張玉嬌，陳敏瑤，張旭輝，賀 楓，劉曉雨，卞榮軍，程 琨，李戀卿，潘根興

(南京農(nóng)業(yè)大學(xué)農(nóng)業(yè)資源與生態(tài)環(huán)境研究所，南京 210095)

不同程度重金屬污染對水稻土團(tuán)聚體組成的影響①

張玉嬌，陳敏瑤，張旭輝*，賀 楓，劉曉雨，卞榮軍，程 琨，李戀卿，潘根興

(南京農(nóng)業(yè)大學(xué)農(nóng)業(yè)資源與生態(tài)環(huán)境研究所，南京 210095)

以太湖地區(qū)長期受重金屬污染的稻麥輪作條件下的水稻土為研究對象，分別采取水稻收獲期和小麥?zhǔn)斋@期不同重金屬污染水平的土壤和臨近非污染土壤(對照土壤)，利用低能量超聲分散分離技術(shù)將原狀土進(jìn)行團(tuán)聚體分級，并結(jié)合土壤碳庫分析，研究不同程度重金屬污染對水稻土團(tuán)聚體組成的影響。結(jié)果表明：隨著重金屬污染程度的增加，小麥?zhǔn)斋@期土壤2 ～ 0.2 mm與0.2 ～ 0.02 mm粒級的團(tuán)聚體含量呈顯著降低趨勢，0.02 ～ 0.002 mm與＜0.002 mm粒級團(tuán)聚體含量顯著增加，但這種趨勢在水稻收獲期表現(xiàn)不顯著；重金屬污染降低了水稻季團(tuán)聚體平均重量直徑(MWD)，從而降低了土壤的團(tuán)聚程度，但這在小麥季并未表現(xiàn)出顯著的降低作用；而小麥季重金屬污染對原土及團(tuán)聚體中有機(jī)碳含量沒有顯著影響，水稻季重金屬污染則顯著增加了土壤有機(jī)碳的含量。這些結(jié)果表明不同重金屬污染程度對土壤團(tuán)聚體組成的影響在不同的作物收獲期表現(xiàn)不同，這可能與土壤團(tuán)聚體周轉(zhuǎn)過程受農(nóng)田水分管理等措施影響有關(guān)，尚需深入研究。

重金屬污染；稻麥輪作；水稻土；團(tuán)聚體組成；有機(jī)碳

土壤團(tuán)聚體是土壤組成中最基本的功能單元，是土壤中有機(jī)碳、水分和養(yǎng)分的存儲與轉(zhuǎn)化器，也是土壤微生物區(qū)系的棲息地[1–2]。同時，土壤團(tuán)聚體的形成過程中依賴于土壤有機(jī)質(zhì)和真菌等有機(jī)膠結(jié)劑的作用，因此，土壤團(tuán)聚體的形成作用被認(rèn)為是土壤有機(jī)碳固定和維持穩(wěn)定的重要物理機(jī)制，同時也是評價生態(tài)系統(tǒng)是否健康的一個重要指標(biāo)[3–5]。不同粒徑的團(tuán)聚體顆粒由于與有機(jī)物和礦物質(zhì)結(jié)合的方式不同,它們在對土壤養(yǎng)分的吸附與分布、對重金屬和有機(jī)毒物的束縛能力以及生物有效性等方面都存在差異[6]。

土壤團(tuán)聚體的形成主要是無機(jī)、有機(jī)膠結(jié)物質(zhì)鏈接土壤中不同大小單粒和復(fù)粒的過程，其中通過對水分對團(tuán)聚體的結(jié)構(gòu)影響研究[7]表明，由于冷浸田長期淹水，金屬氧化物處于還原狀態(tài)，從而不能作為膠結(jié)劑作用于土壤團(tuán)聚體。水稻土常年的干濕交替有助于改善土壤氧化還原條件，使土壤黏粒和金屬氧化物形成有機(jī)無機(jī)復(fù)合體，從而增加土壤大團(tuán)聚體含量，重金屬對團(tuán)聚體的影響主要體現(xiàn)在重金屬污染水平的不同可能會導(dǎo)致微生物種類及群落結(jié)構(gòu)的改變，從而影響團(tuán)聚體的團(tuán)聚過程。

