復(fù)合鈍化劑施用水平對(duì)鎘污染農(nóng)田土壤的修復(fù)效果

鞏龍達(dá)，陳凱，李丹，蔡梅，王京文*，張奇春*

（1.浙江大學(xué)環(huán)境與資源學(xué)院，污染環(huán)境修復(fù)與生態(tài)健康教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，杭州 310058；2.杭州市農(nóng)業(yè)技術(shù)推廣中心，杭州 310020）

隨著中國(guó)近40年經(jīng)濟(jì)的高速增長(zhǎng)，土壤重金屬污染在國(guó)內(nèi)受到了更多關(guān)注。土壤重金屬來(lái)源廣泛，主要由農(nóng)業(yè)生產(chǎn)、大氣沉降和廢棄物處理等人為活動(dòng)引起[1]。根據(jù)2014年國(guó)家環(huán)境保護(hù)部和國(guó)土資源部聯(lián)合發(fā)布的《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》，我國(guó)耕地土壤污染點(diǎn)位超標(biāo)率達(dá)19.4%，其中無(wú)機(jī)污染物超標(biāo)點(diǎn)位占全部超標(biāo)點(diǎn)位的82.8%，而無(wú)機(jī)污染物中點(diǎn)位超標(biāo)率最高的污染類型是鎘（Cd）污染[2-3]。

國(guó)內(nèi)外對(duì)土壤重金屬修復(fù)的主要途徑可概括為去除化和穩(wěn)定化2種，其中：去除化是指從土壤中去除重金屬污染物，使其存留濃度接近或達(dá)到限量標(biāo)準(zhǔn)；穩(wěn)定化是指改變重金屬在土壤中的存在形態(tài)，使其固定而降低其活性[4]。研究發(fā)現(xiàn)，采用鈍化劑能夠鈍化土壤有效態(tài)Cd，使其不易被作物吸收；通常，鈍化劑分為有機(jī)鈍化劑和無(wú)機(jī)鈍化劑[5]。無(wú)機(jī)鈍化劑主要包括堿性物質(zhì)、含磷物質(zhì)、黏土礦物和工業(yè)廢渣，因其價(jià)格低廉、效果顯著和施用方便等特點(diǎn)，被農(nóng)業(yè)工作者廣泛地應(yīng)用在農(nóng)田Cd污染修復(fù)工作中。有些鈍化劑如石灰通過(guò)提高土壤pH來(lái)影響重金屬在土壤中的存在形態(tài)，促進(jìn)重金屬轉(zhuǎn)化成沉淀或難溶態(tài)，從而降低土壤有效態(tài)重金屬含量；有些鈍化劑如含磷物質(zhì)主要通過(guò)吸附、沉淀和拮抗作用鈍化土壤重金屬。研究表明：當(dāng)在土壤中施加0.5%石灰時(shí)，土壤有效態(tài)Cd 含量減少了35%[6]；鈣鎂磷肥能夠?qū)⑽廴镜纳叭乐杏行B(tài)Cd 含量降低62.2%[7]。丁永禎等[8]研究發(fā)現(xiàn)，赤泥能夠減少土壤中有效態(tài)Cd 含量，同時(shí)抑制植物對(duì)Cd 的累積。以往的研究大多通過(guò)施加單一的改良劑來(lái)治理重金屬污染，但單一改良劑容易對(duì)土壤造成負(fù)面影響，如導(dǎo)致土壤酸堿化或肥力不均。相比于單一改良劑，混合改良劑不僅包含了各改良劑的優(yōu)點(diǎn)，而且彌補(bǔ)了各自的缺陷和局限性。王艷紅等[9]研究發(fā)現(xiàn)，石灰與泥炭配施比單施石灰對(duì)土壤有效態(tài)Cd含量的降低更加有效。楊蘭等[10]研究表明，牛糞配施海泡石、石灰或鈣鎂磷肥比單施牛糞處理的糙米Cd 含量降低50%～70%。以上研究多數(shù)是從改良劑的降Cd效果來(lái)開(kāi)展的，較少?gòu)奈⑸锝嵌葘?duì)混合改良劑的綜合效果來(lái)開(kāi)展相關(guān)研究。

