四種改良劑對Cu、Cd復合污染土壤中Cu、Cd形態和土壤酶活性的影響

杜志敏，郝建設，周靜，高倩圓，祝紅紅，徐琳，崔紅標，李輝信

1. 中國科學院南京土壤研究所，江蘇 南京 210008；2. 中國科學院武漢植物園，湖北 武漢 430074；3. 南京農業大學資源與環境科學學院，江蘇 南京 210095；4. 鄭州大學化工與能源學院，河南 鄭州 450001；5. 安徽農業大學資源與環境科學學院，安徽 合肥 230036

土壤重金屬污染面積大，污染物具有在土壤中移動性差、滯留時間長、不能被微生物降解等特點，因此治理和修復的難度大[1,2]。Cu是動植物生長必需的微量元素之一，同時也是重要的污染重金屬。Cd是植物體不需要的元素，生物毒害性強。土壤重金屬污染，尤其是冶煉廠周邊土壤重金屬的污染防治是土壤環境保護工作的重中之重[3]。土壤環境中重金屬的毒性不僅與其總量有關，更大程度上由其形態分布決定，不同的形態產生不同的環境效應，直接影響到重金屬的毒性、遷移及在自然界的循環[4,5]。根據Tessier[6]及其相應的改進方法[7]將土壤中重金屬分為可交換態（EX）、碳酸鹽結合態(CAB)、鐵錳氧化物結合態(OxiB)、有機結合態(OrgB)和殘渣態(ResB)。土壤重金屬污染會減弱土壤酶活并導致土壤肥力降低[8,9]。國內外研究[10-12]指出土壤EX態重金屬可較好反映其生物有效性和移動性，顯著影響土壤中各種酶活的大小，通過測定土壤重金屬化學形態特別是EX態含量及土壤酶活性可以評價施入改良劑的修復效果。

前人對改良劑修復單一重金屬污染土壤的研究較多[13]，復合污染土壤多為室內盆栽試驗[14,15]，不能很好反映改良劑田間修復實際情況。本試驗以黑麥草（Lolium perenneL.）作為修復植物，研究石灰、磷灰石、蒙脫石和凹凸棒石4種無機化學改良劑及其不同添加劑量，在田間條件下原位修復重金屬Cu、Cd復合污染土壤，采用土壤重金屬化學提取性和土壤酶活性變化作指標評價修復效果，以期為改良劑野外推廣應用提供參考。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試改良劑：供試改良劑產地及其基本理化性質見表1。

表1 供試改良劑基本理化性質Table 1 Basic physico-chemical properties of the test amendments

供試植物：黑麥草（Lolium perenneL.），江蘇“大華”牌，屬于重金屬富集植物[16,17]，購自江蘇省大華種業集團有限公司臨海分公司。

供試復合肥：湖北“三寧”牌，（N，P2O5，K2O的質量分數各為15%，總養分45%），購自湖北三寧化工股份有限公司。

1.2 試驗設計

田間概況：試驗地點位于江西省貴溪市濱江鄉柏里村陳家村小組(28。12' N, 116。55' E)，受貴溪某冶煉廠重金屬污染的水稻田。試驗田塊，多年廢棄，現已有沙化現象，酸化疊加重金屬銅鎘等污染。供試土壤基本理化性質為：有機質，30.8 g·kg-1；堿解氮，163 mg·kg-1；速效磷，63.7 mg·kg-1；速效鉀，66.2 mg·kg-1；全 Cu，797 mg·kg-1；有效 Cu，418 mg·kg-1；全 Cd，0.84 mg·kg-1；有效 Cd，0.65 mg·kg-1；pH（土水質量比12.5∶），4.64；容重，1.31 g·cm-3；機械組成（%），2～0.05 mm，62.6；0.05～0.002 mm，24.6；<0.002 mm，12.8。