目前，農(nóng)田土壤受到的重金屬污染日益嚴(yán)重，土壤重金屬的積累會影響土壤微生物的活性和有機(jī)碳、氮的分解，但影響方式較為復(fù)雜[8]。有研究[9]報(bào)道指出，長期施用污泥后，由于重金屬在土壤中積累，土壤微生物生物量下降，重金屬污染可能通過影響碳輸入及微生物活性從而影響稻田土壤有機(jī)碳庫積累，降低了土壤有機(jī)碳庫的穩(wěn)定性；但也有研究[10]表明，土壤中較低濃度的重金屬污染可刺激土壤呼吸和土壤碳代謝作用，因此重金屬污染程度不同，可能對微生物對土壤有機(jī)碳的利用和積累產(chǎn)生不同的影響。已有的研究結(jié)果表明，重金屬污染水稻田土壤有機(jī)碳含量較未污染土壤可以降低10%，并且重金屬污染降低了土壤中大團(tuán)聚體的含量，增加了細(xì)粒級團(tuán)聚體的含量[11]，但是這種趨勢在不同程度重金屬污染水平下的表現(xiàn)形式是否一致還不清楚。

本研究采集了長期受不同程度重金屬污染(距離污染源下風(fēng)向不同距離)和相鄰非污染水稻土的表土樣品，對其進(jìn)行團(tuán)聚體分組，并測定土壤中重金屬和有機(jī)碳含量，探討不同重金屬污染程度對土壤團(tuán)聚體穩(wěn)定性及不同有機(jī)碳形態(tài)的變化趨勢，從而為重金屬污染環(huán)境下農(nóng)田土壤的碳評估和管理提供參考。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

試驗(yàn)選擇江蘇省宜興市宜豐鎮(zhèn)地形和農(nóng)業(yè)管理措施相同的非污染(31°24′N，119°41′E)和污染(31°24′N，119°41′E)兩個稻田土壤為采樣區(qū)，污染采樣區(qū)位于一個20世紀(jì)60年代末發(fā)展起來的金屬冶煉和加工產(chǎn)業(yè)區(qū)的廠址附近，以工廠舊址為污染源原點(diǎn)，分別選取距離污染源80、60、30、10 m 4個重金屬污染水平，記為Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ。土壤類型為太湖地區(qū)第四紀(jì)湖積物發(fā)育的典型脫潛型水稻土——烏泥土，當(dāng)?shù)啬昃鶜鉁?5.7℃，年均降水量1 177 mm。

1.2 樣品采集與處理

土壤樣品分別在 2014年 6月小麥?zhǔn)斋@期與 11月水稻收獲期采集。采樣深度0 ～15 cm，用不銹鋼鐵鏟采集，采用混合樣品采樣法，在距離污染源相同距離土壤中取3個重復(fù)，每個重復(fù)分別隨機(jī)采取3個樣品，野外混勻，采用四分法獲得混合樣，將其置于直徑為15 cm的圓形密封不銹鋼樣盒中，所采土壤樣品分為2份，其中一份用于土壤團(tuán)聚體分級，直接儲放于4℃ 冰箱中保存待用；另一份使其自然風(fēng)干，挑去土壤中植物殘?bào)w與其他侵入體，磨細(xì)過篩，混勻備用。

1.3 樣品制備

1.3.1 土壤團(tuán)聚體分級與樣品制備 土壤的團(tuán)聚體顆粒組分離依據(jù)Stemmer等[12]的方法并略作修改，采用國際制將土壤團(tuán)聚體分成2 ～ 0.2 mm(砂粒)、0.2 ～0.02 mm(細(xì)砂粒)、0.02 ～ 0.002 mm(粉砂)以及＜0.002 mm(黏粒)4個粒級。分離方法如下：稱取4℃冰箱保存土樣50 g，按水土比5∶1將土樣置于盛有250 ml蒸餾水的燒杯中并且浸泡過夜。次日用探針式超聲波發(fā)生器(型號 JYD-650)低能量(170 J/ml)超聲分散5 min后，用濕篩法分離出2 ～ 0.2 mm粒徑的土壤團(tuán)聚體顆粒組，然后用沉降虹吸法分離出0.2 ～

