活性污泥萃取液的安全性及對水稻苗期生長和土壤環境的影響

童 彤，紀榮婷，許秋瑾*，宋永會，李小鷗，張 悅

1. 中國環境科學研究院，湖泊水污染治理與生態修復技術國家工程實驗室，北京 100012

2. 生態環境部南京環境科學研究所，江蘇 南京 210042

3. 中農國盛（北京）環境生態工程有限公司，北京 101500

4. 中國土木工程學會水工業分會，北京 100835

隨著社會經濟的高速發展以及人們生活水平的逐步提高，城市污水產生量不斷增加，各地興建污水處理廠，伴隨產生的污泥也日益增多. 統計數據顯示，截至2020年底，我國城市污水處理廠2 618座，污水日處理量為19 267×104m3，干污泥產生量高達1 162.77×104t[1]. 美國、巴西、中國、俄羅斯和日本等國家均是全球主要的污泥生產國，據統計，2018年底全球產生的城市污泥總量接近19×108t[2]. 如何安全處理處置城鎮生活污泥，已經成為我國乃至全球污水處理中的關鍵技術難題. 沒有經過合理處置的污泥直接進入環境中，不但無法達到污水處理的目的，還會對自然環境造成二次污染[3]. 因此，對污水廠污泥進行“減量化、無害化、資源化”的處理尤為重要.

包括我國在內的許多國家常用的污泥處理處置方法有水體消納、衛生填埋、焚燒處理和土地利用等[4].其中，水體消納是污泥處置的權宜之計，并未從根本上解決環境污染問題，這種方式現在已被淘汰. 衛生填埋雖然對污泥的無毒無害化處理成本低，但填坑中的有毒有害物質可能會通過雨水的侵蝕和滲漏作用進而對地下水產生二次污染[5]. 此外，適宜污泥填埋的場所也因污泥的大量產生而越來越有限. 焚燒處理可以迅速和較大程度地使污泥減量化，但焚燒的成本是其他處理工藝的2~4倍[6]，且對技術有較高需求，焚燒后產生的SO2、NOx等有害氣體也會對大氣造成二次污染. 土地利用是大多數國家處理城市污泥的主要辦法，常見的處理方式為堆肥[7]. 污泥中含有大量的腐殖質可以使土壤板結情況得到改善，同時污泥中豐富的有機質、N、P、K等營養元素對農作物的生長具有肥效，是一種較好的肥料[8]. 城市污水處理廠污泥農用是實現污泥“減量化、無害化、資源化”的一項具有潛力的技術措施，既能解決污泥出路問題，又能開發新資源、滿足可持續發展的需求. 但污泥中含有的病原菌、重金屬等物質成為制約污泥農用的重要因素[9-10]. 針對上述問題，國外研究主要采用堿性穩定化手段對污泥進行“無害化”處理，其中污泥的堿性穩定化[11]主要是向污泥中加入石灰或水泥窯灰等堿性物質使其穩定，利用強堿性和石灰放出的大量熱能殺滅病原體、降低惡臭和鈍化重金屬，同時通過高pH和高溫等因素應力組合降解病原菌代謝產物，有效去除抗生素與抗性基因[12]等物質. 堿性穩定化后的污泥可直接施用于土地，雖然我國要求污泥不能直接作為有機肥使用，但這種處理方法在澳大利亞等地正在使用[13].

實際上污泥的堿性穩定化在國際上已有研究，但國內相關的機理和應用研究還很少. 活性污泥萃取液是通過污泥的堿性穩定化手段使污泥無害化，同時通過多相混合、催化、生化反應、萃取分離等步驟將城市污水廠污泥轉化成一種富鈣和氨基酸的萃取液，其安全性及應用效果是當前研究和應用中的關注重點.本研究通過重金屬含量測定和種子發芽生態毒理試驗評估活性污泥萃取液的農用安全性，并通過水稻苗期根箱試驗，分析活性污泥萃取液施用對水稻苗期生長及土壤環境的影響，旨在探明活性污泥萃取液的農用安全性及應用潛力，為污泥“減量化、無害化、資源化”和生態環境的可持續化發展提供理論和數據支撐.

