劉 爽，張淑琴，任大軍，張曉晴，潘志強(qiáng)

(1.武漢科技大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院，湖北 武漢 430081； 2.武漢科技大學(xué)冶金礦產(chǎn)資源高效利用與造塊湖北省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，湖北 武漢 430081)

我國礦產(chǎn)資源豐富，金屬及非金屬礦產(chǎn)資源的開采和冶煉在推動當(dāng)?shù)亟?jīng)濟(jì)發(fā)展的同時(shí)也導(dǎo)致了諸多環(huán)境問題，如重金屬污染、礦區(qū)廢棄土地環(huán)境安全問題等。據(jù)有關(guān)研究報(bào)道，目前全球的礦山廢棄地約為670萬hm2，其中荒廢地和露天采礦破壞的土地約占50%[1]。礦山的大規(guī)模開采將導(dǎo)致礦區(qū)土壤、地下水、地表水和大氣污染，甚至引發(fā)地質(zhì)災(zāi)害，而開采過后遺留的礦區(qū)污染地點(diǎn)多面廣[2]。廢棄礦山尾礦或廢渣中存在的潛在有毒重金屬會遷移到環(huán)境中，對農(nóng)田、土壤和水體造成嚴(yán)重污染[3-4]，有毒金屬可分散在礦山廢棄土壤附近，直接或間接消耗后積累在植物和動物體內(nèi)[5]，從而影響農(nóng)作物的產(chǎn)量及品質(zhì)安全，對人體存在一定的健康風(fēng)險(xiǎn)。

近年來，礦山廢棄土壤的生態(tài)修復(fù)主要采用植物修復(fù)技術(shù)[6]，該技術(shù)是一種很有潛力、發(fā)展迅猛的土壤污染綠色修復(fù)技術(shù)[7]。植物修復(fù)技術(shù)主要利用耐金屬的植物品種，從土壤中去除重金屬并將其積累在植物體內(nèi)[8-9]。然而礦山廢棄土壤極為貧瘠，缺乏植物生長所需要的營養(yǎng)物質(zhì)，因而不利于植物的生長。隨著我國城鎮(zhèn)污水處理率的提高，污水處理廠產(chǎn)生的污泥量大幅增加，這些污泥的安全處置和利用已成為備受關(guān)注的環(huán)境問題。城市污泥中富含氮、磷、鉀和有機(jī)質(zhì)等，已有研究表明城市污泥可有效改良礦山廢棄土壤，以提高土壤中有機(jī)質(zhì)含量和改善土壤團(tuán)粒結(jié)構(gòu)[10]。如武淑文等[11]研究發(fā)現(xiàn)城市污泥可作為提高尾礦廢棄地土壤肥力、改良土壤理化性質(zhì)、促進(jìn)植被恢復(fù)生長的土壤改良劑；孟繁宇等[12]研究發(fā)現(xiàn)添加城市污泥可改善鹽堿化土壤的養(yǎng)分狀況，且土壤中重金屬主要以殘?jiān)鼞B(tài)存在，遷移風(fēng)險(xiǎn)較小。這些研究表明城市污泥對礦山廢棄土壤有一定的改良效果，而且對土壤中重金屬的賦存形態(tài)也有一定的鈍化作用。另外，有文獻(xiàn)報(bào)道城市污泥還可對土壤的酶活性產(chǎn)生一定的影響。如孫重陽[13]研究發(fā)現(xiàn)污泥堆肥在一定程度上可促進(jìn)微生物的生命活動，從而提高土壤的酶活性；周健[14]研究發(fā)現(xiàn)在相同Cd脅迫水平下，施污黃土中脲酶、蔗糖酶、堿性磷酸酶的活性均隨著施污黃土中污泥配比的增加而逐漸增大。由此可見，城市污泥確實(shí)可增加土壤的酶活性，但所用污泥是經(jīng)過預(yù)處理后的城市污泥。雖然城市污泥能對礦山廢棄土壤起到一定的改良作用，但其中或多或少含有一定的重金屬，其變幅較大，因此在污泥資源化利用過程中，應(yīng)重點(diǎn)關(guān)注土壤重金屬的污染問題，并探索出合適的污泥配比。目前為了降低城市污泥中的病原微生物和有毒有機(jī)物，國內(nèi)外大多采用經(jīng)厭氧、好氧或熱干化預(yù)處理后的城市污泥用于礦山廢棄土壤的復(fù)墾[15]，但這樣不僅耗時(shí)長、操作復(fù)雜，而且耗費(fèi)較高。因此，可嘗試直接將城市污泥施于礦山廢棄土壤，對其進(jìn)行改良，這樣不僅操作簡單且耗費(fèi)較低。此外，土壤重金屬的生物有效性取決于其形態(tài)分布，尤其是土壤中重金屬有效態(tài)的含量、存在比例和遷移能力[16-17]，但目前直接將城市污泥施加于礦山廢棄土壤中來研究施污土壤中重金屬賦存形態(tài)分布特征的報(bào)道相對較少，且研究也不夠深入，而探究城市污泥的直接施加對礦山廢棄土壤中重金屬賦存形態(tài)分布的影響，可為城市污泥的安全利用以及土壤中重金屬遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律的研究提供理論依據(jù)。

