關(guān)鍵詞： 鎘污染修復(fù)；稻田土壤；土壤理化性質(zhì)；土壤酶活性

中圖分類號(hào)： S511.061 文獻(xiàn)標(biāo)志碼： A 文章編號(hào)： 1004–390X （2024） 06?0160?09

根據(jù)2014年發(fā)布的《全國土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》，中國土壤污染點(diǎn)位超標(biāo)率為16.1%，其中鎘（Cd） 污染超標(biāo)率最高，達(dá)7.0%[1]。鎘作為一種毒性極強(qiáng)的重金屬元素，不僅會(huì)直接影響水稻等農(nóng)作物的生長發(fā)育，而且具有較強(qiáng)的遷移性，通過食物鏈極易在人體內(nèi)富集，影響人體健康[2-5]。耕地的安全利用是保障糧食安全的重要環(huán)節(jié)。目前，鎘污染稻田土壤主要有2 種修復(fù)方式：一是直接降低土壤鎘含量，包括置換低鎘土壤和種植高富集植物，其中，土壤置換工程量大、成本高，而利用植物吸收則面臨修復(fù)周期長、修復(fù)效率低等難題[6]；二是通過物理、化學(xué)和生物方法鈍化土壤鎘，最常用的方法是添加土壤調(diào)理劑（如生石灰、硫酸亞鐵等） 或生物菌劑，通過吸附、絡(luò)合、沉淀、氧化還原等反應(yīng)，降低土壤中鎘的可移動(dòng)性和生物有效性，從而達(dá)到修復(fù)的效果[7-8]。當(dāng)前關(guān)于鎘污染農(nóng)田治理的研究主要集中于降低稻谷中的鎘含量，忽略了修復(fù)過程中調(diào)理劑對(duì)土壤環(huán)境造成的潛在生態(tài)安全風(fēng)險(xiǎn)，且不同的安全利用措施可能會(huì)對(duì)稻田土壤造成差異化的遺留效應(yīng)。

微生物作為稻田土壤生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，其催化的元素循環(huán)不僅直接關(guān)系到作物的產(chǎn)量和質(zhì)量[9]，還關(guān)系到農(nóng)業(yè)的可持續(xù)性和區(qū)域環(huán)境安全。微生物對(duì)環(huán)境變化十分敏感，其活性特征能夠指示土壤生態(tài)系統(tǒng)功能的變化。土壤微生物生物量碳（microbial biomass carbon，MBC）是土壤有機(jī)碳中最活躍的部分，是有機(jī)質(zhì)分解和轉(zhuǎn)化強(qiáng)度的重要生物指標(biāo)[10]。由微生物和植物分泌的土壤胞外酶是土壤中養(yǎng)分循環(huán)和代謝的驅(qū)動(dòng)力，是土壤營養(yǎng)狀況和肥力的重要指標(biāo)[11]。因此，分析不同安全利用措施下的土壤養(yǎng)分狀況、MBC 以及生物酶活性特征，能夠很好地指示土壤環(huán)境變化。本研究在鎘污染風(fēng)險(xiǎn)較高的稻田上開展野外大棚水稻種植試驗(yàn)，采用土壤調(diào)酸、施撒鐵肥、施用微生物菌肥等土壤調(diào)理手段開展土壤修復(fù)試驗(yàn)，通過分析土壤理化性質(zhì)、土壤MBC以及生物酶活性，探索不同修復(fù)措施對(duì)土壤環(huán)境造成的影響，從而為土壤修復(fù)提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

試驗(yàn)田位于江西省上饒市萬年縣（28°46′11″N，117°4′19″E），該地屬于亞熱帶季風(fēng)氣候區(qū)，年平均氣溫17.7 ℃，年平均降水量1 766.9 mm。水稻是當(dāng)?shù)刈钪饕霓r(nóng)作物，其產(chǎn)量占糧食總產(chǎn)量的99.7%，周邊礦區(qū)開采導(dǎo)致的當(dāng)?shù)孛媾R嚴(yán)重的重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)。試驗(yàn)區(qū)本底土壤理化性質(zhì)為：土壤呈弱酸性（pH=5.14），有機(jī)碳含量為20.87 g/kg，全氮含量為2.52 g/kg，全磷含量為0.71 g/kg。此外，土壤鎘含量為0.39 mg/kg，高于污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（pHlt;5.5，Cd 含量gt;0.3 mg/kg）[12]，已威脅到當(dāng)?shù)厥称钒踩?/p>

