三種鈍化劑對鎘鉛污染農田的鈍化修復效應研究

孫文君, 袁興超, 李祖然, 李 博, 李 元*

(1.云南農業大學動物科學技術學院， 云南 昆明 650202; 2. 云南農業大學資源與環境學院, 云南 昆明 650202; 3. 濱化集團股份有限公司， 山東 濱州 256619; 4. 云南農業大學園林園藝學院, 云南 昆明 650202)

自工業革命至今，隨著工業化、城市化步伐的快速推進，土壤污染已成為全球性環境污染問題的關注熱點，重金屬的污染是近幾十年來造成環境污染的主要非生物脅迫之一[1]。采礦、冶煉等礦業活動是造成外源重金屬污染土壤的主要來源，因此礦區周邊農田的重金屬污染較為普遍且嚴重[2-3]，其中鎘、鉛是主要的污染元素[4-5]。云南蘭坪鉛鋅礦作為中國大型鉛鋅礦的典型代表之一，礦區周邊留存著年代久遠的礦渣堆以及采礦和冶煉后的廢棄地，長期沒有任何環保措施的土法冶煉使該區域的土壤Cd,Pb污染問題日益凸顯。由于礦區周邊土壤養分貧瘠，土壤環境極其復雜，農作物生長條件惡劣，實施修復技術時，除降低重金屬污染外，還要考慮如何改良土壤結構，改善農作物的土壤生長環境。常見的幾種修復方法中化學鈍化修復技術具有簡便、高效等優點，即向污染土壤中投加鈍化材料，以降低重金屬在土壤中的遷移率和生物有效性等，可作為大面積修復農田重金屬污染的優先選擇[6]。常用的鈍化劑有黏土礦物、石灰等無機物料，以及生物炭等有機物料。石灰可以提高土壤pH值[7]，促進重金屬形成沉淀[8]；海泡石具有較大的孔隙度和比表面積，通過吸附作用、離子交換和共沉淀等對重金屬污染土壤具有良好的鈍化效果[9]；生物炭的多孔結構和表面豐富的含氧官能團，可吸附土壤中的重金屬，起到固定重金屬的作用，且生物炭制作原料來源廣泛，可起到以廢治廢的效果[10]。高效率及低成本等優點使化學鈍化材料成為重金屬污染土壤修復技術中的研究熱點。由于礦區周邊導致耕地污染的重金屬種類多，土壤養分貧瘠，土壤環境極其復雜，農作物生長條件惡劣，實施修復技術時，除降低重金屬污染外，還要考慮如何通過改良土壤結構以改善農作物的土壤生長環境。因此，采用針對性的鈍化劑進行修復可在短時間內取得一定的修復效果，并對此開展重金屬污染鈍化修復研究更具長遠意義和實用價值，為農田土壤修復提供技術支撐，推動污染耕地修復處理技術集成體系的建立。

土壤團聚體的粒徑大小、數量及質量直接影響土壤肥力[11]，并與土壤中能量交換[12]、結構穩定性[13]、微生物活動[14]關聯密切，是評價土壤環境質量、土壤肥力的主要指標之一[15]，土壤團聚體的分配與重金屬的空間分異性息息相關[16-19]。有研究發現英國及其它5個歐洲國家<2 μm的土壤團聚體中都普遍富集Cu,Cd,Pb,Zn和Ni等重金屬[20]。微生物雖然是土壤有機質中占比較少的一部分,能直接參與土壤中能量流動、物質循環、降解污染土壤物質等過程[21]，對重金屬的反應靈敏度甚至高于植物[22-23]，因此，土壤微生物結構的變化通常用于評價土壤環境，反應土壤生態系統的健康狀況[24-25]。有研究[26]表明由于生物炭孔隙度較大能促使土壤微團聚體(≤0.25 mm) 向大團聚體(>0.25 mm) 轉化，穩定性更強，使土壤持水能力增強，進而影響土壤團聚體穩定性，同時由于還促進土壤微生物分解，增加土壤有機物含量[16]。施用海泡石可改變土壤微生物群落結構，提升土壤中Ochrobactrum,Achromobacter等有益菌群的豐度，從而改善受污染土壤的環境功能[27]。添加石灰通過吸收污染土壤中鈣離子含量以提高陰陽離子結合能力，增加土壤中離子間的相互作用，促進土壤團聚體的分布和穩定性進而促進大團聚體的形成，還能增加土壤細菌數量，且土壤微生物群落多樣性指數較高[28-29]。因此提出施加鈍化材料能否改變土壤中Cd,Pb的化學形態和生物有效性及改善土壤結構穩定性與細菌群落結構的科學設想。

