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联合国环境规划署《2013年全球汞评估报告》指出：中国是全球汞(Hg)的主要排放国，总排放量为全球的1/3，亚洲的3/4。表明在中国开展汞的生物地球化学研究对人体健康和生态安全具有重要意义[1]。湖泊水库等水体中的汞主要来自河流输入和大气沉降，甲基汞(MeHg)则来源于水体汞的甲基化或沉积物中MeHg的释放[2]，通过生物富集作用和食物链传递的生物放大作用，最终在人体内积累，对人类安全危害极大。丁之勇等[3]发现：中国31个湖泊沉积物中汞的平均质量分数为0.076 mg·kg−1；多个湖泊沉积物中汞的地累积指数达到中度或重度污染，潜在生态风险指数和平均污染程度仅次于镉(Cd)。张杰等[4]发现：太湖流域河流表层沉积物中汞的平均质量分数为0.109 mg·kg−1，超过背景值的采样点占47.87%，潜在生态风险评价处于中等或以上。近年来中国湖泊富营养化较为普遍，藻华时有发生，对湖泊水生生态系统造成极大威胁。溶解性有机质(DOM)是水生生态系统中水体天然有机质的主要成分(占97.1%)[5]，通常指能通过0.10~0.70 μm滤膜，包含不同结构、分子量的碳基有机化合物，包括单糖、氨基酸等小分子化合物和蛋白质、腐殖质等大分子化合物。随着藻类暴发性增长，大量初级生产力进入[6]，水体中DOM成分随之发生变化。如河流河口的硅藻Bacillariophyta藻华可显著增加DOM中碳水化合物的相对含量[7]，类蛋白质荧光组分的峰强变化规律与各浮游藻类密度呈显著相关(r＞0.80)[8]。一般认为，藻类正常生长的分泌物和降解的死亡藻体[9]都会造成沉积物中有机质的异常积累，从而改变水质参数，影响化合物形态的转化。DOM的—CH3、—CH2、—OH、—COOH、—C=O、—NH2等多种活性官能团可作为天然的载体与配体，与汞离子(Hg2+)发生氧化还原、络合、螯合、沉淀等一系列反应，从而影响水环境中汞元素的赋存形态、迁移性、溶解性以及最终归趋[10]。此外，DOM还会改变沉积物的氧化还原电位(Eh)和pH[11]、微生物种群等[12]环境因子，间接影响汞的形态转化。目前关于DOM影响汞甲基化的观点仍存在着较大分歧。有学者认为：DOM所含的还原态硫官能团能对汞产生络合作用，抑制其生物甲基化过程；也有研究者发现：较小的有机质会促进Hg的生物甲基化[13]，DOM可以直接或在金属离子催化作用下参与非生物甲基化过程[14]。有鉴于水体中DOM来源的复杂性及其化学结构与性质的差异性，在总量水平上研究其对汞的影响难以形成定论。因此，有必要从更微观的角度阐明DOM对汞形态转化影响的作用机制。根据极性和电荷特性，DOM可分为6个成分，即疏水性的碱性、酸性和中性DOM以及亲水性的碱性、酸性和中性DOM[15]。水体富营养化和藻华使得藻体腐解过程产生的有机物成为水环境中DOM的重要来源。本研究通过室内模拟实验，对不同腐解阶段的藻类DOM进行逐步分离，取得6个亲水和疏水性亚组分，系统研究这些亚组分对汞甲基化的影响，以期丰富淡水环境中汞的生物地球化学理论，为汞污染的控制和降低汞污染健康风险提供科学依据。
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供试藻体采自浙江省杭州市临安区某小型淡水湖泊。选取富营养化严重的湖水区域，用捞网收集水中浮藻，做好标记后放置在收纳箱内带回实验室。去除已腐烂的水藻及其他杂物后用水清洗干净，并用去离子水淋洗3次，冷冻干燥后备用。
冷冻干燥的第0、5、10、20、30、60天各取浮藻样品充分研磨，超纯水浸提法提取DOM[2]。浸提条件为20 mL超纯水与2.0 g浮藻样品混合，黑暗、恒温(25 ℃)下振荡24 h后高速离心；取0.45 μm玻璃纤维滤膜过滤离心后的上清液作为DOM样品，结晶，4 ℃保存备用。
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取DOM结晶，与溴化钾(KBr)固体混合后制成压片。使用傅里叶变换红外光谱仪(IR Prstige-21，日本岛津)测定不同腐解时期DOM的红外光谱。为减少干扰，在分析每个样品前先测定光谱背景值，通过环境空气、二氧化碳(CO2)和水(H2O)矫正光谱。调节扫描波数精度为0.01 cm−1，波数为400~4 000 cm−1。
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用蠕动泵将DOM样品的原液通过填满树脂的树脂柱，调节四氟丙烯活塞控制液体流动速率。为了防止树脂层中出现气泡，用可拆卸的玻璃砂芯片固定树脂。