為此，本文采用室內(nèi)土壤培養(yǎng)模擬試驗(yàn)，在礦山廢棄土壤中外源添加不同比例未經(jīng)處理的城市污泥，探討短期污泥處理對土壤中重金屬賦存形態(tài)分布特征、土壤理化性質(zhì)和土壤酶活性的影響，以期為礦區(qū)生態(tài)修復(fù)提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1. 1 試驗(yàn)材料

本試驗(yàn)所用的礦山廢棄土壤取自湖北省某有色金屬礦區(qū)，城市污泥取自武漢市某污水處理廠，通過檢測得到該污泥含水率為80.5%。礦山廢棄土壤和城市污泥的基本理化性質(zhì)，見表1。

表1 礦山廢棄土壤和城市污泥的基本理化性質(zhì)

1. 2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

本次室內(nèi)土壤培養(yǎng)試驗(yàn)共設(shè)計(jì)4組處理，礦山廢棄土壤與城市污泥的混合比例分別為5∶0(CK，對照組)、5∶1(W1)、5∶2(W2)、5∶3(W3)，施污土壤樣品具體的配比見表2，每組處理設(shè)置3個(gè)平行試驗(yàn)。

表2 施污土壤樣品的配比

將1 kg混合好的施污土樣裝填在直徑為20 cm的花盆中，每隔5 d澆水一次，保持土壤潤濕，培養(yǎng)30 d[18]，再對不同處理的土壤取樣，每個(gè)處理土樣的理化性質(zhì)測定做3次重復(fù)，然后進(jìn)行相關(guān)指標(biāo)的試驗(yàn)分析。

1. 3 分析測定方法

城市污泥含水率的測定是將污泥樣品放于105℃的烘箱中烘干24 h后稱重；土壤pH值采用酸度計(jì)(水土比為2.5∶1)測定；土壤中有機(jī)質(zhì)含量采用重鉻酸鉀容量法測定；土壤中重金屬(Cu、Zn、Pb、Cd)含量的測定是將土壤樣品先利用HNO3-HF-HClO4消解后，再采用原子吸收分光光度計(jì)法測定；土壤中速效鉀含量采用醋酸銨-火焰光度計(jì)法測定；土壤中速效氮含量采用堿解擴(kuò)散法測定；土壤中速效磷含量采用碳酸氫鈉法測定；土壤中重金屬的賦存形態(tài)采用BCR三步提取法[19]測定，各形態(tài)分別為可交換態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)；土壤的脲酶活性采用苯酚鈉-次氯酸鈉比色法測定；土壤的酸性磷酸酶活性采用對硝基苯磷酸二鈉比色法測定[20]；土壤的過氧化氫酶活性采用重鉻酸鉀滴定法測定；土壤的轉(zhuǎn)化酶活性采用硫代硫酸鈉滴定法測定[21]。

1. 4 數(shù)據(jù)處理

本文采用Origin 9.0軟件和SPSS 22.0軟件對試驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行分析處理及作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 城市污泥施加對礦區(qū)廢棄土壤中重金屬賦存形態(tài)分布的影響

圖1為城市污泥中各重金屬賦存形態(tài)的分布。

圖1 城市污泥中各重金屬賦存形態(tài)的分布Fig.1 Morphological distribution of heavy metals in municipal sludge samples

