不同修复措施对镉污染稻田土壤理化性质及酶活性的影响
评估不同修复措施对镉污染稻田的钝化修复效果及其对土壤环境质量的影响。
采用田间大棚原位钝化修复试验，分析土壤调酸(soil acidity regulation，AR)以及施用铁肥(iron fertilizer，IFe)、功能复合菌肥(functional composite microbial fertilizer，MF1)和商业复合菌肥(commercial composite microbial fertilizer，MF2) 4种修复措施对水稻镉吸收、土壤理化性质、微生物生物量碳以及酶活性的影响。
(1)不同修复措施均可显著降低稻谷中的镉含量(降幅均大于26.01%)；与对照组相比，AR和IFe处理的土壤有效态镉含量分别降低了25.13%和15.99%；(2) AR处理对土壤理化性质的影响较大，可显著提高土壤pH以及有机碳和全磷的含量；此外，所有修复处理均可降低土壤铵态氮和硝态氮的含量；(3)与对照组相比，仅AR处理可显著降低微生物生物量碳；AR、IFe和MF2处理均可显著降低β-葡萄糖苷酶和硝酸还原酶的活性，IFe处理还可显著降低酸性磷酸酶的活性，而MF1处理可显著增强多酚氧化酶和硝酸还原酶的活性。
不同镉污染修复措施对土壤环境的影响存在差异，其中，功能复合菌肥对土壤环境最为友好。
Effects of Different Remediation Measures on Physicochemical Properties and Enzyme Activities of Cadmium- contaminated Paddy Soil
To evaluate the passivation and remediation effects of different remediation measures on cadmium (Cd) contaminated paddy fields and their impacts on soil environmental quality.
Using field greenhouse in-situ passivation remediation experiments, the effects of four remediation measures, including soil acidity regulation (AR), iron fertilizer application (IFe), functional composite microbial fertilizer (MF1), and commercial composite microbial fertilizer (MF2), on the cadmium uptake of rice, soil physicochemical properties, microbial biomass carbon , and enzyme activities were analyzed.
1) Different remediation measures could significantly reduce the cadmium content in rice (with a decrease of more than 26.01%); and compared with the control group, the soil available cadmium content of AR and IFe treatments decreased by 25.13% and 15.99%, respectively. 2) AR treatment had a significant effect on the physicochemical properties of soil, which could significantly increase soil pH, organic carbon content, and total phosphorus content. In addition, all remediation treatments could reduce soil ammonium nitrogen and nitrate nitrogen contents. 3) Compared with the control group, only AR treatment significantly reduced microbial biomass carbon, while AR, IFe, and MF2 treatments significantly decreased β-glucosidase and nitrate reductase activities; and IFe treatment significantly decreased acid phosphatase activity, while MF1 treatment significantly enhanced the activities of polyphenol oxidase and nitrate reductase.
Different cadmium pollution remediation measures have differentiated effects on soil environment, among which, functional composite microbial fertilizer is the most environmentally friendly.