1 材料與方法

1.1 供試材料

污水處理廠產生的污泥中加入熟石灰泥漿過濾，經過堿熱裝置進行解體、破碎、剝離、溶析，隨后進行固液分離后可得到活性污泥萃取液. 供試材料?活性污泥萃取液由中農國盛（北京）環境生態工程有限公司提供，已進行批量化生產，具有均一化性質，性質穩定，可重復生產. 經測試，活性污泥萃取液中富含大量有機質、游離氨基酸、蛋白質以及豐富的Ca2+等物質，其中，萃取液中有機質含量為45.8 g/L，游離氨基酸含量為4.3 g/L，總蛋白質含量為23.47 g/L，可溶性蛋白含量為19.92 g/L，Ca2+含量為2.60 g/L. 此外，發現萃取液中含有一定濃度的植物生物刺激素，包括吲哚乙酸和羥基苯乙酸等，且有較高濃度的氨基酸螯合鈣，這些物質對植物生長都具有促進作用.

供試水稻品種為粳稻南粳9108.

1.2 試驗設計

1.2.1種子發芽試驗

挑選飽滿均一的水稻種子在2%的NaClO溶液中表面消毒30 min，用蒸餾水反復沖洗，在25 ℃恒溫培養箱中避光催芽，挑選露白且長勢一致的種子置于預先填充兩層定性濾紙的一次性塑料培養皿(直徑為6 cm)中，每皿20粒. 設置1個對照組和5個處理組. 對照組僅添加蒸餾水，各處理組分別添加不同濃度(0.33%、1%、3.3%、10%、100%)的活性污泥萃取液. 每組處理設3皿重復，各皿每日處理液添加量均為3 mL，用鋁箔覆蓋后置于培養箱中黑暗條件下培養，保持溫度(25±1) ℃. 連續觀察5 d，每日記錄發芽種子數，測定種子根長，并計算種子發芽率(X)和發芽指數(GI).

式中：X為種子發芽率，%；N1為發芽種子數；N2為供試種子數；GI為發芽指數；Gt為第t天的發芽數；Dt為相應的發芽日數.

1.2.2根箱試驗

根箱試驗于2021年8—10月在安徽省黃山市生態環境部南京環境科學研究所野外試驗基地的日光溫室中進行. 試驗土壤采自基地附近的常規稻田(0~20 cm表層土壤)，土壤類型為水稻土. 將取回的土壤樣品去除枝葉和石塊等雜質，風干磨碎，過20目(相當于0.85 mm)篩，裝入用尼龍布分隔出根際、近根際和遠根際區域的定制根箱(長23 cm、寬18 cm、高23 cm)中，每個根箱裝土5.0 kg(干質量). 根箱試驗初始理化性質：pH=5.7，可溶性有機碳含量為2.7 mg/L，電導率為105 μS/cm，硝態氮含量為3.58 mg/kg，銨態氮含量為14.52 mg/kg，土壤重金屬Hg、As、Cd、Pb、Cr的含量分別為0.024、7.32、0.052、9.84、19.03 mg/kg，均低于《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB 15618—2018)中農用地重金屬含量限值.設置5個處理組，包括CK(空白對照組，不施用任何肥料)、CF(常規施肥對照組，僅施用化肥)、LMF(化肥減氮30%配施低量萃取液)、HMF(化肥減氮30%配施高量萃取液)、MF(化肥減氮100%配施全量萃取液). 試驗中使用尿素、磷酸二氫鉀和氯化鉀分別作為化肥中氮、磷、鉀的來源. 各試驗組設置4個平行，養分施用量見表1.

表 1 不同處理的養分投入量Table 1 Fertilizer application rates for different treatments

溫室采用自然光照，設置溫度為(25±1) ℃、濕度為8%~14%. 水稻育苗至三葉一心后，選取長勢一致的幼苗移栽至根箱中，每根箱4株. 自移栽至取樣前，各根箱始終保持1~2 cm的淺水層. 連續培養30 d后進行水稻幼苗、根際、近根際和遠根際土壤樣品的采集，用于后續水稻幼苗生長性狀、土壤理化性質及土壤微生物等指標的測定.

