曾秀君，黃學(xué)平，程 坤，何國(guó)慶，傅志強(qiáng)，趙雪瑩

南昌工程學(xué)院,江西 南昌 330099

土壤是生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，也是人類和其他生物生存的物質(zhì)基礎(chǔ).近年來(lái)，隨著采礦和冶煉業(yè)的迅速發(fā)展、農(nóng)藥化肥等在農(nóng)業(yè)活動(dòng)中的廣泛應(yīng)用，我國(guó)面臨農(nóng)田土壤重金屬污染的重大挑戰(zhàn)，其中尤以鉛(Pb)、鎘(Cd)污染較為嚴(yán)重.土壤中重金屬的積累不僅會(huì)導(dǎo)致作物產(chǎn)量減少、質(zhì)量下降，還會(huì)通過食物鏈危害人體健康[1-2].因此，采取安全有效的措施修復(fù)土壤重金屬污染是當(dāng)前亟待解決的環(huán)境和社會(huì)問題.

在眾多土壤修復(fù)材料中，石灰是傳統(tǒng)的土壤改良劑.國(guó)內(nèi)外研究[3-6]表明，石灰對(duì)單一Cd污染土壤具有良好的修復(fù)效果.高譯丹等[3]研究發(fā)現(xiàn)，在Cd污染草甸土中施加石灰可顯著降低土壤可交換態(tài)Cd含量，較對(duì)照降低了17.8%～21.7%.Woldetsadik等[4-6]研究顯示，施用石灰可顯著提高土壤pH，降低土壤中有效態(tài)Cd含量.而對(duì)于復(fù)合污染土壤，石灰鈍化修復(fù)往往達(dá)不到理想效果[7]，且長(zhǎng)期施用石灰容易導(dǎo)致土壤板結(jié)，因而石灰配施其他廉價(jià)有效改良劑對(duì)治理農(nóng)田復(fù)合污染土壤提供了新的途徑[7-8].生物質(zhì)炭比表面積大，孔隙率高，具有強(qiáng)大的吸附能力和離子交換能力，能有效降低土壤中重金屬的生物有效性[9-10].Lahori等[11]研究表明，施用石灰及煙草生物質(zhì)炭可減少土壤中DTPA (diethylene triamine pentaacetic acid，二乙三胺五乙酸)提取態(tài)Pb、Cu、Cd含量，降低植物中重金屬含量.腐殖酸是一種優(yōu)質(zhì)的兩性物質(zhì)，其施入土壤不僅能促進(jìn)土壤微生物活動(dòng)，改善土壤結(jié)構(gòu)[12]，還能與重金屬污染物發(fā)生作用，從而減緩?fù)寥乐兄亟饘俚挠行訹13].吳烈善等[14]通過單施及復(fù)配探討腐殖質(zhì)、石灰等4種不同改良劑對(duì)污染土壤中重金屬的鈍化效果，發(fā)現(xiàn)單一改良劑中以2%石灰穩(wěn)定效果最好；復(fù)配改良劑中以2%腐殖質(zhì)+2%石灰穩(wěn)定效果最佳，Pb、Cu、Cd和Zn穩(wěn)定效率分別達(dá)98.49%、99.40%、95.86%和99.21%.

土壤微生物是維持土壤質(zhì)量的重要組成成分，其中土壤基礎(chǔ)呼吸、土壤微生物生物量和土壤酶活性等對(duì)土壤中外來(lái)異生物質(zhì)反應(yīng)靈敏，在一定程度上能較早反映土壤的受污染程度[15-16].因此，可從土壤微生物的變化情況來(lái)研究組配改良劑對(duì)重金屬污染土壤的作用，指示其對(duì)重金屬污染土壤的修復(fù)效果.然而，國(guó)內(nèi)外農(nóng)田重金屬污染土壤中施加組配改良劑對(duì)土壤微生物環(huán)境變化規(guī)律的研究較為鮮見.該研究通過在農(nóng)田污染土壤種植黑麥草以及施用石灰組配改良劑，研究其對(duì)土壤有效態(tài)重金屬Pb、Cd含量以及土壤基礎(chǔ)呼吸強(qiáng)度、土壤微生物生物量碳含量和土壤酶活性等影響，探討改良劑與農(nóng)田Pb、Cd污染以及土壤生物學(xué)指標(biāo)的內(nèi)在聯(lián)系，以期為改良劑修復(fù)重金屬污染土壤提供理論依據(jù).