我們前期通過(guò)大量的培養(yǎng)試驗(yàn)，獲得了一種由石灰、沸石、鈣鎂磷肥和生物質(zhì)炭按照71∶23∶5∶1質(zhì)量比組成的復(fù)合鈍化劑M，發(fā)現(xiàn)該復(fù)合鈍化劑對(duì)土壤Cd污染農(nóng)田的修復(fù)效果明顯高于單一的石灰、沸石、過(guò)磷酸鹽和生物質(zhì)炭處理。因此，本研究通過(guò)2 年的大田試驗(yàn)，進(jìn)一步研究復(fù)合鈍化劑的不同施用水平對(duì)水稻吸Cd量、土壤理化性質(zhì)及土壤微生物群落的影響，驗(yàn)證其綜合修復(fù)效果，為推廣該鈍化劑提供科學(xué)的數(shù)據(jù)支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)地基本情況

試驗(yàn)地位于浙江省某地Cd 污染農(nóng)田。該地區(qū)屬于亞熱帶季風(fēng)氣候區(qū)，光照充足，但雨水較多，年均氣溫、年均降水量和年均日照時(shí)數(shù)分別為16.3 ℃、1 373.6 mm 和1 887.6 h。土壤類型為水稻土類潴育水稻土亞類黃斑田土屬黃斑田土種。土壤基本性質(zhì)如下：pH 6.4，含有機(jī)質(zhì)36.9 g/kg；土壤污染物為重金屬Cd，其質(zhì)量分?jǐn)?shù)為0.3～0.7 mg/kg，平均為0.5 mg/kg，屬輕度污染；其他土壤重金屬分別為鉻（50.1 mg/kg）、砷（15.6 mg/kg）、汞（0.1 mg/kg）、鉛（52.9 mg/kg）。

1.2 復(fù)合鈍化劑基本組成

將石灰（CaO，純度97%，上海阿拉丁生化科技股份有限公司）、沸石（化學(xué)人造沸石，粒徑≤10.0 μm，上海阿拉丁生化科技股份有限公司）、鈣鎂磷肥（農(nóng)業(yè)肥料，有效P2O5質(zhì)量分?jǐn)?shù)≥12%）和生物質(zhì)炭（由在600 ℃容器中有限供氧2 h的竹子制成）以71∶23∶5∶1 的質(zhì)量比混合成為復(fù)合鈍化劑M。其中，石灰、沸石、鈣鎂磷肥和生物質(zhì)炭中總Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為0.9、0.02、1.1、0.2 mg/kg，均符合我國(guó)在GB 38400—2019中的規(guī)定。

1.3 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

田間試驗(yàn)始于2017 年11 月小麥季，為夏水稻、冬小麥的水旱輪作體系。小麥和水稻品種分別是揚(yáng)麥19和甬優(yōu)15。于2019年11月收獲水稻后結(jié)束試驗(yàn)。試驗(yàn)設(shè)5 個(gè)處理，每個(gè)處理3 次重復(fù)。采用隨機(jī)區(qū)組設(shè)計(jì)，小區(qū)面積20 m2（2 m×10 m）。小區(qū)間田埂用防水塑料薄膜防滲，四周設(shè)保護(hù)行，每個(gè)小區(qū)之間都設(shè)有獨(dú)立的灌排溝渠。具體處理如下：CK（不施用復(fù)合鈍化劑）；MR1（復(fù)合鈍化劑施用量為0.1%）；MR2（復(fù)合鈍化劑施用量為0.2%）；MR3（復(fù)合鈍化劑施用量為0.5%）；LM（石灰施用量為0.5%）。復(fù)合鈍化劑M的制備方法已被授權(quán)了國(guó)家發(fā)明專利（ZL201711093771.X），由實(shí)驗(yàn)室自行制備。分別在2017年和2018年小麥播種前將復(fù)合鈍化劑和石灰按用量人工撒施于土壤表面，之后利用耕作設(shè)備多次翻耕表層土壤使其充分混合。所有小區(qū)的種植和田間管理與當(dāng)?shù)剞r(nóng)戶大田生產(chǎn)保持一致。于2018 和2019 年分別進(jìn)行小麥和水稻測(cè)產(chǎn)，并于2019年水稻收獲后采集土樣和植株樣。對(duì)所采集的新鮮土壤樣品，一部分儲(chǔ)存于－80 ℃冰箱中，用于微生物分析；一部分經(jīng)自然風(fēng)干，碾壓均勻，并過(guò)2 mm 篩后，用塑料袋密封保存，用于基本理化性質(zhì)指標(biāo)分析。