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

為統(tǒng)一水肥管理措施，避免暴雨等外界突發(fā)性事件干擾，本研究采用田間大棚試驗(yàn)。水稻于2023 年5 月13 日移栽，連續(xù)種植90 d。根據(jù)當(dāng)前鎘污染常用修復(fù)措施[7]，設(shè)置5 組處理：（1） 對(duì)照組（CK），不作處理；（2） 土壤調(diào)酸（soil acidityregulation，AR），一次性施撒生石灰，0.3 kg/m²；（3） 施用鐵肥（iron fertilizer，IFe），其主要成分為FeSO4·7H₂O，0.01 kg/m²；（4） 施用功能復(fù)合菌肥（functional composite microbial fertilizer， MF1），使用菌劑為沼澤紅假單胞菌+硫酸鹽還原菌，0.8 mL/m²； （5） 施用商業(yè)復(fù)合菌肥（commercialcomposite microbial fertilizer，MF2），使用商業(yè)復(fù)合微生物菌劑，1.5 mL/m²。AR、IFe和CK 處理均施用三元復(fù)合肥（氮、磷、鉀含量均≥15%）；MF1 和MF2 處理均施用復(fù)合微生物肥料（有機(jī)質(zhì)≥20%，腐殖酸≥6%，氮、磷、鉀綜合含量≥30%，鈣含量≥3%，硫含量≥2%）。根據(jù)使用說明，各處理的施肥量均為0.1 kg/m²，基肥與追肥占比均分別為60% 和40%。各修復(fù)處理設(shè)置3 個(gè)30 m² 的田塊，作為3 次重復(fù)，且所有處理組均采用相同的水肥管理措施。

1.3 樣品采集與指標(biāo)測定

在水稻成熟期，采用五點(diǎn)取樣法采集表層（0～20 cm） 土壤樣品，共獲取15 個(gè)土壤混合樣品；在同一土樣采集點(diǎn)，采用四分法采集約0.5 kg稻谷裝入自封袋保存。土壤樣品低溫（4 ℃） 保存后當(dāng)天運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室， 剔除枯枝落葉后分裝為2 份，一份自然風(fēng)干后用于土壤理化性質(zhì)的測定；另一份保存于4 ℃ 冰箱，1 周內(nèi)完成土壤MBC 和酶活性的測定分析。

土壤pH 采用酸度計(jì)電位法測定（水土比為2.5∶1.0）；土壤有機(jī)碳含量采用水合熱重鉻酸鉀氧化比色法測定；土壤全氮含量采用濃硫酸消煮—自動(dòng)定氮儀法測定；土壤全磷含量采用堿熔—鉬銻抗分光光度法測定；土壤銨態(tài)氮（NH₄⁺-N） 和硝態(tài)氮（NO₃^?-N） 含量采用KCl 溶液提取—分光光度法測定[13]。稻谷鎘含量的測定采用石墨爐原子吸收光譜法[14]，委托深圳市粵環(huán)科檢測技術(shù)有限公司檢測；土壤有效鎘含量的測定采用王水提取—電感耦合等離子體質(zhì)譜法[15]，委托江西省科學(xué)院分析測試中心檢測。

1.4 數(shù)據(jù)處理與統(tǒng)計(jì)分析

采用Excel 2021統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)；采用Origin 2021制圖；采用SPSS 24 對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行相關(guān)性分析和單因素方差分析，使用Pearson 相關(guān)系數(shù)評(píng)價(jià)土壤理化因子與土壤酶活性的關(guān)聯(lián)強(qiáng)度和方向。影響土壤酶活性的主成分分析采用R （v4.0.1） 軟件中的vegan 包進(jìn)行。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同修復(fù)措施對(duì)土壤有效鎘和稻谷鎘含量的影響