1.3 指標測定方法

活性污泥萃取液中重金屬Pb、Cd元素含量采用硝酸高氯酸消煮-原子吸收法測定. 其中，Pb的加標回收率為96.1%，相對誤差為4.7%；Cd的加標回收率為105.3%，相對誤差為6.3%. Cr元素含量采用王水提取-電感耦合等離子體質譜法測定，其加標回收率為106%，相對誤差為0.98%. Hg元素含量采用冷原子吸收分光光度法測定，其加標回收率為108%，相對誤差為8%；As元素含量采用自動化連續流動式氫化物原子吸收光譜法測定，其加標回收率為100%，相對誤差為1%.

植物的株高、莖寬和分蘗數指標采用直接測量法測定；植株生物量(地上、地下)指標采用烘干稱重法測定.

土壤pH采用電位法(土水比1∶2.5)測定；土壤電導率采用土水比1∶1飽和泥漿法測定；土壤DOC(dissolved organic carbon，可溶性有機碳)含量采用TOC儀(耶拿multi N/C2100，德國)測定.

土壤細菌微生物群落結構測定：采用16S rRNA V4~V5區 的 特 異 性 引 物F515(5′-GTG CCA GCM GCC GCG G-3′)和R907(5′-CCG TCA ATT CMT TTR AGT TT-3′)對細菌16S rRNA進行擴增，利用每個樣品的引物序列中的特異性標簽序列區分不同樣品，Illumina MiSeq測序結果采用QIIME軟件進行分析.

1.4 數據處理

使用Excel 2010軟件對數據進行整理，結果以平均值±標準差表示. 采用SPSS 23.0軟件對數據進行統計分析，利用單因素方差分析中的LSD多重比較檢驗不同處理間的結果差異顯著性，統計顯著性設為P<0.05. 采用Origin 2021軟件制圖.

2 結果與討論

2.1 污泥萃取液安全性分析

2.1.1污泥萃取液重金屬含量分析

活性污泥萃取液中的重金屬含量見表2，經與《含氨基酸水溶肥料》(NY 1429—2010)中重金屬含量限值對比發現，活性污泥萃取液中的重金屬含量均遠低于標準限值，表明該污泥萃取液中的重金屬含量不會對其農用產生影響.

2.1.2活性污泥萃取液施用對水稻種子萌發的影響

種子萌芽和根部伸長是植物生長周期中最為關鍵和敏感的時期. 種子發芽和根伸長試驗是主要的高等植物毒理試驗方法[14]，當種子暴露于污染物或有害環境時，發芽和根伸長常常受到抑制，一般表現為發芽率低、發芽指數低、根長較短；當環境無害時種子常表現出發芽率高、發芽指數高、根長較長.

由表3可見，與CK相比，試驗第2天3.3%濃度處理顯著促進了種子萌發，剩余試驗期間0.33%、1%、3.3%濃度處理均對水稻種子萌發表現出顯著的促進作用(P<0.05)，其中3.3%濃度處理對水稻種子發芽的促進效果表現最好. 10%濃度處理試驗期間發芽率和發芽指數與CK類似. 100%濃度處理對水稻種子的發芽表現出明顯的抑制作用(P<0.05). 各濃度處理下根長在試驗第3天出現顯著差異. 與CK相比，第3天，1%、3.3%濃度處理下根長顯著增加(P<0.05)；第4天，3.3%濃度處理下根長顯著增加(P<0.05). 100%濃度處理在試驗期間對根長均表現出明顯的抑制作用(P<0.05).