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用体积分数95%的甲醇过Amberlite XAD 4和Amberlite XAD 8树脂柱，赶走柱中气泡，用蒸馏水淋洗至流出液的溶解性有机碳(DOC)质量浓度接近于0。用60 ℃的热水反复清洗阴离子交换树脂和阳离子交换树脂，直到阴离子交换树脂的浸洗水不再褐色、阳离子交换树脂的浸洗水几乎无泡沫；水洗后的阴、阳离子交换树脂用质量分数3%~5%的氢氧化钠(NaOH)和盐酸(HCl)溶液二次清洗，以碱－酸－碱的进液次序过阴离子交换树脂柱，以酸－碱－酸的次序过阳离子交换树脂柱。上述处理步骤完成后，将树脂放置于密封罐中备用[2]。
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DOM分离参照LEENHEER等[16]和CHEFETZ等[17]方法。根据DOM在不同类型树脂上吸附能力的差异，将其分为疏水碱性(HOB)、疏水中性(HON)、疏水酸性(HOA)、亲水碱性(HIB)、亲水中性(HIN)、亲水酸性(HIA)6种有机组分[18]。其中HOB通过0.10 和0.01 mol·L−1 盐酸溶液反洗XAD-8树脂后获得，HOA由0.10 mol·L−1 氢氧化钠溶液反洗XAD-8树脂后获得，HON通过空气干燥XAD-8树脂并用甲醇索式提取后获得；HIB由0.10 mol·L−1氨水(NH3·H2O)反洗BIO-RAD AG-MP-50离子交换树脂后获得，HIA由3.00 mol·L−1氨水反洗DUOLITE A-7离子交换树脂后获得，HIN用纯水淋洗DUOLITE A-7离子交换树脂后获得。得到的洗脱液置于40 ℃下旋转蒸发，再经过脱盐、冷冻干燥后获得固体样品得固体样品[18]。
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配制6个质量浓度梯度(100.00、200.00、400.00、800.00、1 600.00、3 200.00 ng·L−1)的氯化汞(HgCl2)溶液，测定未腐解藻体DOM各组分在不同氧气条件(好氧、厌氧)下对汞甲基化的影响。
将装有6种DOM亚组分样品的离心管分组，整齐地放入厌氧袋中，加入配套的厌氧产气包，快速挤出原有空气后密封，室温下放置24 h。
反应皿中加入60 mL经氮吹去氧的超纯水，分别加入DOM各组分，调节总有机碳(TOC)至10 mg·L−1，pH为7，静置1 d后，加入不同质量浓度HgCl2溶液。采用蒋红梅等[19]方法(蒸馏-乙基化结合气相色谱-冷原子荧光，CVAFS法)在BROOKS RAND测汞仪上测定甲基汞质量浓度(最低检出限为0.009 ng·L−1)。
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配制1 000.00 ng·L−1的Hg2+溶液，分别加入第0、5、10、20、30、60天DOM各亚组分，参照蒋红梅等[19]方法测定甲基汞质量浓度。
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数据处理和图表制作采用Origin 8.5及Omnic 8.2软件。MeHg测量按10%的平行操作，测定标样和空白样并做标准曲线。分析重复组数据时控制相对标准偏差低于12%。
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碱性疏水性有机物(HOB)对汞甲基化贡献最高，其次为HON和HIA，其他成分的贡献量都较小，且没有显著差异。3种疏水性有机亚组分的汞甲基化作用由强到弱依次为HOB、HON、HOA。由图1可知：不同氧气条件下，MeHg生成量均随Hg2＋质量浓度增加而增加，提示HOB具有明显促进汞甲基化的能力。Hg2+低于1 600 ng·L−1时，好氧条件下MeHg转化量随Hg2+质量浓度的增加而增加，转化率则降低(由13.0%降至1.7%)；厌氧条件下MeHg的转化量一直呈上升趋势，转化率则较为平稳；相比之下，厌氧条件更有利于MeHg的生成。HOA与HON一定程度上也能促进MeHg生成，但总体效果不如HOB。两者均在Hg2+质量浓度最大时达最大转化量，但MeHg转化率均随Hg2+质量浓度增加而下降。Hg2+质量浓度为3 200 ng·L−1时，3种组分的MeHg转化量厌氧条件均高于好氧条件。
图 1 不同Hg2+质量浓度下DOM各亚组分对汞甲基化的影响
Figure 1. Effect of DOM subcomponents on the production of MeHg at different initial Hg2+ concentrations
