不同肥料不同作物對鉛污染土壤修復及酶活性的影響

楊繼飛，郭卓杰，李 濤，王效舉，程紅艷

（山西農業大學資源環境學院，山西太谷030801）

由于工業的快速發展、城市化的不斷加快，我國的耕地面積不斷縮小。與此同時，由于我國的發展實行先污染后治理的模式，很多企業都沒有環保意識，大量的工業廢棄物沒有經過處理就被直接排放到大氣、河流中，加劇了環境中污染物的含量。而土壤污染往往又具有危害性大和持續時間長的特點[1]。根據農業部環境監測系統近年來的調查，我國24個省城郊、污水灌溉利用區、工礦等經濟發展較快地區的320個重點污染區中，污染超標的大田農作物種植面積有60.6萬hm2，占監測調查總面積的20%；其中，重金屬含量超標的農產品產量與面積分別約占污染物超標農產品總量與總面積的80%以上[2]，而鉛是污染中常見的重金屬元素。我國土壤鉛污染形勢十分嚴峻。全世界平均每年排放的Pb達到500萬t左右[3]。我國大多數土壤含鉛量在10～80 mg/kg之間，平均為25 mg/kg，其中，含鉛量最高的是我國北方石灰性土壤，為30～70 mg/kg[4]。全國土壤背景值基本統計量的結果表明，3 938個樣點所獲得的鉛的算術平均值為（26.0±12.37）mg/kg[5]。張中一等[6]對南京市郊菜地土壤有代表性的25個樣品的全量Pb進行測定表明，92%的供測樣品數值大于背景平均值，均值達到29.7 mg/kg。由于重金屬難以降解，在生物體內長期積累，通過食物鏈沉積到人體后，會引起各種疾病，危害甚至能遺傳到下一代，嚴重為害人類健康。目前，生態環境不同程度受到重金屬的污染[7]。由于重金屬污染會降低土壤的酶含量，而土壤中的所有生物參與的反應都離不開酶的參與[8]，同時酶活性也是衡量土壤生物學活性和土壤健康的重要指標[9]。土壤重金屬污染是全球面臨的一個急待解決的環境問題，植物修復對于重金屬污染土壤的治理修復具有重要意義[10]。而植物修復的優點是：費用低、避免了二次污染、減少了對土壤結構的破壞、不會破壞土壤生態環境[11]。

本試驗通過研究施用菌肥、腐殖酸對作物酶活性的影響，旨在找出能提高土壤酶活性的施肥方法，為有效提高重金屬污染土壤的植物修復效果提供理論依據。

1 材料和方法

1.1 試驗材料

供試玉米品種為長玉16號，高粱品種為沈雜8號，蓖麻品種為晉蓖麻5號，向日葵品種為花葵。外源鉛為Pb（CH3COOH）2（化學純）。

試驗土壤為生土，質地為壤質土，其基本理化性質為：有機質含量3.51 g/kg，pH值7.92，速效氮60.93mg/kg，速效磷2.046mg/kg，速效鉀126.22mg/kg。

1.2 試驗處理與設計

盆栽試驗在山西農業大學資源環境實驗站大棚內進行，所有試驗設置的土壤鉛基礎含量都達到了國家二級標準（350 mg/kg）。設空白試驗單施鉛（Pb）、重金屬Pb與菌肥混合施用（Pb＋J）、重金屬Pb與腐殖酸混合施用（Pb＋F）3種處理，菌肥和腐殖酸用量分別為5 g/盆，每種處理都種植玉米、向日葵、高粱、蓖麻4種作物，重復3次。

栽培桶直徑為28 cm，深為42 cm，桶底是封閉的（防止土壤物質的損失）。試驗的桶水平放在大棚內，底部放大約2.5 kg石塊，然后蓋一層紗布，插入PVC管（約45 cm，用于澆水，避免土壤板結）后裝入過篩后的生土9 kg，施入復合肥（含氮磷鉀），將稱好的Pb（CH3COOH）2溶于水后由PVC管加入土壤中，最后將土壤澆水至飽和，平衡一周后種植作物。

1.3 栽培與采樣

在2012年4月，將種子種在桶內，每桶種9對（18粒）相同的種子，在表層蓋沙土1 kg，灑少量水后用PC膜封閉土層（期間要查看土層水分狀況，適時澆水），大約一周種子發芽后，田間管理如一般大田，在生長周期內進行間苗，采部分鮮樣用于苗期的一些指標測定，最后只留一株到成熟。9月中旬，待作物成熟后，將作物采出后，采集土樣標記，風干、過篩，備用。