通過種子發芽和根伸長試驗可以發現，適宜濃度的活性污泥萃取對水稻種子無毒害作用. 低濃度活性污泥萃取液對種子發芽率、發芽指數和根長均表現出顯著促進作用，且其促進效果隨著萃取液濃度的增加而逐漸增強. 但當萃取液濃度升至10%后，活性污泥萃取液對水稻種子萌發的促進作用開始減弱. 這主要是因為，活性污泥萃取液中既含有種子生長發育所需的有機質、腐殖質等物質，又含有一些低濃度下激勵效應和高濃度下抑制效應的Ca2+等元素. 種子吸收營養物質后能刺激細胞分裂生長，分泌生長刺激素類物質，從而促進種子的萌發和生長. 同時低濃度活性污泥萃取液中的Ca2+可促進細胞中的Ca2+參與脅迫信號的感受、傳遞、響應與表達，進而提高了植物抗逆性[15]. 謝文輝等[16]研究表明，與無鈣鹽環境相比，50 mmol/L的鈣鹽環境中葛藤種子萌發率顯著升高.活性污泥萃取液濃度過高時，其中的有機物、Ca2+等成分會超過種子所能承受閾值，致使種子產生過量活性氧自由基，破壞細胞膜，進而造成細胞內物質大量外滲和有毒物質進入[17]. 這與劉藝平等[18]研究中高濃度鈣鹽脅迫會對種子產生離子毒性、抑制種子萌發的結果一致. 試驗研究結果表明，適宜濃度的活性污泥萃取液對種子發芽具有促進作用且無毒性.

表 2 活性污泥萃取液中重金屬含量Table 2 Content of heavy metal elements in Activated sludge extract

2.2 活性污泥萃取液施用對水稻苗期生長性狀的影響

水稻株高和分蘗數是影響水稻產量的重要因素.水稻分蘗數通過影響水稻產生的穗數從而影響水稻的產量，水稻株高會影響水稻接觸光照的多少，進而影響水稻葉片的光合作用和干物質積累[19]. 水稻莖稈形態[20]影響著水稻的抗倒伏能力，莖稈粗的水稻抗折力高、抗倒伏性強.

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由表4可見，施用活性污泥萃取液后，LMF、HMF、MF處理組水稻的株高、分蘗數、莖粗等生長性狀指標均呈增加趨勢. HMF、MF處理組水稻的平均株高分別為41.00和40.25 cm，與CK相比存在顯著性差異(P<0.05)；LMF、HMF、MF處理組分蘗數較CK均顯著增加了20%(P<0.05)；MF處理組莖粗生長量最大，平均生長量為2.45 cm，與CK相比存在顯著性差異(P<0.05). 與CF相比，LMF、HMF、MF處理組水稻生長量指標均有一定程度的增加，其中HMF處理組株高與CF相比顯著增加了8.6%(P<0.05).這與有機肥在水稻生產中的研究結果相似，如唐雪[21]在有機肥對水稻產量、品質和生理性狀的影響研究中發現，施用有機肥對水稻幼苗的莖蘗數、株高等生長性狀具有促進作用.

生物量可以反映出植物的物質積累量，生物量越大，植株品質越好[22]. 本研究中，HMF、MF處理組水稻地上部平均生物量(以干質量計)分別為0.95、1.04 g，與CK相比存在顯著性差異(P<0.05). LMF、HMF、MF處理組水稻地下部平均生物量較CK分別顯著增加了25.5%、34.0%、57.4%(P<0.05). 與CF相 比，HMF、MF處理組地上部生物量存在顯著性差異(P<0.05). MF處理組地下部生物量最高，為0.74 g，較CF顯著提高了48%(P<0.05). 研究結果表明，施用適宜濃度的活性污泥萃取液可提高水稻幼苗植株的地上部與地下部生物量，這種促進效果與活性污泥萃取液的施用量有著密切關聯. 這與楊利等[23]用有機肥替代化學氮肥對小麥幼苗地上部與地下部生物量的結果類似，推測活性污泥萃取液中含有與有機肥成分類似的有機質、微量元素等物質對植物生長起促進作用.

