任露陸，蔡宗平，王固寧，葉志鈞，張艷林，曹美苑

（廣東環(huán)境保護(hù)工程職業(yè)學(xué)院，廣東 佛山 528216）

土壤重金屬污染具有隱蔽性、持久性和不可逆性等特點(diǎn)，是關(guān)乎生態(tài)環(huán)境安全和人類健康的全球性問(wèn)題[1]。20世紀(jì)80年代以來(lái)，我國(guó)農(nóng)田土壤重金屬污染不斷加劇[2]，根據(jù)原環(huán)境保護(hù)部和原國(guó)土資源部2014年聯(lián)合發(fā)布的《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》，我國(guó)耕地土壤點(diǎn)位超標(biāo)率為19.4%，主要污染物為Cd、Ni、Cu、As、Hg、Pb 等[3]。其中，礦山開采和有色金屬冶煉、電鍍和電子廢物拆解等工業(yè)活動(dòng)，均被認(rèn)為是農(nóng)田土壤Cd、Cu、Pb 和Zn等重金屬的重要來(lái)源，這些重金屬可對(duì)生物體產(chǎn)生毒性，對(duì)土壤環(huán)境質(zhì)量、人群健康和生態(tài)系統(tǒng)安全造成重大影響[4?5]。

目前，常用的土壤污染修復(fù)技術(shù)有物理修復(fù)、化學(xué)修復(fù)和生物修復(fù)等[6]，對(duì)于輕中度污染土壤，施用鈍化劑降低重金屬有效性是有效的修復(fù)措施[7]?，F(xiàn)有鈍化劑主要包括礦物材料（如石灰石、蒙脫石）、含磷材料（磷灰石、鈣鎂磷肥）、有機(jī)物料（有機(jī)肥、生物炭）等，其機(jī)理主要為沉淀、吸附和螯合[8]。石灰石和蒙脫石作為兩種常規(guī)的天然礦物材料，具有容易獲取、成本低廉和施加簡(jiǎn)便等優(yōu)點(diǎn)，對(duì)其已有較多的研究和應(yīng)用[9]。例如，陳炳睿等[10]研究發(fā)現(xiàn)，石灰石能夠有效降低土壤中交換態(tài)Pb、Cd的含量，并且明顯減少土壤中Pb、Cd 的毒性浸出量。將蒙脫石按5%（質(zhì)量比）添加至受重金屬污染的土壤中，能夠有效降低土壤中Cd、Cu、Pb、Zn 的弱酸提取態(tài)含量，且蒙脫石鈍化效果整體優(yōu)于生物炭[9]。盡管石灰石和蒙脫石對(duì)重金屬具有較好的穩(wěn)定效果，但其作用機(jī)理并不相同。同時(shí)，現(xiàn)有的研究主要關(guān)注材料施加對(duì)土壤重金屬有效性和作物重金屬吸收量的影響[11?12]，極少關(guān)注材料施加后土壤環(huán)境健康的變化。當(dāng)前，在國(guó)家“土十條”的推動(dòng)下，各地深入實(shí)施受污染耕地的安全利用，大范圍的鈍化材料施加將對(duì)農(nóng)田土壤生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生較高的潛在風(fēng)險(xiǎn)。