試驗處理：以石灰、磷灰石、蒙脫石和凹凸棒石為污染土壤改良劑進行種植黑麥草的田間試驗，試驗共設 13個處理。不加改良劑的對照處理記為CK；石灰添加量為 0.1%（占供試污染土壤耕作層（0～17 cm）土壤質量百分比，下同）、0.2%和0.4%的處理分別記為 S1、S2和 S3；磷灰石添加量為0.58%、1.16%和2.32%的處理分別記為L1、L2和L3；蒙脫石添加量為 1%、2%和 4%的處理分別記為M1、M2和M3；凹凸棒石添加量為1%、2%和3%的處理分別記為A1、A2和A3。每處理重復3次，共計 39個試驗小區，采用單因素設計、隨機區組田間排列。小區田埂用防滲聚乙烯塑料薄膜包裹，埂寬0.3 m，高出地面0.2 m，地下深度0.3 m，每小區面積（3×2 m2）。各小區田間管理方式一致。

試驗過程：2009年12月1日，小區均勻撒上改良劑，充分混勻并平整土地，各小區澆水100 kg。12月8日播種黑麥草（播種量為0.02 kg·小區-1），施加復合肥（0.5 kg·小區-1）。2010年4月16日在黑麥草抽穗時采集根際土壤樣品。土壤樣品一部分自然風干后直接進行酶活性測定，另一部分風干后過尼龍篩待測。

1.3 樣品測定與數據處理

土壤樣品分析采用常規分析方法[18]。土壤 pH按土水質量比 1∶2.5，酸度計（pH S-2C，上?？祪x公司)測定。土壤全Cu、全Cd采用硝酸-高氯酸-氫氟酸-高氯酸全量分解法消解，土壤Cu、Cd化學形態分級及提取采用朱嬿婉等 1989年修改后的Tessier連續提取法[7]提取，原子吸收分光光度計法（GBC 932AA，澳大利亞)測定。

土壤酶活性測定[19]：土壤脲酶活性采用靛酚藍比色法，土壤酸性磷酸酶活性采用磷酸苯二鈉比色法，土壤過氧化氫酶活性采用容量法。

采用Microsoft excel 2003和Windows spss13.0進行數據的統計分析。

2 結果與討論

2.1 改良劑對土壤pH的影響

對照處理pH較低，施用改良劑后土壤pH有不同程度提高（圖 1）。施用石灰能顯著提高土壤pH，低中高3種劑量均與對照處理達到顯著差異，且施用量越大，pH提高幅度也越大；高劑量石灰處理pH提高幅度最大，比對照pH增加了1.08個單位，與其余 12種處理均達到顯著差異水平。磷灰石、蒙脫石和凹凸棒石對土壤pH的提高與石灰類似，但幅度低于石灰處理，這與石灰本身pH較高有一定關系。土壤pH增加會較弱土壤有機/無機膠體及土壤黏粒對重金屬離子的吸附能力，使土壤中重金屬有效性降低，減少可交換態重金屬離子數量[20, 21]。

圖1 改良劑對土壤pH的影響Fig. 1 Effects of amendments on Soil pH

2.2 改良劑對土壤銅、鎘形態的影響

土壤環境中重金屬的毒性不僅與其總量有關，更大程度上由其形態分布決定，不同的形態產生不同的環境效應，直接影響到重金屬的毒性、遷移及在自然界的循環[5]。重金屬化學形態與重金屬的生物有效性密切相關[22]，對土壤中各形態重金屬的化學提取能定性地區分重金屬在土壤多相體系中的結合狀態和結合能量大小及其相應的生物有效性。化學形態提取法分析并結合植物吸收等測試，可以推測控制土壤重金屬有效性的因素和生成的重金屬-鹽類沉淀或絡合物形式[23,24]，所以化學形態提取法在土壤化學研究中已成為最為普遍的方法。