由圖1可見，城市污泥中重金屬Cu、Pb和Cd主要以殘?jiān)鼞B(tài)形式存在，分別占總量的44%、85%和61%，重金屬Zn主要以可還原態(tài)形式存在，占總量的48%；城市污泥中各重金屬的生物有效性大小表現(xiàn)為Zn>Cu>Cd>Pb。

不同城市污泥投加比例對礦山廢棄土壤中重金屬賦存形態(tài)分布的影響見圖2。

圖2 不同城市污泥投加比例對礦山廢棄土壤中重 金屬賦存形態(tài)分布的影響Fig.2 Effect of different sludge increase ratio on the morphological distribution of heavy metals in abandoned mine soil

由圖2可見，隨著城市污泥施加量的增加，各組施污土壤中4種重金屬Cu、Zn、Pb、Cd的含量逐漸增加，較CK對照組分別增加了4.3%～8.1%、1.6%～2.1%、7.0%～15.6%和1.7%～24.4%，其中重金屬Zn含量的增幅較?。皇┪弁寥乐兄亟饘貱u主要以可交換態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)形式存在，可交換態(tài)Cu、可氧化態(tài)Cu和殘?jiān)鼞B(tài)Cu含量隨著城市污泥施加量的增加而增加，但可交換態(tài)Cu和殘?jiān)鼞B(tài)Cu含量的變化趨勢并不明顯，可氧化態(tài)Cu的比例從10%增至14%，而可還原態(tài)Cu含量隨著城市污泥施加量的增加而降低，其比例從22%降至7%；施污土壤中重金屬Zn主要以可還原態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)形式存在，殘?jiān)鼞B(tài)Zn和可還原態(tài)Zn含量隨著城市污泥施加量的增加而降低，其中殘?jiān)鼞B(tài)Zn的比例從42%降至32%，而可交換態(tài)Zn的含量卻隨著城市污泥施加量的增加而增加，其比例從3%增至14%，其余形態(tài)Zn的比例變化不明顯；重金屬Pb主要以可還原態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)形式存在，可交換態(tài)Pb和可還原態(tài)Pb含量隨著城市污泥施加量的增加而增加，其比例分別從4%增至8%、9%增至21%，而可氧化態(tài)Pb的比例從22%降至4%，殘?jiān)鼞B(tài)Pb含量隨著城市污泥施加量的增加先增加后降低，但變化不明顯；施污土壤中重金屬Cd主要以殘?jiān)鼞B(tài)形式存在，殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量隨著城市污泥施加量的增加而降低，其比例從68%降至39%，可交換態(tài)Cd和可氧化態(tài)Cd含量隨著城市污泥施加量的增加而增加，可還原態(tài)Cd含量隨城市污泥施加量的變化不是很明顯，但整體呈增加的趨勢。

通過對施污土壤中重金屬賦存形態(tài)分布特征的分析可知，可能是由于城市污泥自身的性質(zhì)對礦山廢棄土壤中重金屬賦存形態(tài)分布有一定的影響，使城市污泥施入礦山廢棄土壤中后改變了土壤對重金屬的吸附-解吸過程，從而使得施污土壤中各重金屬賦存形態(tài)的分布發(fā)生了變化。