3种亲水性有机亚组分中，HIB能略微促进Hg2+的甲基化；厌氧条件下甲基汞生成量较少(最大值0.17 ng·L−1)；不同氧气条件下转化率均随Hg2+质量浓度增加而降低，好氧时最高值为29.0%，厌氧时最高值为13.0%。HIA在好氧条件下的MeHg转化量表现为先上升后下降(最大值为0.40 ng·L−1)，厌氧条件下的转化量很小(最大值0.15 ng·L−1)，转化率随Hg2+质量浓度的升高而降低。HIN对汞形态转化亦有一定的促进作用。好氧、厌氧条件下MeHg转化量随浓度变化的规律性不强，厌氧转化量更低；2种条件下转化率均大致随Hg2+浓度的升高而降低，但厌氧条件下最高转化率仅为好氧时的一半。
以上结果表明：藻体DOM总体上可促进水体中Hg2+的甲基化反应。分离出的6个亚组分中，3个疏水性有机物对甲基汞产生的影响要强于3个亲水性有机物，以HOB的促进作用最为明显。DOM影响重金属在水体中形态变化过程的根本原因是其可以与重金属离子形成络合物，从而影响后者形态、生物有效性和毒性。有机分子的结构组成可以影响DOM对金属的亲合力。GUGGENBERGER等[20]发现：亲水性酸性物质对金属离子有较强的络合能力，是疏水性酸性物质的2~8倍，与本研究中亲水性DOM更易与溶液中的Hg2+结合、降低水体汞甲基化的结论一致。生物配体模型[21]认为：亲水性DOM与自由金属离子络合后使得自由离子平衡浓度下降，进而降低金属离子在有DOM存在时的有效性，与本研究结论也较为一致。研究发现：随着Hg2+质量浓度升高，甲基汞转化率逐渐降低，表明在较高的Hg2+质量浓度条件下，参与甲基化反应DOM的甲基供体数量不足，与LIANG等[22]结论一致。
自然环境下，汞的甲基化特别是生物甲基化主要发生在厌氧条件下。本研究发现，不同亚组分在好氧/厌氧条件下对甲基汞产生的影响不同。对于HOB来说，厌氧条件更利于汞的甲基化反应，厌氧条件下甲基汞产生量高于好氧条件，而其他成分在好氧、厌氧条件下的甲基汞产生量则无太大变化。
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对不同腐解时长下的藻体DOM作红外光谱(图2)分析可知：未腐解的DOM各官能团种类最为丰富，随腐解时间的延长，基团簇度呈逐渐减少趋势；腐解第60天时，1 364 cm−1处的叔丁基[—C(CH3)]、2 900 cm−1处的饱和C—H键(—CH3)的伸缩和亚甲基(—CH2—)的反对称伸缩、3 400 cm−1处游离态和缔合态的羟基(O—H伸缩振动)的峰已很不明显。总体来看，腐解0~10 d的DOM官能团变化较小，较稳定。对比1 060 cm−1处的波动，可以看出不同腐解时长下C—O键的簇数明显下降。综上所述，不同腐解时长下，DOM官能团的数量和种类均发生变化，并影响各亚组分对汞的甲基化作用。
图 2 不同腐解时期DOM红外光谱图
Figure 2. IR spectra of DOM at different decomposition intervals
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HOB、HOA和HON为DOM的3个疏水性有机组分。由图3可知：不同腐解时间产生的HOB，汞甲基化能力不尽相同。腐解初期(0~10 d)甲基化能力呈下降趋势，第10天MeHg转化量仅为0.20 ng·L−1，10~20 d转化量大幅增加，增幅达61.9%，之后小幅波动，第60天时达最高值(0.71 ng·L−1)。腐解初期(0~10 d)HOA对汞的甲基化基本没有影响，但随腐解时间增长，HOA的汞甲基化能力逐渐加强。相比之下，HON促进汞甲基化能力总体较大；腐解初期略低，但最小值(第10天)也达到了1.20 ng·L−1，此后转化量大幅增加，第60天达到最大转化量(1.55 ng·L−1)。
图 3 不同腐解时间DOM亚组分对MeHg生成量的影响
Figure 3. Variation of MeHg concentrations of DOM subcomponents at different decomposition intervals
相比而言，3个亲水性组分的汞甲基化能力略低。其中，HIB的甲基汞转化量最小，HIA和HIN随着腐解时间的增加，汞甲基化能力先增加后降低，在第60天时达到了最低，与疏水性有机组分的结果正好相反。
