園林廢棄物堆肥對鉛鎘污染土壤的修復(fù)效果

劉源鑫，李維庭，孫向陽*，李素艷，張潤哲，馬杰

（1.北京林業(yè)大學(xué)林學(xué)院，北京 100083；2.內(nèi)蒙古巴彥淖爾市臨河區(qū)水利局，內(nèi)蒙古 巴彥淖爾 015000）

人為干擾如工廠作業(yè)、采礦、交通運輸及部分農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動加劇了各類重金屬的遷移、淋溶、積累，使土壤中重金屬含量嚴(yán)重超標(biāo)。來自人為活動的Pb和Cd 通常以高度可交換的形態(tài)富集在土壤中，其可降低土壤微生物活性和土壤質(zhì)量，影響作物的光合作用和葉綠素合成，限制植物生長，Pb、Cd 在種子和植株體中的過量積累最終會影響動物和人類健康。Pb和Cd沒有生物學(xué)作用，在自然條件下不易鈍化，且污染后具有不可逆性和長期性。因此，土壤中可交換態(tài)重金屬污染是亟待解決的問題。

修復(fù)劑修復(fù)作為土壤化學(xué)修復(fù)方法之一，被廣泛應(yīng)用于重金屬污染土壤的改良中。土壤修復(fù)劑由多種材料制成，如生物炭、粉煤灰、農(nóng)作物秸稈和畜禽糞便等，其施入土壤后通過改變金屬移動性來降低生物可利用性，從而減輕重金屬污染。然而，動物糞便、市政垃圾和污泥等堆肥產(chǎn)品，由于原始材料特性也會造成環(huán)境風(fēng)險。例如，施用的動物糞便和污泥堆肥可能是其他元素的外源添加劑，不僅造成二次污染，還會增加土壤堿化風(fēng)險和地下水污染。磷酸鹽化合物施入土壤后磷的淋失會造成土壤酸化，而一些堿性修復(fù)劑如碳酸鈣可能會破壞土壤結(jié)構(gòu)性，降低植物對營養(yǎng)元素的吸收。

相比以上土壤修復(fù)劑，園林廢棄物堆肥（Green waste compost，GWC）材料來源廣泛，北京每年產(chǎn)生2.37×10t 的綠化廢棄物。雜草、殘花、枯枝落葉等綠化廢棄物通過微生物降解、腐熟制成的堆肥，同時具有有機質(zhì)豐富及無內(nèi)生外源污染等特點。GWC目前主要被用作有機覆蓋物、生長培養(yǎng)基和有機肥料，但國內(nèi)鮮有研究其對重金屬的鈍化效果及施用后對環(huán)境的負(fù)面作用。相較于動物糞便、污泥等有機堆肥，GWC 在材料特性方面有一定的研究價值。目前部分研究表明：施加GWC 后土壤水溶態(tài)Cd、Zn含量顯著降低，且GWC 比褐煤能更有效地抑制Cu的淋溶。此外，GWC 被當(dāng)作泥炭在土壤性質(zhì)改良劑、土壤基質(zhì)等方面的替代品。鑒于泥炭的不可再生性，本文選取泥炭作為對比試材，主要采取盆栽試驗研究兩種材料對土壤酶活性，Pb 和Cd 在土壤孔隙水中濃度、在土壤中賦存形態(tài)、以及在小白菜體內(nèi)積累與轉(zhuǎn)運的影響，以期為園林廢棄物堆肥緩解和修復(fù)土壤重金屬污染提供科學(xué)參考。

1 材料與方法

1.1 供試材料

試驗土壤采自雄安新區(qū)安新縣未受污染的農(nóng)田，土壤類型為潮土，質(zhì)地為黏土。多點采樣法采集0~20 cm 土壤。土樣風(fēng)干、搗碎、剔除石子和動植物殘體，過2 mm 尼龍篩后均勻平鋪成2 cm 厚的土層，將用 Pb（NO）和 CdCl配制成的重金屬水溶液均勻多次噴施于土層，使土壤總Pb 含量為500 mg·kg，總Cd 含量為 5 mg·kg，老化 3 個月。供試的 GWC 來源于北京香山堆肥廠，由枯枝落葉經(jīng)粉碎、添加菌劑后，經(jīng)過一次和二次好氧發(fā)酵制成。將GWC 在20~25 ℃下自然風(fēng)干2周，粉碎后過2 mm篩備用。泥炭購自北京某園藝公司。供試作物為小白菜（L.。原始土壤、GWC和泥炭的基本理化性質(zhì)見表1。