1.4 測定項目及方法

土壤過氧化氫酶的測定采用容量法（0.05 mol/L高錳酸鉀滴定）[12]；磷酸酶的測定采用磷酸苯二鈉比色法[13]；脲酶的測定采用靛酚比色法[14]；蔗糖酶的測定采用磷酸二氫鈉比色法[15]；鉛的測定采用硝酸-高氯酸-氫氟酸-鹽酸消解，原子分光光度法[16]。

1.5 數據處理

利用Excel 2003，Word 2003和DPS軟件對試驗數據進行分析。

2 結果與分析

土壤酶活性是生物催化劑的一種，可以加速土壤中有機物質的化學反應。各種酶在土壤中積累，是由于土壤微生物、土壤動物和植物根系生命活動的結果，它們參與了許多重要的生物化學過程，腐殖質的合成和分解，有機化合物、高等植物和微生物殘體的水解并將其轉化成可利用的形態，還有氧化還原反應等一系列反應，也就是說，它們參與了土壤的發生和發育，及其與有效肥力的形成有關的諸多過程的主要環節[15]。

2.1 不同處理對土壤磷酸酶含量的影響

從圖1可以看出，不同處理可使土壤磷酸酶活性提高1.2%～26.0%，通過方差分析（P＜0.05）可知，Pb＋J，Pb＋F，Pb這3個處理間的土壤磷酸酶活性沒有顯著性變化。

2.2 不同處理對土壤過氧化氫酶活性的影響

由圖2可知，蓖麻、玉米、向日葵、高粱4種作物，經Pb＋J處理后的土壤過氧化氫酶活性提高最顯著，依次為蓖麻土壤32.71%，玉米土壤62.05%，向日葵土壤30.56%，高粱土壤33.94%，均高于Pb處理的過氧化氫酶含量；蓖麻、向日葵、高粱高于Pb＋F處理的過氧化氫酶含量。通過方差分析（P＜0.05）可知，Pb＋J，Pb＋F處理與Pb處理相比，過氧化氫酶活性變化顯著的是玉米、向日葵和高粱；蓖麻的過氧化氫酶活性沒有明顯變化。由于土壤中累積的重金屬鉛越多，很多生化反應被抑制，反應方向和速度也會發生改變，從而破壞土壤中原有有機質和無機物固有的化學平衡和轉化[17]。因此，過氧化氫酶活性與有機質的分解關系密切，活性越高，有機質的轉化效率越高。Pb＋J處理對土壤過氧化氫酶活性有一定的提高，可以提高作物對土壤中有機質的利用率。

2.3 不同處理對土壤脲酶活性的影響

由于土壤脲酶活性與土壤微生物數量顯著相關，與養分含量極顯著相關[18]。從圖3可以看出，Pb＋J處理后土壤脲酶含量提高顯著，蓖麻土壤為29.09%，玉米土壤為23.97%，向日葵土壤為20.70%，高粱土壤為15.66%，脲酶含量最高的是蓖麻土壤。由方差分析（P＜0.05）可知，4種作物的脲酶含量Pb＋J，Pb＋F比Pb均有顯著提高。說明施加菌肥和腐植酸可以提高重金屬鉛污染土壤中脲酶的活性。

2.4 不同處理對土壤蔗糖酶活性的影響

由圖4可知，Pb＋J處理后提高4種作物的土壤蔗糖酶含量最高，蓖麻土壤為27.46%，向日葵土壤為14.92%，高粱土壤為19.51%，玉米土壤為19.37%；Pb＋F處理后，土壤蔗糖酶活性蓖麻土壤為21.43%，向日葵土壤為11.72%，高粱土壤為11.69%，玉米土壤為16.77%，均高于Pb處理。說明Pb＋J，Pb＋F處理對蓖麻土壤的影響較大。通過方差分析（P＜0.05）可知，4種作物的土壤蔗糖酶變化Pb＋J處理比Pb處理顯著；蓖麻、高粱、向日葵Pb＋F處理比Pb處理顯著。表明施加菌肥或腐殖酸能顯著提高蔗糖酶含量，而土壤蔗糖酶可以反映土壤有機質等養料的轉化狀況[19]。說明施加菌肥或腐殖酸能提高土壤養料的轉化。