式中：Xi為i土壤團(tuán)聚體組分的平均顆粒直徑(mm)，在數(shù)值上等于兩級篩孔的平均值；Wi為i土壤團(tuán)聚體組分干重的百分比(%)。

1.3.2 土壤重金屬樣品消化[14]稱風(fēng)干磨細(xì)過0.15 mm篩的土樣0.5 000 g(精確到小數(shù)點(diǎn)后4位)于30 ml聚四氟乙烯坩堝內(nèi)，加幾滴超純水使其浸潤，然后用注射器加入10 ml HF和5 ml HNO3∶HClO4(1∶1優(yōu)級純)混合酸，加蓋后通風(fēng)櫥放置過夜；首先在砂浴低溫(100℃以下)消化 1 h以后，升高爐溫度(200℃)消化 1 h，最后使溫度繼續(xù)升高(250℃左右)繼續(xù)消化至大量冒煙，取下冷卻，再加入5 ml HF和5 ml混合酸，消化至HClO4大量冒煙并呈糊狀，再加5 ml HNO3消解最終至約2 ml，若剩余液不清亮透明需補(bǔ)加HF，直至消解完全，冷卻后用超純水25 ml定容，過濾待測。消解的每批樣品中都附有3個空白和3個標(biāo)準(zhǔn)樣品(購自國家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)中心)。測定過程中所用試劑均為優(yōu)級純，標(biāo)準(zhǔn)樣品測定結(jié)果在允許誤差范圍之內(nèi)。

1.4 分析與測定

1.4.1 土壤基本理化性質(zhì)的測定 土壤理化性質(zhì)測定參照《土壤農(nóng)化分析》[16]。土壤pH測定水土比為1∶2.5，電位法測定；土壤有機(jī)質(zhì)測定采用重鉻酸鉀容量法——外加熱法；土壤全氮測定采用半微量凱氏定氮法；土壤有效磷測定采用NH4F-HCl浸提，鉬銻抗比色法；土壤速效鉀采用NH4OAC浸提，火焰光度計(jì)測定；供試土壤基本性質(zhì)見表1。 0.02 mm粒徑的土壤團(tuán)聚體顆粒組，同時采用離心法分離出0.02 ～ 0.002 mm土壤團(tuán)聚體顆粒組和＜ 0.002 mm粒徑的土壤顆粒組，制得各粒徑的樣品冷凍干燥后過60目篩。分離過程中所用的水均為一級純凈水。

為了分析團(tuán)聚體分布特征，計(jì)算了土壤團(tuán)聚體的平均重量直徑 (weighted mean diameter, MWD)。MWD的計(jì)算可以應(yīng)用公式[13]：

表1 供試土壤基本性質(zhì)(0 ～ 15 cm)Table 1 Basic properties of studied soil (0–15 cm)

1.4.2 土壤重金屬含量的測定 土壤總Pb、Cd、Cu和Zn以及有效態(tài) Pb、Cd分別采用原子吸收分光光度法測定，其中Pb、Cu和Zn采用火焰原子吸收分光光度法(FFAAS，TAS-986，China)測定，Cd采用石墨爐原子吸收分光光度法(GFAAS，SpectrAA220Z，Varian，USA)測定。

1.4.3 土壤重金屬污染評價 采用內(nèi)梅羅污染指數(shù)[15]表示。內(nèi)梅羅指數(shù)的計(jì)算公式如下：Pn = {[(Pi均)2+ (Pi最大)2]/2}1/2，式中Pi均和Pi最大分別是平均單項(xiàng)污染指數(shù)和最大單項(xiàng)污染指數(shù)，內(nèi)梅羅指數(shù)的計(jì)算參照國家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB15618—2008)。

1.5 數(shù)據(jù)處理

數(shù)據(jù)處理采用Microsoft Excel 2003和SPSS 16.0軟件，所有數(shù)據(jù)測定結(jié)果均以平均值±標(biāo)準(zhǔn)差的形式表示。采用 LSD法進(jìn)行差異顯著性比較，α = 0.05。

2 結(jié)果與分析

2.1 水稻土重金屬含量及內(nèi)羅梅指數(shù)