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試土壤采自廣東省仁化縣某大型冶煉廠(113°39′04″E、25°05′59″N)周邊農(nóng)田污染土壤，類型為砂質(zhì)壤土.土壤取樣深度為0～20 cm，鮮土采集后剔除石塊、動(dòng)物及植物根茬等雜物后過2 mm篩，充分混勻，在4 ℃下保存?zhèn)溆?土壤基本理化性質(zhì)：pH為5.1；有機(jī)質(zhì)含量為28.9 g/kg；全氮含量為1.6 g/kg，堿解氮含量為127.0 mg/kg；全磷含量為0.365 g/kg，速效磷含量為17.769 mg/kg；全鉀含量為9.13 g/kg，有效鉀含量為46 mg/kg；Pb含量為214.68 mg/kg，Cd含量為1.26 mg/kg，除Pb、Cd外，其他重金屬含量均在GB 15618—2018《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)》農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)篩選值內(nèi).

供試植物為南方多年生黑麥草，種子購(gòu)于上海天成草業(yè)服務(wù)有限公司.

供試改良劑：石灰，其pH為12.1，Pb含量為2.78 mg/kg，Cd含量為0.12 mg/kg，研磨后過0.25 mm篩；腐殖酸，其pH為4.5，Pb、Cd未檢測(cè)出，研磨后過0.25 mm篩；生物質(zhì)炭，其pH為10.5，Pb、Cd未檢測(cè)出，含碳量為35%，研磨后過0.25 mm篩.

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)與處理

試驗(yàn)共設(shè)置7個(gè)處理組，分別為CK (對(duì)照組，不施加改良劑)、T1(0.2%石灰+1%腐殖酸)、T2(0.2%石灰+2%腐殖酸)、T3(0.2%石灰+5%腐殖酸)、T4(0.2%石灰+1%生物質(zhì)炭)、T5(0.2%石灰+2%生物質(zhì)炭)、T6(0.2%石灰+5%生物質(zhì)炭)，各處理設(shè)置4次重復(fù).

試驗(yàn)于2018年9月10日開始，供試土壤與試驗(yàn)設(shè)置劑量改良劑充分混勻后裝盆，每盆裝土500 g(盆直徑11.1 cm、高10.8 cm)，澆水至土壤田間持水量的70%左右，平衡一周后，每盆均勻撒入南方多年生黑麥草種子50粒，放置于室內(nèi)培養(yǎng)架上，每天光照與黑暗各12 h，控制溫度范圍為20～35 ℃，待種子出苗后，每盆定苗30株，并按農(nóng)田土壤最佳施肥量(按氮計(jì)算)——300 kg/hm2〔光照強(qiáng)度為120 μmol/(m2/s)〕將水溶性肥料稀釋后施于土壤中，期間根據(jù)每盆土壤水分狀況稱重澆水，使盆栽土壤含水率為土壤飽和含水率的70%左右，于播種后的第30天和第60天進(jìn)行破壞性采樣.