以上研究结果表明，随着腐解的进行，亲水性组分的促进汞甲基化能力表现为先升高再降低乃至消失；疏水性组分则表现为先降低再逐渐升高。3种疏水性亚组分对汞甲基化的影响效应均在60 d时达到极值。随着藻类腐解进程，藻体逐渐释放出大量DOM。冯胜等[23]发现：狐尾藻Myriophyllum verticillatum腐烂过程中释放出大量类蛋白物质，DOM荧光组分和荧光峰呈先逐渐增强后逐渐降低趋势；表明在腐解过程中，DOM先增加后减少。藻类DOM以类色氨酸成分为主，可以很快被微生物利用并降解转变为类腐殖质物质[24]。本研究中，疏水性亚组分的汞甲基化能力高于亲水性亚组分，由此推测：水体DOM的疏水性亚组分是汞甲基化的主导原因，即DOM对汞甲基化的影响主要为疏水性亚组分对汞甲基化的影响。SWIETLIK等[18]研究：HON富含碳氢化合物、多碳(＞5)脂肪族醇、酯、酮和芳香结构，具有比其他亚组分更加丰富的官能团(如羟基、羰基和羧基等)，因此作为甲基化电子供体更为有效，促进汞甲基化能力也更强。
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DOM的6种亚组分中，疏水性亚组分的汞甲基化能力高于亲水性亚组分，其中以HOB为最，原因在于亲水性亚组分易与游离态的Hg2+发生络合，降低后者生物有效性；疏水性亚组分因表面官能团更为丰富，不易与Hg2+络合，更有利于Hg2+甲基化。随着游离Hg2+的增加，甲基供体数量逐渐减少，甲基汞转化率逐渐降低。
富营养化藻类的DOM主要包含羟基、甲基、亚甲基、芳环C=C等官能团，随腐解时间延长，这些基团的簇度逐渐减少，使得不同腐解时期DOM各组分对汞的形态转化呈现较大差异。
藻体腐解过程中，DOM的疏水性有机组分汞甲基化能力高于亲水性有机组分；不同腐解时长下释放的相同亚组分，其汞甲基化效应亦有所差异。
Influence of algal derived dissolved organic matter on mercury methylation in water
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摘要:
目的 探究藻源溶解性有机质(DOM)各亚组分在不同腐解时间、不同汞(Hg2+)质量浓度下对水体中汞甲基化的影响。 方法 应用树脂串联技术分离藻体DOM的6种亚组分，利用室内培养方式进行Hg2+的甲基化试验。 结果 藻类DOM主要由羟基、烃基和芳环C=C等官能团组成；未经腐解的DOM各亚组分中，疏水性有机组分对汞甲基化的影响高于亲水性有机组分；随腐解时间延长，DOM官能团逐渐减少，疏水性有机组分对汞甲基化的影响表现为先降低后升高；亲水性有机组分抑制汞甲基化。 结论 DOM相对含量的升高抑制了汞的甲基化，DOM降解后，释放出来的Hg2+被微生物重新利用，甲基化程度加剧。图3参24 -
关键词:
- 汞 /
- 溶解性有机质(DOM) /
- 甲基化 /
- 有机质亚组分 /
- 藻类
Abstract:Objective To determine the effects of subcomponents of algae dissolved organic matter (DOM) on mercury methylation at different decomposition intervals and different Hg2+ concentrations. Method Six subcomponents of the DOM derived from the algae through a tandem connection of resin, and then conducted simulation experiments separately. Result Algae DOM was mainly composed of hydroxyl group, alkyl group and C=C of aromatic hydrocarbon, etc. Different subcomponents of DOM before decomposition, the influence of hydrophobic component on mercury methylation was significantly stronger than that of hydrophilic component. With the progress of algal decomposition, the relative content of functional groups was gradually decreasing while the influence of hydrophobic components on Hg methylation first weakened and then enhanced during the decomposition process and hydrophilic component can inhibit Hg methylation. Conclusion The increase in relative content of DOM results in the inhibition of Hg methylation. After the decomposition of DOM, the Hg2+ released got methylated by bacteria again, which helped promote the degree of methylation. [Ch, 3 fig. 24 ref.] -