本研究以云南省鳳凰山鉛鋅礦區周邊復合污染農田土作供試土壤，選用團隊篩選出修復效果較好的3種鈍化劑的施用量(45 t·hm-2海泡石、2.25 t·hm-2石灰和22.5 t·hm-2生物炭)[30]，同時開展大田、盆栽試驗進行研究，通過測定三種鈍化劑對土壤中不同形態Cd,Pb含量、團聚體結構變化、細菌群落結構的影響，初步探討鈍化機理，旨在為Cd,Pb污染土壤的修復提供理論依據和技術支持。

1 材料與方法

1.1 試驗地點

試驗地點設置于云南省鳳凰山鉛鋅礦區周邊(26°35′44″N，99°19′15″E)，海拔2 200 m，山地季風氣候，雨季集中在5—10月中旬，由于常年進行以鉛、鋅為主的露天開采，Cd，Pb污染十分嚴重。試驗地土壤類型為弱酸性紫色土，pH值5.94，有機質含量為36.6 g·kg-1，全氮含量為 0.81 g·kg-1，堿解氮含量為 0.15 g·kg-1，全磷含量為 9.35 g·kg-1，速效磷含量為 0.29 g·kg-1，全鉀含量為 18.20 g·kg-1，速效鉀含量為 0.15 g·kg-1，總Cd含量 4.65 g·kg-1，總Pb含量 73.56 g·kg-1。

1.2 供試材料

表1 供試鈍化劑的pH和重金屬含量Table 1 pH and heavy metal concentrations of the three test passivation agents

1.3 試驗設計

供試鈍化劑材料采用前期團隊篩選[30]所得石灰、生物炭和海泡石及施用量，試驗共4個處理，分別為：不加鈍化劑(Control,CK)；45 t·hm-2海泡石(Sepiolite,HS)；2.25 t·hm-2石灰(Lime,ML)；22.5 t·hm-2生物炭(Biochar,MB)。

1.3.1田間試驗 每個處理重復4次，各處理小區隨機分布，小區面積20 m2，共320 m2。小區間隔1 m、其間設田埂，小區四周設水溝(寬50 cm，深20 cm)便于后期排水。鈍化劑施用前利用大型機器翻勻土地，施撒后進行第二次翻地，耕作深度20 cm，施撒鈍化劑前后將地表20 cm土翻勻，保證鈍化劑與耕作層土壤充分接觸反應。鈍化21 d后采用五點取樣法進行土壤采集。

1.3.2室內試驗 同時設置室內試驗，采1.3.1試驗地0～20 cm表層土，將鈍化劑與土壤混合均勻各處理同大田試驗，4個重復，共計16盆，將各鈍化劑與土壤混合均勻后轉移至花盆中，每盆裝3 kg土，定量澆純水，將土壤濕度控制于田間持水量的60%～70%。盆栽施用量與大田施用量相對應，按照每10 000 m2內表層土重2 250 t轉算。

1.4 樣品分析與數據統計

土壤基本理化性質參照土壤農化常規分析方法進行測定[31]。稱取過1 mm孔徑尼龍篩的風干土樣5.0 g置于50 mL三角瓶中，加入25 mL DTPA提取劑(0.005 mol·L-1DTPA,0.01 mol·L-1CaCl2,0.1 mol·L-1TEA，液土比5∶1)，在25℃，180 r·min-1震蕩2 h，然后3 600 r·min-1離心5 min、過濾，濾液用火焰原子吸收分光光度計(Thermo ICETM 3300 AAS)測定得出土壤有效態Cd和Pb含量。稱取1.0 g風干土樣，采用BCR提取法分析土壤Cd,Pb的化學形態[32](弱酸提取態、可還原態、可氧化態、殘渣態)。