1.4 測(cè)定方法

1.4.1 土壤和植株樣品分析

土壤pH采用去離子水提取（水土質(zhì)量比為2.5∶1），pH 酸度計(jì)測(cè)定；土壤有效態(tài)Cd 通過(guò)CaCl2提取，微波消解法消解，然后采用AA800石墨爐原子吸收光譜儀（美國(guó)PerkinElmer公司）測(cè)定；其他基本理化性質(zhì)指標(biāo)采用《土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法》[11]測(cè)定。植株Cd采用濕式消解法（GB 5009.15—2014，硝酸與高氯酸體積比為9∶1）消解，石墨爐原子吸收分光光度計(jì)測(cè)定[11]。

1.4.2 土壤磷脂脂肪酸（phospholipid fatty acids,PLFAs）分析

采用BUTLER 等[12]的方法提取土壤中的磷脂脂肪酸。操作步驟為：先把新鮮土樣放在－80 ℃冰箱中冷凍，干燥后過(guò)100目篩，稱取3.000 0 g干燥的土壤樣品并放置于干凈的玻璃試管內(nèi)，用氯仿-甲醇-檸檬酸緩沖液（體積比1∶2∶0.8）振蕩浸提，將提取出的脂質(zhì)通過(guò)硅膠柱，使用層析法分離出磷脂脂肪酸，經(jīng)堿性甲酯化后通過(guò)6890N 氣相色譜儀（美國(guó)Agilent 公司）分析各種脂肪酸的含量。通過(guò)總PLFAs 濃度估算微生物量，并利用PLFAs 譜確定微生物群落組成。選用15：0、a15：0、i15：0、i16：0、17：0、a17：0、i17：0、cy17：0、cy19：0、16：1ω7c和18：1ω7c表示細(xì)菌生物量[13]。以脂肪酸18：2ω6，9c表示真菌生物量[13]。采用10Me16：0、10Me17：0、10Me18：0 脂肪酸表征放線菌生物量[14]。以計(jì)算出的特定的PLFAs比率作為環(huán)境壓力的指標(biāo)[15]。以總飽和PLFAs/不飽和PLFAs[S/M，（14：00+15：00+16：00+17：00+18：00+20：00）∶（16：1ω9c+16：1ω7c+16：1ω5c+17：1ω 8c+18：1ω9c+18：1ω7c+18：1ω7c+18：1ω11c+20：1ω 9c）] 和 異（iso）PLFAs/反 異（anteiso）PLFAs[i/a，（i15：0+i17：0）∶（a15：0+a17：0）]作為養(yǎng)分周轉(zhuǎn)和土壤生態(tài)系統(tǒng)功能穩(wěn)定性的指標(biāo)[16]。計(jì)算香農(nóng)-維納多樣性指數(shù)（H′）并將其作為微生物群落多樣性的指標(biāo)。公式如下：

式中：s為在群落結(jié)構(gòu)中發(fā)現(xiàn)的PLFAs種數(shù)，pi為第i種PLFA含量與總PLFAs含量的比值。

1.5 數(shù)據(jù)分析

使用植株地上部的有效態(tài)Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)（Cshoot，mg/kg）和根部的有效態(tài)Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)（Croot，mg/kg）計(jì)算Cd 轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（translocation factor, TF），計(jì)算公式為T(mén)F=Cshoot/Croot。使用植株體內(nèi)的Cd 質(zhì)量分?jǐn)?shù)（Cplant，mg/kg）和土壤表層Cd 全量（Csoil，mg/kg）計(jì)算生物富集系數(shù)（bioconcentration factor, BCF），該系數(shù)是化學(xué)物質(zhì)在生物體內(nèi)累積程度的指標(biāo)，計(jì)算公式為BCF=Cplant/Csoil。采用Origin 2021軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行主成分分析（principal component analysis,PCA）、冗余分析（redundancy analysis, RDA）和制圖，并用SPSS 20.0軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行顯著性分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 復(fù)合鈍化劑施用水平對(duì)作物產(chǎn)量的影響