Key words:
- mercury /
- dissolved organic matter /
- methylation /
- DOM subcomponents /
- algae
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随着中国经济的快速发展，花卉的需求量逐年增加，进而对作为花卉栽培基质的泥炭需求也日益迫切[1-2]。泥炭为不可再生资源，具有涵养水源、调蓄洪峰、调节气候、减少污染等生态功能，过度开采势必会造成湿地生态系统的破坏，加剧地球温室效应[3]。因此，寻找和发掘一种性能稳定、价格低廉的泥炭代替基质尤为重要[4]。已有研究表明：园林绿化废弃物堆肥质地疏松、养分全面，具有较强的保水保肥能力，可以替代泥炭用作栽培基质[5]。郝丹等[6]采用10%蛭石、10%珍珠岩和80%(体积比)园林绿化废弃物堆肥混合物作为金盏菊Calendula officinalis栽培基质，可有效提高金盏菊品质；倪肖卫等[7]将园林绿化废弃物堆肥作为基质进行佛甲草Sedum lineare栽培，其中园林绿化废弃物堆肥、蛭石和砂土体积比为6∶4∶1时，混合基质对佛甲草生长促进作用最显著。李燕等[8]研究发现：在泥炭中添加60%~80%的园林绿化废弃物堆肥，可以显著提高红掌Anthurium andraeanum和鸟巢蕨Asplenium nidus的生物量，表明园林绿化废弃物堆肥可以部分替代泥炭作为红掌和鸟巢蕨栽培基质。
波斯菊Cosmos bipinnata为菊科Compositae植物，因其色彩鲜艳，常被用于园林绿化[9]。目前将园林绿化废弃物堆肥用于波斯菊栽培的研究还未有报道。本研究将园林绿化废弃物堆肥替代或部分替代泥炭用作波斯菊栽培基质，并测定与分析栽培基质的理化性质和波斯菊生长状况，探究园林绿化废弃物堆肥用作波斯菊栽培基质的可行性，以期筛选出栽培基质的最佳配比，使园林绿化废弃物得到科学、经济、有效的利用。
1. 材料与方法
1.1 材料
波斯菊种子与供试泥炭(丹麦品氏泥炭)购于北京林大林业科技股份有限公司。供试园林绿化废弃物堆肥材料来源于北京市植物园堆肥厂。制作过程：堆肥前，将园林绿化废弃物、青储饲料和脱硫石膏按照体积比为40∶18∶1进行混合，添加尿素，调节堆肥混合物碳氮比(C/N)至25~30，浇水并维持含水量为60%~70%，再添加5 mL·kg−1微生物菌剂(康氏木霉Trichoderma koningii和黄孢原毛平革菌Phanerochaete chrysosporium混合物)，最后将堆肥混合物堆成底面积1 m2、高1 m的堆体。在堆肥全过程中，隔3 d翻堆并补充水分。堆肥至28 d时测定相关指标表明，堆体已完全腐熟。
1.2 方法
1.2.1 试验设计
本研究于2021年6—10月在北京林大林业科技股份有限公司温室苗圃进行。共设置5个处理，每个处理设置5次重复。试验方案见表1。
表 1 试验设计Table 1 Experimental design基质代号
(处理)不同基质配比(体积比) 园林绿化废弃物堆肥/% 泥炭/% T100 100 0 T75 75 25 T50 50 50 T25 25 75 T0 0 100 1.2.2 栽培基质的制备
5个处理的混合栽培基质分别加入质量分数为0.1%的多菌灵杀菌消毒，混合均匀后将其分别装入180 mm×160 mm 的塑料花盆中，用于波斯菊栽培，同时采集栽培基质样品。
1.2.3 栽培管理
选取颗粒饱满的波斯菊种子用装满泥炭的育苗盘统一育苗，每穴1粒种子。育苗20 d后，在育苗盘中选取长势一致的波斯菊幼苗分别移栽到装有5种不同栽培基质的塑料花盆中，每盆1株。栽培期间1周浇水1次，以保证植物生长所需水分，其他管理措施保持一致[6]。栽培100 d后，测定每株波斯菊的花朵数和株高。测定后，将波斯菊整株挖出并用清水清洗干净，测定其鲜质量和根长。
1.2.4 栽培基质理化指标测定