土壤團聚體提取，采用干篩法和濕篩法結合的薩維諾夫提取>2 mm>1 mm>0.5 mm>0.25 mm>0.053 mm<0.053 mm粒級團聚體[33]。壤中流采集采用0.25 μm陶瓷濾管(RHIZONMOM19.21.21F,Rhizosphere research products)負壓抽取。平均質量直徑(MWD)計算：

式中，MWD：團粒平均重量直徑(mm)；Xi：任一粒級范圍內團聚體的平均重量直徑(mm)；Wi：任一粒徑范圍的團聚體的重量占土壤樣品干重的分數。

土壤中生物群落結構采用擴增子實驗分析法；土壤細菌菌群多樣性用Shannon指數與Simpson指數表征。

隸屬函數值的換算方法:

至此，我們可以把以AlphaGo為代表的人工智能突破的基本原理概括為：利用深度學習算法和計算機的算力優勢處理數量巨大且紛亂復雜的歷史樣本，從中得到一個預測模型，并以此處理與歷史樣本同質或相似的新樣本。但這種策略在前述諸領域的有效性恰恰導致了這種策略在藝術領域里的注定失效。而且這種失效是概念上的，內在于深度學習原理和藝術概念本身，不可能隨著深度學習算法的改進而解決。

(2)R(Xij)=(Xij-Xjmin)/(Xjmax-Xjmin)

(3)R(Xij)=1-(Xij-Xjmin)/(Xjmax-Xjmin)

(4)R(Xi)=∑Xij/n

式中：R(Xij) 表示i處理j指標的鈍化作用隸屬函數值，Xij表示i處理j指標的測定值，Xjmax和Xjmin分別表示各處理中指標的最大和最小的測定值，Xi為i處理的鈍化效果隸屬函數值的平均值，n為指標數。

所得數據用Microsoft Excel 2016整理，SPSS進行分析，Origin 2018作圖。

2 結果與分析

2.1 三種鈍化劑對土壤的修復效應

2.1.1鈍化劑對土壤pH值的影響 由圖1可知，盆栽與大田試驗均表明鈍化劑處理能提高土壤pH值，其中，盆栽試驗中海泡石處理提高效果最佳，增幅為12.3%(P<0.05)，石灰處理效果次之，增幅8.43%(P<0.05)；大田試驗同盆栽試驗規律一致，海泡石處理增幅達17.2%(P<0.05)，石灰處理增幅14.5%(P<0.05)。盆栽與大田中同時顯示，pH值提高效果依次為海泡石>石灰>生物炭。

2.1.2三種鈍化劑對壤中流Cd和Pb含量的影響 由圖2可知，鈍化處理降低了土壤溶液中Cd和Pb的含量。ML和HS處理下，土壤中液Cd含量降低明顯，降幅分別為37.8%和10.6%(P<0.05)；所有處理均使壤中液Pb含量顯著降低，其中ML處理降幅最大，其次為HS和MB處理，降幅分別為65.2%，59.5%和47.7%(P<0.05)。

2.1.3三種鈍化劑對土壤中有效態Cd，Pb含量的影響 由圖3可知，三種鈍化劑處理均有顯著降低土壤中有效態Cd，Pb的作用。盆栽試驗中，ML處理對有效態Cd和Pb含量的降低效果最明顯，鈍化效率分別為28.5%和58.4%(P<0.05)，其次是HS和MB處理，鈍化效率分別為26.2%，54.9%和20.8%，51.0%(P<0.05)。大田試驗中，HS處理對有效態Cd含量的降低效果最明顯，鈍化效率為40.3%(P<0.05)，其次是ML和MB處理，鈍化效率都為39.7%(P<0.05)；ML處理對Pb含量的降低效果最明顯，鈍化效率為27.1%(P<0.05)，其次是HS和MB處理，鈍化效率分別為21.4%和9.5%(P<0.05)。

圖1 三種鈍化劑處理對土壤pH的影響Fig.1 Effect of three passivation agents treatments on soil pH注：HS,海泡石；MB：生物炭；ML，石灰。不同小寫字母表示處理間差異顯著(P<0.05)，下同Note:HS, Stands for sepiolite;MB, Biochar;ML, Lime,Different lowercase letters indicate significant differences (P<0.05),the same as below

圖2 三種鈍化劑處理對壤中流Cd和Pb含量的影響Fig.2 Effect of three passivation agents treatments on Cd and Pb contents in soil flow