表 4 不同處理下水稻苗期生長性狀Table 4 Growth traits of rice seedling stage under different treatments

2.3 活性污泥萃取液施用對土壤性質的影響

土壤pH是影響土壤肥力的重要因素之一，其過低或過高都會影響作物生長. 土壤pH過低易引起土壤板結、營養物質淋溶、土壤貧瘠化等問題，不僅會造成作物生長的必需元素缺失，還會破壞土壤環境，造成養分流失、地下水污染等環境問題. 由圖1(A)可見，與CF相比，LMF、HMF、MF處理組土壤pH均有顯著性增加(P<0.05)，其中，根際土壤的pH分別增加了2.7%、5.2%、6.2%(P<0.05)，近根際土壤pH平均值分別為5.34、5.45、5.82，遠根際土壤pH的增幅為0.51%~13.80%(P<0.05). 與CK相比，LMF、HMF、MF處理組根際土壤的pH均有顯著性差異(P<0.05)；近根際土壤中pH分別顯著減少了12.89%、11.09%、6.06%(P<0.05)；遠根際土壤中，LMF處理組土壤pH降低了0.06(P<0.05)，HMF、MF處理組土壤pH分別增加了0.48和0.73(P<0.05). 水稻對土壤酸堿度的適宜性較強，最適宜生長的土壤pH在6.5~7.5之間，此時各種營養元素的吸收利用率最高，對作物的生長發育最為有利. 與常規施肥相比，配施活性污泥萃取液可以在一定范圍內提高土壤pH，使土壤酸堿度接近水稻最適pH，本研究結果與有機肥不僅能提高土壤肥力，還能釋放堿性物質中和土壤酸度、提高土壤pH[24]這一結論相似. 與CK、CF對比，各處理組土壤pH變化趨勢略有差異的主要原因是，化肥為強酸弱堿鹽，pH偏酸性，施用后會導致土壤pH下降. 而經過堿性穩定化的活性污泥萃取液可在一定程度上提高土壤pH，活性污泥萃取液和化肥配施對土壤pH有拮抗作用.

圖 1 不同施肥處理對土壤pH、電導率、DOC含量的影響Fig.1 Effects of different fertilization treatments on soil pH, conductivity and DOC content

土壤電導率是影響植物和微生物活性的重要指標，它能影響土壤養分和污染物的轉化，可反映一定條件下土壤鹽分的實際狀況[25]. 土壤鹽分是影響作物生長發育和微生物活動的主要因素之一. 過多的土壤鹽分會導致土壤透氣和透水性差、表層易板結、養分降低等后果，嚴重影響作物的生長發育[26]. 由圖1(B)可見，與CK相比，在根際土壤中，HMF和MF處理組土壤電導率顯著降低(P<0.05)；近根際土壤中，LMF處理組電導率顯著增加4.7%(P<0.05)，MF處理組電導率顯著減少39.2%(P<0.05)；遠根際土壤中各處理與CK相比均有顯著性減少，降幅為14.3%~38.7%(P<0.05). 根際、近根際、遠根際土壤中，各處理下電導率與CF相比均有顯著性降低(P<0.05)，其中，MF處理組土壤電導率的降幅最大，各區域土壤中其降幅分別為54.6%、58.3%、66.3%(P<0.05). 與CF相比，施用活性污泥萃取液可顯著降低土壤電導率.

圖 2 不同施肥處理下土壤微生物群落的組成結構Fig.2 Composition of soil microbial communities under different fertilization treatments

DOC是維持微生物生命活動的重要養分，是土壤可利用養分庫中重要組成部分. 由圖1(C)可見，與CF相比，各區域土壤中，LMF、HMF、MF處理組DOC含量均有顯著性增加(P<0.05)，增幅最高可達68.0%.有研究表明，污泥既可以充當DOC的來源，也可促進土壤有機質的溶解[27]，增加土壤DOC含量. 與CK相比，LMF、HMF處理組DOC含量卻有顯著性減少(P<0.05). 這可能與CK處理組植株長勢較弱、吸收轉化有機碳能力有限、土壤殘留較多等原因相關. 與有機肥相類似，活性污泥萃取液的施用可以提供一定數量的溶解性有機碳. 喻惠玲等[28]在施用水溶性有機肥對稻田土壤砷鎘的提取效能研究中發現水溶性有機肥處理可顯著增加土壤DOC含量.