2.2 城市污泥施加對礦山廢棄土壤理化性質(zhì)的影響

將城市污泥按不同配比加入礦山廢棄土壤中后，培養(yǎng)30 d，測定施污土壤的理化性質(zhì)指標(biāo)，其結(jié)果見表3。

表3 不同城市污泥投加比例對礦山廢棄土壤理化性質(zhì)的影響

由表3可知，隨著城市污泥施加量的增加，施污土壤的pH值逐漸降低，其原因可能是土壤有機(jī)質(zhì)在分解過程中產(chǎn)生了有機(jī)酸，這與張書光[22]利用城市污泥改良礦山廢棄土壤理化性質(zhì)的研究結(jié)果相似。土壤中氮、磷、鉀和有機(jī)質(zhì)都能夠較好地表征土壤的肥力狀況，并且土壤中氮、磷、鉀是植物生長的營養(yǎng)元素，由表3可以看出，隨著城市污泥施加量的增加，不同施污土壤中氮、磷、鉀和有機(jī)質(zhì)的含量也隨之增加，這與張書光[22]利用城市污泥改良礦山廢棄土壤理化性質(zhì)的研究結(jié)果一致；另外不同城市污泥投加比例組(W1、W2和W3)施污土壤中的有機(jī)質(zhì)含量較CK對照組分別增加了356.1%、527.7%和735.2%，其土壤氮、磷、鉀含量較CK對照組分別增加了25.2%～84.8%、681.1%～1262.4%和53.55%～144.5%；當(dāng)?shù)V山廢棄土壤與城市污泥的混合比例大于5∶1時(shí)，施污土壤中速效氮含量的增幅比有機(jī)質(zhì)、速效鉀和速效磷含量的增幅要低。施污土壤肥力逐漸增加的原因可能是城市污泥自身的肥力就較豐富，再加上城市污泥施入礦山廢棄土壤后速效氮和速效磷逐漸礦化[23]，有緩釋氮肥和磷肥的作用，且肥效持續(xù)時(shí)間長[24]。

2.3 施污土壤中各重金屬的賦存形態(tài)與土壤理化性質(zhì)的相關(guān)性分析

施污土壤中不同重金屬的賦存形態(tài)與土壤理化性質(zhì)的相關(guān)性分析結(jié)果見表4。

由表4可以看出：

(1) 施污土壤中可交換態(tài)Cu、可氧化態(tài)Cu和殘?jiān)鼞B(tài)Cu含量均與土壤pH值呈負(fù)相關(guān)，而施污土壤中可還原態(tài)Cu與土壤pH值呈顯著正相關(guān)(R=0.971)，表明隨著土壤pH值的降低，施污土壤中可交換態(tài)Cu含量在逐漸增加，主要是因?yàn)殡S著土壤pH值的降低，土壤中H+濃度升高，則會導(dǎo)致H+將與Cu2+爭奪黏土礦物層的可交換位置，從而使吸附在礦物層的Cu2+重新被釋放出來[25]；施污土壤中可交換態(tài)Cu含量與土壤有機(jī)質(zhì)含量呈顯著正相關(guān)，施污土壤中可氧化態(tài)Cu含量與土壤中有機(jī)質(zhì)含量呈顯著負(fù)相關(guān)，施污土壤中可還原態(tài)Cu和殘?jiān)鼞B(tài)Cu含量與土壤中有機(jī)質(zhì)含量的相關(guān)性不明顯。已有研究表明[26]，土壤中有機(jī)質(zhì)、腐殖質(zhì)中的強(qiáng)酸性羧基與Cu2+形成的螯合物較穩(wěn)定，有機(jī)質(zhì)可與Cu2+形成穩(wěn)定的絡(luò)合物，從而降低Cu的生物有效性。

表4 施污土壤中不同重金屬的賦存形態(tài)與土壤理化相性質(zhì)的相關(guān)性分析結(jié)果

注：“**”表示顯著性水平為0.01(極顯著)；“*”表示顯著性水平為0.05(顯著)，下同。

(2) 施污土壤中可交換態(tài)Zn含量與土壤pH值呈顯著負(fù)相關(guān)(R=-0.964)，說明隨著土壤pH值的降低，施污土壤中可交換態(tài)Zn含量在逐漸增加，這可能是因?yàn)橥寥乐蠬+濃度的增加不利于Zn形成難溶化合物；施污土壤中可還原態(tài)Zn含量隨著土壤pH值的降低而降低，主要是因?yàn)橥寥乐蠬+濃度的增加，降低了沉淀反應(yīng)和金屬羥基復(fù)合物的作用；施污土壤中其余各形態(tài)Zn含量與土壤pH值的相關(guān)性不明顯；施污土壤中可氧化態(tài)Zn含量與土壤中有機(jī)質(zhì)呈顯著正相關(guān)(R=0.996)，說明隨著土壤中有機(jī)質(zhì)含量的增加，施污土壤中可氧化態(tài)Zn含量在逐漸增加，可能原因是土壤中有機(jī)質(zhì)含量的增加，提供了更多的活性基團(tuán)如羥基、羧基、甲氧基和醌基等[27]，從而使得重金屬Zn與活性基團(tuán)形成腐殖酸螯合物等；施污土壤中其余各形態(tài)Zn含量與土壤中有機(jī)質(zhì)含量的相關(guān)性不顯著。

