施硫磺對Pb、Cd、Cr復合污染土壤基本性質與重金屬有效性的影響

湛潤生，馮麗肖，劉海萍，楚嶸坤

（山西大同大學生命科學學院，山西大同 037009）

土壤是人類生存環(huán)境的重要組成部分，而進入土壤的各種污染物會與土壤顆粒相互作用，最終被吸附、固定在土壤內部。當過量重金屬污染物不能被土壤微生物降解時，就會在土壤中積累，造成土壤重金屬污染。在所有重金屬中，Hg、Cd、Pb、Cr和As 5種重金屬元素具有極強生物毒性，合稱為“五毒”，對生物體和人類毒害作用最大。其中Cd、Pb、Cr作為對生物體產生毒害作用的主要重金屬污染物，在自然環(huán)境中存在共生現象，容易形成復合污染。

近年來，生物炭、石膏、堆肥、稻殼等有機無機改良劑被施于重金屬污染土壤中，來研究這些改良劑對重金屬污染土壤理化性質的影響。郭雄飛[1]研究表明，施用生物炭可提高重金屬污染土壤pH 值，增加土壤有機質、全氮、全磷、有效磷和速效鉀含量，但對堿解氮、全鉀含量影響不顯著。劉源[2]等研究表明，施用生物炭和果膠可以提高土壤肥力和植株養(yǎng)分含量，生物質炭通過減少土壤中有效態(tài)重金屬含量以減少重金屬在植物體內累積；果膠雖然增加了土壤有效態(tài)重金屬含量，但可以降低其向地上部的轉運，避免重金屬在植物體內的累積。

土壤酶作為土壤的重要組成部分,其活性的大小可敏感地反映土壤中生化反應發(fā)生的方向和強度,是探討土壤重金屬污染生態(tài)效應的重要途徑之一。土壤微生物對重金屬的脅迫要比同一環(huán)境中的動物和植物敏感得多，是最有潛力的評價土壤環(huán)境質量的指標，也是評價土壤污染對人體健康影響的一種敏感而簡單的指標。周涵君[3]等研究表明，Cd 污染對土壤酶活性、土壤微生物量均有不同程度的抑制作用。施加生物炭后，土壤脲酶、土壤細菌、真菌和放線菌數量均呈現升高的趨勢。崔紅標[4]等研究表明，石灰、磷灰石、木炭能顯著降低重金屬Cu活性，增加土壤微生物數量和土壤酶活性。

硫是繼氮、磷、鉀之后第4 位植物生長必需的營養(yǎng)元素。硫磺即硫單質，是一種惰性、難溶于水的黃色固態(tài)晶體。硫磺在土壤中易被硫桿菌（Thiobacilli）氧化，生成硫酸鹽供植物吸收利用，同時硫磺氧化過程會影響土壤重金屬的生物有效性。湛潤生等認為，重金屬污染土壤施用改良劑硫磺，土壤有效態(tài)Cd含量顯著升高，活化的Cd 能夠通過植物根莖運往地上部，實現了植物修復的目的[5]。同時，土壤有效磷含量隨硫磺施用量的增加而顯著降低[6]?？傊?，目前關于硫磺對土壤重金屬有效性影響報道較多，但是就硫磺對重金屬污染土壤基本性質影響的報道較少。本研究通過人工添加硫磺、重金屬來評價它們對土壤養(yǎng)分含量、酶活性、微生物數量、重金屬有效性等的影響，來完善硫磺作為改良劑修復重金屬污染土壤的理論依據。

1 材料與方法

1.1 試驗設計

本試驗在山西大同大學生命科學學院實驗室內進行，供試土壤取自大同大學附近農田土壤，采樣深度為0～20 cm，基本性質如下：pH 值7.58，有機質13.65 g/kg，堿解氮70.00 mg/kg，有效磷15.50 mg/kg，速效鉀86.67 mg/kg，過氧化氫酶4.40 mL/g，脲酶4.94×10-3mg/g，堿性磷酸酶0.321 mg/g，細菌1.60×107cfu/g，真菌3.52×104cfu/g，放線菌9.67×105cfu/g，全量鉛15.02 mg/kg，全量鎘0.18 mg/kg，全量鉻60.23 mg/kg，有效態(tài)鉛0.12 mg/kg，有效態(tài)鎘0.016 mg/kg，有效態(tài)鉻0.49 mg/kg。

