不同鈍化機制礦物對土壤重金屬的鈍化效果及微生物響應

任露陸，蔡宗平，王固寧，葉志鈞，張艷林，曹美苑

（廣東環(huán)境保護工程職業(yè)學院，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，是關乎生態(tài)環(huán)境安全和人類健康的全球性問題[1]。20世紀80年代以來，我國農田土壤重金屬污染不斷加劇[2]，根據(jù)原環(huán)境保護部和原國土資源部2014年聯(lián)合發(fā)布的《全國土壤污染狀況調查公報》，我國耕地土壤點位超標率為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，均被認為是農田土壤Cd、Cu、Pb 和Zn等重金屬的重要來源，這些重金屬可對生物體產生毒性，對土壤環(huán)境質量、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技術有物理修復、化學修復和生物修復等[6]，對于輕中度污染土壤，施用鈍化劑降低重金屬有效性是有效的修復措施[7]。現(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）、有機物料（有機肥、生物炭）等，其機理主要為沉淀、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、成本低廉和施加簡便等優(yōu)點，對其已有較多的研究和應用[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重金屬具有較好的穩(wěn)定效果，但其作用機理并不相同。同時，現(xiàn)有的研究主要關注材料施加對土壤重金屬有效性和作物重金屬吸收量的影響[11?12]，極少關注材料施加后土壤環(huán)境健康的變化。當前，在國家“土十條”的推動下，各地深入實施受污染耕地的安全利用，大范圍的鈍化材料施加將對農田土壤生態(tài)系統(tǒng)產生較高的潛在風險。

土壤微生物因直接參與土壤物質循環(huán)和能量流動，具有維持動植物生長和凈化環(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土壤重金屬污染的反應更為靈敏，通常作為重金屬污染土壤評價的敏感指標[14]。本研究擬通過高通量測序技術，以土壤酶活性、微生物多樣性和群落結構作為指標，評價石灰石和蒙脫石兩種不同鈍化機理的材料對土壤健康的恢復程度，旨在為重金屬污染農田土壤的可持續(xù)修復及其效果評估方法的確定提供技術支撐。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試土壤樣品采自清遠市電子廢物拆解區(qū)農田耕作土，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，有機質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，自然風干，過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（信陽信和礦業(yè)有限公司），供試材料的基本理化性質見表1。

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

供試水稻品種為粵農絲苗。

1.2 試驗設計

試驗設3 個處理，分別為對照（CK，不施加鈍化劑）、0.6%石灰石（LS）和0.6%蒙脫石（MM），每個處理設5 次重復，石灰石和蒙脫石按照質量比添加至土壤中。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），加水淹過土面4～5 cm。水稻育苗完成后（約20 d），挑選健康且長勢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個月），采集莖葉和根系，依次用自來水和去離子水清洗，自然晾干水分，分別稱量莖葉和根系的鮮質量，然后放入烘箱中105 ℃殺青30 min，并在70 ℃下烘干至恒質量，分別稱量莖葉和根系的干質量，粉碎、研磨后待測。

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

1.3.2 土壤性質分析方法

土壤、植物樣品分析方法：土壤pH 和電導率（EC）按照土水比1∶2.5 采用電位法測定；土壤陽離子交換量（CEC）采用乙酸銨交換法測定；土壤有機質（SOM）采用重鉻酸鉀容量法測定；土壤有效磷（AP）采用0.50 mol·L?1NaHCO3浸提?鉬銻抗比色法測定[15]；土壤過氧化氫酶活性的測定采用KMnO4滴定法（μmol·g?1，以每克土KMnO4計），脲酶活性的測定采用靛酚藍比色法[16]（mmol·g?1，以每克土NH3?N 計）；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定（PE?PinAAcle 900 T）。樣品分析過程中加入國家標準物質土壤（GBW07430）和菠菜（GBW10015）進行質控，全程做空白試驗和加標回收，重金屬檢測過程加標回收率分別控制在Cd 77%～105%、Cu 92%～110%、Pb 80%～106%、Zn 86%～111%。

土壤微生物測定：基于16S rRNA 高通量測序技術，利用雙末端測序的方法，構建小片段文庫進行測序。通過對Reads 拼接過濾，OTUs 聚類，并進行物種注釋及豐度分析，揭示樣品的物種構成；并進一步進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]：