圖3 三種鈍化劑處理對土壤中有效態Cd和Pb含量影響Fig.3 Effect of three passivation agents treatments on available Cd and Pb contents of the contaminated soil

2.1.4三種鈍化劑對土壤中不同形態Cd和Pb的影響 由圖4、圖5可知，土壤經鈍化處理后，Cd,Pb由活性高形態向活性低形態轉化。盆栽試驗中，ML處理可使弱酸提取態Cd含量減少5.03%(P<0.05)，可還原態Cd減少4.67%(P<0.05)，可氧化態Cd含量增加2.36%(P<0.05)，殘渣態Cd增加7.32%(P<0.05)；MB處理下使可還原態Pb降低21.38%(P<0.05)，提高殘渣態Pb含量36.08%(P<0.05)，ML處理可降低弱酸提取態Pb含量0.33%(P<0.05)，提高殘渣態Pb含量34.22%(P<0.05)。大田試驗中，ML處理可分別使弱酸提取態Cd含量、可還原態Cd含量降低38.2%，6.3%(P<0.05)，提高殘渣態Cd含量12.26%(P<0.05)，HS處理可降低弱酸提取態Pb含量33.6%(P<0.05)，提高殘渣態Pb含量20.62%，ML處理可分別降低可還原態Pb和可氧化態含量13.3%和11.63%(P<0.05)，提高殘渣態Pb含量24.21%(P<0.05)。

圖4 土壤中不同形態Cd含量比例Fig.4 Percentage of different fractions of Cd in the contaminated soils

圖5 土壤中不同形態Pb含量比例Fig.5 Percentage of different fractions of Pb in the contaminated soils

2.2 三種鈍化劑對土壤團聚體組成和Cd,Pb含量的影響

2.2.1三種鈍化劑對各級土壤團聚體組成的影響 由圖6可知，土壤經鈍化后，干篩試驗與濕篩試驗同時表明，鈍化劑改變了各級土壤團聚體在團粒結構中的含量。干篩試驗中，各級土壤團聚體在鈍化劑影響下發生了細微改變，但未達顯著水平。濕篩試驗中，ML處理下，提高>2 mm團聚體含量22.39%(P<0.05)，使>0.053 mm團聚體含量降低13.52%(P<0.05)；HS處理可使>1 mm團聚體含量降低1.04%(P<0.05)，<0.053 mm團聚體含量降低 9.40%(P<0.05)。

圖6 各級土壤團聚體含量比例Fig.6 Proportion of soil aggregates at all levels

2.2.2三種鈍化劑對土壤團聚體平均質量直徑(MWD)的影響 MWD是表征土壤不同粒徑團聚體分布、土壤結構特征的重要指標，其值越高表明土壤團聚體結構越穩定。由圖7可知，鈍化處理改變了MWD。濕篩試驗中發現，鈍化處理提高了MWD，其中ML處理提高效果最顯著，為71.2%(P<0.05)，其次為HS和MB處理，較CK來看增幅分別為40.4%和36.8%(P<0.05)。

圖7 三種鈍化劑處理對MWD的影響Fig.7 Effect of three passivation agents treatments on MWD of the contaminated soils

2.2.3三種鈍化劑對各級土壤團聚體Cd和Pb含量的影響 由表2可知，土壤中Cd和Pb含量隨粒徑減小呈現先上升后下降繼而上升趨勢，其中<0.053 mm團聚體含量最高，>0.053 mm團聚體含量最低，>1 mm>0.5 mm>0.25 mm團聚體含量趨于穩定。對比未施加鈍化劑組，ML可降低>2 mm團聚體中Cd含量28.3%(P<0.05)，MB處理可降低<0.053 mm團聚體Cd含量49.4%(P<0.05)；ML處理下可分別降低>2 mm，>1 mm，>0.5 mm，>0.25 mm，>0.053 mm團聚體中Pb含量56.0%，39.7%，49.0%，59.4%，58.4%(P<0.05)，HS處理下可降低<0.053 mm團聚體中Pb含量36.6%(P<0.05)。