土壤微生物因直接參與土壤物質(zhì)循環(huán)和能量流動(dòng)，具有維持動(dòng)植物生長(zhǎng)和凈化環(huán)境污染等生態(tài)系統(tǒng)功能，因而反映了土壤生態(tài)系統(tǒng)的健康狀況[13]。與植物相比，土壤微生物和酶活性對(duì)土壤重金屬污染的反應(yīng)更為靈敏，通常作為重金屬污染土壤評(píng)價(jià)的敏感指標(biāo)[14]。本研究擬通過(guò)高通量測(cè)序技術(shù)，以土壤酶活性、微生物多樣性和群落結(jié)構(gòu)作為指標(biāo)，評(píng)價(jià)石灰石和蒙脫石兩種不同鈍化機(jī)理的材料對(duì)土壤健康的恢復(fù)程度，旨在為重金屬污染農(nóng)田土壤的可持續(xù)修復(fù)及其效果評(píng)估方法的確定提供技術(shù)支撐。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試土壤樣品采自清遠(yuǎn)市電子廢物拆解區(qū)農(nóng)田耕作土，其為重金屬污染酸性水稻土，土壤pH 4.93，全氮2.76 g·kg?1，全磷0.48 g·kg?1，有機(jī)質(zhì)35.20 g·kg?1，Cd 0.93 mg·kg?1，Cu 310.26 mg·kg?1，Pb 250.56 mg·kg?1，Zn 576.73 mg·kg?1。采集表層0～20 cm 土壤樣品，自然風(fēng)干，過(guò)4 mm尼龍篩，保存?zhèn)溆谩?/p>

采用的鈍化劑為石灰石（廣州藝峰礦業(yè)科技有限公司）和蒙脫石（信陽(yáng)信和礦業(yè)有限公司），供試材料的基本理化性質(zhì)見表1。

表1 供試材料的基本性質(zhì)Table 1 Basic properties of materials used in the present study

供試水稻品種為粵農(nóng)絲苗。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)設(shè)3 個(gè)處理，分別為對(duì)照（CK，不施加鈍化劑）、0.6%石灰石（LS）和0.6%蒙脫石（MM），每個(gè)處理設(shè)5 次重復(fù)，石灰石和蒙脫石按照質(zhì)量比添加至土壤中。盆栽所用的花盆外口直徑約30 cm，底部直徑約20 cm，高度約23 cm。水稻幼苗移栽前1 周，每盆裝土4.0 kg，按照添加量為0.6%的比例將鈍化劑與土壤混勻，加入底肥（3.0 g 尿素、1.5 g NH4H2PO4和3.0 g K2SO4），加水淹過(guò)土面4～5 cm。水稻育苗完成后（約20 d），挑選健康且長(zhǎng)勢(shì)一致的水稻幼苗移植到花盆中，每盆2 穴，每穴1 株，水稻全生育期土面上保持4～5 cm的水層。

1.3 樣品采集及測(cè)試方法

1.3.1 樣品采集方法

植物樣品收獲方法：水稻成熟后（約3個(gè)月），采集莖葉和根系，依次用自來(lái)水和去離子水清洗，自然晾干水分，分別稱量莖葉和根系的鮮質(zhì)量，然后放入烘箱中105 ℃殺青30 min，并在70 ℃下烘干至恒質(zhì)量，分別稱量莖葉和根系的干質(zhì)量，粉碎、研磨后待測(cè)。

土壤樣品采集方法：水稻收獲的同時(shí)收集根際附近4～5 cm的土壤，將其裝入20 mL離心管中，于?20 ℃冰箱保存，用于測(cè)定土壤微生物指標(biāo)。以四分法取約500 g 土壤，去除植物根系和殘?bào)w，風(fēng)干后分別過(guò)10、20、60目篩，保存待測(cè)。