1.3 分析方法

土壤重金屬總量采用HNO3-HClO4(二者體積比為4∶1)消煮，土壤有效態(tài)Pb、Cd含量用0.01 mol/L CaCl2浸提，用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀(Agilent 7700X，美國(guó))測(cè)定Pb、Cd濃度，同時(shí)每批樣做空白試驗(yàn).樣品分析過程中采用國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)樣品(GSB 04-1742-2004、GSB 04-1721-2004)進(jìn)行質(zhì)量控制.標(biāo)樣回收率范圍為88%～103%.土壤基礎(chǔ)呼吸采用堿吸收法測(cè)定[17]；土壤微生物量碳采用氯仿熏蒸-K2SO4浸提測(cè)定[18]；脲酶活性采用苯酚鈉-次氯酸鈉比色法測(cè)定，F(xiàn)DA (Fluorescein Diacetate,熒光素二乙酸酯)水解酶活性采用優(yōu)化的熒光素二乙酸脂水解方法測(cè)定，蔗糖酶活性采用3,5-二硝基水楊酸比色法測(cè)定，過氧化氫酶活性采用高錳酸鉀滴定法測(cè)定[19].

1.4 數(shù)據(jù)處理

試驗(yàn)數(shù)據(jù)均使用Microsoft Excel 2013軟件進(jìn)行分析，使用SPSS 19.0軟件進(jìn)行Pearson相關(guān)性分析，采用方差分析和多重比較(Duncan檢驗(yàn))法分析不同處理數(shù)據(jù)間的顯著性差異(p<0.05)，使用Origin 9.0軟件進(jìn)行繪圖.

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤有效態(tài)Pb、Cd含量

培養(yǎng)60 d時(shí)，不同組配改良劑處理對(duì)土壤有效態(tài)Pb、Cd含量的影響如圖1所示.由圖1可見：與CK相比，不同組配改良劑處理的土壤有效態(tài)Pb含量均呈顯著降低趨勢(shì).其中，石灰配施腐殖酸處理組(T1、T2和T3)土壤有效態(tài)Pb含量較CK分別顯著降低了84.33%、89.24%和89.45%，T2和T3處理組之間差異不顯著；石灰配施生物質(zhì)炭處理組(T4、T5和T6)土壤有效態(tài)Pb含量較CK分別顯著降低了91.05%、95.91%和96.30%，T5和T6處理組之間差異不顯著.與CK相比，不同組配改良劑處理的土壤有效態(tài)Cd含量均呈顯著降低趨勢(shì).其中，石灰配施腐殖酸處理組(T1、T2和T3)土壤有效態(tài)Cd含量較CK分別顯著降低了92.98%、92.75%和89.63%，而T1和T2處理組之間差異不顯著；石灰配施生物質(zhì)炭處理組(T4、T5和T6)土壤有效態(tài)Cd含量較CK分別顯著降低了94.09%、96.77%和98.10%，各處理組間差異不顯著.

注：不同字母表示處理組間存在顯著差異(p<0.05)，下同.圖1 不同處理對(duì)土壤有效態(tài)Pb、Cd含量的影響Fig.1 Effects of different treatments on soil available Pb and Cd content

2.2 土壤基礎(chǔ)呼吸強(qiáng)度的動(dòng)態(tài)變化

由圖2可見，隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng)土壤基礎(chǔ)呼吸強(qiáng)度總體呈升高趨勢(shì)，且不同組配改良劑均能不同程度地增加土壤基礎(chǔ)呼吸強(qiáng)度，其中石灰配施生物質(zhì)炭處理對(duì)土壤基礎(chǔ)呼吸強(qiáng)度的增加效果優(yōu)于石灰配施腐殖酸處理.第30天時(shí)，石灰配施腐殖酸處理組(T1、T2和T3)中土壤基礎(chǔ)呼吸強(qiáng)度隨配施腐殖酸劑量的增大而逐漸降低，其中配施1%腐殖酸處理組(T1)的土壤基礎(chǔ)呼吸強(qiáng)度為0.117 mg/(g·d)，較CK增加了65.14%；而石灰配施生物質(zhì)炭處理組(T4、T5和T6)的土壤基礎(chǔ)呼吸強(qiáng)度較CK分別增加了87.68%、128.52%和126.41%.第60天時(shí)，各處理組土壤基礎(chǔ)呼吸強(qiáng)度具體表現(xiàn)為T5>T6>T4>T1>T3>T2>CK.與CK相比，石灰配施1%腐殖酸處理組(T1)的土壤基礎(chǔ)呼吸強(qiáng)度增加了136.12%，石灰配施2%生物質(zhì)炭處理組(T5)的土壤基礎(chǔ)呼吸強(qiáng)度增加了223.28%.