由表1可以看出：在2018年的2季作物中，小麥季在施加復(fù)合鈍化劑后產(chǎn)量均高于對(duì)照（CK），增產(chǎn)幅度為1.7%～24.9%，而施加石灰（LM）后產(chǎn)量有所下降；水稻季各處理的產(chǎn)量之間沒(méi)有顯著差異，但LM 處理的產(chǎn)量最低，比CK 處理的產(chǎn)量降低了8.4%。在2019 年的2 季作物中，小麥季LM 處理的產(chǎn)量顯著下降，與CK 相比降低了29.4%；水稻季產(chǎn)量在MR1 處理中有所增加，在其余處理中有所降低，但各處理間都沒(méi)有達(dá)到顯著性差異。綜合2 年的試驗(yàn)結(jié)果表明，施用石灰存在減產(chǎn)風(fēng)險(xiǎn)，復(fù)合鈍化劑施用量高于0.2%對(duì)產(chǎn)量有所影響，這可能與復(fù)合鈍化劑配方中石灰含量較高有關(guān)。

表1 復(fù)合鈍化劑不同施用水平下作物產(chǎn)量Table 1 Crop yields under different application levels of mixed amendment kg/hm2

2.2 復(fù)合鈍化劑施用水平對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響

從表2中可以看出：通過(guò)2年的試驗(yàn)，MR3復(fù)合鈍化劑處理的土壤有機(jī)質(zhì)含量較CK 增加了6.4%，MR1、MR2 和LM 處理的土壤有機(jī)質(zhì)含量無(wú)顯著性差異，說(shuō)明少量添加復(fù)合鈍化劑和石灰對(duì)土壤有機(jī)質(zhì)含量無(wú)顯著影響，而隨著復(fù)合鈍化劑施用量的增加，土壤有機(jī)質(zhì)含量有一定的增加，表明復(fù)合鈍化劑有利于土壤有機(jī)質(zhì)的積累。與CK 相比，MR1 和MR2 處理的土壤有效磷含量分別增加了13.4%和12.6%，而LM處理的土壤有效磷含量減少了16.7%。各處理的土壤全氮和陽(yáng)離子交換量沒(méi)有明顯差別。此外，施用復(fù)合鈍化劑和石灰均會(huì)提高土壤pH，相較于CK，MR1、MR2、MR3 和LM 處理的土壤pH 分別提高了6.2%、6.2%、9.2%和9.2%。由此可知，在一定范圍內(nèi)隨著土壤鈍化劑施用量的增加，土壤pH 也隨之逐漸提高，而施用石灰對(duì)土壤pH 提高明顯。

2.3 復(fù)合鈍化劑施用水平對(duì)土壤有效態(tài)Cd 含量和水稻吸Cd 量的影響

與CK 相比，MR1、MR2、MR3 和LM 處理的土壤有效態(tài)Cd 含量分別減少了32.5%、24.1%、36.1%和39.2%（圖1A），其中LM下降最多，MR3和LM無(wú)顯著性差異，與各處理使土壤pH 提高的變化趨勢(shì)相反。對(duì)水稻樣品的秸稈、籽粒和根分別進(jìn)行Cd含量分析，結(jié)果（圖1B）發(fā)現(xiàn)：施加復(fù)合鈍化劑和石灰對(duì)水稻各部位Cd含量均有降低作用。與CK相比，MR1、MR2、MR3 和LM 處理的秸稈中Cd 含量下降幅度分別為11.9%、10.7%、20.5%和19.5%，根中Cd含量下降幅度分別為10.7%、11.9%、20.5%和19.5%，籽粒中Cd含量下降幅度分別為42.9%、57.1%、71.4%和72.1%，其中MR3 處理在秸稈和根中的下降幅度最大，在籽粒中的含量與LM處理沒(méi)有顯著性差異。

轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)和生物富集系數(shù)是評(píng)價(jià)鈍化劑改良效果的重要指標(biāo)。從表3 可知：與CK 相比，鈍化劑處理的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)降低了14.3%～42.9%，表明鈍化劑會(huì)顯著影響重金屬在植物各器官中的遷移能力；各處理的Cd轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)按從大到小順序排列為CK＞MR1＞MR2=LM＞MR3，以MR3處理效果最佳。水稻籽粒的生物富集系數(shù)從高到低依次為CK＞MR1＞MR2=MR3=LM?？梢钥闯觯篊K處理的生物富集系數(shù)高于所有處理；而生物富集系數(shù)最低的是MR2、MR3 和LM，與不施肥處理（CK）相比降低了66.7%，達(dá)到了顯著差異（P＜0.05）。這說(shuō)明復(fù)合鈍化劑會(huì)不同程度地降低水稻籽粒對(duì)Cd的生物富集系數(shù)。