試驗設計見表1，硫磺施用量分別為0 mmol/kg、160 mmol/kg，分別標記為S0、S160。依據國家環(huán)境保護局制定的《土壤環(huán)境質量標準農用地土壤污染風險管控標準/試行（GB15618-2018）》中，二級土壤（pH ＞7.5）的風險篩選值Cd ≤0.6 mg/kg、Pb含量≤170 mg/kg、Cr 含量≤250 mg/kg。試驗中通過人工添加的方式，模擬重金屬污染土壤，分別以Cd(NO3)2、Pb(NO3)2、Cr(NO3)3溶液的形式添加。Cd總量為5 mg/kg，Pb總量為500 mg/kg，Cr總量為500 mg/kg。每盆裝土1.0 kg，試驗設置4個處理，3個重復。共培養(yǎng)75 d，試驗期間通過稱重法，澆去離子水，使土壤含水量為田間持水量的60%。試驗結束后，取一部分新鮮土樣保存在4 ℃冰箱內，供測微生物活性用；另一部分土樣風干、研磨、過篩供其它指標測定使用。

表1 硫磺、重金屬處理實驗設計方案

1.2 實驗方法及結果處理

pH 值采用pH 計法（水土質量比為2.5∶1），有機質含量測定采用重鉻酸鉀-外加熱法，堿解氮采用堿解擴散法，有效磷含量測定采用碳酸氫鈉浸提-鉬藍比色法，速效鉀含量測定采用乙酸銨浸提-火焰光度法[7]。0.01 mol/L CaCl3浸提，采用石墨爐原子吸收分光光度法（測定Pb、Cd）和火焰原子吸收分光光度法（測定Cr），測定土壤有效態(tài)重金屬含量；基礎土樣全量Pb、Cd、Cr測定采用HNO3-HF微波消煮-石墨爐原子吸收分光光度法（Pb、Cd）和火焰原子吸收分光光度法（Cr）來完成。重金屬分析過程中采用國家標準樣品進行質量控制，標樣回收率范圍為87%～103%。過氧化氫酶活性采用高錳酸鉀滴定法，以每克土消耗0.02 mol/L 高錳酸鉀毫升數表示酶活性。脲酶活性采用比色法，以每克土壤所含氨態(tài)氮的毫克數表示。堿性磷酸酶活性采用G.Hoffmann 法，通過測定產物酚的量表示堿性磷酸酶的活性。土壤細菌、放線菌、真菌采用稀釋平板法進行計數。

采用SPSS 18 處理實驗數據，單因素ANOVA 法方差分析（P＜0.05），Duncan 法多重比較，Pearson 系數雙變量相關分析法相關分析。

2 結果與分析

2.1 不同處理對土壤基礎養(yǎng)分含量的影響

從表2可以看出，不同處理之間土壤pH值差異顯著（P＜0.05）；硫磺-重金屬處理土壤有機質含量最高，與其它處理差異顯著（P＜0.05），分別比CK、重金屬、硫磺處理增加了19%、24%和16%；硫磺-重金屬處理堿解氮含量最高，達到75.83 mg/kg，與其它處理差異顯著（P＜0.05），重金屬處理堿解氮僅39.67 mg/kg；CK有效磷含量最高，達到14.14 mg/kg，與其它處理差異顯著（P＜0.05），重金屬處理最低，僅為10.30 mg/kg；CK有效鉀含量最高，與硫磺、硫磺-重金屬處理差異顯著（P＜0.05）。

表2 不同處理土壤養(yǎng)分含量

2.2 不同處理對土壤酶活性的影響

從表3 可見，硫磺-重金屬處理土壤過氧化氫酶（CAT）活性最高，達到4.47 mL/g，重金屬處理酶活性最低，僅為4.27 mL/g；不同處理之間酶活性差異較小，只有硫磺-重金屬與重金屬處理之間差異顯著（P＜0.05）。CAT活性順序為：硫磺-重金屬＞對照＞硫磺＞重金屬。試驗中，CK 土壤脲酶（URE）活性最高，達到5.13×10-3mg/g，數值接近于重金屬處理酶活性值，二者與硫磺、硫磺-重金屬處理差異顯著（P＜0.05），說明硫磺處理導致土壤脲酶活性降低。URE 活性順序為：對照＞重金屬＞硫磺＞硫磺-重金屬。硫磺-重金屬處理堿性磷酸酶（ALP）活性最高，達到0.309 mg/g；重金屬處理酶活性最低，只有0.248 mg/g，與其它處理差異顯著（P＜0.05）。ALP活性順序為：硫磺-重金屬＞對照＞硫磺＞重金屬。