Pb和Cd是有害的重金屬元素，Cu和 Zn雖然是作物生長的必需元素，但含量過高也會影響作物生長及其產(chǎn)品品質(zhì)的安全性[17]。Pb進(jìn)入土壤中多以鹵化物的形態(tài)存在，其在土壤中會逐漸轉(zhuǎn)化為難溶的化合物，從而降低了 Pb在土壤中的移動性[18]。剖面土壤 Cd與Pb的規(guī)律非常相似，具有較強(qiáng)的表聚性，同屬于表層富集型，Cd是重金屬中最矚目的問題之一。

研究區(qū)域稻田土壤中重金屬含量見表2。從表中可以看出，小麥?zhǔn)斋@期稻田土壤中Pb和Cd的含量距離污染源越近，含量越高；土壤中Cu的含量在無污染稻田最低(平均36.62 mg/kg)，在距離污染源30 m外的樣區(qū)中略高(67.97 ～ 71.93 mg/kg)，在污染源附近最高(平均108.71 mg/kg)；土壤Zn的含量在無污染稻田和距離污染源點(diǎn) 30 m外的稻田中無顯著差異(處于171.84 ～ 227.07 mg/kg之間)，而在污染源點(diǎn)附近稻田中(樣區(qū)IV)最高(平均761.32 mg/kg)。水稻收獲期稻田土壤重金屬含量與小麥?zhǔn)斋@期類似。綜合評價指標(biāo)內(nèi)梅羅指數(shù)的計(jì)算結(jié)果表明，無污染稻田內(nèi)梅羅指數(shù)最低，污染區(qū)域越靠近污染源點(diǎn)的稻田，內(nèi)梅羅指數(shù)越高。同時表中數(shù)據(jù)顯示，污染土壤內(nèi)梅羅指數(shù)最大值高于 20，根據(jù)國家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)，其污染等級已超過第五級，且主要污染因子為 Cd和Pb。同時表2中顯示小麥季各土壤中有效態(tài)Pb、Cd含量均大于水稻季有效態(tài)Pb、Cd含量，內(nèi)梅羅指數(shù)土壤Ⅰ與土壤 Ⅳ小麥季要大于水稻季，而在土壤 Ⅲ與土壤 Ⅱ 中水稻季要大于小麥季。土壤 Ⅱ 與土壤Ⅳ 中小麥季全量 Pb含量要顯著高于水稻季相應(yīng)土壤，而在土壤Ⅰ、Ⅲ 中呈相反趨勢；全量Cd與Pb呈相同趨勢。

表2 不同重金屬污染水平下土壤重金屬含量(mg/kg)和內(nèi)梅羅指數(shù)Table 2 Concentrations of heavy metals (mg/kg) and Nemero indexes in different soils during wheat and rice seasons

2.2 不同重金屬污染程度對土壤團(tuán)聚體組成及穩(wěn)定性的影響

小麥季不同重金屬污染水平土壤中各粒級團(tuán)聚體含量見圖1。從圖中可以看出，對于2 ～ 0.2 mm粒級，不同水平污染土壤的含量均小于未污染土壤，但各土壤間差異并不顯著。0.2 ～ 0.02 mm粒級，土壤 Ⅳ與未污染土壤相比，含量降低 23%；土壤 Ⅲ 較未污染土壤降低14%；土壤Ⅰ和土壤Ⅱ較未污染土壤分別降低 8.6% 和 8.1%，均呈顯著性降低，這說明與未污染土壤相比，隨著污染水平的降低，細(xì)砂粒含量呈增加趨勢。對于0.02 ～ 0.002 mm粒級，土壤 Ⅳ中含量最高，為42.86%，與未污染土壤相比增加10%，呈顯著性增加，但其他土壤與未污染土壤相比并沒有顯著差異。＜0.002 mm粒級，土壤 Ⅳ中含量最高，為22.02%，較未污染土壤相比增加47%；土壤 Ⅲ 較未污染土壤增加37%，高污染與中度污染兩個污染水平均呈顯著性增加；土壤Ⅰ和Ⅱ與未污染土壤沒有顯著性差異；這說明隨著污染程度的增加，最小粒級團(tuán)聚體含量呈增加趨勢。同時從圖中可以看出，各粒級團(tuán)聚體含量變化趨勢為2 ～ 0.2 mm粒級＜(＜0.002)mm粒級＜0.2 ～ 0.02 mm粒級＜0.02 ～ 0.002 mm粒級。