表1 土壤、GWC和泥炭的基本理化性質(zhì)Table 1 Basic physico-chemical properties of soil，GWC and peat

1.2 盆栽試驗

2021年1—3月在內(nèi)蒙古巴彥淖爾市浩彤玻璃溫室中進(jìn)行盆栽試驗。本試驗按GWC和泥炭與土壤質(zhì)量比為0、1%、3%、5%設(shè)置4個施用量水平，所有處理為：無添加CK；單獨施用GWC，G1、G3、G5；單獨施用泥炭，P1、P3、P5；GWC 與泥炭按質(zhì)量1∶1 混合施用，GP1、GP3、GP5。在 20 cm×17 cm 的塑料花盆中裝入混合均勻的污染土和不同修復(fù)材料共計2 kg，每個處理重復(fù)3 次，干濕交替平衡1 周。1 周后每盆播種30粒小白菜種子，生長2周后留下長勢相同的3株幼苗，其余拔去。生長過程中保持60%的持水量。土壤孔隙水使用Rhizon 土壤溶液采樣器，分別在平衡的第1、3、5、7、14、21、28、35、42 d 收集。考慮到重金屬在土壤水溶液中濃度通常較低，所以只采集低施加量（1%）和高施加量處理（5%）的孔隙水。

所有處理種植時間為2021 年1 月30 日—3 月24日，共計54 d。收獲時，將所有植株小心地從盆中取出，用去離子水將根和葉片清洗干凈后在85 ℃下烘干24 h。土壤樣品自然風(fēng)干2周，研磨過篩后保存待測。

1.3 樣品指標(biāo)分析方法

pH 采用 1∶2.5 土水比（/）測定，土壤電導(dǎo)率（EC）采用1∶5 土水比（/）測定，容重采用帶刻度燒杯法測定。土壤全氮、全磷和全鉀測定參考《土壤農(nóng)化分析》。采用改進(jìn)的BCR提取法分級提取不同形態(tài)重金屬；土壤及植物樣品重金屬全量使用微波消解，電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀（ICP-OES）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(zhì)使用重鉻酸鉀氧化法測定。土壤脲酶、脫氫酶、過氧化氫酶、堿性磷酸酶活性和可溶性有機碳含量的測定方法參考文獻(xiàn)[10]。

Pb、Cd 在土壤-植物體系中的富集、轉(zhuǎn)運能力按下列公式計算：

富集系數(shù)=不同部位Pb、Cd含量/土壤Pb、Cd含量

轉(zhuǎn)運系數(shù)=地上部Pb、Cd含量/根部Pb、Cd含量

1.4 數(shù)據(jù)處理與分析

使用Excel 2016 和Origin 2018 進(jìn)行數(shù)據(jù)整理和繪圖，SPSS（v.24）進(jìn)行單因素方差分析和鄧肯檢驗分析。

2 結(jié)果與討論

2.1 對土壤孔隙水 pH 和 Pb、Cd 濃度及土壤 Pb、Cd 形態(tài)的影響

2.1.1 土壤孔隙水pH

土壤孔隙水是植物暴露于重金屬脅迫的直接環(huán)境，其pH不僅會影響重金屬難溶鹽的溶解性，還會影響GWC和泥炭對重金屬的吸附解析過程。不同處理的土壤孔隙水pH如圖1所示。G處理的pH變化呈先上升后下降的趨勢，而CK 和P 處理的pH 變化呈現(xiàn)先下降后上升的趨勢。G1 和G5 處理的孔隙水pH 在第3 d 升到最高，分別為 8.09 和 8.32。P1 和 P5 的孔隙水pH 分別在第 5 d 和第 7 d 達(dá)到最低，分別為 7.48 和7.32。此外，GP 處理的 pH 主要受其中 GWC 的影響，呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢。土壤孔隙水pH主要由施用材料的酸堿性控制，因此初期pH 的變化與材料的酸堿性一致。由于堿性土壤對酸性環(huán)境有更強的緩沖作用以及泥炭本身較高的CEC 值，在第1~5 d，P處理下的孔隙水pH 變化幅度小于G處理。隨著澆水次數(shù)的增多以及土壤本身的緩沖性能，土壤孔隙水pH又緩慢地上升或下降。