2.5 不同處理對作物土壤中重金屬Pb 含量的影響

由圖5可知，4種作物對于降低土壤中鉛含量的效果存在差異。Pb＋J處理種植玉米后的土壤鉛含量降低了214.67 mg/kg，種植蓖麻后的土壤鉛含量降低了212.86 mg/kg，種植高粱后的土壤鉛含量降低了212.56 mg/kg，種植向日葵后的土壤鉛含量降低了193.3 mg/kg，以玉米的效果最為顯著，大大改善了鉛污染的土壤，凈化了土壤環境。通過方差分析（P＜0.05）可知，4種作物的Pb＋J處理修復效果最顯著。因此，施用菌肥可以有效降低作物中重金屬Pb的含量。

3 結論與討論

土壤酶活性的高低可以影響土壤中不同物質的反應效率，進而影響作物的吸收利用。因此，提高土壤酶活性可以提高作物的生長品質，使吸附效果更加明顯。本研究結果表明，施用菌肥（Pb＋J）、腐殖酸（Pb＋F）對土壤磷酸酶的活性影響不顯著。土壤的過氧化氫酶、脲酶、蔗糖酶的活性Pb＋J＞Pb＋F＞Pb，其中，對施加菌肥（Pb＋J）處理較敏感；脲酶的活性經過Pb＋J，Pb＋F處理后沒有顯著性差異；Pb＋J，Pb＋F處理的蓖麻與玉米的土壤過氧化氫酶活性差異不顯著。

Pb＋J，Pb＋F處理提高了作物對土壤重金屬的吸附，有效降低了土壤中重金屬Pb的含量，施用菌肥修復效果最顯著。

［1］李廷亮，謝英荷，劉子嬌.Cd，Cr，Pb對幾種葉類蔬菜生長狀況與品質的影響[J].山西農業科學，2008，36（4）：20-22.

［2］孫波.基于空間變異分析的土壤重金屬復合污染研究[J].農業環境科學學報，2003，22（2）：248-251.

［3］周澤義.中國蔬菜重金屬污染及控制[J].資源生態環境網絡研究動態，1999，10（3）：21-27.

［4］王慧忠，何翠屏.重金屬離子脅迫對草坪草根系生長及其活力的影響[[J].中國草地，2002（3）：55-58.

［5］楊國營.鉛的環境生物化學[J].河北工業科技，2002，19（3）：31-35.

［6］張中一，朱長會.南京市郊菜地土壤重金屬污染狀況[J].南京農專學報，1995（4）：6-11.

［7］孔濤，郝雪琴，趙振升，等.重金屬殘留分析技術研究進展[J].中國畜牧獸醫，2011，38（11）：109-112.

［8］周禮凱.土壤酶學[M].北京：科學出版社，1987：107-240.

［9］ Chen C L，Liao M，Huang C Y.Effect of combined pollution by heavy metals on soil enzyme activites in areas polluted by railings from Pb-Zn-Ag mine [J].Journal of Environmental Science，2005，17（4）：637-640.

［10］楊良柱，武麗.植物修復在重金屬污染土壤中的應用概述[J].山西農業科學，2008，36（12）：132-134.

［11］孫海燕.土壤重金屬污染的植物修復技術研究[J].內蒙古農業科技，2009（4）：43-44.

［12］Wang F X，Chen P.Soil enzyme activities under agroforestry systems in northem Jinagsu province[J].Forest Studies in China，2004，6（2）：21-26.

［13］Xu D M，Liu S，Xu J，et al.Effects of lanhtnaum and cerium on acidphosphataseactiviitesin twosoils[J].Journal of Rgl'e Earths，2004，22（5）：725-728.

［14］Yang K，Kang W S.Influence of vairous concentrations of selenic acid（IV）on theactivity of soil enzymes[J].The Scienceof the Total Environmen，2002，291：105-110.

［15］陳懷滿.土壤中化學物質的行為與環境質量[M].北京：科學出版社，2002.

［16］鮑士旦.土壤農化分析[M].北京：中國農業出版社，2008：373-374.

［17］周禮愷，張志明，曹承勉，等.土壤的重金屬污染與土壤酶活性[J].環境科學學報，1985，5（2）：176-184.

［18］杜天慶，苗果園.豆科牧草根際土壤脲酶活性的研究[J].中國生態農業學報，2007，15（1）：328-332.

［19］李金鳳，王紅芬，洪堅平.生物菌肥對采煤沉陷區復墾土壤酶活性的影響[J].山西農業科學，2010，38（2）：53-54.