由表2、表3可知，CK處理土壤中EX態Cu所占比例較大，占總量的19.2%，重金屬Cu生物毒害性較高。施用改良劑明顯降低了土壤EX態Cu、Cd含量（M1處理除外），促進Cu向生物毒害性低的形態轉化，效果顯著的是石灰和磷灰石處理。與對照相比，高劑量石灰使EX態Cu、Cd含量分別降低了 96.4%～98.6%、16.8%～31.9%，高劑量磷灰石使EX態Cu、Cd含量分別降低了92.0%～97.2%、18.3%～27.7%，碳酸鹽結合態和鐵錳氧化物結合態所占比例增加。蒙脫石（低劑量除外）和凹凸棒石處理使EX態Cu降低了10.4%～30.5%，碳酸鹽結合態和鐵錳氧化物結合態含量增加。石灰和磷灰石降低EX態Cu效果較好，主要是由于改良劑對土壤pH的提高，因此，對于酸性和中性偏酸性重金屬污染土壤，石灰和磷灰石是良好的修復劑。土壤中Cd的EX態含量較高（27%～50%），這與Allace[11]指出的 Cd在土壤中生物有效性高，活性較強，很容易被作物吸收而污染食物鏈，危及人類健康的結果一致。試驗中改良劑對Cd的鈍化不如對Cu的鈍化效果明顯。

表2 改良劑對土壤Cu各形態含量的影響Table 2 Effects of amendments on the concentrations of Cu forms in soil

表3 改良劑對土壤Cd各形態含量的影響Table 3 Effects of amendments on the concentrations of Cd forms in soil

2.3 改良劑對土壤酶活性的影響

土壤酶活性易受土壤物理性質、化學性質和生物活性的影響，環境污染對土壤酶活性影響，可在一定程度上對環境狀況起到指示作用[25]。土壤酶活性受重金屬抑制的主要原因：一方面，重金屬直接影響土壤酶活性，占據土壤酶的活性中心或與酶分子的巰基、胺基、羧基結合，破壞酶活性基團的空間結構，使酶本身失去催化能力，并抑制酶的合成；另一方面，重金屬通過影響土壤微生物的生長繁殖，減少微生物體內酶的合成及分泌，間接影響土壤酶活性[26-28]。

2.3.1 改良劑對土壤脲酶活性的影響

脲酶是一種將酰胺態有機氮化物水解為植物可以直接利用的無機態氮化物的酶，是尿素胺基水解酶類的通稱。脲酶活性一定程度上反映土壤的供氮水平與能力，與土壤中氮循環體系密切聯系。由圖2可以看出，對照處理土壤脲酶活性最低，僅為0.09 mg·g-1，施用改良劑后有不同程度增加，增加幅度較大的石灰和磷灰石處理。高劑量石灰處理脲酶達到最高值，比對照處理增加了79.0%，其次是高劑量磷灰石處理，比對照增加了67.2%；對于同一種改良劑處理，脲酶活性增加幅度均隨改良劑添加劑量增加而增大。

圖2 改良劑對土壤脲酶活性的影響Fig. 2 Effects of amendments on the activity of urease

2.3.2 改良劑對土壤酸性磷酸酶活性的影響

土壤磷酸酶能酶促磷酸酯水解，酶促作用是能釋放出正磷酸。土壤酸性磷酸酶是酸性土壤有機磷礦化的重要動力，能夠催化磷酸單酯水解及無機磷酸釋放，是參與生物磷代謝的重要酶類。由圖3可以看出，對照處理土壤酸性磷酸酶活性最低，僅為1.89 mg·g-1，施用改良劑后有不同程度增加（M1處理除外），增加幅度較大的石灰和磷灰石處理。高劑量石灰處理酸性磷酸酶最高，比對照處理增加了42.2%，其次是高劑量磷灰石處理，比對照處理增加了47.3%；對于同一種改良劑處理，酸性磷酸酶活性增加幅度均隨改良劑添加劑量增加而增大。

2.3.3 改良劑對土壤過氧化氫酶活性的影響

圖3 改良劑對土壤酸性磷酸酶活性的影響Fig. 3 Effects of amendments on the activity of acid phosphatase

