施硫磺对Pb、Cd、Cr复合污染土壤基本性质与重金属有效性的影响

湛润生，冯丽肖，刘海萍，楚嵘坤

（山西大同大学生命科学学院，山西大同 037009）

土壤是人类生存环境的重要组成部分，而进入土壤的各种污染物会与土壤颗粒相互作用，最终被吸附、固定在土壤内部。当过量重金属污染物不能被土壤微生物降解时，就会在土壤中积累，造成土壤重金属污染。在所有重金属中，Hg、Cd、Pb、Cr和As 5种重金属元素具有极强生物毒性，合称为“五毒”，对生物体和人类毒害作用最大。其中Cd、Pb、Cr作为对生物体产生毒害作用的主要重金属污染物，在自然环境中存在共生现象，容易形成复合污染。

近年来，生物炭、石膏、堆肥、稻壳等有机无机改良剂被施于重金属污染土壤中，来研究这些改良剂对重金属污染土壤理化性质的影响。郭雄飞[1]研究表明，施用生物炭可提高重金属污染土壤pH 值，增加土壤有机质、全氮、全磷、有效磷和速效钾含量，但对碱解氮、全钾含量影响不显著。刘源[2]等研究表明，施用生物炭和果胶可以提高土壤肥力和植株养分含量，生物质炭通过减少土壤中有效态重金属含量以减少重金属在植物体内累积；果胶虽然增加了土壤有效态重金属含量，但可以降低其向地上部的转运，避免重金属在植物体内的累积。

土壤酶作为土壤的重要组成部分,其活性的大小可敏感地反映土壤中生化反应发生的方向和强度,是探讨土壤重金属污染生态效应的重要途径之一。土壤微生物对重金属的胁迫要比同一环境中的动物和植物敏感得多，是最有潜力的评价土壤环境质量的指标，也是评价土壤污染对人体健康影响的一种敏感而简单的指标。周涵君[3]等研究表明，Cd 污染对土壤酶活性、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、土壤细菌、真菌和放线菌数量均呈现升高的趋势。崔红标[4]等研究表明，石灰、磷灰石、木炭能显著降低重金属Cu活性，增加土壤微生物数量和土壤酶活性。

硫是继氮、磷、钾之后第4 位植物生长必需的营养元素。硫磺即硫单质，是一种惰性、难溶于水的黄色固态晶体。硫磺在土壤中易被硫杆菌（Thiobacilli）氧化，生成硫酸盐供植物吸收利用，同时硫磺氧化过程会影响土壤重金属的生物有效性。湛润生等认为，重金属污染土壤施用改良剂硫磺，土壤有效态Cd含量显著升高，活化的Cd 能够通过植物根茎运往地上部，实现了植物修复的目的[5]。同时，土壤有效磷含量随硫磺施用量的增加而显著降低[6]。总之，目前关于硫磺对土壤重金属有效性影响报道较多，但是就硫磺对重金属污染土壤基本性质影响的报道较少。本研究通过人工添加硫磺、重金属来评价它们对土壤养分含量、酶活性、微生物数量、重金属有效性等的影响，来完善硫磺作为改良剂修复重金属污染土壤的理论依据。

1 材料与方法

1.1 试验设计

本试验在山西大同大学生命科学学院实验室内进行，供试土壤取自大同大学附近农田土壤，采样深度为0～20 cm，基本性质如下：pH 值7.58，有机质13.65 g/kg，碱解氮70.00 mg/kg，有效磷15.50 mg/kg，速效钾86.67 mg/kg，过氧化氢酶4.40 mL/g，脲酶4.94×10-3mg/g，碱性磷酸酶0.321 mg/g，细菌1.60×107cfu/g，真菌3.52×104cfu/g，放线菌9.67×105cfu/g，全量铅15.02 mg/kg，全量镉0.18 mg/kg，全量铬60.23 mg/kg，有效态铅0.12 mg/kg，有效态镉0.016 mg/kg，有效态铬0.49 mg/kg。