圖1 小麥季土壤團(tuán)聚體顆粒組成Fig. 1 Composition of particle size fractions of paddy soil aggregates in wheat season

水稻季不同重金屬污染水平土壤中團(tuán)聚體顆粒組成見圖2?？梢钥闯觯瑢τ? ～ 0.2 mm粒級，與未污染土壤相比，土壤 Ⅲ 和 Ⅳ中含量分別增加65%、 29%，差異達(dá)顯著水平；土壤Ⅰ和Ⅱ中含量較未污染土壤沒有顯著性差異。0.2 ～ 0.02 mm粒級，土壤Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ間團(tuán)聚體含量變化不顯著，未污染土壤較其他受污染土壤有顯著增加，這與小麥季土壤此粒級變化基本一致。0.02 ～ 0.002 mm粒級團(tuán)聚體含量變化與最大粒級相反，與未污染土壤相比，土壤 Ⅲ 與土壤 Ⅳ 呈顯著降低趨勢，分別降低了18% 和15%；而土壤Ⅰ、Ⅱ與土壤 Ⅲ、Ⅳ 相比呈顯著增加趨勢，與未污染土壤相比沒有顯著性變化；土壤Ⅰ、Ⅱ之間及土壤 Ⅲ、Ⅳ之間沒有顯著差異。＜0.002 mm粒級，與對照相比，重金屬污染土壤團(tuán)聚體含量均呈增加趨勢，土壤Ⅰ、Ⅱ、Ⅳ與未污染土壤相比差異顯著，這與小麥季也具有一致性。

圖2 水稻季土壤團(tuán)聚體顆粒組成Fig. 2 Composition of particle size fractions of paddy soil aggregates in rice season

土壤團(tuán)聚體平均重量直徑(MWD)是表征土壤團(tuán)聚體分布和土壤結(jié)構(gòu)特征的重要指標(biāo)，值越高，表明土壤團(tuán)聚體越穩(wěn)定。小麥季土壤團(tuán)聚體MWD值表現(xiàn)為：未污染土壤團(tuán)聚體MWD值最高，即隨著污染程度降低，MWD值增加(圖3)，說明重金屬污染影響土壤結(jié)構(gòu)，不利于植物生長。水稻季土壤團(tuán)聚體MWD值則表現(xiàn)為：與未污染土壤相比，土壤Ⅰ、Ⅳ沒有顯著性差異；土壤 Ⅲ 增加 48%，差異達(dá)顯著性水平；土壤Ⅱ則顯著降低25%。小麥季與水稻季各土壤間比較可以看出，水稻季MWD值要顯著高于小麥季，可能是因?yàn)樗炯敬罅＜増F(tuán)聚體含量較多，使得MWD值升高。

圖3 不同程度重金屬污染對土壤團(tuán)聚體平均重量直徑的影響Fig. 3 MWD of aggregates under different polluted soils

2.3 不同重金屬污染程度對土壤團(tuán)聚體有機(jī)碳含量的影響

小麥季原土及不同粒級土壤有機(jī)碳含量如圖 4所示。原土中未污染土壤有機(jī)碳含量最高，土壤 Ⅲ、Ⅳ 較未污染土壤有機(jī)碳沒有顯著性變化；而土壤Ⅰ、Ⅱ則分別降低4.69 g/kg和7.38 g/kg，呈顯著降低趨勢。2 ～ 0.2 mm粒級，與對照相比，各土壤有機(jī)碳含量沒有顯著差異。0.2 ～ 0.02 mm粒級，土壤Ⅰ(19.13 g/kg)、土壤Ⅱ(18.91 g/kg)與未污染土壤(23.33 g/kg)和土壤Ⅳ(25.51 g/kg)相比，有機(jī)碳含量呈顯著降低趨勢，其他土壤間有機(jī)碳含量沒有顯著變化。0.02 ～ 0.002 mm粒級，有機(jī)碳變化趨勢與0.2 ～ 0.02 mm粒級相同，土壤Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ 與未污染土壤和重度污染土壤相比均顯著降低。＜0.002 mm粒級中土壤有機(jī)碳含量與2 ～0.2 mm粒級變化趨勢相同，不同污染水平土壤中有機(jī)碳含量差異不顯著。最大粒級和最小粒級中土壤有機(jī)碳與其他粒級相比變化趨勢不一致，主要可能是因?yàn)榇罅＜壷杏袡C(jī)碳的更新周期比較短，有機(jī)碳含量動態(tài)變化比較顯著，而最小粒級有機(jī)碳比較穩(wěn)定，沒有顯著變化。