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根据2014年发布的《全国土壤污染状况调查公报》，中国土壤污染点位超标率为16.1%，其中镉(Cd)污染超标率最高，达7.0%[1]。镉作为一种毒性极强的重金属元素，不仅会直接影响水稻等农作物的生长发育，而且具有较强的迁移性，通过食物链极易在人体内富集，影响人体健康[2-5]。耕地的安全利用是保障粮食安全的重要环节。目前，镉污染稻田土壤主要有2种修复方式：一是直接降低土壤镉含量，包括置换低镉土壤和种植高富集植物，其中，土壤置换工程量大、成本高，而利用植物吸收则面临修复周期长、修复效率低等难题[6]；二是通过物理、化学和生物方法钝化土壤镉，最常用的方法是添加土壤调理剂(如生石灰、硫酸亚铁等)或生物菌剂，通过吸附、络合、沉淀、氧化还原等反应，降低土壤中镉的可移动性和生物有效性，从而达到修复的效果[7-8]。当前关于镉污染农田治理的研究主要集中于降低稻谷中的镉含量，忽略了修复过程中调理剂对土壤环境造成的潜在生态安全风险，且不同的安全利用措施可能会对稻田土壤造成差异化的遗留效应。
微生物作为稻田土壤生态系统的重要组成部分，其催化的元素循环不仅直接关系到作物的产量和质量[9]，还关系到农业的可持续性和区域环境安全。微生物对环境变化十分敏感，其活性特征能够指示土壤生态系统功能的变化。土壤微生物生物量碳(microbial biomass carbon，MBC)是土壤有机碳中最活跃的部分，是有机质分解和转化强度的重要生物指标[10]。由微生物和植物分泌的土壤胞外酶是土壤中养分循环和代谢的驱动力，是土壤营养状况和肥力的重要指标[11]。因此，分析不同安全利用措施下的土壤养分状况、MBC以及生物酶活性特征，能够很好地指示土壤环境变化。本研究在镉污染风险较高的稻田上开展野外大棚水稻种植试验，采用土壤调酸、施撒铁肥、施用微生物菌肥等土壤调理手段开展土壤修复试验，通过分析土壤理化性质、土壤MBC以及生物酶活性，探索不同修复措施对土壤环境造成的影响，从而为土壤修复提供理论依据。
1. 材料与方法
1.1 研究区概况
试验田位于江西省上饶市万年县(28°46′11″N，117°4′19″E)，该地属于亚热带季风气候区，年平均气温17.7 ℃，年平均降水量
1766.9 mm。水稻是当地最主要的农作物，其产量占粮食总产量的99.7%，周边矿区开采导致的当地面临严重的重金属污染风险。试验区本底土壤理化性质为：土壤呈弱酸性(pH=5.14)，有机碳含量为20.87 g/kg，全氮含量为2.52 g/kg，全磷含量为0.71 g/kg。此外，土壤镉含量为0.39 mg/kg，高于污染风险管控标准(pH<5.5，Cd含量>0.3 mg/kg)[12]，已威胁到当地食品安全。1.2 试验设计
为统一水肥管理措施，避免暴雨等外界突发性事件干扰，本研究采用田间大棚试验。水稻于2023年5月13日移栽，连续种植90 d。根据当前镉污染常用修复措施[7]，设置5组处理：(1)对照组(CK)，不作处理；(2)土壤调酸(soil acidity regulation，AR)，一次性施撒生石灰，0.3 kg/m2；(3)施用铁肥(iron fertilizer，IFe)，其主要成分为FeSO4·7H2O，0.01 kg/m2；(4) 施用功能复合菌肥(functional composite microbial fertilizer，MF1)，使用菌剂为沼泽红假单胞菌+硫酸盐还原菌，0.8 mL/m2；(5) 施用商业复合菌肥(commercial composite microbial fertilizer，MF2)，使用商业复合微生物菌剂，1.5 mL/m2。AR、IFe和CK处理均施用三元复合肥(氮、磷、钾含量均≥15%)；MF1和MF2处理均施用复合微生物肥料(有机质≥20%，腐殖酸≥6%，氮、磷、钾综合含量≥30%，钙含量≥3%，硫含量≥2%)。根据使用说明，各处理的施肥量均为0.1 kg/m2，基肥与追肥占比均分别为60%和40%。各修复处理设置3个30 m2的田块，作为3次重复，且所有处理组均采用相同的水肥管理措施。
1.3 样品采集与指标测定
在水稻成熟期，采用五点取样法采集表层(0~20 cm)土壤样品，共获取15个土壤混合样品；在同一土样采集点，采用四分法采集约0.5 kg稻谷装入自封袋保存。土壤样品低温(4 ℃)保存后当天运回实验室，剔除枯枝落叶后分装为2份，一份自然风干后用于土壤理化性质的测定；另一份保存于4 ℃冰箱，1周内完成土壤MBC和酶活性的测定分析。