1.3.2 土壤性質(zhì)分析方法

土壤、植物樣品分析方法：土壤pH 和電導(dǎo)率（EC）按照土水比1∶2.5 采用電位法測(cè)定；土壤陽(yáng)離子交換量（CEC）采用乙酸銨交換法測(cè)定；土壤有機(jī)質(zhì)（SOM）采用重鉻酸鉀容量法測(cè)定；土壤有效磷（AP）采用0.50 mol·L?1NaHCO3浸提?鉬銻抗比色法測(cè)定[15]；土壤過(guò)氧化氫酶活性的測(cè)定采用KMnO4滴定法（μmol·g?1，以每克土KMnO4計(jì)），脲酶活性的測(cè)定采用靛酚藍(lán)比色法[16]（mmol·g?1，以每克土NH3?N 計(jì)）；土壤有效態(tài)Cd、Cu、Pb、Zn含量采用0.01 mol·L?1CaCl2以1∶5的土水比浸提，土壤樣品用鹽酸?硝酸?氫氟酸進(jìn)行消解，水稻植物樣品采用硝酸?高氯酸消解，浸提液和消解液中的Cd、Cu、Pb、Zn 含量采用原子吸收分光光度法測(cè)定（PE?PinAAcle 900 T）。樣品分析過(guò)程中加入國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)土壤（GBW07430）和菠菜（GBW10015）進(jìn)行質(zhì)控，全程做空白試驗(yàn)和加標(biāo)回收，重金屬檢測(cè)過(guò)程加標(biāo)回收率分別控制在Cd 77%～105%、Cu 92%～110%、Pb 80%～106%、Zn 86%～111%。

土壤微生物測(cè)定：基于16S rRNA 高通量測(cè)序技術(shù)，利用雙末端測(cè)序的方法，構(gòu)建小片段文庫(kù)進(jìn)行測(cè)序。通過(guò)對(duì)Reads 拼接過(guò)濾，OTUs 聚類，并進(jìn)行物種注釋及豐度分析，揭示樣品的物種構(gòu)成；并進(jìn)一步進(jìn)行多樣性分析和顯著物種差異分析。

1.4 數(shù)據(jù)分析方法

生物富集系數(shù)（Biological concentration factor，BCF）[17]：

試驗(yàn)數(shù)據(jù)初步分析均采用Microsoft Excel 2013進(jìn)行，試驗(yàn)數(shù)據(jù)均采用5 次重復(fù)的平均值±標(biāo)準(zhǔn)偏差表示，采用SPSS 23 進(jìn)行數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析，采用Canoco 5 Tutorial及Microsoft Excel 2013作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 鈍化劑對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響

水稻收獲后，根際土壤的基本理化性質(zhì)見表2?？梢钥闯?，與CK相比，LS和MM處理均可顯著提高土壤pH（P<0.05），且LS 的增幅更為明顯，達(dá)2.16 個(gè)單位；兩種處理CEC 均無(wú)顯著變化，但LS 可使土壤AP含量顯著增加（P<0.05），AN 和SOM 含量顯著降低（P<0.05），而MM對(duì)土壤AP和AN含量影響較小。

表2 不同處理對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響Table 2 Effects of different treatments on the physical and chemical properties of soil

2.2 鈍化劑對(duì)土壤有效態(tài)重金屬含量的影響

根際土壤重金屬的有效態(tài)含量如圖1 所示?？梢钥闯?，與CK 相比，LS 處理顯著降低了土壤重金屬有效態(tài)Zn、Cd、Cu、Pb含量（P<0.05），降低幅度依次為99.1%、91.4%、85.6%、46.1%；而MM 處理Cd、Cu、Pb、Zn 有效態(tài)含量均無(wú)顯著變化，但有效態(tài)Pb 含量降低幅度達(dá)到了19.5%。

2.3 鈍化劑對(duì)土壤酶活性的影響

水稻收獲后，根際土壤過(guò)氧化氫酶和脲酶活性的結(jié)果如圖2 所示。結(jié)果發(fā)現(xiàn)，土壤樣品中添加石灰石可顯著提高過(guò)氧化氫酶和脲酶活性（P<0.05），兩種酶的活性均較CK 提高1.6 倍；同時(shí)，MM 處理也可顯著提高過(guò)氧化氫酶的活性（P<0.05），為CK 的1.4 倍，但脲酶活性提高不顯著（P>0.05）。