不同修復(fù)措施對(duì)土壤鎘鈍化和稻谷鎘積累的影響有差異（圖1）。相較于CK 處理，AR、IFe和MF2 處理均能顯著降低土壤有效態(tài)鎘含量（Plt;0.05），分別降低了25.13%、15.99% 和12.98%。不同修復(fù)措施均能顯著降低稻谷鎘含量（Plt;0.05），其中，IFe和微生物（MF1、MF2） 處理的修復(fù)效果最好，相較于CK 處理，鎘含量降幅高達(dá)90%以上；其次是AR處理，鎘含量降幅為46.24%。以上結(jié)果表明：施撒鐵肥對(duì)于土壤鎘鈍化和降低稻谷鎘累積的修復(fù)效果最佳。

2.2 不同修復(fù)措施對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響

由表1 可知：相較于CK 處理，AR 處理的土壤pH 值、有機(jī)碳和全磷含量均顯著升高（Plt;0.05），其中，pH 值升高至5.45，有機(jī)碳和全磷含量分別升高10.81% 和22.58%；AR 和MF2 處理的土壤銨態(tài)氮含量分別顯著下降70.42% 和51.61%（Plt;0.05）；所有修復(fù)處理的土壤硝態(tài)氮均顯著降低（Plt;0.05），降幅為37.91%～66.30%。以上結(jié)果表明：土壤調(diào)酸對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響最大，且所有修復(fù)措施均可能對(duì)土壤氮循環(huán)過程造成負(fù)面影響，導(dǎo)致速效氮含量（銨態(tài)氮和硝態(tài)氮） 顯著下降。

2.3 不同修復(fù)措施對(duì)土壤微生物生物量碳（MBC）和酶活性的影響

由表2 可知：所有修復(fù)措施均可在一定程度上降低土壤MBC，且其效果以AR 處理最為顯著，降幅高達(dá)65% 以上?；? 種土壤酶活性的主成分分析結(jié)果（圖2） 顯示：不同修復(fù)措施均能顯著影響土壤酶活性。前2 個(gè)主成分的總解釋率達(dá)81.23%，能夠較好地解釋土壤酶活性的差異特征。其中，多酚氧化酶（PPO）、硝酸還原酶（NR）和酸性磷酸酶（ACP） 對(duì)第1 主成分有更高的貢獻(xiàn)率，β-葡萄糖苷酶（β-GC）、過氧化氫酶（CAT） 和脲酶（UE） 對(duì)第2 主成分有更高的貢獻(xiàn)率?？傮w來看，IFe 處理與CK 處理最為接近。 與CK 處理相比， AR 處理的β-GC 和NR 活性分別顯著降低了26.58% 和48.13% （Plt;0.05），而UE 和CAT 活性分別顯著增強(qiáng)28.09% 和23.69% （Plt;0.05）；IFe處理的β-GC、NR 和ACP 活性均顯著降低（Plt;0.05）；MF1 處理主要顯著增強(qiáng)了PPO 和NR 活性（Plt;0.05），MF2 處理則顯著降低了β-GC 和NR活性（Plt;0.05）。

2.4 土壤理化因子與土壤酶活性的相關(guān)性

由表3可知：土壤pH 與β-葡萄糖苷酶（β-GC）、過氧化氫酶（CAT）、脲酶（UE） 呈極顯著相關(guān)（Plt;0.01），與微生物生物量碳（MBC） 和多酚氧化酶（PPO） 呈顯著負(fù)相關(guān)（Plt;0.05）；土壤有機(jī)碳與β-GC、CAT、硝酸還原酶（NR） 呈極顯著相關(guān)（Plt;0.01），與MBC 和UE 呈顯著相關(guān)（Plt;0.05）；全氮與CAT 呈極顯著正相關(guān)（Plt;0.01），與MBC、β-GC、PPO、UE 呈顯著相關(guān)（Plt;0.05）；全磷與β-GC、CAT、UE 呈極顯著相關(guān)（Plt;0.01）；銨態(tài)氮與MBC、CAT、UE 呈極顯著相關(guān)（Plt;0.01）；硝態(tài)氮與PPO 呈極顯著負(fù)相關(guān)（Plt;0.01）。