(3) 施污土壤中可交換態(tài)Pb含量與土壤pH值呈顯著負(fù)相關(guān)(R=-0.980)，施污土壤中可氧化態(tài)Pb含量與土壤pH值呈顯著正相關(guān)(R=0.981)，說明隨著土壤pH值的降低，施污土壤中可交換態(tài)Pb含量在增加，主要是因?yàn)殡S著土壤中H+濃度的增加，黏土礦物表層的負(fù)電荷減少，對重金屬離子的吸附能力減弱，從而使得土壤中可交換態(tài)Pb含量降低，另外隨著土壤pH值的降低，土壤中原有的Fe2+、Al3+和Mg2+含量不會降低，與Pb2+產(chǎn)生了競爭吸附，不利于土壤吸附Pb2+；施污土壤中可還原態(tài)Pb與土壤中有機(jī)質(zhì)含量呈顯著正相關(guān)(R=0.934)，施污土壤中其他形態(tài)Pb與土壤中有機(jī)質(zhì)含量既有正相關(guān)，又有負(fù)相關(guān)，但相關(guān)性不顯著，其可能與土壤中有機(jī)質(zhì)與各形態(tài)Pb的作用較為復(fù)雜有關(guān)，土壤中不同性質(zhì)的有機(jī)質(zhì)對Pb形態(tài)的轉(zhuǎn)化作用不同[25]。由此可見，土壤中有機(jī)質(zhì)對Pb形態(tài)的分布有顯著的影響。

(4) 施污土壤中可交換態(tài)Cd含量與土壤pH值呈顯著負(fù)相關(guān)(R=-0.938)，施污土壤中殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量與土壤pH值呈顯著正相關(guān)(R=0.982)，施污土壤中其他形態(tài)Cd含量與土壤pH值的相關(guān)性不顯著,這是因?yàn)殡S著土壤pH值的降低，土壤中重金屬離子不易形成沉淀，從而影響各賦存形態(tài)重金屬離子的含量；施污土壤中可還原態(tài)Cd含量與土壤中有機(jī)質(zhì)含量呈顯著正相關(guān)(R=0.985)，施污土壤中其他形態(tài)Cd含量與土壤中有機(jī)質(zhì)含量的相關(guān)性不顯著，說明隨著土壤中有機(jī)質(zhì)含量的增加，增強(qiáng)了有機(jī)質(zhì)、腐殖酸等官能團(tuán)對Cd2+的吸附能力，所以施污土壤中可還原態(tài)Cd含量相應(yīng)增加，從而降低了Cd的生物有效性。

(5) 施污土壤中各重金屬可交換態(tài)含量與土壤中速效氮含量呈正相關(guān)，這可能是因?yàn)橥寥乐邪被饔谩⑾趸饔煤兔撓趸饔糜绊懥送寥乐兄亟饘俚男袨楹突顒覽28]。施污土壤中各重金屬形態(tài)與土壤肥力速效磷和速效鉀含量既有正相關(guān)，又有負(fù)相關(guān)，但相關(guān)性不顯著，可能是由于土壤自身的固有屬性以及受外界環(huán)境的影響所致，再加之隨著土壤中速效磷含量的增加，其中磷酸根離子的增加會導(dǎo)致陽離子吸附，這也降低了土壤中重金屬的遷移性。但也有研究[29]發(fā)現(xiàn)，土壤中可交換態(tài)Cu含量和殘留態(tài)Pb含量與土壤中速效鉀含量呈負(fù)相關(guān)，土壤中其他形態(tài)重金屬含量均與土壤中速效鉀含量呈正相關(guān)，以及土壤中可還原態(tài)Cu和可氧化態(tài)Cu等含量與土壤中速效磷含量呈顯著或極顯著正相關(guān)，而土壤中可還原態(tài)Zn含量與土壤中速效磷含量呈負(fù)相關(guān)。其結(jié)果的不一致性主要是由于試驗(yàn)所用的土壤不同，其基本理化性質(zhì)有所差異，同時(shí)外部環(huán)境條件也不一樣所致。

2. 4 城市污泥施加對礦山廢棄土壤酶活性的影響

將城市污泥按不同配比加入礦山廢棄土壤中，培養(yǎng)30 d，測定礦山廢棄土壤樣品的酶活性，其結(jié)果見圖3。

圖3 不同城市污泥投加比例對礦山廢棄土壤酶活 性的影響Fig.3 Effect of different sludge increase ratios on soil enzyme activity of abandoned mine soil