栽培基质的容重、最大含水量、总孔隙度和通气孔隙等4个物理性质指标参考殷泽欣等[10]的方法测定。栽培基质的pH、电导率(EC)、全氮、全磷、全钾、速效磷和速效钾等7个化学性质指标参考鲍士旦[11]的方法测定。其中，称取一定量的风干样品并加入无水二氧化碳，风干样品与水的体积比为1∶10，在剧烈震荡10 min并过滤后，测定滤液pH和EC；样品在加入浓硫酸和过氧化氢消煮后分别测定全氮、全磷和全钾，其中采用凯氏定氮法测定全氮，采用752紫外光栅分光光度计测定全磷，采用FP640火焰光度计测定全钾；有效磷通过碳酸氢钠提取，钼锑抗比色法测定；速效钾经乙酸铵提取，火焰光度计测定。
1.2.5 波斯菊生长指标测定
分别用精度为0.01 g的电子秤称量洗净和烘干后的波斯菊地上部分质量和地下部分质量。用0~100 cm软尺测量花盆内基质表面至波斯菊成株最高点的距离作为株高；测定波斯菊根部最长根的长度作为根长；记录每株波斯菊花朵数[6]。
1.2.6 数据处理
采用Office 2016软件进行数据处理，采用SPSS 6.1统计分析软件进行单因素方差分析(one-way ANOVA)和多重比较(P＜0.05)。
2. 结果与分析
2.1 不同栽培基质物理性质
2.1.1 容重
由表2可知：随着园林绿化废弃物堆肥所占添加比例增加，不同栽培基质容重逐渐升高。其中，T100处理容重最大，与其他处理差异显著(P＜0.05)；T0处理容重最小，与其他处理差异显著(P＜0.05)。ABAD等[12]指出：栽培基质的理想容重为＜0.40 g·cm−3，且接近0.40 g·cm−3时更优。因此，除T100处理外，其他处理的栽培基质容重均处于理想范围内。其中，T75处理容重更接近理想值。
表 2 不同栽培基质物理性质Table 2 Physical properties of different cultivation substrates处理 容重/(g·cm−3) 最大含水量/% 总孔隙度/% 通气孔隙/% 处理 容重/(g·cm−3) 最大含水量/% 总孔隙度/% 通气孔隙/% T100 0.41±0.03 a 82.67±0.17 a 84.11±0.31 a 23.16±0.16 a T25 0.33±0.02 d 84.33±0.27 b 87.51±0.29 bc 17.88±0.11 c T75 0.39±0.02 b 83.06±0.21 ab 85.32±0.25 ab 20.55±0.24 b T0 0.31±0.03 e 85.95±0.23 b 88.93±0.28 c 15.40± 0.17 d T50 0.37±0.05 c 83.41±0.20 b 86.78±0.21 b 19.79±0.19 b 理想值 ＜0.40[12] 70.00~85.00[13] 70.00~90.00[14] 15.00~30.00[14] 说明：平均值±标准差(n=5)。同列不同小写字母表示不同处理间差异显著(P＜0.05) 2.1.2 最大含水量
由表2可知：随着园林绿化废弃物堆肥所占比例增加，不同栽培基质最大含水量逐渐降低。其中，T0处理最大含水量最高，与T100处理差异显著(P＜0.05)；T100处理最大含水量最低，与T50、T25和T0处理差异显著(P＜0.05)。除T0处理外，其他处理的最大含水量均处于理想基质范围内[13]，能够调节基质通气透水性，为根系生长提供适宜的水气环境。
2.1.3 总孔隙度
由表2可知：随着园林绿化废弃物堆肥所占比例增加，不同栽培基质总孔隙度逐渐降低。其中，T0处理总孔隙度最大，与T100、T75和T50处理差异显著(P＜0.05)；T100处理总孔隙最小，与T50、T25和T0处理差异显著(P＜0.05)，所有处理均符合理想基质的总孔隙度要求[14]。而随着园林绿化废弃物堆肥所占比例增加，不同栽培基质的通气孔隙逐渐升高。其中，T100处理总孔隙最大，与其他处理差异显著(P＜0.05)；T0处理的通气孔隙最小，与其他处理差异显著(P＜0.05)，所有处理均达到基质通气孔隙的理想范围[14]。
2.2 不同栽培基质化学性质
2.2.1 pH
由表3可知：随着园林绿化废弃物堆肥所占比例增加，不同栽培基质pH逐渐升高。其中，T100处理的pH最大，与其他处理差异显著(P＜0.05)；T0处理的pH最小，与其他处理差异显著(P＜0.05)。因此，T100和T75处理超出理想范围[15]，其他处理的pH更符合植物对酸碱度的要求。