研究結果表明，活性污泥萃取液類似于有機肥源，其在農業上的施用能為作物提供生長所需的礦質養分，改善土壤環境，如優化土壤物理性狀和結構[29]，促進作物的生長發育.

2.4 活性污泥萃取液施用對土壤微生物群落結構的影響

土壤微生物[30]參與有機質降解、養分循環等過程，是土壤生化反應的推動者和參與者，是土壤的重要組成部分，被視為土壤質量變化最敏感的指標. 土壤菌群中的優勢物種在很大程度上決定著微生物群落的生態結構及功能，了解微生物群落的物種組成能有效地對群落結構的形成及改變進行分析，預測改變外界因素后土壤微生物群落的功能方向.

由圖2可見，根際土壤中，與CK相比，各處理組疣微菌門(Verrucomicrobia)的相對豐度均有顯著增加(P<0.05)，LMF處 理組 浮 霉菌 門(Planctomycetes) 的相對豐度顯著增加(P<0.05)，MF處理組Patescibacteria的相對豐度顯著增加(P<0.05). 與CF相比，各處理組疣微菌門的相對豐度也均有顯著增加(P<0.05)，LMF和HMF處理組厚壁菌門(Firmicutes)的相對豐度顯著減少(P<0.05)，LMF處理組擬桿菌門(Bacteroidetes)的相對豐度顯著增加(P<0.05)，MF處理組Patescibacteria的相對豐度顯著增加(P<0.05).

近根際土壤中，與CK相比，各處理組變形菌門(Proteobacteria)、酸桿菌門(Acidobacteria)、疣微菌門、放線菌門(Actinobacteria)、硝化螺旋菌門(Nitrospirae)的相對豐度均有顯著性增加(P<0.05)，厚壁菌門的相對豐度顯著減少(P<0.05). HMF和MF處理組綠彎菌門(Chloroflexi)的相對豐度顯著增加(P<0.05)，LMF處理組擬桿菌門的相對豐度顯著增加(P<0.05)，HMF處理組浮霉菌門的相對豐度顯著增加(P<0.05).與CF相比，各處理組變形菌門、酸桿菌門、放線菌門、硝化螺旋菌門的相對豐度均有顯著增加(P<0.05)，厚壁菌門的相對豐度顯著減少(P<0.05). LMF和HMF處理組疣微菌門的相對豐度顯著減少(P<0.05). LMF處理組Patescibacteria、綠彎菌門的相對豐度顯著增加(P<0.05)，擬桿菌門的相對豐度顯著減少(P<0.05).HMF處理組綠彎菌門的相對豐度顯著減少(P<0.05)，浮霉菌門的相對豐度顯著增加(P<0.05).

遠根際土壤中，與CK相比，HMF處理組Patescibacteria、綠彎菌門、疣微菌門、硝化螺旋菌門的相對豐度顯著增加(P<0.05)，厚壁菌門的相對豐度顯著減少(P<0.05). MF處理組硝化螺旋菌門的相對豐度顯著增加(P<0.05). 與CF相比，HMF處理組綠彎菌門、疣微菌門、硝化螺旋菌門的相對豐度顯著增加(P<0.05)，厚壁菌門的相對豐度顯著減少(P<0.05).MF處理組酸桿菌門、綠彎菌門、硝化螺旋菌門的相對豐度顯著增加(P<0.05).

由圖3可見，在根際區域，LMF和HMF處理組聚類成一個類群，CK、CF和MF處理組聚類成一個類群；近根際區域內，LMF、HMF和MF處理組聚類成一個類群，CK、CF處理組聚類成一個類群；遠根際區域內，所有處理均可聚類成一個類群. 聚類分析結果表明，施用活性污泥萃取液后，土壤近根際區域的菌群結構變化最為明顯(見圖3). 研究表明，根系能通過調控根系分泌物的種類和數量來影響根際微生物的群落結構和多樣性[31]，土壤微生物通過趨化感應向富含根系分泌物的區域進行富集和繁殖[32]. 但植物所產生的酸性根系分泌物可能會對根際區域的微生物產生抑制作用，而遠根際作為遠離根際的土壤區域受根系分泌物的影響較小. 因此，近根際土壤菌群變化應最為顯著.