圖2 不同處理對(duì)土壤基礎(chǔ)呼吸強(qiáng)度的影響Fig.2 Effects of different treatments on soil basal respiration rate

2.3 土壤微生物量碳含量的動(dòng)態(tài)變化

由圖3可見：在培養(yǎng)期間內(nèi)，各處理組土壤微生物量碳含量隨培養(yǎng)時(shí)間的增加呈顯著上升的趨勢(shì).第30天時(shí)，除T1處理組外，其他處理組(T2～T6)土壤微生物量碳含量均高于CK，其中，石灰配施2%腐殖酸處理組(T2)較CK增加了35.56%，石灰配施5%生物質(zhì)炭處理組(T6)較CK增加了34.87%，且2個(gè)處理組間差異不顯著；第60天時(shí)，與CK相比，各組配改良劑處理組均能不同程度地增加土壤微生物量碳含量，其中，石灰配施腐殖酸處理組的土壤微生物量碳含量隨配施腐殖酸劑量的增大而增加，以石灰配施5%腐殖酸處理組(T3)的增幅(26.64%)最大，石灰配施生物質(zhì)炭處理組的土壤微生物量碳含量較CK增加了1.12%～8.63%.

圖3 不同處理對(duì)土壤微生物量碳含量的影響Fig.3 Effects of different treatments on soil microbial biomass carbon content

2.4 土壤微生物代謝熵的動(dòng)態(tài)變化

代謝熵(qCO2)是土壤基礎(chǔ)呼吸強(qiáng)度和微生物量碳含量的比值.由圖4可見：在培養(yǎng)期內(nèi)各處理組土壤微生物代謝熵范圍為0.14～0.47.第30天時(shí)，石灰配施腐殖酸的T1處理組的土壤微生物代謝熵較CK顯著增加了98.55%，T2和T3處理組的微生物代謝熵均與CK無(wú)顯著差異；石灰配施生物質(zhì)炭處理組的土壤微生物代謝熵均顯著高于CK，且隨配施生物質(zhì)炭劑量的增大土壤微生物代謝熵呈先升后降的趨勢(shì)，配施2%生物質(zhì)炭處理組(T5)的代謝熵最大，較CK增加了107.70%.第60天時(shí)，與CK相比，組配改良劑處理組均能顯著增加土壤微生物代謝熵，且石灰配施生物質(zhì)炭處理組的增幅高于石灰配施腐殖酸處理組，以石灰配施2%生物質(zhì)炭處理組的增幅(211.25%)最大.

圖4 不同處理對(duì)微生物代謝熵的影響Fig.4 Effects of different treatments on soil microbial quotient

2.5 土壤酶活性的動(dòng)態(tài)變化

由圖5可見：隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng)，土壤脲酶活性總體呈顯著上升的趨勢(shì).第30天時(shí)，除T3處理組的土壤脲酶活性與CK無(wú)顯著差異外，其他各處理均顯著高于CK，其中石灰配施1%和2%腐殖酸處理組(T1和T2)的土壤脲酶活性較CK分別增加了36.29%和19.09%，而石灰配施生物質(zhì)炭處理組(T4、T5和T6)的土壤脲酶活性較CK分別增加了26.91%、40.17%和38.84%，各處理間差異不顯著；第60天時(shí)，石灰配施腐殖酸處理組(T1、T2和T3)的土壤脲酶活性與CK無(wú)顯著差異，而石灰配施生物質(zhì)炭處理組(T4、T5和T6)均顯著高于CK，增幅范圍為32.79%～47.42%.