3 討論

3.2 不同修復(fù)措施對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響

土壤理化性質(zhì)是土壤質(zhì)量狀況和養(yǎng)分供給能力的關(guān)鍵指標(biāo)。本研究表明：相較于CK 處理，所有修復(fù)措施處理的硝態(tài)氮和銨態(tài)氮含量均有所降低，這可能是受生石灰、鐵肥等的影響，土壤pH、濕度、土壤團(tuán)粒結(jié)構(gòu)等發(fā)生變化，影響了土壤及水稻根系的酶活性，抑制了土壤氮循環(huán)，這可能會(huì)影響水稻發(fā)育以及產(chǎn)量。AR 處理對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響最大，其中土壤pH 以及有機(jī)碳和全磷含量較對(duì)照處理均顯著升高，這與SONG等[30]的研究結(jié)果基本一致。土壤pH 會(huì)影響微生物活性和有機(jī)質(zhì)合成，進(jìn)而改變鎘的沉淀與溶解平衡[31]。土壤有機(jī)碳是維持土壤耕性和質(zhì)量的重要因素，也是土壤微生物的主要能量來源[32]。研究發(fā)現(xiàn)：將生石灰施入土壤后，與土壤中水溶液反應(yīng)生成氫氧化鈣等堿性物質(zhì)，導(dǎo)致pH 上升，并且上調(diào)了碳相關(guān)基因的表達(dá)，根系分泌的碳化合物增加[33]。磷是生物的主要營養(yǎng)元素，且對(duì)土壤初級(jí)生產(chǎn)力和生態(tài)系統(tǒng)碳固存具有重要的影響[34]。生石灰已被證明可減少鐵鋁氧化物對(duì)磷的固定，增加土壤中水溶性磷的含量[35]。但在本研究中，全磷含量反而上升，這可能是因?yàn)殁}離子引入過多，加劇了磷的固定[36]。因此，在實(shí)際應(yīng)用生石灰時(shí)應(yīng)注意用量，過量使用會(huì)導(dǎo)致土壤板結(jié)，加速養(yǎng)分流失等情況發(fā)生。此外，與其他處理相比，MF1 處理的有機(jī)碳、全氮和全磷含量最低，這表明該處理的水稻和土壤微生物吸收利用的營養(yǎng)元素最多，其原因可能是沼澤紅假單胞菌和硫酸鹽還原菌的添加改善了土壤以及水稻菌群，加快了土壤元素循環(huán)。

3.3 不同修復(fù)措施對(duì)土壤微生物生物量碳（MBC）和土壤酶活性的影響

土壤MBC是土壤有機(jī)質(zhì)中最活躍的成分，代表參與完成土壤有機(jī)質(zhì)礦化和土壤養(yǎng)分轉(zhuǎn)化的微生物數(shù)量，對(duì)于了解土壤質(zhì)量和土壤中微生物的轉(zhuǎn)化至關(guān)重要[37]。在本研究中，AR 處理的土壤MBC最低，其原因可能是土壤施入的生石灰與水反應(yīng)產(chǎn)生大量的熱，并提高了土壤pH，而微生物的多樣性與土壤pH 密切相關(guān)，即土壤細(xì)菌的豐富度和多樣性與土壤pH 成反比[38]，因此，AR 處理的MBC 大幅下降，對(duì)土壤酶活性以及水稻生長造成影響。