土壤pH采用酸度计电位法测定(水土比为2.5∶1.0)；土壤有机碳含量采用水合热重铬酸钾氧化比色法测定；土壤全氮含量采用浓硫酸消煮—自动定氮仪法测定；土壤全磷含量采用碱熔—钼锑抗分光光度法测定；土壤铵态氮(NH4+-N)和硝态氮(NO3−-N)含量采用KCl溶液提取—分光光度法测定[13]。稻谷镉含量的测定采用石墨炉原子吸收光谱法[14]，委托深圳市粤环科检测技术有限公司检测；土壤有效镉含量的测定采用王水提取—电感耦合等离子体质谱法[15]，委托江西省科学院分析测试中心检测。
土壤MBC采用氯仿熏蒸法测定[16]。为解析不同修复措施对土壤生物活性(碳氮磷代谢)的影响，测定了6种土壤酶活性，其中，β-葡萄糖苷酶(β-glucosidase，β-GC)活性采用硝基酚比色法测定[17]，以每天每克土样中产生1 μmol对硝基苯酚定义为1个酶活力单位；过氧化氢酶(catalase，CAT)活性采用紫外分光光度法测定[18]，以每天每克土样催化1 mmol H2O2降解定义为1个酶活力单位；多酚氧化酶(polyphenol oxidase，PPO)活性采用邻苯三酚比色法测定[19]，以每天每克土样产生1 mg紫色没食子素定义为1个酶活力单位；脲酶(urease，UE)活性采用靛酚蓝比色法测定[20]，以每天每克土样产生1 μg NH3-N定义为1个酶活力单位；硝酸还原酶(nitrate reductase，NR)活性采用磺胺比色法测定[21]，以每天每克土样产生1 μmol ${\mathrm{NO}_{2}^-} $定义为1个酶活力单位；酸性磷酸酶(acid phosphatase，ACP)活性采用硝基苯酚比色法测定[22]，以每天每克土样产生1 μmol酚定义为1个酶活力单位。
1.4 数据处理与统计分析
采用Excel 2021统计数据；采用Origin 2021制图；采用SPSS 24对数据进行相关性分析和单因素方差分析，使用Pearson相关系数评价土壤理化因子与土壤酶活性的关联强度和方向。影响土壤酶活性的主成分分析采用R (v4.0.1)软件中的vegan包进行。
2. 结果与分析
2.1 不同修复措施对土壤有效镉和稻谷镉含量的影响
不同修复措施对土壤镉钝化和稻谷镉积累的影响有差异(图1)。相较于CK处理，AR、IFe和MF2处理均能显著降低土壤有效态镉含量(P<0.05)，分别降低了25.13%、15.99%和12.98%。不同修复措施均能显著降低稻谷镉含量(P<0.05)，其中，IFe和微生物(MF1、MF2)处理的修复效果最好，相较于CK处理，镉含量降幅高达90%以上；其次是AR处理，镉含量降幅为46.24%。以上结果表明：施撒铁肥对于土壤镉钝化和降低稻谷镉累积的修复效果最佳。
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图 1 不同修复措施对土壤有效镉(a)和稻谷镉(b)含量的影响注：CK. 对照，AR. 土壤调酸，IFe. 施用铁肥，MF1. 施用功能复合菌肥，MF2. 施用商业复合菌肥；不同小写字母表示不同修复措施之间差异显著(P<0.05)；下同。Figure 1. Effects of different remediation measures on the soil available cadmium (a) and rice cadmium (b) contentsNote: CK. control, AR. soil acidity regulation, IFe. iron fertilizer application, MF1. functional composite microbial fertilizer application, MF2. commercial composite microbial fertilizer application; different lowercase letters indicate significant differences among different remediation measures (P<0.05); the same as below.2.2 不同修复措施对土壤理化性质的影响
由表1可知：相较于CK处理，AR处理的土壤pH值、有机碳和全磷含量均显著升高(P<0.05)，其中，pH值升高至5.45，有机碳和全磷含量分别升高10.81%和22.58%；AR和MF2处理的土壤铵态氮含量分别显著下降70.42%和51.61% (P<0.05)；所有修复处理的土壤硝态氮均显著降低(P<0.05)，降幅为37.91%~66.30%。以上结果表明：土壤调酸对土壤理化性质的影响最大，且所有修复措施均可能对土壤氮循环过程造成负面影响，导致速效氮含量(铵态氮和硝态氮)显著下降。