圖5 不同處理對(duì)土壤脲酶活性的影響Fig.5 Effects of different treatments on soil urease activity

由圖6可見，隨培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng)，土壤FDA水解酶活性大體呈下降趨勢(shì).第30天時(shí)，石灰配施腐殖酸處理組(T1和T2)的土壤FDA水解酶活性與CK無(wú)顯著差異，而T3處理組的FDA水解酶活性較CK顯著增加了29.38%；石灰配施生物質(zhì)炭處理組(T4、T5和T6)的土壤FDA水解酶活性均顯著低于CK，降幅范圍為17.57%～23.36%.第60天時(shí)，石灰配施5%腐殖酸處理組(T3)的土壤FDA水解酶活性較CK顯著增加，增幅為29.38%，而T1和T2處理組均與CK無(wú)顯著差異；與CK相比，石灰配施生物質(zhì)炭處理組的土壤FDA水解酶活性有不同程度的降低，降幅范圍為10.50%～13.70%.

圖6 不同處理對(duì)土壤FDA水解酶活性的影響Fig.6 Effects of different treatments on soil FDA hydrolytic enzyme activity

由圖7可見：隨培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng)土壤蔗糖酶活性呈顯著上升趨勢(shì)，與CK相比，不同組配改良劑均能不同程度地抑制土壤蔗糖酶活性.第30天時(shí)，與CK相比，石灰配施腐殖酸處理組(T1、T2和T3)的土壤蔗糖酶活性較CK分別顯著降低了45.86%、30.58%和39.46%，而石灰配施生物質(zhì)炭處理組(T4、T5和T6)的土壤蔗糖酶活性較CK分別顯著降低了36.17%、27.60%和49.81%；第60天時(shí)，石灰配施腐殖酸處理組對(duì)土壤蔗糖酶活性的抑制作用高于石灰配施生物質(zhì)炭處理組，其中，石灰配施腐殖酸處理組的土壤蔗糖酶活性較CK分別顯著降低了40.31%、42.83%和30.84%，石灰配施生物質(zhì)炭處理組的土壤蔗糖酶活性較CK分別顯著降低了16.53%、17.66%和11.10%.

圖7 不同處理對(duì)土壤蔗糖酶活性的影響Fig.7 Effects of different treatments on soil sucrase activity

由圖8可見：隨培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng)土壤過氧化氫酶活性無(wú)顯著變化，與CK相比，不同組配改良劑均能不同程度地增加土壤過氧化氫酶活性，其中石灰配施生物質(zhì)炭處理組對(duì)土壤過氧化氫酶活性的增加效果強(qiáng)于石灰配施腐殖酸處理組.第30天時(shí)，與CK相比，石灰配施腐殖酸處理組(T1、T2和T3)的土壤過氧化氫酶活性的增幅分別為33.68%、38.62%和27.86%，各處理間差異不顯著；石灰配施生物質(zhì)炭處理組(T4、T5和T6)的增幅分別為70.76%、79.88%和113.56%，T4和T5處理組之間差異不顯著.第60天時(shí)，石灰配施腐殖酸處理組(T1、T2和T3)的土壤過氧化氫酶活性較CK分別增加了21.15%、37.56%和23.10%；石灰配施生物質(zhì)炭處理組(T4、T5和T6)的土壤過氧化氫酶活性較CK分別顯著增加了80.09%、70.93%和102.79%，T4和T5處理組之間無(wú)顯著差異.

圖8 不同處理對(duì)土壤過氧化氫酶活性的影響Fig.8 Effects of different treatments on soil catalase activity

2.6 土壤微生物活性與土壤有效態(tài)Pb、Cd含量的相關(guān)關(guān)系

由表1可見，土壤基礎(chǔ)呼吸強(qiáng)度、土壤微生物代謝熵、土壤過氧化氫酶均與土壤有效態(tài)Pb、Cd含量呈極顯著負(fù)相關(guān)(p<0.01)，土壤脲酶活性與土壤有效態(tài)Pb、Cd含量均呈顯著負(fù)相關(guān)(p<0.05)，土壤蔗糖酶活性與土壤有效態(tài)Pb、Cd含量均呈極顯著正相關(guān)(p<0.01).