圖1 不同處理土壤孔隙水pH隨時間動態(tài)變化Figure 1 Variation of pH in soil pore water

2.1.2 土壤孔隙水中Pb、Cd濃度

植物更容易受土壤溶液中重金屬的脅迫，孔隙水中重金屬濃度的變化可以更好地評估各處理下重金屬的生態(tài)毒理學(xué)風(fēng)險。圖2 為小白菜生長期各處理土壤孔隙水中Pb、Cd 的動態(tài)變化。所有處理的土壤孔隙水中Pb濃度均隨著采集時間的推移呈下降趨勢并最終趨于穩(wěn)定（圖2A）。第1 d和第3 d的孔隙水中Pb濃度隨各處理修復(fù)材料施用量增多而減少。G5處理的Pb 濃度在第1 d 下降最多，相較于CK 下降了78%；其次為GP5，下降了56%；P1 處理在第1 d 時的Pb濃度僅下降了14%。CK 處理在第1~7 d時的Pb濃度均高于其他處理。P5 與GP5 在第1 d 時的Pb 濃度較G5分別高30%、22%，在第3 d時分別高37%、18%，但在5 d 之后與G5 開始接近，并且Pb 濃度最小值出現(xiàn)在第 42 d 的 P5。由于 G5 處理中 GWC 的 pH 較高，在施入初期GWC 溶解過程會劇烈地影響土壤溶液pH（圖1），從而使之呈現(xiàn)堿性。土壤中的Pb在堿性環(huán)境中迅速轉(zhuǎn)化為難溶物，從而降低了孔隙水中的Pb 濃 度。 NORINI 等報 道 施 用 GWC 能 降 低 土 壤孔隙水中Pb 濃度，但是吳萍萍等發(fā)現(xiàn)施用生物炭對孔隙水中Pb 濃度沒有明顯影響，這可能與土壤理化性質(zhì)、土壤中Pb 老化程度和形態(tài)分布及施用材料有關(guān)。總之，施用GWC 可以更顯著地限制Pb 向下層土壤遷移。

圖2 土壤孔隙水中Pb、Cd濃度隨時間動態(tài)變化Figure 2 Variation of Pb and Cd concentration in soil pore water

土壤孔隙水中Cd 濃度的動態(tài)變化如圖2B 所示。除CK 外的各處理對孔隙水中Cd 濃度并沒有表現(xiàn)出很強的規(guī)律性。與Pb不同，各處理在第1 d不同程度地增加了孔隙水Cd 濃度，G5 處理中Cd 濃度最高，與CK 相比增加了 70%。而 G1、P1、P5 和GP5 處理下 Cd濃度呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢，分別在第3 d或第5 d達(dá)到最高值，之后逐漸降低，說明泥炭對Cd產(chǎn)生鈍化作用的時間要晚于GWC。P5 和GP5 處理對于浸出Cd 的持續(xù)時間較長，分別從第21 d 和第28 d 開始溶液Cd濃度逐漸穩(wěn)定?？扇苄杂袡C碳擁有較多的活性點位，可以與重金屬競爭堆肥和泥炭表面的吸附點位，或者同重金屬形成可溶性的有機復(fù)合體，通過共溶效應(yīng)增加重金屬的遷移性。各處理中可溶性有機碳含量不同程度地增加（表2），導(dǎo)致部分Cd 活化，從而增加了其遷移性。此外，P3 和P5 對處理孔隙水pH 的降低作用（圖1）也會導(dǎo)致Cd濃度增加。研究表明施用巰基坡縷石、海泡石等材料后，由于土壤水溶性有機碳含量的增高，孔隙水中Cd濃度也增高。隨著Cd 與有機物質(zhì)的羧基、羥基等活性官能團發(fā)生吸附、螯合等作用，使其在土壤中的移動性和在孔隙水中的濃度最終低于CK處理。

2.1.3 土壤中Pb、Cd賦存形態(tài)