圖4 小麥季原土及各粒級土壤團(tuán)聚體有機(jī)碳含量Fig. 4 Total organic carbon in bulk soil and different size aggregates of paddy soils in wheat season

水稻季原土及不同粒級土壤有機(jī)碳含量見圖5。從圖中可以看出，原土中，與未污染土壤相比，不同重金屬污染程度下土壤有機(jī)碳含量均呈顯著性增加，其中土壤 Ⅳ最高，為30.25 g/kg，較未污染土壤增加8.20 g/kg，差異極顯著；2 ～ 0.2 mm粒級中有機(jī)碳變化沒有明顯趨勢，可能是因?yàn)榇罅＜壷杏袡C(jī)碳不穩(wěn)定，更新較快，與原土變化趨勢具有一定差異；0.2 ～ 0.02 mm與0.02 ～ 0.002 mm粒級土壤有機(jī)碳變化具有相同趨勢，與未污染土壤相比，隨著污染程度的增加，土壤有機(jī)碳含量呈增加趨勢。＜0.002 mm粒級中，土壤 Ⅳ有機(jī)碳含量最高，較未污染土壤以及土壤Ⅱ、Ⅲ 呈顯著增加。

圖5 水稻季原土及各粒級土壤團(tuán)聚體有機(jī)碳含量Fig. 5 Total organic carbon in bulk soil and different size aggregates of paddy soils in rice season

3 討論

重金屬污染可能會減弱土壤較大團(tuán)聚體的形成，從而導(dǎo)致細(xì)小粒徑團(tuán)聚體相對增多[10]。本研究中相對于對照未污染土壤，小麥季重金屬污染對2 ～ 0.2 mm團(tuán)聚體組成并未有顯著影響，0.2 ～ 0.02 mm粒級團(tuán)聚體顆粒含量隨污染程度增加而降低，而＜0.002 mm粒級團(tuán)聚體顆粒含量則隨著污染程度的增加而增加，這可能是因?yàn)橹亟饘傥廴窘档土诵×＜増F(tuán)聚體的膠結(jié)作用。但水稻季則未表現(xiàn)出此趨勢，這可能受到土壤水分等管理措施的影響[19]。研究[20]表明水分散的土壤粉粒和黏粒的含量受淹水時間的影響較大，隨著淹水時間的延長，水分散的土壤粉粒與黏粒的含量不斷增加，土壤淹水后，雖然其結(jié)構(gòu)體的水穩(wěn)性降低(表現(xiàn)為土壤粉粒和黏粒分散度增加)，但土粒排列的松緊度并沒有顯著改變。