表1 土壤微生物活性與土壤有效態(tài)Pb、Cd含量的相關(guān)系數(shù)Table 1 Correlation coefficients of soil microbial activity with soil available Pb and Cd content

3 討論

土壤中重金屬的存在形態(tài)決定著其生物毒性，研究[20]表明，油菜吸收重金屬Pb、Cd和砷的量取決于土壤中三者的有效態(tài)含量，而不是土壤中Pb、Cd和砷的總量.因此，為減輕重金屬污染對(duì)人體健康和生態(tài)安全造成的威脅，研究降低土壤中有效態(tài)重金屬含量的技術(shù)迫在眉睫.該研究表明，在農(nóng)田Pb、Cd污染土壤中施加石灰配施腐殖酸和石灰配施生物質(zhì)炭處理均能顯著降低土壤中有效態(tài)Pb、Cd含量，其原因可能是石灰的施入可以提高土壤pH，促進(jìn)Pb、Cd等重金屬形成碳酸鹽沉淀或氫氧化物沉淀，降低重金屬的有效性[21-22].此外，配合施用腐殖酸和生物質(zhì)炭會(huì)增加土壤對(duì)重金屬離子的吸附能力，因?yàn)橥寥烙袡C(jī)質(zhì)礦化產(chǎn)物能與土壤膠體表面的活性位點(diǎn)相結(jié)合，形成重金屬離子交換中心[23].而施用腐殖酸和生物炭則可以快速提升土壤有機(jī)質(zhì)含量[24-25]，降低Pb、Cd在土壤中的移動(dòng)性，從而減少土壤有效態(tài)Pb、Cd含量.該研究還發(fā)現(xiàn)，隨著配施腐殖酸量的增大，土壤有效態(tài)Pb含量逐漸降低，而有效態(tài)Cd含量隨腐殖酸施加量的增加而增大，因此對(duì)于不同重金屬的修復(fù)，腐殖酸的施用量不盡相同.對(duì)于石灰配施生物質(zhì)炭處理組，土壤有效態(tài)Pb、Cd含量均隨生物質(zhì)炭配施量的增加而下降，其主要是因?yàn)樯镔|(zhì)炭通過物理吸附、沉淀及絡(luò)合作用等方式降低了土壤中Pb、Cd含量，與杜彩艷等[24]研究結(jié)果相似.

土壤微生物是土壤有機(jī)組分和生態(tài)系統(tǒng)中最活躍的部分，是用于表征土壤質(zhì)量和土壤肥力的重要生物學(xué)指標(biāo)[26].土壤基礎(chǔ)呼吸強(qiáng)度和土壤微生物代謝熵是綜合反映土壤污染對(duì)土壤微生物活性影響的重要參數(shù)[27].該研究發(fā)現(xiàn)，在培養(yǎng)期內(nèi)，施用改良劑的土壤基礎(chǔ)呼吸強(qiáng)度和微生物代謝熵較CK均有不同程度的增加，一方面可能是石灰的施入產(chǎn)生較多的氫氧根離子，可與酸性土壤發(fā)生中和反應(yīng)，增加土壤的pH，從而降低了土壤中重金屬Pb、Cd的生物有效性，減少了重金屬對(duì)微生物生長(zhǎng)的毒害作用[28]，促進(jìn)了土壤微生物的生長(zhǎng)和繁殖；另一方面腐殖酸和生物質(zhì)炭施入土壤有利于改善土壤團(tuán)粒結(jié)構(gòu)及土壤的吸水性和透氣性，增加土壤養(yǎng)分含量，從而提高土壤微生物對(duì)碳源的利用程度，增強(qiáng)其土壤呼吸強(qiáng)度[29-30].其中，石灰配施生物質(zhì)炭處理組土壤基礎(chǔ)呼吸強(qiáng)度和土壤微生物代謝熵總體上高于石灰配施腐殖酸處理組，可能是因?yàn)樯镔|(zhì)炭的施入不僅可以改善土壤理化性質(zhì)，增加土壤的比表面積和孔隙度，還能提高土壤陽(yáng)離子交換能力和pH，改變土壤中重金屬Pb、Cd的賦存形態(tài)，從而減小其生態(tài)有效性，降低毒害作用[31]，增強(qiáng)土壤微生物的呼吸作用.因此，在重金屬污染農(nóng)田土壤中施加石灰和生物質(zhì)炭更能有效地提高土壤微生物活性，改善重金屬污染土壤的生態(tài)功能.