2.4 復(fù)合鈍化劑施用水平對(duì)土壤微生物群落的影響

通過(guò)PLFAs 分析（表4）發(fā)現(xiàn)：0.5%的復(fù)合鈍化劑施用量（MR3）和單一石灰施用（LM）減少了土壤的真菌數(shù)量；與CK 比較，LM 處理的真菌數(shù)量減少了26.5%，而MR1和MR2處理的真菌數(shù)量與CK沒(méi)有顯著性差異。與CK相比，MR2和MR3處理的細(xì)菌數(shù)量有所增加，而LM 處理的細(xì)菌數(shù)量減少19.5%；MR1、MR2、MR3 和LM 處理的放線菌數(shù)量分別比CK 減少5.6%、18.1%、4.0%和11.3%；隨著復(fù)合鈍化劑施用量的增加，土壤革蘭氏陽(yáng)性菌的數(shù)量明顯增加，其中MR3 處理的革蘭氏陽(yáng)性菌的數(shù)量達(dá)56.5 nmol/g。從表4 還可以看出，總微生物量隨著復(fù)合鈍化劑施用量的增加而顯著增加，而LM 處理降低了土壤總微生物量。

進(jìn)一步對(duì)PLFAs 數(shù)據(jù)集進(jìn)行主成分分析、聚類分析、香農(nóng)-維納多樣性指數(shù)分析及冗余分析。從圖2A 可以看出，主成分分析的2 個(gè)主因子PC1 和PC2 分別解釋了土壤微生物群落59.7%和22.6%的變異，其中，CK 處理集中在第四象限，MR3 處理集中在第一象限，而MR1、MR2、LM 處理則集中在第二、三象限交界處，說(shuō)明各處理土壤微生物群落結(jié)構(gòu)表現(xiàn)出一定的差異。聚類分析發(fā)現(xiàn)，各處理聚為2 大類，其中CK 和MR3 處理的微生物群落雖然有一定的差異，但可歸為一類（圖2B）。香農(nóng)-維納多樣性指數(shù)是研究群落物種及其個(gè)體數(shù)和分布均勻程度的綜合指標(biāo)，是目前應(yīng)用最為廣泛的群落多樣性指數(shù)之一?？梢钥闯?，LM處理的香農(nóng)-維納多樣性指數(shù)相對(duì)較低，但與其他處理相比，沒(méi)有達(dá)到顯著性差異（圖2C）。冗余分析（RDA）結(jié)果（圖2D）表明：土壤微生物群落結(jié)構(gòu)與土壤有效態(tài)Cd 含量、pH、有機(jī)質(zhì)和有效磷的含量顯著相關(guān)，這幾種環(huán)境因子解釋了86.7%的PLFAs 數(shù)據(jù)變化；革蘭氏陽(yáng)性菌與土壤有效磷含量、pH 和有機(jī)質(zhì)含量呈正相關(guān)（P＜0.01，P＜0.01，P=0.04），但與有效態(tài)Cd 含量呈負(fù)相關(guān)（P=0.07）。

3 討論

3.1 復(fù)合鈍化劑不同施用水平對(duì)土壤性質(zhì)的影響

從2 年的田間試驗(yàn)結(jié)果可以看出，施用復(fù)合鈍化劑可顯著增加土壤有效磷含量，MR3處理還可顯著增加土壤有機(jī)質(zhì)含量，而石灰的施用降低了磷的有效性。同時(shí)，復(fù)合鈍化劑處理后土壤pH 有不同程度增加，土壤有效態(tài)Cd 含量降低，且隨著施用量增加土壤有效態(tài)Cd降低越明顯，說(shuō)明復(fù)合鈍化劑和石灰的鈍化機(jī)制相似[17]，主要通過(guò)增加土壤pH來(lái)降低土壤中有效態(tài)Cd含量。土壤pH影響土壤的吸附解吸、沉淀溶解、電荷及配位平衡等，從而影響土壤中重金屬形態(tài)變化[18-19]。而土壤pH增加，會(huì)促進(jìn)土壤中有效態(tài)Cd 轉(zhuǎn)化成植物難以吸收的難溶態(tài)Cd。與CK 相比，經(jīng)復(fù)合鈍化劑和石灰處理后，土壤pH提高了6.2%～9.2%，主要原因是石灰在土壤中經(jīng)過(guò)反應(yīng)會(huì)電離出氫氧根離子[20]，從而提高土壤pH，而土壤的有效態(tài)Cd含量則減少了24.1%～39.2%?？傮w來(lái)看，復(fù)合鈍化劑施用量增加可提高土壤有機(jī)質(zhì)含量和有效磷含量，對(duì)土壤全氮和陽(yáng)離子交換量影響不大，卻明顯降低了土壤有效態(tài)Cd 含量；而石灰在降低土壤有效態(tài)Cd含量的同時(shí)，也影響了土壤養(yǎng)分的有效性。