表 1 不同修复措施对土壤理化性质的影响Table 1. Effects of different remediation measures on the soil physicochemical properties处理
treatmentspH 有机碳/(g·kg−1)
soil organic carbon (SOC)全氮/(g·kg−1)
total nitrogen (TN)全磷/(g·kg−1)
total phosphorus铵态氮/(mg·kg−1)
ammonium nitrogen硝态氮/(mg·kg−1)
nitrate nitrogenSOC/TN CK 4.68±0.08 b 20.90±0.54 bc 1.12±0.09 ab 1.24±0.04 b 29.78±1.79 a 13.77±0.96 a 18.74±1.11 a AR 5.45±0.15 a 23.16±1.18 a 1.25±0.05 a 1.52±0.07 a 8.81±0.56 b 8.39±0.56 b 18.54±1.41 a IFe 4.65±0.09 b 21.36±0.15 bc 1.06±0.05 b 1.26±0.01 b 27.83±2.61 a 8.55±0.60 b 20.14±0.93 a MF1 4.52±0.05 b 20.14±0.40 c 0.98±0.05 b 1.16±0.08 b 26.28±2.62 a 4.64±0.15 c 20.54±1.47 a MF2 4.66±0.19 b 21.94±0.33 ab 1.05±0.09 b 1.24±0.08 b 14.41±0.95 b 6.19±0.34 c 20.89±1.36 a 注：CK. 对照，AR. 土壤调酸，IFe. 施用铁肥，MF1. 施用功能复合菌肥，MF2. 施用商业复合菌肥；不同小写字母表示不同修复措施之间差异显著(P<0.05)；下同。
Note: CK. control, AR. soil acidity regulation, IFe. iron fertilizer application, MF1. functional composite microbial fertilizer application, MF2. commercial composite microbial fertilizer application; different lowercase letters indicate significant differences among different remediation measures (P<0.05); the same as below.2.3 不同修复措施对土壤微生物生物量碳(MBC)和酶活性的影响
由表2可知：所有修复措施均可在一定程度上降低土壤MBC，且其效果以AR处理最为显著，降幅高达65%以上。基于6种土壤酶活性的主成分分析结果(图2)显示：不同修复措施均能显著影响土壤酶活性。前2个主成分的总解释率达81.23%，能够较好地解释土壤酶活性的差异特征。其中，多酚氧化酶(PPO)、硝酸还原酶(NR)和酸性磷酸酶(ACP)对第1主成分有更高的贡献率，β-葡萄糖苷酶(β-GC)、过氧化氢酶(CAT)和脲酶(UE)对第2主成分有更高的贡献率。总体来看，IFe处理与CK处理最为接近。 与CK处理相比， AR处理的β-GC和NR活性分别显著降低了26.58%和48.13% (P<0.05)，而UE和CAT活性分别显著增强28.09%和23.69% (P<0.05)；IFe处理的β-GC、NR和ACP活性均显著降低(P<0.05)；MF1处理主要显著增强了PPO和NR活性(P<0.05)，MF2处理则显著降低了β-GC和NR活性(P<0.05)。
表 2 不同修复措施对土壤微生物生物量碳和酶活性的影响Table 2. Effects of different remediation measures on the soil microbial biomass carbon and enzyme activities处理
treatments微生物生物量碳/
(mg·kg−1)
microbial biomass
carbonβ-葡萄糖苷酶/
(U·g−1)
β-glucosidase过氧化氢酶/
(U·g−1)
catalase多酚氧化酶/