土壤微生物量碳既是土壤有機(jī)碳中最活躍的部分，也是土壤中最易變化的部分，其含量大小是反映土壤受污染程度的重要參考依據(jù)[32].該研究發(fā)現(xiàn)，與CK相比，各改良劑處理組均可不同程度地增加土壤微生物量碳含量(除T1處理組外)，這可能是石灰的施加有利于調(diào)節(jié)土壤的酸堿度，從而促進(jìn)土壤微生物的生長(zhǎng)，導(dǎo)致微生物量增加.LIU等[33]研究發(fā)現(xiàn)，在甘蔗土壤上施加石灰能顯著增加土壤微生物碳含量；Fuentes等[34]研究石灰對(duì)長(zhǎng)期免耕土壤的微生物活性影響時(shí)也發(fā)現(xiàn)，石灰的施入可以顯著增加土壤微生物量碳含量.而腐殖酸和生物質(zhì)炭中含有大量的不穩(wěn)定碳，其施入土壤可為微生物生長(zhǎng)提供額外的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)[35]，增加微生物的生存條件，促進(jìn)微生物繁殖，進(jìn)而使土壤微生物量碳含量增加[36].馬斌等[37]研究發(fā)現(xiàn)，與不施腐殖酸的處理組相比，施加腐殖酸能增加和改善土壤微生物碳，與該研究結(jié)果相似.Mierzwa-Hersztek等[38]研究發(fā)現(xiàn)，在干旱地區(qū)施加生物質(zhì)炭可顯著增加土壤微生物量.因此，在重金屬污染土壤中石灰配施腐殖酸和石灰配施生物質(zhì)炭均能提高土壤微生物量碳含量，均對(duì)污染土壤的修復(fù)具有積極影響.

土壤酶是土壤微生物活性的敏感指標(biāo)，對(duì)環(huán)境物理、化學(xué)、生物等因素的變化非常敏感，因此可以通過測(cè)定土壤酶活性的大小判別土壤中重金屬污染程度[39].土壤脲酶是直接參與土壤中含氮有機(jī)物轉(zhuǎn)換的重要水解酶，能催化尿素和有機(jī)分子中的碳?xì)滏I水解，對(duì)促進(jìn)土壤氮素循環(huán)具有重要意義[40].該研究發(fā)現(xiàn)，石灰配施中低濃度腐殖酸能增加土壤脲酶活性，配施高濃度5%腐殖酸會(huì)降低土壤脲酶活性.而石灰配施不同濃度的生物質(zhì)炭均能顯著增大脲酶活性，這與許云翔等[41]施用生物質(zhì)炭后稻田土土壤脲酶活性增加的結(jié)果相似，可能是生物質(zhì)炭的施用不僅增加了土壤的肥力，還能促進(jìn)尿素水解所產(chǎn)生的NH4+的氧化過程，進(jìn)而加速NH4+的消耗，促進(jìn)脲酶水解過程的發(fā)生[41].