试验设计见表1，硫磺施用量分别为0 mmol/kg、160 mmol/kg，分别标记为S0、S160。依据国家环境保护局制定的《土壤环境质量标准农用地土壤污染风险管控标准/试行（GB15618-2018）》中，二级土壤（pH ＞7.5）的风险筛选值Cd ≤0.6 mg/kg、Pb含量≤170 mg/kg、Cr 含量≤250 mg/kg。试验中通过人工添加的方式，模拟重金属污染土壤，分别以Cd(NO3)2、Pb(NO3)2、Cr(NO3)3溶液的形式添加。Cd总量为5 mg/kg，Pb总量为500 mg/kg，Cr总量为500 mg/kg。每盆装土1.0 kg，试验设置4个处理，3个重复。共培养75 d，试验期间通过称重法，浇去离子水，使土壤含水量为田间持水量的60%。试验结束后，取一部分新鲜土样保存在4 ℃冰箱内，供测微生物活性用；另一部分土样风干、研磨、过筛供其它指标测定使用。

表1 硫磺、重金属处理实验设计方案

1.2 实验方法及结果处理

pH 值采用pH 计法（水土质量比为2.5∶1），有机质含量测定采用重铬酸钾-外加热法，碱解氮采用碱解扩散法，有效磷含量测定采用碳酸氢钠浸提-钼蓝比色法，速效钾含量测定采用乙酸铵浸提-火焰光度法[7]。0.01 mol/L CaCl3浸提，采用石墨炉原子吸收分光光度法（测定Pb、Cd）和火焰原子吸收分光光度法（测定Cr），测定土壤有效态重金属含量；基础土样全量Pb、Cd、Cr测定采用HNO3-HF微波消煮-石墨炉原子吸收分光光度法（Pb、Cd）和火焰原子吸收分光光度法（Cr）来完成。重金属分析过程中采用国家标准样品进行质量控制，标样回收率范围为87%～103%。过氧化氢酶活性采用高锰酸钾滴定法，以每克土消耗0.02 mol/L 高锰酸钾毫升数表示酶活性。脲酶活性采用比色法，以每克土壤所含氨态氮的毫克数表示。碱性磷酸酶活性采用G.Hoffmann 法，通过测定产物酚的量表示碱性磷酸酶的活性。土壤细菌、放线菌、真菌采用稀释平板法进行计数。

采用SPSS 18 处理实验数据，单因素ANOVA 法方差分析（P＜0.05），Duncan 法多重比较，Pearson 系数双变量相关分析法相关分析。

2 结果与分析

2.1 不同处理对土壤基础养分含量的影响

从表2可以看出，不同处理之间土壤pH值差异显著（P＜0.05）；硫磺-重金属处理土壤有机质含量最高，与其它处理差异显著（P＜0.05），分别比CK、重金属、硫磺处理增加了19%、24%和16%；硫磺-重金属处理碱解氮含量最高，达到75.83 mg/kg，与其它处理差异显著（P＜0.05），重金属处理碱解氮仅39.67 mg/kg；CK有效磷含量最高，达到14.14 mg/kg，与其它处理差异显著（P＜0.05），重金属处理最低，仅为10.30 mg/kg；CK有效钾含量最高，与硫磺、硫磺-重金属处理差异显著（P＜0.05）。

表2 不同处理土壤养分含量

2.2 不同处理对土壤酶活性的影响

从表3 可见，硫磺-重金属处理土壤过氧化氢酶（CAT）活性最高，达到4.47 mL/g，重金属处理酶活性最低，仅为4.27 mL/g；不同处理之间酶活性差异较小，只有硫磺-重金属与重金属处理之间差异显著（P＜0.05）。CAT活性顺序为：硫磺-重金属＞对照＞硫磺＞重金属。试验中，CK 土壤脲酶（URE）活性最高，达到5.13×10-3mg/g，数值接近于重金属处理酶活性值，二者与硫磺、硫磺-重金属处理差异显著（P＜0.05），说明硫磺处理导致土壤脲酶活性降低。URE 活性顺序为：对照＞重金属＞硫磺＞硫磺-重金属。硫磺-重金属处理碱性磷酸酶（ALP）活性最高，达到0.309 mg/g；重金属处理酶活性最低，只有0.248 mg/g，与其它处理差异显著（P＜0.05）。ALP活性顺序为：硫磺-重金属＞对照＞硫磺＞重金属。