水稻季的淹水管理對土壤重金屬形態(tài)及有效態(tài)含量有顯著影響。研究表明，淹水不僅使土壤Cd形態(tài)分配明顯不同于旱作，而且隨著淹水時間的延長，土壤Cd形態(tài)還不斷進(jìn)行著由高活性態(tài)向低活性態(tài)的轉(zhuǎn)化。這可能是因?yàn)檠退竺黠@降低了土壤交換態(tài)Cd的分配系數(shù)，相應(yīng)地增加了其他形態(tài)的分配系數(shù)，尤其是緊結(jié)合有機(jī)態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)的分配系數(shù)[21–22]。本研究中小麥季不同污染水平土壤有效態(tài) Pb與 Cd濃度均大于水稻季對應(yīng)有效態(tài)Pb、Cd濃度，可能是因?yàn)樗炯鹃L期處于淹水狀態(tài)，土壤中有效態(tài)的重金屬進(jìn)入土壤水溶液中，從而導(dǎo)致土壤中有效態(tài)重金屬含量減少，而這可能會影響土壤微生物的活性，從而改變微生物對土壤有機(jī)碳的利用。土壤團(tuán)聚體的形成和穩(wěn)定性取決于土壤有機(jī)質(zhì)含量[23–24]。一般認(rèn)為，土壤有機(jī)碳含量隨團(tuán)聚體粒徑的增大而增加，且大團(tuán)聚體比微團(tuán)聚體含有更多初期不穩(wěn)定的新成有機(jī)物質(zhì)[1]。本研究中重金屬污染降低了土壤大團(tuán)聚體中有機(jī)碳的含量，增加了小粒級團(tuán)聚體中有機(jī)碳含量，這表明一定的重金屬污染通過改變土壤中大團(tuán)聚體形成來降低土壤中有機(jī)碳的含量，但是重度污染土壤中小粒級團(tuán)聚體的增加增大了土壤中穩(wěn)定有機(jī)碳的含量，這在小麥季與水稻季表現(xiàn)都十分顯著。原土及各粒級團(tuán)聚體有機(jī)碳含量結(jié)果顯示，各粒級團(tuán)聚體中有機(jī)碳含量與原土中有機(jī)碳含量變化趨勢具有一致性，小麥季原土中受重金屬污染土壤有機(jī)碳含量要低于未污染土壤，并且重污染土壤有機(jī)碳含量要大于輕度污染土壤，各粒級團(tuán)聚體有機(jī)碳含量也具有此趨勢。這可能是由于重金屬污染影響了土壤中微生物生長，重度污染降低了微生物活性，而輕度污染則增加了微生物活性，促進(jìn)了微生物的生長，使其對土壤中有機(jī)碳的利用增加，降低了有機(jī)碳含量。因?yàn)榇罅＜増F(tuán)聚體土壤有機(jī)碳不穩(wěn)定，所以大粒級團(tuán)聚體中有機(jī)碳變化較為明顯，小粒級團(tuán)聚體中有機(jī)碳處于穩(wěn)定狀態(tài)，所以重金屬污染對小粒級團(tuán)聚體有機(jī)碳含量影響較小。

土壤團(tuán)聚體穩(wěn)定性受到土壤有機(jī)碳含量、耕作方式、施肥等的影響，而團(tuán)聚體穩(wěn)定性關(guān)系到土壤質(zhì)量、可蝕性及土壤農(nóng)業(yè)種植的可持續(xù)性[25–26]。研究表明，土壤團(tuán)聚體的平均質(zhì)量直徑(MWD)值能很好地反映土壤團(tuán)聚體和水穩(wěn)性團(tuán)聚體的分布和穩(wěn)定性特征，MWD值越大表示土壤團(tuán)聚體的團(tuán)聚度越高，穩(wěn)定性越強(qiáng)[27]。耕作對水穩(wěn)性大團(tuán)聚體的影響較大，而對微團(tuán)聚體部分的影響則較小[28]。由小麥季和水稻季MWD值可以看出(圖 3)，不同污染水平對小麥季和水稻季土壤團(tuán)聚體的MWD值影響并不相同，與對照土壤相比，小麥季在不同水平污染下的MWD值并無顯著差異，而水稻季則在不同污染程度下MWD值產(chǎn)生差異。這說明在不同的耕作管理措施下不同重金屬污染程度對水稻土團(tuán)聚體穩(wěn)定性的影響也不相同，水稻季土壤可能更靈敏地響應(yīng)于管理措施的變化。同時，水稻季土壤團(tuán)聚體MWD值較小麥季有所增大，這可能是因?yàn)樗炯纠谕寥烙袡C(jī)質(zhì)的積累，這也促進(jìn)了土壤大團(tuán)聚體的形成。同時，小麥季在播種前的機(jī)械翻耕也會破壞部分大團(tuán)聚體，因此水稻季的大粒徑團(tuán)聚體數(shù)量較小麥季有所增加，水稻季的土壤團(tuán)聚體MWD值也較大[28]。

圖6 不同作物季土壤內(nèi)梅羅指數(shù)與土壤SOC和MWD值的相關(guān)分析Fig. 6 Correlation analysis between Nemero index and SOC and MWD of aggregates in different crop seasons