表 3 不同栽培基质化学性质Table 3 Chemical properties of different cultivated substrates处理 pH EC/(mS·cm−1) 全氮/(g·kg−1) 全磷/(g·kg−1) 全钾/(g·kg−1) 速效磷/(mg·kg−1) 速效钾/(mg·kg−1) T100 6.64±0.04 a 3.51±0.01 a 35.6±0.7 a 10.9±0.6 a 13.2±0.1 a 143±2 a 8 873±67 a T75 6.51±0.06 b 2.47±0.10 b 29.1±1.2 b 8.6±0.2 b 9.8±0.7 b 131±2 b 6 967±54 b T50 6.42±0.09 c 1.67±0.05 c 22.3±0.6 c 6.1±0.4 c 7.2±0.2 c 117±2 c 5 053±56 c T25 6.37±0.03 d 0.89±0.02 d 15.6±0.8 d 3.4±0.1 d 4.1± 0.4 d 103±1 d 3 136±38 d T0 6.26±0.07 e 0.39±0.03 e 7.7±0.2 e 0.2±0.0 e 0.3±0.0 e 86±1 e 1 218±20 e 理想值 5.20~6.50[15] 0.75~3.49[16] 说明：平均值±标准差(n=5)。同列不同小写字母表示不同处理间差异显著(P＜0.05) 2.2.2 EC
由表3可知：随着园林绿化废弃物堆肥所占比例增加，不同栽培基质EC逐渐升高。其中，T100处理的EC最大，与其他处理差异显著(P＜0.05)；T0的EC最小，与其他处理差异显著(P＜0.05)。因此，除T100和T0处理外，其他基质的EC均处于理想范围内[16]。
2.2.3 养分质量分数
由表3可知：随着园林绿化废弃物堆肥所占比例增加，不同栽培基质全氮、全磷、全钾、速效磷和速效钾质量分数逐渐升高。其中，T100处理养分(全氮、全磷、全钾、速效磷和速效钾)质量分数最高，与其他处理差异显著(P＜0.05)；T0处理养分(全氮、全磷、全钾、速效磷和速效钾)质量分数最低，与其他处理差异显著(P＜0.05)。
2.3 不同栽培基质对波斯菊生物量的影响
由表4可知：与T0处理相比，T100、T75、T50和T25处理波斯菊地上部鲜质量、干质量及地下部鲜质量、干质量均显著增加(P＜0.05)。其中，T50处理波斯菊地上部鲜质量、干质量及地下部鲜质量、干质量最高，T0处理最低，说明T50处理对波斯菊生物量积累效果最优。与T0处理相比，T50处理地上部鲜质量、干质量及地下部鲜质量、干质量分别提高了390.4%、322.2%、145.6%和93.1%。
表 4 不同栽培基质对波斯菊生物量的影响Table 4 Effects of different cultivation substrates on the biomass of C. bipinnata处理 地上部 地下部 处理 地上部 地下部 鲜质量/g 干质量/g 鲜质量/g 干质量/g 鲜质量/g 干质量/g 鲜质量/g 干质量/g T100 9.77±0.13 d 0.61±0.03 d 1.96±0.07 d 0.42±0.05 d T25 16.59±0.07 b 0.93±0.04 b 2.37±0.11 b 0.51±0.04 b T75 12.01±0.19 c 0.72±0.07 c 2.11±0.13 c 0.47±0.06 c T0 6.48±0.11 e 0.36±0.08 e 1.60±0.24 e 0.29±0.02 e T50 31.78±0.21 a 1.52±0.10 a 3.93±0.06 a 0.56±0.02 a 说明：平均值±标准差(n=5)。同列不同小写字母表示不同处理间差异显著(P＜0.05) 2.4 不同栽培基质对波斯菊生长指标的影响
由表5可知：与T0处理相比，T100、T75、T50和T25处理波斯菊株高、花朵数和根长均显著增加(P＜0.05)。其中，T50处理波斯菊株高、花朵数和根长最优，T0处理最差，说明T50处理能够显著促进波斯菊生长和根系发育，提高波斯菊观赏价值。与T0处理相比，T50处理株高、花朵数和根长分别提高了137.43%、108.99%和95.69%。
表 5 不同栽培基质对波斯菊生长指标的影响Table 5 Effects of different cultivation substrates on growth Indexes of C. bipinnata处理 株高/cm 花朵数/朵 根长/cm 处理 株高/cm 花朵数/朵 根长/cm T100 69.40±8.77 d 4.00±1.00 c 15.70±1.26 d T25 117.89±9.93 b 6.00±1.00 b 24.44±2.21 b T75 84.34±8.41 c 5.33±0.67 b 19.55±1.03 c T0 60.46±7.64 e 3.67±0.67 c 13.45±1.17 e T50 143.55±10.12 a 7.67±0.67 a 26.32±1.78 a 说明：平均值±标准差(n=5)。同列不同小写字母表示不同处理间差异显著(P＜0.05) 3. 讨论
3.1 园林绿化废弃物堆肥对栽培基质物理性质的影响