2.4 鈍化劑對(duì)水稻重金屬累積和轉(zhuǎn)運(yùn)的影響

水稻成熟后，通過(guò)測(cè)定水稻地上部分（莖葉）和地下部分（根系）的重金屬含量，計(jì)算出水稻的BCF 和TF，如表3 所示。與CK 相比，LS 處理顯著降低了水稻莖葉、根系Cd 和Zn 的BCF（P<0.05），降幅分別為85.5%（莖葉Cd）、62.6%（根系Cd）、61.9%（莖葉Zn）、43.4%（根系Zn），LS 處理根系Pb 的BCF 有所降低，但未達(dá)到顯著水平；MM 處理水稻莖葉、根系中的重金屬BCF 均無(wú)顯著變化（P>0.05）。與CK 相比，LS 處理Cd 和Zn 的TF顯著降低（P<0.05），降幅分別為62.5%和30.0%；MM 處理的各種重金屬TF均無(wú)顯著變化（P>0.05）。

表3 不同處理下水稻各部位的生物富集系數(shù)（BCF）和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（TF）Table 3 Biological concentration factors（BCF）and translocation factors（TF）of rice under different treatments

2.5 鈍化劑對(duì)土壤微生物多樣性與群落結(jié)構(gòu)的影響

2.5.1 對(duì)土壤微生物多樣性的影響

不同處理下土壤微生物的OTUs數(shù)和群落多樣性指數(shù)的變化情況見表4。通過(guò)16S rRNA 基因MiSeq測(cè)序，3 組處理15 個(gè)樣本共獲得1 772 148 條序列，各群落的序列數(shù)在90 872至159 204之間。各處理高通量測(cè)序覆蓋率均大于99%，說(shuō)明本次測(cè)序結(jié)果樣本中物種被檢測(cè)出的覆蓋率高。與蒙脫石相比，施加石灰石更明顯增加了土壤微生物群落的多樣性，其中，LS處理的Shannon 指數(shù)增加了2.23%，而MM 處理的Shannon 指數(shù)下降了3.85%；從微生物群落豐富度看，LS 處理組的ACE 和Chao1 指數(shù)分別增加了2.16%和2.12%，微生物多樣性增加顯著（P<0.05），而MM 處理組的這兩種指數(shù)與CK組無(wú)顯著差異。

表4 不同處理土壤微生物多樣性指數(shù)變化Table 4 Changes of microbial community diversity indices in soils under different treatments

2.5.2 對(duì)土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的影響

土壤微生物門的相對(duì)豐度結(jié)果顯示（圖3），3 個(gè)處理樣品微生物歸屬22 個(gè)門，其中8 個(gè)門的相對(duì)豐度>1%。豐度由高到低的順序分別為變形菌門（Pro?teobacteria，19.12%～37.76%）、綠彎菌門（Chloroflexi，10.80%～43.15%）、放線菌門（Actinobacteria，7.37%～17.40%）、芽單胞菌門（Gemmatimonadetes，4.50%～21.41%）、酸桿菌門（Acidobacteria，3.44%～12.95%）、擬桿菌門（Bacteroidetes，1.89%～19.95%）、藍(lán)藻細(xì)菌門（Cyanobacteria，0.76%～8.71%）、疣微菌門（Verrucomi?crobia，1.33%～2.89%）。施加鈍化劑后，LS 處理變形菌門、芽單胞菌門、擬桿菌門、藍(lán)藻細(xì)菌門相對(duì)豐度均明顯增加，而綠彎菌門、放線菌門、酸桿菌門相對(duì)豐度均顯著降低，疣微菌門相對(duì)豐度略有降低；MM 處理綠彎菌門、變形菌門、藍(lán)藻細(xì)菌門、疣微菌門相對(duì)豐度均略有增加，放線菌門、酸桿菌門、擬桿菌門、芽單胞菌門相對(duì)豐度均略有降低。

在土壤微生物屬水平，不同鈍化處理下的微生物群落結(jié)構(gòu)發(fā)生了明顯變化（圖4，選擇豐度變化>0.5%的28種屬進(jìn)行分析）。其中，LS處理土壤中相對(duì)豐度較大的優(yōu)勢(shì)微生物屬有f_Gemmatimonadaceae、f_BIrii41、Gerbera_hybrid_cultivar和c_KD4-96。CK、MM處理與LS處理不同，兩者土壤中優(yōu)勢(shì)微生物屬相近，包括f_JG30-KF-AS9、o_Acidobacteriales、c_KD4-96、o_Gaiellales。