為了探討污染程度與土壤團(tuán)聚體穩(wěn)定性及土壤有機(jī)碳的關(guān)系，對不同季節(jié)土壤的內(nèi)梅羅污染指數(shù)與團(tuán)聚體 MWD值以及有機(jī)碳含量進(jìn)行了相關(guān)性分析(圖 6)。從圖中可以看出，小麥季和水稻季內(nèi)梅羅指數(shù)與土壤有機(jī)碳含量之間的變化趨勢與相對應(yīng)作物季的內(nèi)梅羅指數(shù)與 MWD值關(guān)系的變化趨勢并不一致。這進(jìn)一步表明重金屬污染水平與土壤團(tuán)聚體穩(wěn)定性并不能用簡單的線性來表示。已有的研究也表明，當(dāng)較低濃度的重金屬污染可刺激微生物的分解活動，土壤有機(jī)碳礦化率升高；而較高濃度的重金屬污染則會抑制微生物的分解活動從而導(dǎo)致土壤有機(jī)碳礦化率降低，但該結(jié)果與重金屬污染程度也不能用簡單的線性關(guān)系來表示[29–35]。同時，研究表明重金屬污染可能通過影響團(tuán)聚體膠結(jié)物質(zhì)的組成和含量從而影響大團(tuán)聚體的形成，如重金屬污染可能會通過降低小麥季大團(tuán)聚體中微生物生物量及真菌豐度從而影響土壤較大粒組團(tuán)聚體的含量[36]，但這種影響是否在不同重金屬污染程度和作物季下表現(xiàn)出同樣趨勢尚不清楚。因此，野外長期不同程度的重金屬污染對不同作物季團(tuán)聚體膠結(jié)物質(zhì)組成及含量影響的微生物學(xué)機(jī)制還需要進(jìn)一步研究。

4 結(jié)論

重度重金屬污染可以顯著降低小麥季水稻土中大粒級團(tuán)聚體的含量，并顯著增加小粒級團(tuán)聚體含量。不同程度的重金屬污染對土壤團(tuán)聚體穩(wěn)定性的影響與其對土壤有機(jī)碳含量的影響趨勢在不同作物季表現(xiàn)并不相同，這可能與不同作物季的耕作管理措施有密切聯(lián)系，還需要進(jìn)一步深入研究。

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Effects of Different Heavy Metal Pollution Levels on Soil Aggregates Composition in a Paddy Soil

ZHANG Yujiao, CHEN Minyao, ZHANG Xuhui*, HE Feng, LIU Xiaoyu, BIAN Rongjun,

CHENG Kun, LI Lianqing, PAN Genxing
(Institute of Resources, Ecosystem and Environment for Agriculture, Nanjing Agricultural University, Nanjing 210095, China)

In order to explore the influences of different heavy metal pollution levels on soil aggregate composition of a paddy soil, soil samples near the Taihu Lake area in Jiangsu with a wheat-rice rotation under a long-term heavy metal contamination were collected, and bulk soils were separated into various size fractions of aggregates with low energy dispersion. The results showed that in wheat season the contents of 2–0.2 mm and 0.2–0.02 mm aggregates decreased significantly, whereas the contents of 0.02–0.002 mm and ＜0.002 mm aggregates increased significantly with the increasing of pollution degree of heavy metals, but it was not happened in rice season because of the different water regime management compared with wheat season. All the data showed that heavy metal pollution decreased the MWD (mean weight diameter) value of the aggregates in rice season, which implies that metal pollution could destroy soil aggregation. But there’s no the same trend in wheat season. The results showed that heavy metal pollution had no significant influences on the content of organic carbon in bulk soil and aggregates in wheat season, but metal pollution increased the SOC in rice season. The study showed that under heavy metal pollution, the composition of soil aggregates responses differently in various crop season which may relate with various field managements.

Heavy metals pollution; Rice-wheat rotation; Paddy soil; Aggregate size composition; Organic carbon

S158.3

A

10.13758/j.cnki.tr.2017.02.019

國家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(41471193)資助。

* 通訊作者(xuhuizhang@njau.edu.cn)

張玉嬌(1989—)，女，山東濰坊人，碩士研究生，主要從事土壤碳氮循環(huán)研究。E-mail: z532154166@163.com