2.3 三種鈍化劑對土壤細菌多樣性及環境因子的影響

2.3.1鈍化劑對土壤細菌群落多樣性的影響 由表3可知，不同鈍化劑對土壤細菌群落α多樣性指數影響各異，Observed species指數和Chao1指數的提高，說明鈍化劑增加了土壤中細菌群落豐度。其中，施加MB和ML分別使Chao1指數顯著提高17.8%和18.4%(P<0.05)；從Observed species指數來看ML，HS，MB分別使該指數顯著提高22.1%，16.9%，16.2%(P<0.05)，但各處理間差異不顯著；施加ML使Shannon指數顯著提高5.4%(P<0.05)，說明ML有利于提高物種的豐富度和均勻度，增加細菌的群落多樣性。

表2 各級土壤團聚體有效態Cd和Pb含量Table 2 Available Cd and Pb contents of soil aggregates at all levels

2.3.2三種鈍化劑對土壤細菌群落結構的影響 在土壤細菌屬水平上，不同鈍化處理下的細菌群落結構發生了明顯變化(圖8)。其中，海泡石處理土壤中慢生根瘤菌屬(Bradyrhizobium)和地桿菌屬Pedobacter的豐度降幅最大，生物炭處理下黃桿菌屬Flavobacterium和鞘脂單胞菌屬Sphingomonas的豐度增幅最大，海泡石、生物炭和石灰處理下對Candidatus-Solibacter,Haliangium,Lacunisphaera,Mucilaginibacter菌屬的相對豐度均出現不同程度的下降。

圖8 屬水平相對豐度Fig.8 Relative abundance chart of genus of soil microbe

由圖9和10可知，經鈍化后，土壤細菌群落結構的組成呈現顯著差異。S1，S2，S3為對照樣品，即未施入鈍化劑土樣，圖中很直觀的顯示對照樣品之間坐標距離近，而與其他施入鈍化劑的樣品坐標距離遠；未施入鈍化劑土樣自成一個分支，與其他樣品沒有連線，說明土壤中細菌的組成結構受鈍化劑施用的影響，物種的組成發生了顯著的變化。

圖9 PCoA(Unweighted Unifrac)分析圖Fig.9 Diagram of PCoA (Unweighted Unifrac)注：S1-S3, CK。S4-S7, HS。S8-S11, MB。S12-S15， ML。下同Note:S1-S3， CK.S4-S7, HS.S8-S11, MB.S12-S15, ML.The same as below

圖10 基于Unweighted Unifrac距離的UPGMA聚類樹Fig.10 UPGMA clustering tree based on Unweighted Unifrac distance

2.4 各指標間相關性分析

通過指標間相關性分析得出，各指標間存在顯著或極顯著的相關性。大田試驗中DTPA提取態重金屬含量與pH值、殘渣態重金屬含量<0.053 mm團聚體含量及MWD呈極顯著負相關，與弱酸提取態重金屬含量呈顯著正相關(表4)；盆栽試驗各指標之間存在顯著或極顯著的相關性，DTPA提取態重金屬含量與pH呈極顯著負相關，與殘渣態重金屬含量呈顯著負相關；壤中流重金屬含量與DTPA提取態重金屬含量呈極顯著正相關，與殘渣態重金屬含量呈極顯著負相關(表5)。土壤中微生物群落結構與土壤中的Cd，Pb含量有顯著的相關性(表6)。其中，土壤中DTPA提取態Cd，Pb含量與Chao1指數和Observed species指數呈顯著負相關，即與微生物群落豐度及多樣性呈極顯著負相關。

表4 大田試驗各指標間相關性Table 4 Correlation between indicators in the field experiments

表5 盆栽試驗各指標間相關性Table 5 Correlation between indicators in the pot experiments

表6 土壤微生物群落豐度、多樣性與土壤中Cd，Pb含量的相關性Table 6 Correlation between abundance and diversity of soil microbial community and Cd and Pb contents in soil

2.5 綜合評價

由表7可知，對土壤pH值，重金屬有效態、殘渣態含量，MWD，壤中流重金屬含量，微生物多樣性指數進行模糊隸屬函數計算，得到三種鈍化劑對重金屬Cd,Pb污染土壤修復作用的排序。總體來看，ML的隸屬函數值最大，修復作用最強，MB最小，各處理排名為ML>HS>MB。

表7 三種鈍化劑修復作用隸屬函數值Table 7 Value of membership function of remediation of the three passivating agents