試驗數(shù)據(jù)初步分析均采用Microsoft Excel 2013進行，試驗數(shù)據(jù)均采用5 次重復的平均值±標準偏差表示，采用SPSS 23 進行數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析，采用Canoco 5 Tutorial及Microsoft Excel 2013作圖。

2 結果與分析

2.1 鈍化劑對土壤理化性質的影響

水稻收獲后，根際土壤的基本理化性質見表2。可以看出，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2.16 個單位；兩種處理CEC 均無顯著變化，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對土壤AP和AN含量影響較小。

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

2.2 鈍化劑對土壤有效態(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)含量均無顯著變化，但有效態(tài)Pb 含量降低幅度達到了19.5%。

2.3 鈍化劑對土壤酶活性的影響

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

2.4 鈍化劑對水稻重金屬累積和轉運的影響

水稻成熟后，通過測定水稻地上部分（莖葉）和地下部分（根系）的重金屬含量，計算出水稻的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，但未達到顯著水平；MM 處理水稻莖葉、根系中的重金屬BCF 均無顯著變化（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）和轉運系數(shù)（TF）Table 3 Biological concentration factors（BCF）and translocation factors（TF）of rice under different treatments

2.5 鈍化劑對土壤微生物多樣性與群落結構的影響

2.5.1 對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16S rRNA 基因MiSeq測序，3 組處理15 個樣本共獲得1 772 148 條序列，各群落的序列數(shù)在90 872至159 204之間。各處理高通量測序覆蓋率均大于99%，說明本次測序結果樣本中物種被檢測出的覆蓋率高。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 對土壤微生物群落結構的影響

土壤微生物門的相對豐度結果顯示（圖3），3 個處理樣品微生物歸屬22 個門，其中8 個門的相對豐度>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%）、藍藻細菌門（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、藍藻細菌門相對豐度均明顯增加，而綠彎菌門、放線菌門、酸桿菌門相對豐度均顯著降低，疣微菌門相對豐度略有降低；MM 處理綠彎菌門、變形菌門、藍藻細菌門、疣微菌門相對豐度均略有增加，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構發(fā)生了明顯變化（圖4，選擇豐度變化>0.5%的28種屬進行分析）。其中，LS處理土壤中相對豐度較大的優(yōu)勢微生物屬有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 土壤微生物群落結構與理化性質的相關性

通過RDA 進一步揭示微生物群落結構的影響機制，結果見圖5。兩個坐標軸共解釋了微生物群落和土壤理化因子總方差的90.7%，其中橫向坐標軸解釋86.5%，縱向坐標軸解釋4.2%，能較好地反映土壤理化性質對土壤微生物群落結構的影響。經(jīng)不同鈍化劑處理過的土壤明顯分布于不同的坐標軸，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。蒙特卡羅檢驗結果表明，對土壤微生物群落結構影響最大的環(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，與有效態(tài)重金屬含量呈負相關；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 含量呈負相關，與有效態(tài)重金屬含量呈正相關。

3 討論

3.1 鈍化劑對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，發(fā)現(xiàn)石灰石和蒙脫石兩種材料對土壤理化性質產生了不同影響，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為施加石灰石后，土壤pH 提高，微生物活性增加，從而加速了對銨態(tài)氮的分解，這與前人的研究結果一致[20]。此外，施加石灰石可以改善微生物活動條件，加快含碳有機質轉化，促進有機質分解，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[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)及殘渣態(tài)Cd、Zn 轉化，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 相比均無顯著變化，說明在對Cd、Pb 等重金屬的穩(wěn)定化中，通過提高土壤pH 的沉淀作用可能比通過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Cd、Zn 的吸收，這與董海霞等[25]的研究結果一致。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輸重金屬，還受向地上部運輸?shù)霓D運蛋白作用的影響[27]，如OsN?RAMP1和OsNRAMP5蛋白參與水稻根系向地上部分轉運Cd 的過程，影響Cd2+從根部向莖部的運輸[28?29]。因此，施加石灰石調控土壤pH，可能進而影響了轉運蛋白的作用，從而導致水稻根系、莖葉對不同重金屬元素具有不同的轉運能力。