(U·g−1)
polyphenol
oxidase脲酶
/(U·g−1)
urease硝酸还原酶/
(U·g−1)
nitrate reductase酸性磷酸酶/
(U·g−1)
acid phosphataseCK 1.05±0.18 a 65.99±1.95 a 14.32±0.86 b 10.05±1.08 bc 189.11±5.19 bc 0.34±0.01 b 22014.04 ±679.62 aAR 0.33±0.07 b 48.45±0.93 c 17.70±0.35 a 9.87±0.86 c 242.23±1.48 a 0.18±0.01 c 21530.20 ±681.23 aIFe 1.03±0.24 a 56.20±1.02 b 14.20±0.36 b 11.26±1.67 bc 178.32±5.08 c 0.16±0.01 c 17557.04 ±188.95 bMF1 0.76±0.16 ab 68.74±2.95 a 14.49±0.36 b 17.28±1.78 a 200.58±1.58 b 0.64±0.02 a 20016.06 ±584.16 aMF2 0.81±0.23 ab 57.74±2.71 b 15.43±0.21 b 14.46±0.98 ab 197.91±1.99 b 0.18±0.02 c 20950.83 ±1077.24 a![]()
图 2 土壤酶活性的主成分分析注：β-GC. β-葡萄糖苷酶；CAT. 过氧化氢酶；PPO. 多酚氧化酶；UE. 脲酶；NR. 硝酸还原酶；ACP. 酸性磷酸酶。Figure 2. Principal component analysis of soil enzyme activityNote: β-GC. β-glucosidase; CAT. catalase; PPO. polyphenol oxidase; UE. urease; NR. nitrate reductase; ACP. acid phosphatase.2.4 土壤理化因子与土壤酶活性的相关性
由表3可知：土壤pH与β-葡萄糖苷酶(β-GC)、过氧化氢酶(CAT)、脲酶(UE)呈极显著相关(P<0.01)，与微生物生物量碳(MBC)和多酚氧化酶(PPO)呈显著负相关(P<0.05)；土壤有机碳与β-GC、CAT、硝酸还原酶(NR)呈极显著相关(P<0.01)，与MBC和UE呈显著相关(P<0.05)；全氮与CAT呈极显著正相关(P<0.01)，与MBC、β-GC、PPO、UE呈显著相关(P<0.05)；全磷与β-GC、CAT、UE呈极显著相关(P<0.01)；铵态氮与MBC、CAT、UE呈极显著相关(P<0.01)；硝态氮与PPO呈极显著负相关(P<0.01)。
表 3 土壤理化因子与土壤酶活性的相关性Table 3. Correlations between soil physicochemical factors and soil enzyme activity指标
indexes微生物生物量碳
microbial biomass carbonβ-葡萄糖苷酶
β-glucosidase过氧化氢酶
catalase多酚氧化酶
polyphenol oxidase脲酶
urease硝酸还原酶
nitrate reductase酸性磷酸酶
acid phosphatasepH −0.521* −0.766** 0.828** −0.574* 0.843** −0.443 0.401 有机碳
organic carbon−0.552* −0.812** 0.794** −0.417 0.614* −0.700** 0.188 全氮
total nitrogen−0.609* −0.626* 0.684** −0.590* 0.565* −0.496 0.324 全磷
total phosphorus−0.564* −0.722** 0.795** −0.537* 0.742** −0.540* 0.157 铵态氮
ammonium nitrogen0.734** 0.735* −0.843** 0.119 −0.801** 0.453 −0.336 硝态氮
nitrate nitrogen0.270 0.025 −0.116 −0.721** −0.181 −0.288 0.321 注：“*”表示在P<0.05水平上显著相关；“**”表示在P<0.01水平上极显著相关。