3.2 復(fù)合鈍化劑不同施用水平對(duì)水稻吸Cd 量的影響

作物從土壤中吸收各類營(yíng)養(yǎng)元素的同時(shí)，自身不需要的元素也會(huì)累積，例如重金屬Cd。植物吸收各類元素受到多種因素的影響，其中元素的存在形態(tài)是關(guān)鍵因素。在本研究中，復(fù)合鈍化劑和石灰均能顯著降低水稻籽粒和秸稈中的Cd含量，且隨著復(fù)合鈍化劑施用量的增加，水稻籽粒和秸稈中Cd含量明顯減少。其中：MR3 處理的水稻秸稈Cd 含量最低，LM 處理的水稻籽粒Cd 含量最低，且MR3 和LM處理的土壤pH高于其他處理，這說(shuō)明土壤的pH越高，土壤中有效態(tài)Cd 含量越少，即易被植物吸收的生物可利用態(tài)Cd 越少[21]，植物體內(nèi)累積的Cd 含量就越少。轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（TF）是Cd元素在植株地上部含量與根部含量的比值，用于評(píng)估重金屬?gòu)闹仓旮肯虻厣喜哭D(zhuǎn)移的能力，TF和生物富集系數(shù)（BCF）值越大，重金屬轉(zhuǎn)移越容易，從而對(duì)植株產(chǎn)生不利影響。本研究結(jié)果表明，鈍化劑可顯著降低Cd在水稻各器官中的遷移能力和水稻籽粒對(duì)Cd 的生物富集系數(shù)。此外，復(fù)合鈍化劑中鈣鎂磷肥的磷酸根離子可以與Cd 離子生成磷酸鹽沉淀，可以降低Cd 的有效性；生物質(zhì)炭表面具有活性基團(tuán)與孔隙[22]，有利于吸附重金屬Cd。從本試驗(yàn)結(jié)果可以看出，單獨(dú)施用石灰也可明顯降低水稻對(duì)Cd的吸收，但是施用石灰在增加土壤pH的同時(shí)會(huì)降低土壤養(yǎng)分如磷的有效性，并且對(duì)土壤微生物群落產(chǎn)生消極影響，如降低土壤微生物群落多樣性、減少真菌和細(xì)菌的生物量等，從而影響作物產(chǎn)量。

