zhì)量含水率條件下的羰基指數(shù)如表1 所示。從表1可以看出，3 種生物降解地膜在降解180 d 時(shí)的羰基指數(shù)大小順序?yàn)槟>膜B>膜C，這與它們的降解速率快慢一致；對比不同土壤水分下的羰基指數(shù)，可以看出25%水分條件下的各地膜羰基指數(shù)最大，在此條件下各生物降解地膜降解速率最快，降解程度最深；而普通PE 膜在降解前后均沒有羰基產(chǎn)生。

圖4 各地膜培養(yǎng)0、180 d 后傅里葉紅外譜圖Fig. 4 FTIR spectrum of the films for 0 d and 180 d

表1 培養(yǎng)180 d 后土壤不同質(zhì)量含水率條件下各地膜的羰基指數(shù)動態(tài)變化 Table 1 Dynamic change of carbonyl index of different mulch film under different water contents at 180 d

表2 培養(yǎng)180 d 時(shí)各地膜在不同質(zhì)量含水率條件下的土壤微生物活性變化 Table 2 Changes of soil microbial activity in different mulch film under different water conditions at 180 d

2.3 不同土壤水分條件下土壤微生物生物量碳、氮及酶活性變化

培養(yǎng)180 d 時(shí)各地膜在不同質(zhì)量含水率條件下的土壤微生物活性變化如表2 所示，由表2 可知，180 d 培養(yǎng)結(jié)束后，不同生物降解地膜的土壤微生物活性變化大致呈現(xiàn)出25%>15%>35%的趨勢，這與各生物降解地膜在不同土壤質(zhì)量含水率梯度下的降解情況一致。在15%水分條件下，3 種生物降解地膜處理下的土壤微生物生物量碳、多酚氧化酶活性顯著高于PE 地膜處理，但土壤微生物生物量氮、過氧化氫酶、脲酶活性均無顯著差異；在25%質(zhì)量含水率條件下，膜A 培養(yǎng)180 d 后的土壤微生物生物量碳、脲酶活性顯著高于PE 地膜，其余指標(biāo)無顯著差異；35%質(zhì)量含水率條件下，PE 地膜培養(yǎng)180 d后土壤多酚氧化酶活性顯著高于膜A、膜B。從不同含水率來看，15%和25%質(zhì)量含水率條件下土壤微生物及酶活性無顯著差異，但與35%質(zhì)量含水率條件呈顯著差異。

3 討 論

本研究表明，在不同土壤質(zhì)量含水率條件下，培養(yǎng)180 d 后3 種PBAT 生物降解地膜能夠發(fā)生降解，表面結(jié)構(gòu)和化學(xué)結(jié)構(gòu)均發(fā)生了變化，其中膜A 降解程度最深，而PE 地膜培養(yǎng)180 d 內(nèi)未見降解。PBAT 生物降解地膜以石油基為主要原料，但降解特性取決于物料本身的特殊結(jié)構(gòu)，而并非其來源[26]。土壤中各種微生物及相應(yīng)的生物酶類構(gòu)成了生物降解地膜所處的生物學(xué)環(huán)境，且存在著共生作用，即特定的微生物執(zhí)行降解環(huán)節(jié)中的某一個(gè)步驟，而其他微生物以其產(chǎn)物為生。研究證明，通過13C 同位素標(biāo)記法證明了PBAT 生物降解地膜能夠被微生物分解蠶食，且隨著微生物的呼吸作用轉(zhuǎn)化為CO2[27]，這些微生物分解始于地膜表面[28]，可以利用聚合物分子中的C 作為能源。在質(zhì)量含水率作用下，高分子聚合物分子鏈發(fā)生斷裂，表面積逐漸增大并出現(xiàn)裂紋，分子量隨之降低，生成短鏈分子，在土壤酶的作用下進(jìn)一步分解為寡聚片段，從而被吞噬細(xì)胞吞噬[29]。生物降解地膜的立體結(jié)構(gòu)影響了微生物分解的速度，三維結(jié)構(gòu)受材料與配方的影響，結(jié)構(gòu)越松散越有易于微生物侵蝕[30]，因此本試驗(yàn)各生物降解地膜在同土壤質(zhì)量含水率條件下降解速率表現(xiàn)為膜A>膜B>膜C。

在不同土壤質(zhì)量含水率條件下，以25%含水率條件的地膜降解速率最高。此前，田鳳飛[31]對于海藻多糖干地膜的研究發(fā)現(xiàn)，在溫度為25 ℃、土壤水分為25%時(shí)地膜降解最快；趙愛琴[14]也得出類似結(jié)果，淀粉基質(zhì)膜在25%的含水率下降解速率最快；龍世方等[32]通過模型擬合發(fā)現(xiàn)麻纖維地膜在25%土壤含水率下降解最快，217 d 達(dá)到全降解。這可能是由于土壤含水率較低時(shí)，微生物的活性降低，而當(dāng)土壤含水率增加時(shí)，誘導(dǎo)期會隨之縮短，但土壤過濕又會使反應(yīng)速度減緩[19]。降解生物降解地膜的特征菌群是屬于子囊菌門的真菌菌株[32-33]，在本試驗(yàn)中，由于35%含水率條件下土壤濕度太大導(dǎo)致土壤含氧量降低，使得真菌活性受到抑制，進(jìn)而影響了生物降解地膜的降解[19,34]。

諸多研究表明[35-37]，微生物在有機(jī)高分子物料的降解過程中起著重要作用，無菌土壤中培養(yǎng)的生物降解地膜在試驗(yàn)期間不能發(fā)生降解。本試驗(yàn)表明，在同一質(zhì)量含水率條件下，各地膜土壤微生物、酶活性的變化趨勢大致為膜A>膜B>膜C>膜D，與各生物降解地膜降解速率變化趨勢一致，這說明微生物在地膜降解過程中起著重要作用；15%、25%質(zhì)量含水率條件下土壤微生物及酶活性無顯著差異，但均顯著高于35%質(zhì)量含水率條件，說明含水率條件所引起的土壤微生物活性差異可能是造成生物降解地膜速率差異的主要原因。

4 結(jié) 論

以PBAT 為主要成分的生物降解地膜在施入土壤后能夠發(fā)生降解，生物降解地膜在培養(yǎng)180 d 后出現(xiàn)了大量微觀孔洞，羰基指數(shù)也隨著降解時(shí)間的增加而逐漸升高，但降解速率快慢與土壤含水率以及地膜組成有關(guān)。在25%土壤含水率條件下，各類型生物降解地膜降解速率最快，顯著優(yōu)于15%、35%的土壤含水率條件。