表3 不同处理土壤酶活性

2.3 不同处理对土壤微生物数量的影响

从表4 可见，CK 土壤细菌、真菌、放线菌数量均最高，与其它处理差异显著（P＜0.05）。重金属、硫磺、硫磺-重金属处理土壤细菌数量分别较CK 降低了75.87%、23.82%、68.93%，硫磺-重金属处理比重金属处理细菌数量增加了28.75%，各处理之间差异显著（P＜0.05）。土壤中真菌数量低于细菌和放线菌数量，同时真菌对重金属处理的敏感性低于细菌和放线菌。试验中，土壤真菌数量整体变化顺序为：对照＞硫磺＞硫磺-重金属＞重金属。重金属、硫磺、硫磺-重金属处理土壤放线菌数量分别较CK 降低了53.85%、10.48%、21.63%，硫磺-重金属处理比重金属处理增加了69.81%，各处理之间差异显著（P＜0.05）。

表4 不同处理土壤微生物数量

2.4 不同处理对土壤有效态重金属含量的影响

添加Pb、Cd、Cr 以后，土壤有效态Pb、Cr 含量明显升高（表5）。不同处理之间，重金属处理土壤有效态Pb含量最高，达到5.94 mg/kg，与其它处理差异显著（P＜0.05）；与重金属处理相比，硫磺-重金属处理土壤有效态Pb 含量降幅明显，差异达5%显著水平。重金属、硫磺-重金属处理土壤有效态Cr 含量与对照、硫磺处理相比，差异显著（P＜0.05）。施用硫磺以后，硫磺、硫磺-重金属处理土壤有效态Pb 和Cr 含量分别比对照、重金属处理降低，说明硫磺可以对土壤重金属污染起到一定的缓冲作用。从Cd 含量来看，重金属、硫磺-重金属处理土壤有效态Cd 含量都是0.019 mg/kg，与对照、硫磺处理差异显著（P＜0.05），但是增长幅度较小，这可能与试验中Cd 添加量少有关系；同时，硫磺处理有效态Cd含量要高于对照。硫磺处理土壤有效态Cd含量与无硫磺处理持平或高于无硫磺处理，这一变化规律与前2种元素不一致。

表5 不同处理土壤有效态重金属含量

2.5 不同指标之间的相关性

从表6 可以看出，土壤pH 值与有效态Pb、Cd、Cr极显著负相关，与土壤碱解氮、有效磷、碱性磷酸酶活性、细菌数量、放线菌数量显著或极显著正相关。有机质与碱解氮极显著正相关，与脲酶极显著负相关。碱解氮含量与有效磷、过氧化氢酶活性、碱性磷酸酶活性、放线菌数量显著或极显著正相关，与脲酶活性显著负相关。有效磷与有效态重金属负相关，其中与Pb 显著负相关，与Cr 呈极显著负相关。另外，有效磷含量与碱性磷酸酶活性、细菌数量、真菌数量、放线菌数量极显著正相关。速效钾与脲酶极显著正相关，与真菌数量显著正相关。土壤有效态Pb、Cd、Cr 含量三者之间呈极显著正相关，与细菌、真菌、放线菌数量之间极显著负相关（除Cd含量与真菌数量显著负相关之外）。碱性磷酸酶活性与细菌数量显著正相关，与真菌、放线菌数量呈极显著正相关。最后，细菌、真菌、放线菌数量三者之间呈极显著正相关。