由圖3可見，城市污泥的添加對礦山廢棄土壤中脲酶有明顯的激活作用，即隨著城市污泥施加量的增加，施污土壤的脲酶活性呈現(xiàn)逐漸增加的趨勢，不同城市污泥投加比例組(W1、W2和W3)施污土壤的脲酶活性較CK對照組增加了462.5%～3 639.8%，這與Li等[30]對山西露天廢棄礦區(qū)恢復(fù)研究中污泥和氮肥對牧草生長和土壤肥力改善影響的結(jié)果一致，分析原因可能與污泥施入土壤后營養(yǎng)元素氮、磷和有機(jī)質(zhì)含量增加有關(guān)，還有可能是污泥施入土壤后重金屬和有機(jī)污染物的濃度增加，刺激了土壤的脲酶活性，這一點(diǎn)在劉家熊等[31]對古樹土壤酶活性與土壤肥力關(guān)系的研究中得到了證明；當(dāng)城市污泥施加量增加時(shí)，施污土壤的磷酸酶活性在逐漸增加，與CK對照組相比，其他3組施污土壤的磷酸酶活性的增幅都在逐漸增加，但是三者的增幅不大，這與申榮艷等[32]對城市污泥的施入對不同類型土壤磷酸酶活性的影響研究結(jié)果一致，可能的原因是雖然施污土壤的脲酶活性隨著養(yǎng)分含量的增加而增加，但在某種程度上加速了氮素的流失[33]，進(jìn)而降低了土壤的磷酸酶活性，使得土壤中磷酸酶活性隨著城市污泥施加量的增加變化不明顯；隨著城市污泥施加量的增加，施污土壤的過氧化氫酶活性與CK對照組相比有所提高，但在不同處理水平之間，施污土壤的過氧化氫酶活性的變化并不明顯。有研究表明，污泥對土壤中過氧化氫酶有抑制作用，且隨著污泥施加量的增加，該抑制作用越明顯[34]。但也有研究表明，土壤的過氧化氫酶活性是隨著污泥施加量的增加而增加的[33]，本試驗(yàn)也驗(yàn)證了這一結(jié)論，可能的原因是試驗(yàn)中所用的污泥和土壤不同，其基本理化性質(zhì)有所差異，還有可能與外界溫度有關(guān)。隨著城市污泥施加量的增加，施污土壤的轉(zhuǎn)化酶活性是先增加后降低，說明低城市污泥施加量對施污土壤的轉(zhuǎn)化酶活性有激活作用，而高城市污泥施加量對其有抑制作用。有研究表明，土壤的轉(zhuǎn)化酶活性與對照組相比有所提高，但污泥不同用量之間土壤的蔗糖酶活性的變化不明顯[30]，本文也驗(yàn)證了這一結(jié)論。

2.5 施污土壤中各重金屬的賦存形態(tài)與土壤酶活性的相關(guān)性分析

施污土壤中各重金屬的賦存形態(tài)與土壤酶活性的相關(guān)性分析結(jié)果，見表5。

表5 施污土壤中各重金屬的賦存形態(tài)與土壤酶活性的相關(guān)性分析結(jié)果

由表5可以看出：

(1) 施污土壤中可交換態(tài)Cu含量與土壤脲酶活性呈顯著相關(guān)(R=0.956)；施污土壤中殘?jiān)鼞B(tài)Cu含量與土壤磷酸酶和過氧化氫酶活性呈極顯著相關(guān)(R=0.994、R=0.995)；施污土壤中可還原態(tài)Cu含量與土壤轉(zhuǎn)化酶活性呈正相關(guān)；施污土壤中可氧化態(tài)Cu含量與土壤轉(zhuǎn)化酶活性呈負(fù)相關(guān)，但相關(guān)性均不顯著。這與李影等[35]關(guān)于節(jié)節(jié)草對銅尾礦砂重金屬形態(tài)轉(zhuǎn)化和土壤酶活性影響的研究結(jié)果相似?？梢?，土壤的4種酶活性對施污土壤中重金屬Cu各賦存形態(tài)含量均有一定的影響作用。