Note: “*” indicates a significant correlation at P<0.05 level; “**” indicates an extremely significant correlation at P<0.01 level.3. 讨论
3.1 不同修复措施对土壤镉钝化和稻谷镉累积的影响
镉是土壤中活性很强的重金属元素，具有很强的迁移性，可以被水稻等农作物大量累积，最终危害人类健康。因此，对土壤进行镉修复具有重要意义。本研究表明：所有修复措施处理的稻谷镉含量较对照组均显著下降，且均低于《食品安全国家标准 食品中污染物限量》(GB 2762—2022) 中糙米的规定限值(0.2 mg/kg)。其中，IFe处理不仅能显著降低土壤有效态镉含量，还将稻谷镉含量降低了90%以上，具有较好的土壤镉钝化和抑制稻谷镉累积效果，这与KONG等[23]的研究结果相符。施撒铁肥可以有效降低稻田土壤有效态镉的活性，一方面是因为硫酸亚铁可以降低土壤的氧化还原电位，使土壤环境呈还原态，导致有效态镉与硫离子和氢氧根离子反应生成沉淀[24-25]；另一方面，Fe2+在水稻根系径向分泌氧气时，发生芬顿反应形成铁膜，会对土壤中的镉进行吸附和固定[26]。微生物菌剂，如沼泽红假单胞菌株(Rhodobacter sphaeroides)[27]和硫酸盐还原菌株(Desulfovibrio sp.)[28]等，作为新型无污染的修复措施，对抑制农作物重金属富集具有良好的效果。研究表明：MF1处理在沼泽红假单胞菌株和硫酸盐还原菌株的联合作用下，能显著降低稻谷镉含量，且在所有修复处理中对抑制稻谷镉累积的效果最好。沼泽红假单胞菌能寄生在水稻体内，释放吲哚乙酸、5-氨基乙酰丙酸等物质，抑制了根、茎等对镉的吸收[29]。硫酸盐还原菌以有机物为碳源，通过异化作用将${\mathrm{SO}}^{2-}_4 $还原为S2−，从而与镉等重金属反应生成稳定的金属硫化物[28]。但是，微生物修复技术受土壤温度、水分、pH、氧气浓度、外界气候条件等因素的影响，实际应用中需根据微生物菌剂的特性调控修复环境，才能达到最佳修复钝化重金属的目的。
3.2 不同修复措施对土壤理化性质的影响
土壤理化性质是土壤质量状况和养分供给能力的关键指标。本研究表明：相较于CK处理，所有修复措施处理的硝态氮和铵态氮含量均有所降低，这可能是受生石灰、铁肥等的影响，土壤pH、湿度、土壤团粒结构等发生变化，影响了土壤及水稻根系的酶活性，抑制了土壤氮循环，这可能会影响水稻发育以及产量。AR处理对土壤理化性质的影响最大，其中土壤pH以及有机碳和全磷含量较对照处理均显著升高，这与SONG等[30]的研究结果基本一致。土壤pH会影响微生物活性和有机质合成，进而改变镉的沉淀与溶解平衡[31]。土壤有机碳是维持土壤耕性和质量的重要因素，也是土壤微生物的主要能量来源[32]。研究发现：将生石灰施入土壤后，与土壤中水溶液反应生成氢氧化钙等碱性物质，导致pH上升，并且上调了碳相关基因的表达，根系分泌的碳化合物增加[33]。磷是生物的主要营养元素，且对土壤初级生产力和生态系统碳固存具有重要的影响[34]。生石灰已被证明可减少铁铝氧化物对磷的固定，增加土壤中水溶性磷的含量[35]。但在本研究中，全磷含量反而上升，这可能是因为钙离子引入过多，加剧了磷的固定[36]。因此，在实际应用生石灰时应注意用量，过量使用会导致土壤板结，加速养分流失等情况发生。此外，与其他处理相比，MF1处理的有机碳、全氮和全磷含量最低，这表明该处理的水稻和土壤微生物吸收利用的营养元素最多，其原因可能是沼泽红假单胞菌和硫酸盐还原菌的添加改善了土壤以及水稻菌群，加快了土壤元素循环。
3.3 不同修复措施对土壤微生物生物量碳(MBC)和土壤酶活性的影响
土壤MBC是土壤有机质中最活跃的成分，代表参与完成土壤有机质矿化和土壤养分转化的微生物数量，对于了解土壤质量和土壤中微生物的转化至关重要[37]。在本研究中，AR处理的土壤MBC最低，其原因可能是土壤施入的生石灰与水反应产生大量的热，并提高了土壤pH，而微生物的多样性与土壤pH密切相关，即土壤细菌的丰富度和多样性与土壤pH成反比[38]，因此，AR处理的MBC大幅下降，对土壤酶活性以及水稻生长造成影响。