表3 不同處理土壤酶活性

2.3 不同處理對土壤微生物數量的影響

從表4 可見，CK 土壤細菌、真菌、放線菌數量均最高，與其它處理差異顯著（P＜0.05）。重金屬、硫磺、硫磺-重金屬處理土壤細菌數量分別較CK 降低了75.87%、23.82%、68.93%，硫磺-重金屬處理比重金屬處理細菌數量增加了28.75%，各處理之間差異顯著（P＜0.05）。土壤中真菌數量低于細菌和放線菌數量，同時真菌對重金屬處理的敏感性低于細菌和放線菌。試驗中，土壤真菌數量整體變化順序為：對照＞硫磺＞硫磺-重金屬＞重金屬。重金屬、硫磺、硫磺-重金屬處理土壤放線菌數量分別較CK 降低了53.85%、10.48%、21.63%，硫磺-重金屬處理比重金屬處理增加了69.81%，各處理之間差異顯著（P＜0.05）。

表4 不同處理土壤微生物數量

2.4 不同處理對土壤有效態(tài)重金屬含量的影響

添加Pb、Cd、Cr 以后，土壤有效態(tài)Pb、Cr 含量明顯升高（表5）。不同處理之間，重金屬處理土壤有效態(tài)Pb含量最高，達到5.94 mg/kg，與其它處理差異顯著（P＜0.05）；與重金屬處理相比，硫磺-重金屬處理土壤有效態(tài)Pb 含量降幅明顯，差異達5%顯著水平。重金屬、硫磺-重金屬處理土壤有效態(tài)Cr 含量與對照、硫磺處理相比，差異顯著（P＜0.05）。施用硫磺以后，硫磺、硫磺-重金屬處理土壤有效態(tài)Pb 和Cr 含量分別比對照、重金屬處理降低，說明硫磺可以對土壤重金屬污染起到一定的緩沖作用。從Cd 含量來看，重金屬、硫磺-重金屬處理土壤有效態(tài)Cd 含量都是0.019 mg/kg，與對照、硫磺處理差異顯著（P＜0.05），但是增長幅度較小，這可能與試驗中Cd 添加量少有關系；同時，硫磺處理有效態(tài)Cd含量要高于對照。硫磺處理土壤有效態(tài)Cd含量與無硫磺處理持平或高于無硫磺處理，這一變化規(guī)律與前2種元素不一致。

表5 不同處理土壤有效態(tài)重金屬含量

2.5 不同指標之間的相關性

從表6 可以看出，土壤pH 值與有效態(tài)Pb、Cd、Cr極顯著負相關，與土壤堿解氮、有效磷、堿性磷酸酶活性、細菌數量、放線菌數量顯著或極顯著正相關。有機質與堿解氮極顯著正相關，與脲酶極顯著負相關。堿解氮含量與有效磷、過氧化氫酶活性、堿性磷酸酶活性、放線菌數量顯著或極顯著正相關，與脲酶活性顯著負相關。有效磷與有效態(tài)重金屬負相關，其中與Pb 顯著負相關，與Cr 呈極顯著負相關。另外，有效磷含量與堿性磷酸酶活性、細菌數量、真菌數量、放線菌數量極顯著正相關。速效鉀與脲酶極顯著正相關，與真菌數量顯著正相關。土壤有效態(tài)Pb、Cd、Cr 含量三者之間呈極顯著正相關，與細菌、真菌、放線菌數量之間極顯著負相關（除Cd含量與真菌數量顯著負相關之外）。堿性磷酸酶活性與細菌數量顯著正相關，與真菌、放線菌數量呈極顯著正相關。最后，細菌、真菌、放線菌數量三者之間呈極顯著正相關。