3 討論

3.1 鈍化劑對土壤的修復過程及其機理

本試驗盆栽與大田試驗同時顯示，石灰、生物炭和海泡石三種鈍化材料對土壤中Cd和Pb有效性降低效果明顯。將生石灰施入土壤后可與水發生反應，生成熟石灰，減弱土壤的持水性，抑制重金屬的浸出，加快生成(重金屬氧化物)沉淀，促進黏土物質對重金屬的吸收，以降低重金屬的生物有效性。張劍等[37]研究結果顯示施用石灰可阻控土壤酸化，提高土壤pH值及殘渣態Cd含量、顯著降低土壤Cd有效態、可還原態含量，與本試驗的添加石灰可顯著提高殘渣態Cd含量，降低Cd的生物有效性和遷移性結果一致。海泡石作為一種天然黏土礦物，其獨特的纖維孔結構與巨大的比表面積可滲透有機、無機離子[38]，有很好的吸附重金屬的潛力，并隨pH值升高，表現出表面絡合和同晶置換并存，增強其吸附鈍化重金屬[39-40]。本研究結果顯示土壤pH值與有效態Cd呈顯著負相關，施加海泡石能顯著提高土壤pH值，并且使土壤中Cd有效態含量降低50%。同有研究[41-46]發現，施撒海泡石通過使污染農田土壤中Cd的生物有效性、可交換態Cd顯著降低，來減少水稻(Oryzasativa)、小麥(Triticumaestivum)和煙草(Nicotianatabacum)等作物對Cd的吸收累積，研究表明，海泡石和生物炭能有效地固定土壤中的Cd。但海泡石和生物炭對土壤中Cd固定的影響及其機理各不相同。在海泡石施用量相同的情況下，施用海泡石可使紅壤中Cd有效態含量降低0.8%～3.8%[47]，而生物炭作為一種有機鈍化材料，有著較大的比表面積、陽離子交換量以及表面豐富的含氧官能團等特性，對于穩定土壤中的重金屬的能力很重要，本試驗與其研究結果一致，施用生物炭能顯著提高土壤pH(圖1)，且對Cd,Pb的鈍化效率顯著。

Cd存在于土壤中主要為弱酸提取態、可還原態，所占比例超過59%，由此可見，土壤中Cd的生物有效性較高；而還原態Pb在土壤中所占比例高于60%，弱酸提取態Pb占比極少，因此土壤中生物可利用的Pb主要來自于可還原態Pb，且土壤中Pb的生物有效性低于Cd[48]。施加海泡石、石灰和生物炭三種鈍化劑能顯著影響重金屬的形態轉化，其作用機理或是鈍化材料與土壤中的重金屬發生絡合、沉淀和吸附等理化反應，導致土壤中的重金屬賦存形態及化學形態發生改變，從活性高的形態向低活性形態轉化，最終起到將重金屬鈍化的目的[49]。本研究中，使用鈍化劑將Cd從活性較高的弱酸提取態、可還原態向活性較低的可氧化態、殘渣態轉化，使Pb從活性較高的可還原態向活性較低的可氧化態、殘渣態轉化，這與安梅和許超等人[50]的試驗結果一致，其中石灰鈍化重金屬效率最高，能將大量的弱酸提取態Cd、可還原態Pb向殘渣態轉化。