土壤酶活性是土壤生化过程的催化剂，也是土壤生态功能和肥力的重要指标，本研究测定的6种酶活性，不仅可以评估土壤中碳、氮、磷等元素循环的强度与方向，还能够敏感地反映出外界环境变化对土壤环境的影响[32]。与CK处理相比，仅MF1处理的多酚氧化酶(PPO)和硝酸还原酶(NR)活性增强，且β-葡萄糖苷酶(β-GC)活性未减弱。研究表明：PPO能催化土壤中芳香族化合物氧化成醌，醌类物质与土壤中蛋白质、糖类等反应生成有机质，增加土壤肥力，促进营养物质循环利用[39]。因此，MF1处理不仅提升了土壤肥力，也加强了土壤反硝化过程，其原因一方面可能是添加了沼泽红假单胞菌和硫酸盐还原菌，改变了土壤和水稻根系的微生物结构，从而影响了土壤酶活性；另一方面可能是土壤施入微生物菌肥，其中含有大量的有机质和腐殖酸，为微生物提供了良好的土壤环境。而尽管IFe处理的土壤有效态镉和稻谷镉含量显著下降，但β-GC、NR和酸性磷酸酶(ACP)的活性均显著下降，这暗示了铁肥可能会导致土壤酶活性降低，影响土壤营养元素循环。AR处理的酶活性变化较大，生石灰的加入增强了脲酶(UE)活性，而UE可以水解尿素，这可能导致土壤中速效氮大多以铵态氮的形式存在，同时NR活性降低，导致硝态氮大量积累，引起土壤硝酸盐含量过量[40]。
3.4 土壤理化因子与土壤酶活性的相关性
土壤pH可以影响酶活性位点的解离条件和酶的稳定性，是影响酶活性的关键环境变量[41]。在自然条件下，土壤中的酶活性都是在一定的pH范围内得以体现，且各种酶也有自身的最适pH值[42]。本研究表明：pH升高会使土壤MBC降低、β-GC和PPO活性减弱，但过氧化氢酶(CAT)和UE活性增强。有机养分越充足，土壤酶活性越高，有机质的矿化率和代谢速率越快[43]。何升然等[44]研究表明：土壤CAT、UE与有机碳呈显著正相关，这与本研究结果类似。分析其原因可能是CAT和NR提升了土壤的还原能力，强化了土壤的硝化和反硝化过程，大量消耗土壤中的有机质，导致土壤有机碳含量下降。土壤铵态氮与β-GC活性呈显著正相关、与UE活性呈极显著负相关，土壤硝态氮与PPO活性呈极显著负相关，这进一步说明氮素转化过程可能影响土壤中的有机质含量，改变与碳、氮循环相关的酶活性。
4. 结论
本研究的不同修复措施均能显著降低稻谷镉含量。相较而言，土壤调酸可提高土壤pH以及有机碳和全磷含量，降低土壤微生物生物量碳、β-葡萄糖苷酶和硝酸还原酶活性，显著影响土壤生态环境；施用功能复合菌肥对土壤理化性质和微生物生物量碳的影响较小，还可提高多酚氧化酶和硝酸还原酶活性，这意味着相较于传统的土壤修复措施(土壤调酸)，该方法对土壤生态环境更为友好，是一种具有应用前景的镉污染治理措施。此外，在本研究的所有修复处理中，速效氮(铵态氮和硝态氮)含量均有所下降，未来在土壤镉污染修复过程中应特别关注修复措施对土壤氮循环的潜在影响。
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图 1 不同修复措施对土壤有效镉(a)和稻谷镉(b)含量的影响
注：CK. 对照，AR. 土壤调酸，IFe. 施用铁肥，MF1. 施用功能复合菌肥，MF2. 施用商业复合菌肥；不同小写字母表示不同修复措施之间差异显著(P<0.05)；下同。
Figure 1. Effects of different remediation measures on the soil available cadmium (a) and rice cadmium (b) contents
Note: CK. control, AR. soil acidity regulation, IFe. iron fertilizer application, MF1. functional composite microbial fertilizer application, MF2. commercial composite microbial fertilizer application; different lowercase letters indicate significant differences among different remediation measures (P<0.05); the same as below.
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图 2 土壤酶活性的主成分分析
注：β-GC. β-葡萄糖苷酶；CAT. 过氧化氢酶；PPO. 多酚氧化酶；UE. 脲酶；NR. 硝酸还原酶；ACP. 酸性磷酸酶。
Figure 2. Principal component analysis of soil enzyme activity
Note: β-GC. β-glucosidase; CAT. catalase; PPO. polyphenol oxidase; UE. urease; NR. nitrate reductase; ACP. acid phosphatase.