弱酸提取態(tài)在非殘渣態(tài)（可還原態(tài)、可氧化態(tài)）中活性最強，對環(huán)境和生物危害最大，殘渣態(tài)活性最弱，因此通過形態(tài)分級評價不同處理的鈍化效果。不同處理下Pb、Cd 在土壤中的賦存形態(tài)如圖3 所示。CK處理中Pb 的主要形態(tài)為可還原態(tài)和可氧化態(tài)（圖3A）。與CK 相比，所有處理均減少了Pb 的酸溶態(tài)和可還原態(tài)含量，增加了殘渣態(tài)含量。5%處理對Pb 的鈍化效果均好于1%和3%處理。其中G5、P5 和GP5的酸溶態(tài)Pb 含量相較于CK 分別減少了39%、32%和43%；殘渣態(tài)分別增加了2.0、2.1 倍和2.2 倍。土壤中的Cd 主要以酸溶態(tài)存在（圖3B）。與CK 相比，所有處理均減少了土壤中酸溶態(tài)Cd 含量，增加了殘渣態(tài)含量。同Pb一樣，5%施用量效果均好于1%和3%處理。G5、P5 和 GP5 的酸溶態(tài) Cd 含量相較于 CK 分別減少了40%、36%、42%；殘渣態(tài)分別增加了2.60、2.31倍和2.45 倍。以上結(jié)果表明GWC、泥炭及其混合施用對土壤中的Pb、Cd均表現(xiàn)出不同程度的鈍化效果，其中GP處理對Pb的鈍化效果最佳，G處理對Cd的鈍化效果最佳。

圖3 不同處理的土壤Pb、Cd賦存形態(tài)Figure 3 Form distribution of Pb and Cd in different treatments

G 處理下pH 升高的同時降低了土壤中酸可提取態(tài)重金屬含量，促進(jìn)了Pb、Cd向殘渣態(tài)轉(zhuǎn)變。不同處理對土壤pH的影響可能是本研究中單獨施用泥炭鈍化效果低于單獨施用GWC 和混施處理的原因，但是在5%施用量下各處理差異不顯著。GWC 的全磷含量和速效磷含量均高于泥炭，使得可溶性金屬離子更易與溶液中含磷化合物反應(yīng)形成穩(wěn)定的磷酸鹽沉淀。兩種材料豐富的有機質(zhì)可以增強化學(xué)吸附作用而使Pb、Cd形態(tài)轉(zhuǎn)變。此外，土壤酶活性的提高和微生物群落結(jié)構(gòu)的變化，也會通過生物化學(xué)作用形成高分子聚合物與重金屬絡(luò)合從而導(dǎo)致酸提取態(tài)減少?？蛇€原態(tài)和可氧化態(tài)是潛在的植物可利用的重金屬部分。P3 和P5 處理對可氧化態(tài)Pb 的影響比GWC 更顯著，可能是因為pH 下降影響了土壤的氧化還原條件，導(dǎo)致Pb 形態(tài)的轉(zhuǎn)變。不同處理對可還原態(tài)和可氧化態(tài)Cd均沒有顯著影響。

2.2 對土壤酶活性的影響

酶活性是評估土壤對外界干擾和毒性的敏感性、評價土地肥力和生態(tài)環(huán)境質(zhì)量的關(guān)鍵生化指標(biāo)。本文研究分析了脫氫酶、脲酶、過氧化氫酶和磷酸酶4種土壤酶活性，結(jié)果如表2所示。4種酶活性和有機質(zhì)含量都隨著GWC 和泥炭的施用而增加，且效果隨著施用量的增加而更加顯著，說明GWC 和泥炭都可以通過提升土壤生物化學(xué)性質(zhì)而改善土壤質(zhì)量。

表2 不同處理對土壤有機質(zhì)和酶活性（以干土計）的影響Table 2 Effects of treatments on organic matter and soil enzyme activity（based on dry soil）

脫氫酶是一種氧化還原酶，其活性受微生物群落代謝狀態(tài)的影響。所有處理都較CK 提升了土壤脫氫酶活性，除 G1、P1、GP1 和 GP3 外均顯著高于 CK。脫氫酶活性在P5 達(dá)到最大，相較于CK 增加了118%。全氮和有機質(zhì)含量與脫氫酶活性顯著正相關(guān)。GWC 和泥炭均含有豐富的有機質(zhì)且具有較高的全氮含量，其施用增加了土壤中的有機質(zhì)和全氮含量，從而提高了脫氫酶活性。此外，較高的有機碳含量可以調(diào)節(jié)土壤中的碳氮比，進(jìn)一步促進(jìn)酶新陳代謝和參與養(yǎng)分循環(huán)過程，從而增加脫氫酶活性，這與董曉云等的研究結(jié)果一致。土壤pH 也是影響酶活性的重要指標(biāo)。較低的pH環(huán)境能加速有機大分子物質(zhì)的生物降解和礦化過程，通過影響微生物釋放酶的數(shù)量、種類和生化反應(yīng)速度而影響土壤酶活性，這可能是脫氫酶最大活性出現(xiàn)在P5處理的原因。