2.5.3 土壤微生物群落結(jié)構(gòu)與理化性質(zhì)的相關(guān)性

通過(guò)RDA 進(jìn)一步揭示微生物群落結(jié)構(gòu)的影響機(jī)制，結(jié)果見圖5。兩個(gè)坐標(biāo)軸共解釋了微生物群落和土壤理化因子總方差的90.7%，其中橫向坐標(biāo)軸解釋86.5%，縱向坐標(biāo)軸解釋4.2%，能較好地反映土壤理化性質(zhì)對(duì)土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的影響。經(jīng)不同鈍化劑處理過(guò)的土壤明顯分布于不同的坐標(biāo)軸，LS 處理位于RD1 軸的右邊，其AP 含量、pH 和EC 含量較高，有效態(tài)重金屬含量較低。CK 和MM 處理則位于RD1軸的左邊，有效態(tài)重金屬濃度含量較高。蒙特卡羅檢驗(yàn)結(jié)果表明，對(duì)土壤微生物群落結(jié)構(gòu)影響最大的環(huán)境因子為pH、AP和SOM含量（P<0.05）。

由圖5 可知，優(yōu)勢(shì)微生物屬如溶桿菌屬（Lyso?bacter）、Polycyclovorans、Phycicoccus、Dongia、OM27_clade等與AP、pH、EC 含量呈正相關(guān)，與有效態(tài)重金屬含量呈負(fù)相關(guān)；生孢噬纖維菌屬（Sporocytophaga）、uncultured_bacterium_f_JG30-KF-AS9、uncultured_bacterium_c_AD3、uncultured_bacterium_o_Sacchari?monadales等與AP、pH、EC 含量呈負(fù)相關(guān)，與有效態(tài)重金屬含量呈正相關(guān)。

3 討論

3.1 鈍化劑對(duì)重金屬生物有效性和植物吸收的影響

分析水稻收獲后根際土壤的理化性質(zhì)，發(fā)現(xiàn)石灰石和蒙脫石兩種材料對(duì)土壤理化性質(zhì)產(chǎn)生了不同影響，兩種處理均顯著增高了土壤pH（表2），但LS 處理對(duì)提高土壤pH 的效果明顯優(yōu)于MM，這可能是由于石灰石本身具有較高的pH（pH 11.21）。因此，與蒙脫石相比，相同用量下石灰石對(duì)提高土壤pH 的效果更顯著。LS 處理可使土壤AP 含量顯著增加，但使AN 和SOM 含量顯著降低，這與譚川疆等[18]的研究結(jié)果一致，其主要原因可能是供試土壤為赤紅壤，其中的磷主要為閉蓄態(tài)磷，施用石灰石能夠減弱土壤對(duì)磷的固定作用，促使閉蓄態(tài)磷的釋放，從而提高有效磷含量[19]；AN 含量顯著降低則可能是因?yàn)槭┘邮沂?，土壤pH 提高，微生物活性增加，從而加速了對(duì)銨態(tài)氮的分解，這與前人的研究結(jié)果一致[20]。此外，施加石灰石可以改善微生物活動(dòng)條件，加快含碳有機(jī)質(zhì)轉(zhuǎn)化，促進(jìn)有機(jī)質(zhì)分解，從而降低了SOM含量[21]。