過氧化氫酶屬于氧化還原酶，與土壤有機質含量和微生物數量有關。過氧化氫酶在土壤中對過氧化氫的酶促分解有利于防止過氧化氫對生物體的毒害作用。由圖4可以看出，對照處理土壤過氧化氫酶活性最低，僅為0.35 mL·g-1，施用改良劑后有不同程度增加，增加幅度較大的石灰和磷灰石處理。高劑量石灰處理過氧化氫酶最高，為對照處理的2.5倍，其次是高劑量磷灰石處理，為對照處理的2.2倍；對于同一種改良劑處理，過氧化氫酶活性增加幅度均隨改良劑添加劑量增加而增大。蒙脫石的加入對土壤酶活性受重金屬脅迫沒有明顯影響，這可能因為蒙脫石和酶對銅離子競爭吸附，酶強于蒙脫石，蒙脫石對銅離子的吸附是以電性吸附為主的交換吸附[29]。

圖4 改良劑對土壤過氧化氫酶活性的影響Fig. 4 Effects of amendments on the activity of catalase

2.4 改良劑處理下土壤pH、Cu、Cd含量與土壤酶活性的相關性分析

利用SPSS軟件，對重金屬復合污染下，各處理土壤酶活性與土壤pH、土壤EX態Cu、Cd含量、土壤Cu、Cd全量進行相關性分析。由表4可以看出，田間試驗中土壤酶活性與土壤Cu、Cd全量沒有達到顯著相關，與EX態Cu、Cd含量呈顯著或極顯著負相關關系，說明以土壤重金屬形態分析來研究重金屬對土壤酶活性的影響比用重金屬全量更為準確。土壤脲酶、酸性磷酸酶和過氧化氫酶活性均與土壤pH呈顯著或極顯著正相關關系，說明提高土壤pH有利于減輕重金屬的毒害作用，增加土壤酶活性。此外，土壤中Cu與酶活性的相關性優于Cd，說明試驗中土壤Cu含量對土壤酶活性影響較大。

表4 土壤酶活性和土壤pH、土壤Cu和Cd含量的關系Table 4 Correlation coefficients of activities of soil enzyme with soil pH,and concentrations of Cu and Cd in soil

3 結論

施用改良劑提高了土壤pH并使土壤Cu由對植物有效性大的可交換態向對植物有效性小的碳酸鹽結合態、鐵錳氧化物結合態和有機結合態轉化。土壤pH是影響重金屬Cu形態的關鍵因素。4種改良劑降低可交換態Cu效果較好的是石灰和磷灰石，與對照相比，高劑量石灰和高劑量磷灰石處理分別使可交換態Cu降低了95.9%、94.6%。試驗中改良劑對Cd的鈍化不如對Cu的鈍化效果好。

改良劑不同程度的提高了土壤脲酶、酸性磷酸酶和過氧化氫酶活性（M1處理除外），改良劑對土壤酶活性增加幅度均隨其添加劑量增加而增大。與對照相比，高劑量石灰（S3）和磷灰石（L3）處理，分別使土壤脲酶活性增加了79.0%、67.2%，使土壤酸性磷酸酶活性增加了42.2%、47.3%，使土壤過氧化氫酶活性增至對照處理的2.5倍、2.2倍。

土壤脲酶、酸性磷酸酶和過氧化氫酶活性均與土壤pH呈顯著或極顯著正相關關系，相關系數分別為0.584、0.458、0.383，提高土壤pH有利于減輕重金屬的毒害作用，增加土壤酶活性。土壤EX態Cu、Cd含量與土壤酶活性均呈顯著或極顯著負相關關系。土壤中Cu與土壤酶活性的相關性優于Cd，說明試驗中土壤Cu含量對土壤酶活性影響較大。

石灰、磷灰石施用于銅鎘復合污染土壤能顯著提高土壤pH，降低重金屬Cu、Cd活性，增加土壤酶活性，在重金屬污染土壤修復中具有較好的應用前景。

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