3.3 復(fù)合鈍化劑不同施用水平對(duì)土壤微生物群落的影響

復(fù)合鈍化劑施用不僅通過(guò)增加pH 減少了土壤中有效態(tài)Cd含量，還對(duì)土壤中各類微生物群落產(chǎn)生了影響。磷脂脂肪酸（PLFAs）技術(shù)是一種借助生化手段的微生物生態(tài)學(xué)研究技術(shù)，它對(duì)細(xì)胞生理活性及保存時(shí)間的要求不高，樣品中所有微生物都能夠提供有效的信息，分析過(guò)程快捷，結(jié)果可靠[[23-25]。本研究通過(guò)PLFAs 的變化闡述了復(fù)合鈍化劑對(duì)土壤微生物的影響。結(jié)果表明，施用0.5%的復(fù)合鈍化劑和石灰減少了真菌數(shù)量，這可能與土壤pH 的增加有關(guān)[26]。已有的研究表明，土壤pH 會(huì)對(duì)土壤細(xì)菌、放線菌等其他菌落數(shù)量產(chǎn)生影響[26]。本研究也發(fā)現(xiàn)：石灰施用減少了土壤微生物細(xì)菌、放線菌等的數(shù)量，導(dǎo)致土壤總微生物量、多樣性指數(shù)呈降低趨勢(shì)；而MR2 和MR3 處理的土壤總微生物群落數(shù)量卻沒(méi)有下降，且總量明顯增加，表明復(fù)合鈍化劑配方中的其他物質(zhì)可以抵消石灰對(duì)微生物的負(fù)面作用。從PCA的結(jié)果中可以看出，LM和MR3處理對(duì)土壤微生物產(chǎn)生明顯不同的影響，MR3處理的PLFAs多樣性水平和物種豐富度與CK 相似，但其S/M、G+/G－和i/a比值顯著低于CK。G+/G－比值的降低可能表明從貧營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)到營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)的逐漸變化[27]，這與復(fù)合鈍化劑成分的多樣化一致。MR3 處理中S/M和i/a比值明顯降低，表明復(fù)合鈍化劑支持更快的養(yǎng)分周轉(zhuǎn)率[15]。據(jù)報(bào)道，隨著石灰施用量增加，微生物的豐度趨于減少，尤其是在酸性土壤中[28]，本研究結(jié)果與其一致?？梢?jiàn)，MR3處理不僅具有更高水平的微生物群落多樣性，而且具有更多的營(yíng)養(yǎng)條件和更快的養(yǎng)分周轉(zhuǎn)率，這可能是其配方中的磷肥與生物質(zhì)炭的交互作用對(duì)土壤微生物群落結(jié)構(gòu)產(chǎn)生了影響。土壤微生物群落指標(biāo)與土壤環(huán)境因素之間的冗余分析（RDA）為以上結(jié)果提供了證據(jù)。RDA結(jié)果顯示，土壤有機(jī)質(zhì)含量與S/M、i/a 之間呈顯著負(fù)相關(guān)（P＜0.01，P=0.04），但土壤有效磷和細(xì)菌、真菌、總微生物量、革蘭氏陽(yáng)性菌和革蘭氏陰性菌的數(shù)量之間呈顯著正相關(guān)（P=0.05，P=0.03，P＜0.01，P＜0.01，P＜0.01），表明復(fù)合鈍化劑中的磷肥和生物質(zhì)炭可能改善了土壤微生物群落結(jié)構(gòu)。有研究表明，磷礦改性后的土壤可以促進(jìn)微生物群落的發(fā)展，從而促進(jìn)植物生長(zhǎng)[29]。在高原草原的農(nóng)業(yè)管理過(guò)程中，磷酸鹽的施用對(duì)微生物群落結(jié)構(gòu)變化起著至關(guān)重要的作用[30]。生物質(zhì)炭可以通過(guò)促進(jìn)增磷細(xì)菌數(shù)量增加細(xì)菌家族的豐度，促進(jìn)碳、氮和磷的生物地球化學(xué)循環(huán)，從而降解更多的頑固碳化合物[31]。但在本研究中沸石、鈣鎂磷肥和生物質(zhì)炭在MR1和MR2 處理中效果不明顯，可能與三者在MR1 和MR2處理中含量較低而其作用被石灰掩蓋有關(guān)，這也是在PCA中MR1、MR2和LM處理緊密聚集的原因。而在MR3 處理中，它們顯示出了顯著的效果，即MR3 處理與LM 處理對(duì)土壤有效態(tài)Cd 的鈍化作用相似，且MR3處理的微生物豐富度顯著高于LM。

4 結(jié)論

通過(guò)2 年的大田試驗(yàn)，將不同施用量的復(fù)合鈍化劑與石灰施用效果進(jìn)行對(duì)比。結(jié)果表明，復(fù)合鈍化劑和石灰相似，能夠增加土壤的pH，明顯降低土壤有效態(tài)Cd 含量和水稻籽粒、秸稈中Cd 含量，達(dá)到安全生產(chǎn)的目的。并且在一定范圍內(nèi)，隨著復(fù)合鈍化劑施用量的增加，土壤有效態(tài)中Cd 含量和水稻籽粒中Cd 含量逐漸減少。同時(shí)還發(fā)現(xiàn)，復(fù)合鈍化劑有利于土壤有機(jī)質(zhì)積累，增加土壤磷的有效性，并提高了土壤中細(xì)菌和革蘭氏陽(yáng)性菌等的生物量，而單一的石灰處理雖然對(duì)土壤有效態(tài)Cd 具有明顯的鈍化效果，但也明顯降低了土壤總微生物量和微生物群落多樣性。綜合考慮，推薦施用0.2%復(fù)合鈍化劑，它能夠在改善土壤理化性質(zhì)和土壤微生物群落結(jié)構(gòu)、增加水稻產(chǎn)量的前提下，有效地降低水稻籽粒中的Cd 含量，對(duì)農(nóng)田Cd 污染土壤的修復(fù)具有良好的效果。由于本研究只是施用2 年的結(jié)果，對(duì)于該復(fù)合鈍化劑的長(zhǎng)期效果有待進(jìn)一步研究。