土壤中重金屬的有效態(tài)是能被植物直接吸收利用的形態(tài)，它決定于土壤中重金屬的全量及其活性。研究水稻收獲后根際土壤中重金屬的有效態(tài)含量發(fā)現(xiàn)，LS 處理可使土壤Cd、Cu、Pb、Zn 有效態(tài)含量顯著降低，這與LS 處理顯著增高了土壤pH，使重金屬形成氫氧化物，促使有效態(tài)含量降低有關(guān)[22?23]。此外，有研究表明，施用石灰石可使土壤中弱酸提取態(tài)Cd、Zn 向土壤可氧化態(tài)、可還原態(tài)及殘?jiān)鼞B(tài)Cd、Zn 轉(zhuǎn)化，這降低了土壤中Cd、Zn的有效性[24]。而MM處理有效態(tài)Cd、Cu、Pb、Zn 的含量與CK 相比均無(wú)顯著變化，說(shuō)明在對(duì)Cd、Pb 等重金屬的穩(wěn)定化中，通過(guò)提高土壤pH 的沉淀作用可能比通過(guò)表面羥基位交換的吸附作用更為有效。

比較研究LS 和MM 兩種處理下水稻莖葉、根系重金屬的BCF以及TF發(fā)現(xiàn)，LS 處理水稻莖葉、根系Cd 和Zn的BCF 以及Cd、Zn的TF 均顯著下降，表明隨著土壤中重金屬有效態(tài)含量的下降，石灰石還有效抑制了水稻各部位對(duì)Cd、Zn 的吸收，這與董海霞等[25]的研究結(jié)果一致。本研究受試土壤呈酸性（pH 4.93），石灰石的施用使土壤pH 顯著提高，這增加了土壤表面電荷，從而增加了對(duì)Cd2+的吸附量，降低了Cd 的可遷移性[26]。此外，水稻根系向地上部運(yùn)輸重金屬，還受向地上部運(yùn)輸?shù)霓D(zhuǎn)運(yùn)蛋白作用的影響[27]，如OsN?RAMP1和OsNRAMP5蛋白參與水稻根系向地上部分轉(zhuǎn)運(yùn)Cd 的過(guò)程，影響Cd2+從根部向莖部的運(yùn)輸[28?29]。因此，施加石灰石調(diào)控土壤pH，可能進(jìn)而影響了轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白的作用，從而導(dǎo)致水稻根系、莖葉對(duì)不同重金屬元素具有不同的轉(zhuǎn)運(yùn)能力。

3.2 鈍化劑對(duì)土壤酶活性的影響

土壤酶活性與土壤重金屬的污染程度具有明顯的相關(guān)性。土壤生物指標(biāo)的改善是評(píng)價(jià)土壤重金屬修復(fù)成功與否的關(guān)鍵[30?31]。土壤酶為土壤生物化學(xué)過(guò)程的直接參與者，對(duì)土壤理化性質(zhì)等環(huán)境因素的變化響應(yīng)敏感[32]。脲酶是土壤氮循環(huán)的重要成分，而過(guò)氧化氫酶可促進(jìn)過(guò)氧化氫的分解，從而防止過(guò)氧化氫對(duì)生物體的毒害作用[33]，因此常用土壤酶活性來(lái)表征土壤修復(fù)效果[34]。本研究結(jié)果表明，添加石灰石和蒙脫石對(duì)土壤中過(guò)氧化氫酶和脲酶活性均有顯著影響，其中LS 處理顯著提高了過(guò)氧化氫酶和脲酶活性。通過(guò)皮爾遜相關(guān)性分析可知，過(guò)氧化氫酶與pH（r=0.729，P<0.01）、EC（r=0.606，P<0.05）、AP（r=0.594，P<0.05）呈顯著正相關(guān)，與AN（r=?0.668，P<0.01）、SOM（r=?0.666，P<0.01）、Cd（r=?0.628，P<0.05）、Cu（r=?0.708，P<0.01）、Pb（r=?0.588，P<0.05）、Zn（r=?0.709，P<0.01）呈顯著負(fù)相關(guān)。說(shuō)明石灰石的添加有效降低了土壤中重金屬的生物有效性，改善了土壤微生物的生境，從而提高了酶活性，這與前人的研究結(jié)果一致[35?36]。脲酶與土壤理化因子相關(guān)性較過(guò)氧化氫酶小，但也與pH、EC 和AP 呈顯著正相關(guān)（P<0.05），與SOM、Cu和Zn呈顯著負(fù)相關(guān)（P<0.05）。由此可知，土壤重金屬有效性和pH、AP 等理化因子是影響土壤酶活性的關(guān)鍵因素。