土壤中的脲酶通常起促進(jìn)氮化合物水解成氨或銨離子的作用。對比CK，GP1 降低了脲酶活性但差異不顯著，其余處理都提高了土壤脲酶活性。脲酶活性在G5達(dá)到最大值，相比CK 增加49%。脲酶能提高土壤中氮素的利用率，同時促進(jìn)氮素的循環(huán)。土壤中顯著增加的有機質(zhì)和全氮含量是脲酶活性增強的根本原因。此外，陳蘇等指出泥炭含有能與酶分子中活性部位（—S 等）結(jié)合的酚類物質(zhì)，產(chǎn)生與底物的競爭性抑制作用，從而抑制土壤脲酶活性。抑制作用在本研究中不明顯，只表現(xiàn)出P5酶活性低于P3，而GWC 中較高的全磷含量能促進(jìn)微生物生長，這可能是導(dǎo)致P5 處理對脲酶活性的提升效果不如G5 處理的原因。

過氧化氫酶能夠防止HO對微生物和植物產(chǎn)生的毒害。G 處理、P5、GP3 和 GP5 顯著提高了過氧化氫酶活性。酶活性在P5達(dá)到最大值，相較CK 提升了50%?？赡苁且驗槟嗵康氖杷山Y(jié)構(gòu)有利于提高土壤孔隙度，從而提高土壤的導(dǎo)水率和通氣性，所以使過氧化氫酶活性增加，這與弓建澤等和韓洋等的研究結(jié)果一致。過氧化氫酶活性通常與好氧微生物密切相關(guān)。GWC屬于好氧有機肥，在腐熟的過程中加入不同菌劑提升了好氧微生物的活性。GP處理的效果介于G和P之間，因為其對土壤性質(zhì)的改善弱于P處理，但又一定程度增強了好氧微生物的活性。

G 和GP 處理均增強了磷酸酶活性，最大值出現(xiàn)在G5，相較CK提高了177%。P處理對磷酸酶活性的提升效果普遍低于G 處理，只有P5 顯著增強了酶活性。這個結(jié)果表明，GWC 比泥炭能更有效地增強磷酸酶活性，提高植物吸收土壤中有機磷的效率。這是因為磷酸酶主要受土壤磷含量影響，其活性與磷含量顯著正相關(guān)，GWC 中的全磷含量相較于泥炭更高。GWC屬于堿性材料，施入土壤后使pH增高，從而為堿性磷酸酶提供了適宜的活性范圍，使其活性增強，表明pH 與磷酸酶活性顯著相關(guān)。高濃度Pb、Cd 通常會抑制土壤酶活性，因此土壤中有效態(tài)Pb、Cd含量的降低也會減輕重金屬對微生物的毒害作用，從而提高酶活性。

2.3 對小白菜生長和重金屬積累轉(zhuǎn)運的影響

2.3.1 小白菜生物量與Pb、Cd的積累

不同處理對小白菜生長和重金屬積累的影響如表3 所示。除G1 和G3 外，其他處理均顯著增加了小白菜地上部干物質(zhì)量，并在P3 達(dá)到最大值。在相同施用量下，P 和GP 處理對植物生長的影響相比G 更顯著。雖然G 處理和P 處理都增加了土壤養(yǎng)分并且鈍化了部分酸溶態(tài)Pb、Cd，但本研究采集的土壤為黏土，結(jié)構(gòu)較差。泥炭相較于GWC容重更小，可以改善土壤的物理結(jié)構(gòu)，增加土壤孔隙度、透氣性和疏水性，利于植物根系的生長和對養(yǎng)分的吸收，使得P 處理下植物生長量顯著高于G處理。