园林绿化废弃物堆肥结构疏松，具有丰富的大小孔隙，可以提高基质的通气孔隙，降低基质的最大含水量，从而更好地协调基质间空气的流通和水分的运移，提高植物根部呼吸，有利于根系微生物活动[17]。同时，与泥炭相比，园林绿化废弃物堆肥较为紧实，因此，园林绿化废弃物堆肥的添加有利于适当提高基质的容重，增强基质对植物的支撑作用[18]。但是，当园林绿化废弃物堆肥添加比例为100%，栽培基质的容重较大，导致基质的疏松度降低，从而限制了基质与外界的空气交换，不利于植物根系生长[19]。综合可知：园林绿化废弃物堆肥添加体积比以25%~75%为宜，此时栽培基质的容重、最大含水量、总孔隙度和通气孔隙均在理想范围内，可以为植物生长提供适宜的物理环境。
3.2 园林绿化废弃物堆肥对栽培基质化学性质的影响
栽培基质的化学性质反映了基质的酸碱环境和提供养分的能力[16]。园林绿化废弃物堆肥中含有大量的钙、镁、钾等碱性元素和硝酸盐、磷酸盐等可溶性盐，导致园林绿化废弃物堆肥的pH和EC均高于泥炭[20]。因此，随着园林绿化废弃堆肥体积比的提高，基质的pH和EC也逐渐升高。当园林绿化废弃物堆肥与泥炭的体积比≥75%时，基质的pH超出理想范围，不利于植物生长和发育。究其主要原因是由于过高的pH会降低磷、铁、镁等养分的有效性，从而降低基质中有效养分含量。当园林绿化废弃物堆肥添加比例为100%时，还会导致基质EC过高，对植物生长产生抑制作用。这是因为过高的EC会导致基质中的渗透势高于植物根系细胞渗透势，从而造成植物吸收水分和营养物质困难[21]。同时，园林绿化废弃物堆肥中含有大量营养物质，可以为植物的生长提供全面且长效的养分来源[22]，但是，养分质量分数越高并不代表栽培基质越好，只有结合波斯菊生长情况，才能确定园林绿化废弃物堆肥替代泥炭的最佳比例。
3.3 园林绿化废弃物堆肥对波斯菊生长的影响
综合分析可知：园林绿化废弃物堆肥的添加能够显著促进波斯菊生物量积累和根系生长，增加单株花朵数，从而提高波斯菊观赏价值。
T75、T50和T25处理栽培基质疏松多孔，保水保肥性强，养分丰富，能够为波斯菊生长提供适宜的物理环境和充足的养分。但是，T75处理栽培基质pH高于理想范围，会抑制波斯菊根系对养分的吸收，不利于波斯菊地上部分和地下部分的构建[23]。因此，T75处理波斯菊株高、花朵数、根长和生物量低于T50和T25处理。同时，栽培基质中的养分质量分数随着园林绿化废弃物堆肥添加比例的增加而升高，因此，与T25处理相比，T50处理栽培基质养分质量分数较高，更能满足波斯菊生长需求，有利于波斯菊地上部和地下部生物量积累，从而获得较高观赏价值的波斯菊植株。
T100栽培基质含有丰富的营养元素，但存在pH和EC较高及容重较大的问题。过高的pH不仅会抑制植物根部对氯离子(Cl−)、钾离子(K+)和硝酸根离子(NO3 −)等无机离子的吸收，还会引起植物生理干旱，破坏植物组织，影响植物体内新陈代谢[23-24]。过高的EC会降低植物的吸水能力从而引起渗透胁迫，导致植物发生盐害[25]。较大的容重会降低栽培基质通气透水性，不利于植物根部呼吸。因此，T100处理波斯菊株高、花朵数、根长和生物量均显著低于T75、T50和T25处理。
T0栽培基质具有适宜的总孔隙和通气孔隙，能够为波斯菊根系生长提供良好的通气性，但存在容重较小和EC较低的问题。较小的容重会导致基质紧实度降低，不利于基质对植物根系的固定[12]。较低的EC会导致基质中有效养分质量分数下降，不利于波斯菊生物量的积累和花朵数的增加，降低波斯菊观赏价值[24]。此外，T0处理栽培基质养分质量分数显著低于其他处理，不利于波斯菊地上部分和地下部分生物量积累和生长[23]。因此，T0处理下波斯菊株高、花朵数、根长和生物量最低，均显著低于T100、T75、T50和T25处理。
4. 结论
在泥炭中添加适量园林绿化废弃物堆肥制成栽培基质，可以增加基质养分质量分数，提高基质容重、通气孔隙、pH和EC。但园林绿化废弃物堆肥与泥炭的体积比＞75%会导致栽培基质容重、pH和EC超出最优基质范围，不利于波斯菊生长。园林绿化废弃物堆肥部分替代泥炭可以显著提高波斯菊株高、花朵数、根长和地上部分及地下部分生物量，其中，以园林绿化废弃物堆肥∶泥炭为50∶50 (体积比)组成的栽培基质理化性质最为适宜，且波斯菊生长最佳。
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图 1 不同Hg2+质量浓度下DOM各亚组分对汞甲基化的影响
Figure 1 Effect of DOM subcomponents on the production of MeHg at different initial Hg2+ concentrations
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