3.3 鈍化劑對(duì)土壤微生物多樣性與群落結(jié)構(gòu)的影響

土壤修復(fù)不僅要關(guān)注土壤重金屬有效性的降低，更要關(guān)注土壤環(huán)境健康的變化。微生物對(duì)土壤重金屬污染具有極強(qiáng)的敏感性，可以作為土壤環(huán)境質(zhì)量的預(yù)測(cè)與評(píng)估指標(biāo)。本研究利用高通量測(cè)序技術(shù)對(duì)各處理土壤中的微生物多樣性進(jìn)行了深入研究，結(jié)果表明，LS 處理對(duì)微生物多樣性有顯著影響，施用石灰石的土壤表現(xiàn)出較高的微生物多樣性，包括OTUs、ACE、Chao1和Shannon。這一結(jié)果說(shuō)明石灰石會(huì)引起微生物群落結(jié)構(gòu)和多樣性的變化，施用石灰石能豐富土壤不同功能菌群，提高土壤功能。

在門水平，對(duì)照土壤中微生物群落組成最豐富的依次是變形菌門（Proteobacteria）、綠彎菌門（Chloro?flexi）、放線菌門（Actinobacteria）、芽單胞菌門（Gem?matimonadetes）、酸桿菌門（Acidobacteria）、擬桿菌門（Bacteroidetes），這與其他受重金屬污染土壤的研究結(jié)果相似，上述微生物均為優(yōu)勢(shì)菌群[37?38]。進(jìn)一步的分類結(jié)果表明，在屬水平，不同處理之間微生物群落結(jié)構(gòu)發(fā)生了明顯變化，f_Gemmatimonadaceae、f_BI?rii41、Gerbera_hybrid_cultivar和c_KD4-96在LS處理土壤中檢出豐度最高。已有的研究表明，微生物群落結(jié)構(gòu)能夠反映土壤環(huán)境因子的變化[39]，這主要受土壤污染物水平與土壤理化性質(zhì)的共同影響[40]。f_Gem?matimonadaceae被認(rèn)為是一種有益菌屬，對(duì)磷酸鹽分解、微生物氮代謝和土壤呼吸作用至關(guān)重要[41]；f_BI?rii41菌屬在其他的研究中也被發(fā)現(xiàn)為特定土壤的優(yōu)勢(shì)菌屬[42?43]；c_KD4-96則被發(fā)現(xiàn)與土壤中總磷呈正相關(guān)關(guān)系[39]，其對(duì)磷的溶解釋放具有促進(jìn)作用，是各類型土壤中的主要微生物種群[38，44]；Gerbera_hybrid_cul?tivar由于缺乏純培養(yǎng)研究，目前其在受重金屬污染土壤中的作用尚不明確。

與石灰石相比，MM 與CK 處理中土壤有益菌屬f_Gemmatimonadaceae、f_BIrii41豐度較低，這兩種菌屬在LS 處理土壤中的豐度分別是CK 處理的6 倍和18 倍，這進(jìn)一步表明石灰石的施加能夠顯著促進(jìn)部分土壤有益菌群的生長(zhǎng)，改善土壤環(huán)境健康狀況。