表 1 不同修复措施对土壤理化性质的影响
Table 1 Effects of different remediation measures on the soil physicochemical properties
处理
treatmentspH 有机碳/(g·kg−1)
soil organic carbon (SOC)全氮/(g·kg−1)
total nitrogen (TN)全磷/(g·kg−1)
total phosphorus铵态氮/(mg·kg−1)
ammonium nitrogen硝态氮/(mg·kg−1)
nitrate nitrogenSOC/TN CK 4.68±0.08 b 20.90±0.54 bc 1.12±0.09 ab 1.24±0.04 b 29.78±1.79 a 13.77±0.96 a 18.74±1.11 a AR 5.45±0.15 a 23.16±1.18 a 1.25±0.05 a 1.52±0.07 a 8.81±0.56 b 8.39±0.56 b 18.54±1.41 a IFe 4.65±0.09 b 21.36±0.15 bc 1.06±0.05 b 1.26±0.01 b 27.83±2.61 a 8.55±0.60 b 20.14±0.93 a MF1 4.52±0.05 b 20.14±0.40 c 0.98±0.05 b 1.16±0.08 b 26.28±2.62 a 4.64±0.15 c 20.54±1.47 a MF2 4.66±0.19 b 21.94±0.33 ab 1.05±0.09 b 1.24±0.08 b 14.41±0.95 b 6.19±0.34 c 20.89±1.36 a 注：CK. 对照，AR. 土壤调酸，IFe. 施用铁肥，MF1. 施用功能复合菌肥，MF2. 施用商业复合菌肥；不同小写字母表示不同修复措施之间差异显著(P<0.05)；下同。
Note: CK. control, AR. soil acidity regulation, IFe. iron fertilizer application, MF1. functional composite microbial fertilizer application, MF2. commercial composite microbial fertilizer application; different lowercase letters indicate significant differences among different remediation measures (P<0.05); the same as below.
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表 2 不同修复措施对土壤微生物生物量碳和酶活性的影响
Table 2 Effects of different remediation measures on the soil microbial biomass carbon and enzyme activities
处理
treatments微生物生物量碳/
(mg·kg−1)
microbial biomass
carbonβ-葡萄糖苷酶/
(U·g−1)
β-glucosidase过氧化氢酶/
(U·g−1)
catalase多酚氧化酶/
(U·g−1)
polyphenol
oxidase脲酶
/(U·g−1)
urease硝酸还原酶/
(U·g−1)
nitrate reductase酸性磷酸酶/
(U·g−1)
acid phosphataseCK 1.05±0.18 a 65.99±1.95 a 14.32±0.86 b 10.05±1.08 bc 189.11±5.19 bc 0.34±0.01 b 22014.04 ±679.62 aAR 0.33±0.07 b 48.45±0.93 c 17.70±0.35 a 9.87±0.86 c 242.23±1.48 a 0.18±0.01 c 21530.20 ±681.23 aIFe 1.03±0.24 a 56.20±1.02 b 14.20±0.36 b 11.26±1.67 bc 178.32±5.08 c 0.16±0.01 c 17557.04 ±188.95 bMF1 0.76±0.16 ab 68.74±2.95 a 14.49±0.36 b 17.28±1.78 a 200.58±1.58 b 0.64±0.02 a 20016.06 ±584.16 aMF2 0.81±0.23 ab 57.74±2.71 b 15.43±0.21 b 14.46±0.98 ab 197.91±1.99 b 0.18±0.02 c 20950.83 ±1077.24 a
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表 3 土壤理化因子与土壤酶活性的相关性
Table 3 Correlations between soil physicochemical factors and soil enzyme activity
指标
indexes微生物生物量碳
microbial biomass carbonβ-葡萄糖苷酶
β-glucosidase过氧化氢酶
catalase多酚氧化酶
polyphenol oxidase脲酶
urease硝酸还原酶
nitrate reductase酸性磷酸酶
acid phosphatasepH −0.521* −0.766** 0.828** −0.574* 0.843** −0.443 0.401 有机碳
organic carbon−0.552* −0.812** 0.794** −0.417 0.614* −0.700** 0.188 全氮
total nitrogen−0.609* −0.626* 0.684** −0.590* 0.565* −0.496 0.324 全磷
total phosphorus−0.564* −0.722** 0.795** −0.537* 0.742** −0.540* 0.157 铵态氮
ammonium nitrogen0.734** 0.735* −0.843** 0.119 −0.801** 0.453 −0.336 硝态氮
nitrate nitrogen0.270 0.025 −0.116 −0.721** −0.181 −0.288 0.321 注：“*”表示在P<0.05水平上显著相关；“**”表示在P<0.01水平上极显著相关。
Note: “*” indicates a significant correlation at P<0.05 level; “**” indicates an extremely significant correlation at P<0.01 level.
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