土壤FDA水解酶主要包括蛋白酶、酯酶和脂肪酶等，其活性能反映土壤中微生物總的活性，被認(rèn)為是土壤健康質(zhì)量的生物學(xué)指標(biāo)之一[41].該研究發(fā)現(xiàn)，石灰配施低中濃度腐殖酸對(duì)土壤FDA水解酶活性無(wú)顯著影響，而配施高濃度(5%)腐殖酸能顯著增加土壤FDA水解酶活性，這可能是因?yàn)楦乘嶝S富的有機(jī)質(zhì)可以改變土壤孔隙度和通氣度及土壤團(tuán)粒結(jié)構(gòu)，具有顯著緩沖作用和持水力，為土壤FDA水解酶發(fā)揮作用提供場(chǎng)所和適宜的條件[42].而石灰配施生物質(zhì)炭時(shí)，各處理組的土壤FDA水解酶活性較CK均顯著降低，一方面可能是因?yàn)槭业氖┯媒档土送寥烙行B(tài)重金屬濃度，減弱了土壤生態(tài)毒性，從而導(dǎo)致水解酶活性降低；另一方面可能是生物質(zhì)炭的表面是多孔結(jié)構(gòu)，將其施入土壤，會(huì)將土壤中的FDA水解酶分子隔離于其微孔之中，對(duì)酶促反應(yīng)結(jié)合位點(diǎn)形成保護(hù)[43]，從而使生物質(zhì)炭阻止了酶促反應(yīng)的進(jìn)行，進(jìn)而降低了土壤FDA水解酶活性.

土壤蔗糖酶也稱轉(zhuǎn)化酶，也是土壤中重要的一種水解酶類，其能通過水解蔗糖來(lái)提供生物所需的能量，對(duì)土壤碳循環(huán)具有重要意義[44].該研究發(fā)現(xiàn)，CK中土壤蔗糖酶活性普遍高于施加組配改良劑處理組，可能是由于土壤蔗糖酶活性在中等污染程度以下的土壤中會(huì)表現(xiàn)出激活效應(yīng)[45]，而石灰與腐殖酸或與生物質(zhì)炭協(xié)同作用能有效去除土壤中的Pb、Cd復(fù)合污染物，降低土壤生態(tài)毒性，降低了激活作用，從而使得土壤蔗糖酶活性降低.

過氧化氫酶是廣泛存在于土壤和生物體內(nèi)的一種氧化還原酶類，能夠促進(jìn)多種化合物的氧化，并能分解土壤中的過氧化氫，降低其對(duì)土壤微生物的毒害作用，為土壤微生物提供更好的生長(zhǎng)環(huán)境[46].該研究中各組配改良劑處理組的土壤過氧化氫酶活性均表現(xiàn)出顯著增大的趨勢(shì)，這可能是因?yàn)槭遗c腐殖酸或與生物質(zhì)炭的施入均顯著降低了土壤中重金屬有效態(tài)含量，降低了有毒物質(zhì)的積累，促進(jìn)了微生物的呼吸作用，增加了微生物對(duì)土壤中過氧化氫的分解，進(jìn)而增加過氧化氫酶活性.

4 結(jié)論

a) 石灰配施腐殖酸和石灰配施生物質(zhì)炭均能顯著降低土壤中有效態(tài)Pb、Cd含量，提高農(nóng)田重金屬污染土壤基礎(chǔ)呼吸強(qiáng)度和微生物量碳含量，其中石灰配施生物質(zhì)炭對(duì)土壤Pb、Cd有效態(tài)含量的降低及土壤基礎(chǔ)呼吸作用的增強(qiáng)效果優(yōu)于石灰配施腐殖酸.

b) 農(nóng)田重金屬污染土壤中各種酶活性對(duì)于石灰配施腐殖酸或石灰配施生物質(zhì)炭的響應(yīng)不完全相同.兩種組配改良劑處理組總體上對(duì)脲酶和過氧化氫酶活性均有促進(jìn)作用，而均對(duì)蔗糖酶活性有一定抑制作用.因此，石灰配施腐殖酸或石灰配施生物質(zhì)炭均可緩解Pb、Cd污染對(duì)土壤微生物活性的脅迫作用，但在Pb、Cd污染土壤中施用石灰組配改良劑對(duì)土壤微生物活性的深層影響機(jī)理還有待進(jìn)一步研究.