3.2 施用鈍化劑對土壤團聚體穩定性的影響

重金屬在土壤各粒級團聚體中的分布和積累影響其形態轉化與遷移率[51]，并且不同粒級團聚體中重金屬的分配受限制，所以對環境危害程度不同。粗粒徑團聚體含量的升高，不但提高了土壤的透氣性，還使土壤涵養水分、為植物供水能力有增強，提高MWD，直至提升土壤穩定性。有機質與菌根菌絲、生物分泌物的膠結作用形成了土壤中大粒徑團聚體，而細粒徑團聚體的形成更多是物理吸附和化學橋健等作用[52]，除粒徑團聚體中聚集了大量的植物根系及殘留物有機質，可更有力的吸附和固持重金屬，減少其遷移性，而細粒徑團聚體中的重金屬更易隨水遷移和粉塵遷移，潛在風險更大[53]。研究發現，鈍化劑對各級土壤團聚體占比和各級團聚體中重金屬含量產生了顯著的影響，土壤經鈍化處理后，顯著提高了粗粒徑團聚體的含量，并降低了細粒徑團聚體的含量，這與丁滿等[54]的研究結果一致，>2 mm團聚體最高增幅22.39%，<0.053 mm團聚體最高降幅9.40%；小團聚體中重金屬的遷移性及有效性都較大團聚體中高[55]，不同粒徑土壤團聚體中有效態重金屬含量隨粒徑減小呈現先上升后下降繼而上升的趨勢，其中<0.053 mm團聚體含量最高，>0.053 mm團聚體含量最低，>1 mm>0.5 mm>0.25 mm團聚體含量趨于穩定，鈍化處理主要降低了>2 mm和<0.053 mm團聚體中有效態Cd含量，最高降幅可分別達到28.3%和49.4%，而所有團聚體中有效態Pb含量均顯著下降，并且小團聚體含量與有效態Cd含Pb含量之間呈顯著負相關，與小團聚體中Cd和Pb含量呈極顯著正相關。因此對重金屬污染土壤進行鈍化處理可降低含重金屬高的團聚體含量，并降低高含量團聚體中含重金屬的量，從而減弱重金屬的遷移性和生物有效性。

3.3 鈍化劑對土壤細菌多樣性與群落結構的影響

微生物是土壤最活躍的組成部分之一，對重金屬污染物響應十分敏感，并且微生物多樣性可用于調節、維護土壤生態系統功能[56]。土壤經鈍化處理后，重金屬有效性下降，土壤中微生物的群落結構會發生一個動態的變化，該現象可很好的反應土壤環境的變化[57]。土壤中重金屬經鈍化后，介入微生物群落中的重金屬隨之減少，微生物群落結構整體變化趨勢向好。本次研究中，較對照相比，鈍化后土壤的細菌群落結構發生了顯著的變化，其豐富度及多樣性顯著提高，這與南麗君等[58]、原志敏等[59]研究結果一致，細菌群落結構的豐富度與多樣性的提高，有利于穩定生態系統和及其可持續性，這對土壤環境的改良及對作物生長有一定的積極作用。本試驗施用鈍化劑后，重金屬脅迫降低，提高了供試土壤的細菌群落結構豐富度與多樣性，細菌群落結構得到良性發展。在對土壤微生物群落的結構研究中發現，研究區土壤中相對豐度較高的菌門中包含擬桿菌門Bacteroidetes、變形菌門Proteobacteria和酸桿菌門Acidobacteria，其中變形菌門Proteobacteria和酸桿菌門Acidobacteria被確定為重金屬污染土壤中的主要門類，這是因為重金屬污染土壤中需要這些菌門提供穩定的要素[58]。經鈍化劑鈍化后，土壤中鞘脂單胞菌屬Sphingomonas的相對豐度得到提升，鞘脂單胞菌屬Sphingomonas常出現在礦區周邊土壤[60]，并且該菌屬的菌株還可用于修復重金屬污染[61]Candidatus-Solibacter,Haliangium,Lacunisphaera,Mucilaginibacter菌屬的相對豐度均出現不同程度的下降。在對土壤細菌結構的聚類分析時發現鈍化劑的施用改變了土壤的物種組成，但是施用鈍化劑的土壤中，物種組成較為混亂，還需進一步梳理，這可能由于鈍化劑改變了土壤的理化性質，影響了細菌的物種結構[59]所致。

4 結論

施用鈍化劑(生物炭、石灰和海泡石)后，使土壤中重金屬的賦存形態由活性較高的可交換態、可還原態向更穩定的殘渣態轉變，殘渣態Cd,Pb顯著提高；并會改變土壤的團粒結構，提高MWD；此外，鈍化劑施用后細菌群落結構整體變化趨勢向好，細菌群落組成發生顯著變化，尤其提升了鞘脂單胞菌屬Sphingomonas相對豐度。綜合評價得出，三種鈍化劑中石灰的修復作用最佳，其次為海泡石，生物炭最次。但由于原位鈍化只作用于土壤中所含重金屬有效態含量的降低，無法使重金屬總量減少，可能存在重金屬會重新活化的現象。因此，所施鈍化劑的時效性在原位鈍化修復重金屬污染土壤技術中值得進一步探究。