3.4 土壤理化性質(zhì)與微生物群落結(jié)構(gòu)的關(guān)系

RDA 分析結(jié)果表明，土壤理化性質(zhì)對(duì)土壤微生物群落結(jié)構(gòu)影響較大，其中pH、AP 和SOM 是最重要的影響因素。在之前的多個(gè)研究中均得出pH是影響微生物群落關(guān)鍵因素的結(jié)論，這主要由于pH 能夠影響多種環(huán)境因素，包括土壤重金屬形態(tài)、營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)及酶活性[45?47]。通過(guò)RDA 結(jié)果還發(fā)現(xiàn)，土壤pH 和某些特定微生物相對(duì)豐度存在正相關(guān)關(guān)系，如Ramlibacter、Dongia和Gerbera_hybrid_cultivar，其 中Ramli?bacter、Dongia為特定類型土壤中的優(yōu)勢(shì)微生物屬[46，48]。有研究發(fā)現(xiàn)，在一定的pH 變化范圍內(nèi)，優(yōu)勢(shì)微生物群落在土壤生態(tài)系統(tǒng)中具有較強(qiáng)的穩(wěn)定性，這種結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定性說(shuō)明有可能通過(guò)調(diào)控穩(wěn)定的優(yōu)勢(shì)微生物群落來(lái)實(shí)現(xiàn)稻田土壤的功能調(diào)節(jié)[49]。與此相反，微生物c_AD3、o_Saccharimonadales、o_Acidobacteria?les、o_Gaiellales以 及Occallatibacter、Jatrophihabitans等與pH呈顯著負(fù)相關(guān)，說(shuō)明pH對(duì)這些微生物有抑制作用。有研究表明，AP、SOM 與稻田土壤微生物群落存在顯著相關(guān)性，是影響土壤微生物群落結(jié)構(gòu)和功能多樣性的關(guān)鍵因素[50?51]，這與本研究結(jié)果一致。本研究土壤中添加石灰石后，土壤理化指標(biāo)AP、AN、SOM和EC 發(fā)生顯著變化，微生物群落結(jié)構(gòu)較CK 組和MM組也發(fā)生顯著變化，與本研究結(jié)果不同的是，有研究表明添加石灰石雖提高了土壤pH，但對(duì)土壤化學(xué)性質(zhì)和微生物群落沒有顯著影響[52]，這可能與石灰石的添加量及土壤本身的種類和性質(zhì)有關(guān)。

對(duì)于重金屬污染酸性土壤，石灰石施加可以提高土壤養(yǎng)分循環(huán)能力，從而改善土壤養(yǎng)分狀況，提高土壤微生物生物量、微生物多樣性和活性[8，53]。本研究同樣發(fā)現(xiàn)，石灰石的添加提高了土壤pH、AP和EC，并顯著降低了土壤中重金屬Cd、Cu、Pb、Zn 的有效性，最終提高了土壤微生物多樣性和酶活性。本研究表明，針對(duì)酸性的重金屬污染農(nóng)田土壤，基于土壤環(huán)境健康，通過(guò)提高土壤pH的沉淀作用開展土壤修復(fù)，比通過(guò)離子交換、吸附等作用更為有效。本研究結(jié)果可為我國(guó)尤其是華南地區(qū)科學(xué)開展重金屬污染農(nóng)田的治理修復(fù)提供技術(shù)支撐。

4 結(jié)論

（1）施加石灰石顯著降低了土壤Zn、Cd、Cu、Pb有效性，降低幅度依次為99.1%、91.4%、85.6%、46.1%；添加蒙脫石降低了土壤Pb 有效性，降低幅度為19.5%；和蒙脫石處理相比，石灰石處理降低了水稻莖葉、根系各種重金屬的生物富集系數(shù)和根到莖葉中的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)，說(shuō)明石灰石對(duì)土壤重金屬的修復(fù)效果優(yōu)于蒙脫石。

（2）施加石灰石顯著提高了土壤過(guò)氧化氫酶和脲酶活性，土壤pH、EC 和AP 等理化因子以及土壤Cd、Pb等重金屬是影響土壤酶活性的關(guān)鍵因素。

（3）施加石灰石可更有效地增加土壤微生物多樣性，提升土壤有益菌群豐度，從而改善土壤環(huán)境功能，其中pH、有效磷和有機(jī)質(zhì)含量是影響微生物群落結(jié)構(gòu)的關(guān)鍵因素。