(2) 施污土壤中可交換態(tài)Zn含量與土壤脲酶活性呈極顯著正相關(guān)(R=0.999)；施污土壤中可氧化態(tài)Zn含量與土壤脲酶活性呈顯著正相關(guān)(R=0.973)，說明土壤脲酶活性對施污土壤中可交換態(tài)和可氧化態(tài)Zn的積極促進(jìn)作用較大；而施污土壤中可還原態(tài)Zn含量與土壤脲酶活性呈顯著負(fù)相關(guān)(R=-0.972)，說明土壤脲酶活性對施污土壤中可還原態(tài)Zn有明顯的抑制作用；施污土壤中可氧化態(tài)Zn含量與土壤過氧化氫酶活性呈負(fù)相關(guān)；施污土壤中殘?jiān)鼞B(tài)Zn含量與土壤過氧化氫酶活性呈正相關(guān)。這與朱珊珊[36]關(guān)于水稻根際土壤重金屬形態(tài)分布及其對土壤酶活性影響的研究結(jié)果一致。

(3) 施污土壤中可還原態(tài)Pb含量與土壤脲酶活性呈極顯著正相關(guān)(R=0.994)；施污土壤中可交換態(tài)Pb含量與土壤脲酶活性呈顯著正相關(guān)(R=0.976)；施污土壤中可氧化態(tài)Pb含量與土壤脲酶活性呈顯著負(fù)相關(guān)(R=-0.970)；土壤磷酸酶和過氧化氫酶都對施污土壤中殘?jiān)鼞B(tài)Pb產(chǎn)生了極顯著性的影響；施污土壤中可氧化態(tài)Pb含量與土壤過氧化氫酶活性和磷酸酶活性呈負(fù)相關(guān)，但相關(guān)性都不顯著。這與朱珊珊[36]的研究結(jié)果相似。

(4) 施污土壤中可交換態(tài)Cd含量與土壤脲酶活性呈顯著正相關(guān)(R=0.999)，說明脲酶活性對可交換態(tài)Cd有明顯的促進(jìn)作用，這可能是因?yàn)榭山粨Q態(tài)Cd不易與土壤結(jié)合，易被釋放，因此其更易與土壤中酶相結(jié)合，從而激活了土壤中酶的活性。周健等[37]研究表明，土壤中可交換態(tài)Cd對土壤脲酶活性有激活作用，這與本試驗(yàn)的結(jié)果一致，而施污土壤中其余形態(tài)Cd含量與土壤酶活性之間的相關(guān)性均不明顯。土壤中各重金屬賦存形態(tài)受到土壤酶活性的影響機(jī)理尚在研究中。

3 結(jié) 論

(1) 城市污泥的施加對礦山廢棄土壤產(chǎn)生了不同的影響，施污土壤中Cu和Pb含量隨著城市污泥施加量的增加而增加，說明城市污泥對土壤中Cu和Pb有一定的鈍化作用，而施污土壤中Zn和Cd含量隨著城市污泥施加量的增加而逐漸降低，其生物有效性在逐漸增加，因此在污泥土地利用時(shí)應(yīng)加以重視。

(2) 城市污泥的施加可明顯增加礦山廢棄土壤中氮、磷、鉀和有機(jī)質(zhì)的含量，但降低了施污土壤的pH值，且施污土壤中重金屬含量也隨之增加。另外，土壤的pH值是影響施污土壤中各重金屬可交換態(tài)含量的關(guān)鍵因素；土壤中有機(jī)質(zhì)含量是影響施污土壤中可還原態(tài)Pb和Cd以及可氧化態(tài)Cu和Zn含量的主要因素；施污土壤中重金屬賦存形態(tài)與土壤肥力的相關(guān)性不明顯。

(3) 城市污泥的施加對礦山廢棄土壤的酶活性有不同的影響，施污土壤的脲酶、磷酸酶、過氧化氫酶活性隨著城市污泥施加量的增加而增加，而施污土壤的轉(zhuǎn)化酶活性是先增加后降低，說明城市污泥對土壤的酶活性也有一定的影響。土壤的脲酶活性是影響施污土壤中各重金屬可交換態(tài)含量的關(guān)鍵因素，也是影響施污土壤中可還原態(tài)和可氧化態(tài)Zn、Pb含量的關(guān)鍵因素；土壤的磷酸酶和過氧化氫酶活性是影響施污土壤中殘?jiān)鼞B(tài)Cu和Pb含量的主要因素。