3.2 鈍化劑對土壤酶活性的影響

土壤酶活性與土壤重金屬的污染程度具有明顯的相關性。土壤生物指標的改善是評價土壤重金屬修復成功與否的關鍵[30?31]。土壤酶為土壤生物化學過程的直接參與者，對土壤理化性質等環(huán)境因素的變化響應敏感[32]。脲酶是土壤氮循環(huán)的重要成分，而過氧化氫酶可促進過氧化氫的分解，從而防止過氧化氫對生物體的毒害作用[33]，因此常用土壤酶活性來表征土壤修復效果[34]。本研究結果表明，添加石灰石和蒙脫石對土壤中過氧化氫酶和脲酶活性均有顯著影響，其中LS 處理顯著提高了過氧化氫酶和脲酶活性。通過皮爾遜相關性分析可知，過氧化氫酶與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，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）呈顯著負相關。說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，這與前人的研究結果一致[35?36]。脲酶與土壤理化因子相關性較過氧化氫酶小，但也與pH、EC 和AP 呈顯著正相關（P<0.05），與SOM、Cu和Zn呈顯著負相關（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鍵因素。

3.3 鈍化劑對土壤微生物多樣性與群落結構的影響

土壤修復不僅要關注土壤重金屬有效性的降低，更要關注土壤環(huán)境健康的變化。微生物對土壤重金屬污染具有極強的敏感性，可以作為土壤環(huán)境質量的預測與評估指標。本研究利用高通量測序技術對各處理土壤中的微生物多樣性進行了深入研究，結果表明，LS 處理對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。這一結果說明石灰石會引起微生物群落結構和多樣性的變化，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果相似，上述微生物均為優(yōu)勢菌群[37?38]。進一步的分類結果表明，在屬水平，不同處理之間微生物群落結構發(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，微生物群落結構能夠反映土壤環(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的共同影響[40]。f_Gem?matimonadaceae被認為是一種有益菌屬，對磷酸鹽分解、微生物氮代謝和土壤呼吸作用至關重要[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)勢菌屬[42?43]；c_KD4-96則被發(fā)現(xiàn)與土壤中總磷呈正相關關系[39]，其對磷的溶解釋放具有促進作用，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，這進一步表明石灰石的施加能夠顯著促進部分土壤有益菌群的生長，改善土壤環(huán)境健康狀況。

3.4 土壤理化性質與微生物群落結構的關系

RDA 分析結果表明，土壤理化性質對土壤微生物群落結構影響較大，其中pH、AP 和SOM 是最重要的影響因素。在之前的多個研究中均得出pH是影響微生物群落關鍵因素的結論，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)、營養(yǎng)物質及酶活性[45?47]。通過RDA 結果還發(fā)現(xiàn)，土壤pH 和某些特定微生物相對豐度存在正相關關系，如Ramlibacter、Dongia和Gerbera_hybrid_cultivar，其 中Ramli?bacter、Dongia為特定類型土壤中的優(yōu)勢微生物屬[46，48]。有研究發(fā)現(xiàn)，在一定的pH 變化范圍內，優(yōu)勢微生物群落在土壤生態(tài)系統(tǒng)中具有較強的穩(wěn)定性，這種結構的穩(wěn)定性說明有可能通過調控穩(wěn)定的優(yōu)勢微生物群落來實現(xiàn)稻田土壤的功能調節(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呈顯著負相關，說明pH對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性，是影響土壤微生物群落結構和功能多樣性的關鍵因素[50?51]，這與本研究結果一致。本研究土壤中添加石灰石后，土壤理化指標AP、AN、SOM和EC 發(fā)生顯著變化，微生物群落結構較CK 組和MM組也發(fā)生顯著變化，與本研究結果不同的是，有研究表明添加石灰石雖提高了土壤pH，但對土壤化學性質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有關。

對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，針對酸性的重金屬污染農田土壤，基于土壤環(huán)境健康，通過提高土壤pH的沉淀作用開展土壤修復，比通過離子交換、吸附等作用更為有效。本研究結果可為我國尤其是華南地區(qū)科學開展重金屬污染農田的治理修復提供技術支撐。

4 結論

（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)和根到莖葉中的轉運系數(shù)，說明石灰石對土壤重金屬的修復效果優(yōu)于蒙脫石。

（2）施加石灰石顯著提高了土壤過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、有效磷和有機質含量是影響微生物群落結構的關鍵因素。