表6 不同土壤指標之間的相關性

3 討論

試驗中重金屬處理顯著降低了土壤pH，原因是Pb2+、Cd2+、Cr3+進入土壤中以后，由于土壤膠體專性吸附作用以及金屬離子參與形成碳酸鹽、磷酸鹽、氫氧化物等沉淀，促進H2O 的解離，產生H+，土壤pH 值降低。硫磺-重金屬處理土壤pH 值比單一重金屬處理高，原因是Thiobacilli 氧化硫磺，生成的SO42-與Pb2+、Cd2+、Cr3+生成硫酸鹽沉淀，阻止了水解離釋放H+。重金屬處理土壤有機質、堿解氮、有效磷和速效鉀含量值降低。刁展[8]等研究表明，重金屬污染可以加速土壤有機質分解，而堿解氮與有機質變化顯著正相關，結果導致土壤有機質、堿解氮含量降低。Pb2+、Cd2+能夠與土壤溶液中的磷酸根生成難溶性鹽，降低土壤速效磷含量。鎘污染能夠顯著降低土壤速效鉀含量，而Pb2+能與土壤膠體或土壤礦物晶格中的K+發(fā)生置換，釋放K+，使得試驗中土壤速效鉀降低幅度較小。試驗中硫磺-重金屬處理土壤有機質、堿解氮、有效磷含量比單一重金屬處理顯著升高，原因是硫磺氧化生成的SO42-能與土壤溶液中Pb2+、Cd2+、Cr3+生成硫酸鹽沉淀，減緩了重金屬污染導致土壤供給植物養(yǎng)分能力下降的趨勢。

添加Pb2+、Cd2+、Cr3+以后，土壤過氧化氫酶、脲酶、堿性磷酸酶活性降低，而硫磺-重金屬處理土壤過氧化氫酶、堿性磷酸酶活性升高，說明硫磺可以緩解重金屬對土壤酶構成的危害；硫磺、硫磺-重金屬處理，土壤脲酶活性顯著降低，這可能與施入硫磺導致土壤中微生物數量和種類發(fā)生改變有關[9]。前期研究表明，重金屬脅迫對土壤微生物生物量、活性和多樣性存在不同的劑量-效應關系，即低濃度的重金屬脅迫使土壤微生物多樣性增加，而高劑量的重金屬對微生物產生毒性，導致微生物量降低甚至物種消亡[10]。試驗中重金屬處理土壤微生物數量顯著降低，這與前人研究結果一致；硫磺-重金屬處理微生物數量較重金屬處理有所上升，說明硫磺可以減緩重金屬離子對土壤微生物的毒害作用。另外，硫磺處理土壤微生物數量與對照相比顯著降低，造成原因應該與硫磺在土壤中氧化時間長短有關系，前人也有類似的報道[11]。

試驗中硫磺處理土壤有效態(tài)Pb2+、Cr3+含量比對照降低；同時，硫磺-重金屬處理土壤有效態(tài)Pb2+、Cr3+含量比重金屬處理含量值低。原因應該是硫磺氧化生成的SO42-與土壤溶液中的Pb2+、Cr3+結合生成硫酸鹽沉淀，導致土壤有效態(tài)重金屬離子含量降低。施用硫磺以后，Cd2+含量變化規(guī)律與Pb2+、Cr3+不同，硫磺處理土壤有效態(tài)鎘含量與非硫磺處理持平或高于非硫磺處理，原因與Pb2+、Cr3+和Cd2+在土壤中的存在形態(tài)不同有關。不同土壤指標之間，土壤pH 值與有效態(tài)重金屬極顯著負相關，有機質與堿解氮極顯著正相關，有效磷與有效態(tài)重金屬呈負相關，3 種重金屬之間呈極顯著正相關，3 種微生物之間呈極顯著正相關，重金屬與微生物數量之間呈顯著或極顯著負相關。除此之外，脲酶活性與有機質、堿解氮含量呈顯著或極顯著負相關，與速效鉀呈極顯著正相關，這有悖于傳統(tǒng)研究結論，原因可能與施用硫磺導致土壤中微生物數量和種類發(fā)生改變有關。

4 結論

1）重金屬處理土壤pH 值、有機質、堿解氮和有效磷含量明顯降低，而硫磺-重金屬處理土壤上述各項指標與重金屬處理相比顯著升高。

2）重金屬處理土壤過氧化氫酶、脲酶、堿性磷酸酶活性均降低，硫磺-重金屬處理過氧化氫酶、堿性磷酸酶活性升高。與對照相比，重金屬、硫磺、硫磺-重金屬處理土壤微生物數量均顯著降低。

3）硫磺處理土壤有效態(tài)Pb、有效態(tài)Cr 含量低于對照，硫磺-重金屬處理土壤有效態(tài)Pb、有效態(tài)Cr 含量低于重金屬處理；而硫磺處理土壤有效態(tài)Cd 含量高于對照，硫磺-重金屬處理有效態(tài)Cd含量與重金屬處理持平。