2.3.2 Pb、Cd在小白菜體內(nèi)的轉(zhuǎn)運

除G1 外，其他處理均顯著降低了地上部和根部的Cd 含量（G3 的地上部除外，表3）。GP5 對于減少地上部和根部吸收積累土壤中Cd 的效果最優(yōu)，比CK分別降低了41%和48%。其次為G5 處理，但其地上部對Cd 的積累量高于P5 處理。同時所有P 和GP 處理，相較于CK 均降低了植物地上部和根部對Cd的富集系數(shù)（表4）。隨著GWC 和泥炭施用量的增多，酸溶態(tài)Cd含量逐漸減少，殘渣態(tài)逐漸增多，因此植物可利用態(tài)Cd 含量減少。隨著GWC 和泥炭的進(jìn)一步腐解，易分解有機物已多被分解，土壤氧化還原電位逐漸降低、溶解氧減少，在厭氧環(huán)境下陰離子發(fā)生還原反應(yīng)與Cd 形成沉淀，促進(jìn)酸溶態(tài)Cd 向可氧化態(tài)Cd轉(zhuǎn)化，從而降低了Cd 的生物有效性。然而，有研究認(rèn)為有機肥的施用促進(jìn)了作物對Cd 的吸收。施肥初期，有機質(zhì)的分解造成土壤中可溶性有機碳大量增加，其與Cd 形成可溶性配合物，提高了Cd 的生物有效性。但隨著有機物逐漸礦化分解以及Cd被吸附固定，有效態(tài)Cd 含量也最終減少?？傊?，本研究中GWC和泥炭的施加量越高對于降低植物吸收積累Cd的作用越顯著，且混合施用的效果強于單一施用。

表3 不同處理對小白菜生長和Pb、Cd積累的影響Table 3 Effects of treatments on Brassica chinensis L.growth and accumulation of Pb and Cd

表4 不同處理對小白菜體內(nèi)Pb、Cd轉(zhuǎn)運的影響Table 4 Effects of treatments on translocation of Pb and Cd in Brassica chinensis L.

值得注意的是，G3和G5處理植物地上部Pb含量與CK 相比分別增加了15%和39%，這與孔隙水中Pb含量的變化以及土壤中Pb 形態(tài)的變化結(jié)果相反。KARAMI 等報道施用GWC 顯著增加了黑麥草的生物量，并顯著減少了Pb 在其體內(nèi)的積累。王陽等認(rèn)為有機質(zhì)礦化產(chǎn)生的水溶性有機質(zhì)和有機酸可與Pb 形成可溶性配合物，從而增強其生物有效性。有機肥施加量與土壤中重金屬有效性存在閾值效應(yīng)?？扇苄杂袡C質(zhì)分解時間會隨著有機質(zhì)含量的增多而增長，當(dāng)分解時間超過作物的生長周期時，部分仍為可溶性的有機質(zhì)可能會增加成熟作物對Pb的積累。此外，人工添加Pb 污染物后的老化時間和加入GWC 后的平衡時間也會影響Pb 在土壤中的形態(tài)轉(zhuǎn)變速率和效率。土壤的理化性狀、作物的種類及GWC 施用量也對控制Pb 形態(tài)轉(zhuǎn)變產(chǎn)生干擾作用。本研究中，GWC 與泥炭混施可以緩解單一施用GWC下油菜對Pb吸收的促進(jìn)效應(yīng)。

3 結(jié)論

（1）園林廢棄物堆肥（GWC）和泥炭的施用顯著降低土壤孔隙水中Pb 含量，而使孔隙水Cd 含量增多。兩種材料可限制土壤中Pb 的向下遷移，但卻增強了Cd 的移動性。土壤中殘渣態(tài)Pb、Cd 含量隨著各材料施用量增加而增多，證明GWC 和泥炭對土壤中Pb、Cd 均有顯著的鈍化效果，并且混合施用比單一施用效果更優(yōu)。土壤pH、有機質(zhì)含量以及化學(xué)吸附是控制土壤Pb、Cd形態(tài)轉(zhuǎn)變的主要因素。

（2）各處理顯著增強了土壤酶活性。5%泥炭處理對于脫氫酶和過氧化氫酶活性的增強作用更顯著；5%GWC處理對脲酶和磷酸酶活性的增強作用更顯著。

（3）泥炭和GWC 顯著降低土壤中Cd 的生物有效性。單一施用GWC 顯著增加了地上部Pb 含量，表明GWC可促進(jìn)Pb從小白菜地下部到地上部的轉(zhuǎn)運。