土壤酶活性是土壤生化過程的催化劑，也是土壤生態(tài)功能和肥力的重要指標(biāo)，本研究測定的6 種酶活性，不僅可以評(píng)估土壤中碳、氮、磷等元素循環(huán)的強(qiáng)度與方向，還能夠敏感地反映出外界環(huán)境變化對(duì)土壤環(huán)境的影響[32]。與CK 處理相比，僅MF1 處理的多酚氧化酶（PPO） 和硝酸還原酶（NR） 活性增強(qiáng)，且β-葡萄糖苷酶（β-GC） 活性未減弱。研究表明：PPO 能催化土壤中芳香族化合物氧化成醌，醌類物質(zhì)與土壤中蛋白質(zhì)、糖類等反應(yīng)生成有機(jī)質(zhì)，增加土壤肥力，促進(jìn)營養(yǎng)物質(zhì)循環(huán)利用[39]。因此，MF1 處理不僅提升了土壤肥力，也加強(qiáng)了土壤反硝化過程，其原因一方面可能是添加了沼澤紅假單胞菌和硫酸鹽還原菌，改變了土壤和水稻根系的微生物結(jié)構(gòu)，從而影響了土壤酶活性；另一方面可能是土壤施入微生物菌肥，其中含有大量的有機(jī)質(zhì)和腐殖酸，為微生物提供了良好的土壤環(huán)境。而盡管IFe 處理的土壤有效態(tài)鎘和稻谷鎘含量顯著下降，但β-GC、NR 和酸性磷酸酶（ACP） 的活性均顯著下降，這暗示了鐵肥可能會(huì)導(dǎo)致土壤酶活性降低，影響土壤營養(yǎng)元素循環(huán)。AR 處理的酶活性變化較大，生石灰的加入增強(qiáng)了脲酶（UE） 活性，而UE 可以水解尿素，這可能導(dǎo)致土壤中速效氮大多以銨態(tài)氮的形式存在，同時(shí)NR 活性降低，導(dǎo)致硝態(tài)氮大量積累，引起土壤硝酸鹽含量過量[40]。

3.4 土壤理化因子與土壤酶活性的相關(guān)性

土壤pH 可以影響酶活性位點(diǎn)的解離條件和酶的穩(wěn)定性，是影響酶活性的關(guān)鍵環(huán)境變量[41]。在自然條件下，土壤中的酶活性都是在一定的pH 范圍內(nèi)得以體現(xiàn)，且各種酶也有自身的最適pH 值[42]。本研究表明：pH 升高會(huì)使土壤MBC降低、β-GC 和PPO活性減弱，但過氧化氫酶（CAT） 和UE 活性增強(qiáng)。有機(jī)養(yǎng)分越充足，土壤酶活性越高，有機(jī)質(zhì)的礦化率和代謝速率越快[43]。何升然等[44]研究表明：土壤CAT、UE與有機(jī)碳呈顯著正相關(guān)，這與本研究結(jié)果類似。分析其原因可能是CAT和NR提升了土壤的還原能力，強(qiáng)化了土壤的硝化和反硝化過程，大量消耗土壤中的有機(jī)質(zhì)，導(dǎo)致土壤有機(jī)碳含量下降。土壤銨態(tài)氮與β-GC 活性呈顯著正相關(guān)、與UE 活性呈極顯著負(fù)相關(guān)，土壤硝態(tài)氮與PPO活性呈極顯著負(fù)相關(guān)，這進(jìn)一步說明氮素轉(zhuǎn)化過程可能影響土壤中的有機(jī)質(zhì)含量，改變與碳、氮循環(huán)相關(guān)的酶活性。

4 結(jié)論

本研究的不同修復(fù)措施均能顯著降低稻谷鎘含量。相較而言，土壤調(diào)酸可提高土壤pH 以及有機(jī)碳和全磷含量，降低土壤微生物生物量碳、β-葡萄糖苷酶和硝酸還原酶活性，顯著影響土壤生態(tài)環(huán)境；施用功能復(fù)合菌肥對(duì)土壤理化性質(zhì)和微生物生物量碳的影響較小，還可提高多酚氧化酶和硝酸還原酶活性，這意味著相較于傳統(tǒng)的土壤修復(fù)措施（土壤調(diào)酸），該方法對(duì)土壤生態(tài)環(huán)境更為友好，是一種具有應(yīng)用前景的鎘污染治理措施。此外，在本研究的所有修復(fù)處理中，速效氮（銨態(tài)氮和硝態(tài)氮） 含量均有所下降，未來在土壤鎘污染修復(fù)過程中應(yīng)特別關(guān)注修復(fù)措施對(duì)土壤氮循環(huán)的潛在影響。

責(zé)任編輯：何謦成