表6 不同土壤指标之间的相关性

3 讨论

试验中重金属处理显著降低了土壤pH，原因是Pb2+、Cd2+、Cr3+进入土壤中以后，由于土壤胶体专性吸附作用以及金属离子参与形成碳酸盐、磷酸盐、氢氧化物等沉淀，促进H2O 的解离，产生H+，土壤pH 值降低。硫磺-重金属处理土壤pH 值比单一重金属处理高，原因是Thiobacilli 氧化硫磺，生成的SO42-与Pb2+、Cd2+、Cr3+生成硫酸盐沉淀，阻止了水解离释放H+。重金属处理土壤有机质、碱解氮、有效磷和速效钾含量值降低。刁展[8]等研究表明，重金属污染可以加速土壤有机质分解，而碱解氮与有机质变化显著正相关，结果导致土壤有机质、碱解氮含量降低。Pb2+、Cd2+能够与土壤溶液中的磷酸根生成难溶性盐，降低土壤速效磷含量。镉污染能够显著降低土壤速效钾含量，而Pb2+能与土壤胶体或土壤矿物晶格中的K+发生置换，释放K+，使得试验中土壤速效钾降低幅度较小。试验中硫磺-重金属处理土壤有机质、碱解氮、有效磷含量比单一重金属处理显著升高，原因是硫磺氧化生成的SO42-能与土壤溶液中Pb2+、Cd2+、Cr3+生成硫酸盐沉淀，减缓了重金属污染导致土壤供给植物养分能力下降的趋势。

添加Pb2+、Cd2+、Cr3+以后，土壤过氧化氢酶、脲酶、碱性磷酸酶活性降低，而硫磺-重金属处理土壤过氧化氢酶、碱性磷酸酶活性升高，说明硫磺可以缓解重金属对土壤酶构成的危害；硫磺、硫磺-重金属处理，土壤脲酶活性显著降低，这可能与施入硫磺导致土壤中微生物数量和种类发生改变有关[9]。前期研究表明，重金属胁迫对土壤微生物生物量、活性和多样性存在不同的剂量-效应关系，即低浓度的重金属胁迫使土壤微生物多样性增加，而高剂量的重金属对微生物产生毒性，导致微生物量降低甚至物种消亡[10]。试验中重金属处理土壤微生物数量显著降低，这与前人研究结果一致；硫磺-重金属处理微生物数量较重金属处理有所上升，说明硫磺可以减缓重金属离子对土壤微生物的毒害作用。另外，硫磺处理土壤微生物数量与对照相比显著降低，造成原因应该与硫磺在土壤中氧化时间长短有关系，前人也有类似的报道[11]。

试验中硫磺处理土壤有效态Pb2+、Cr3+含量比对照降低；同时，硫磺-重金属处理土壤有效态Pb2+、Cr3+含量比重金属处理含量值低。原因应该是硫磺氧化生成的SO42-与土壤溶液中的Pb2+、Cr3+结合生成硫酸盐沉淀，导致土壤有效态重金属离子含量降低。施用硫磺以后，Cd2+含量变化规律与Pb2+、Cr3+不同，硫磺处理土壤有效态镉含量与非硫磺处理持平或高于非硫磺处理，原因与Pb2+、Cr3+和Cd2+在土壤中的存在形态不同有关。不同土壤指标之间，土壤pH 值与有效态重金属极显著负相关，有机质与碱解氮极显著正相关，有效磷与有效态重金属呈负相关，3 种重金属之间呈极显著正相关，3 种微生物之间呈极显著正相关，重金属与微生物数量之间呈显著或极显著负相关。除此之外，脲酶活性与有机质、碱解氮含量呈显著或极显著负相关，与速效钾呈极显著正相关，这有悖于传统研究结论，原因可能与施用硫磺导致土壤中微生物数量和种类发生改变有关。

4 结论

1）重金属处理土壤pH 值、有机质、碱解氮和有效磷含量明显降低，而硫磺-重金属处理土壤上述各项指标与重金属处理相比显著升高。

2）重金属处理土壤过氧化氢酶、脲酶、碱性磷酸酶活性均降低，硫磺-重金属处理过氧化氢酶、碱性磷酸酶活性升高。与对照相比，重金属、硫磺、硫磺-重金属处理土壤微生物数量均显著降低。

3）硫磺处理土壤有效态Pb、有效态Cr 含量低于对照，硫磺-重金属处理土壤有效态Pb、有效态Cr 含量低于重金属处理；而硫磺处理土壤有效态Cd 含量高于对照，硫磺-重金属处理有效态Cd含量与重金属处理持平。