圖 3 不同施肥處理下土壤微生物群落的聚類分析Fig.3 Cluster analysis of soil microbial communities under different fertilization treatments

與CK和CF相比，各處理組近根際土壤中相對豐度均顯著增加的菌群為變形菌門、酸桿菌門、疣微菌門、放線菌門、硝化螺旋菌門，厚壁菌門的相對豐度則顯著減少. 這些菌群的變化對植物生長起正向促進作用，其中變形菌門多含植物益生菌，在土壤的碳、氮、硫循環中起關鍵作用[33]；疣微菌門的相對豐度和碳循環相關基因的表達呈正相關. 與碳循環呈正相關的變形菌門、疣微菌門等菌群增加，可能與土壤DOC含量的升高存在關聯. 土壤有機碳含量的增加提高了土壤養分含量，有利于菌群的生長繁殖，菌群的分解代謝會促進有機化合物和其他不溶物質的降解，改善土壤環境. 酸桿菌門可參與植物殘體降解；放線菌門[34]的細菌多為腐生菌，有助于土壤的生物緩沖作用，拮抗土壤病原菌并促進有機物的分解；硝化螺旋菌門是亞硝酸鹽氧化細菌，在農業土壤的生物氮循環和硝化作用中發揮重要作用. 厚壁菌門常見于高鹽、干旱等脅迫環境，厚壁菌門的減少可以證明活性污泥萃取液對土壤的改良作用.

與CK、CF相比，根際土壤中，與碳循環呈正相關的疣微菌門相對豐度顯著增加的現象在LMF、HMF、MF處理組也均有體現；MF處理組Patescibacteria的相對豐度有顯著增加，Patescibacteria沒有可培養細菌，目前對其功能還不了解，但Patescibacteria菌門作為一種古菌菌門，多是原核生物，原核生物對有機肥的響應常表現為自上而下的調控菌群結構[35].遠根際土壤中，與碳、氮循環相關的疣微菌門、硝化螺旋菌門相對豐度顯著增加的現象在HMF處理組亦有體現. 此外，HMF處理組可吸收多種有機質酸的綠彎菌門[36]的相對豐度顯著增加，綠彎菌門相對豐度的增加與污染土壤改良有關.

施用活性污泥萃取液后，與土壤碳、氮循環及植物根系相關菌群的相對豐度顯著增加，常見脅迫環境的菌群相對豐度顯著減少，土壤微生物群落結構朝著有利于作物生長和元素循環的方向改變.

3 結論

a) 活性污泥萃取液中Hg、As等重金屬含量遠低于《含氨基酸水溶肥料》(NY 1429—2010)標準限值.0.33%~10%濃度的萃取液對水稻種子有促進作用且無毒害，3.3%的萃取液對種子發芽和根伸長的促進作用最為顯著.

b) 活性污泥萃取液配施化肥對水稻幼苗的株高、分蘗數、莖寬、地上部生物量和地下部生物量均有促進作用，同時還可以提高土壤pH，減少土壤鹽分，增加土壤DOC含量. 化肥減氮100%配施全量萃取液處理對水稻幼苗各生長性狀的促進效果和土壤改良效果最為顯著，其中pH提高13.8%，電導率降低66.3%，DOC含量增加68.0%.

c) 施用活性污泥萃取液后，土壤近根際區域的菌群結構變化顯著. 與土壤碳、氮循環呈正相關的變形菌門、疣微菌門和硝化螺旋菌門的相對豐度顯著增加，與土壤有機物分解及植物殘體降解功能相關的酸桿菌門及放線菌門的相對豐度顯著增加，與土壤脅迫環境相關的厚壁菌門的相對豐度顯著減少.

d) 配施活性污泥萃取液可以促進水稻生長、改善土壤環境，表現出與有機肥在農業生產中相似的促進作用，表明活性污泥萃取液可作為一種潛在的有機肥應用于農業生產.