楊濱娟, 黃國勤,*, 吳龍華, 駱永明, 趙其國

1. 江西農業(yè)大學生態(tài)科學研究中心, 南昌 330045

2. 中國科學院南京土壤研究所, 南京 210008

1 前言

土壤重金屬含量關系到食物安全及人類和動物健康, 作為土壤質量的一個重要評價指標越來越受到人們的關注[1]。施肥是農業(yè)生產中必不可少的一項增產措施[2], 不同施肥措施如秸稈還田、大量施用有機肥或有機-無機肥混施能顯著影響土壤重金屬元素全量或有效態(tài)含量[3-5], 同時, 農作物產量和品質與土壤微量元素含量也密切相關[6]。農田土壤由于農藥、化肥、污泥等的施用, 含有重金屬的工業(yè)廢水的灌溉, 不合理的耕作制度等多種原因, 導致其重金屬污染狀況也較為嚴重[7]。土壤酶活性能綜合反映土壤理化性質和重金屬濃度的高低, 特別是脲酶活性對于反映土壤重金屬污染具有重要的監(jiān)測價值[8-9]。近年來, 國內外學者已將土壤酶學廣泛應用到土壤重金屬污染的研究領域中, 在應用土壤酶進行土壤肥力評價、土壤污染物診斷、土壤污染修復及其修復效果的評價等方面取得了眾多的研究成果[10-12]。許多研究表明, 重金屬污染顯著影響土壤微生物的群落結構, 如降低土壤中活性菌落的數(shù)量、降低土壤微生物生物量、抑制土壤酶活性等[13-15]。綠肥具有更新土壤腐殖質、提高土壤有機質、改善土壤理化性狀和提高土壤磷有效性等作用[16]。王璐等[17]研究表明, 紫云英和稻草還田可以降低土壤容重,改善土壤孔隙性; 對提高翻耕處理土壤養(yǎng)分的效果更顯著。作為一種重要的有機肥, 綠肥在生長過程和翻壓后均能向土壤中釋放酶, 同時綠肥還田為土壤微生物提供能源與養(yǎng)分, 從而引起來自土壤微生物的土壤酶活性發(fā)生改變[18-19]。肖嫩群等[20]對煙田翻壓紫云英的研究表明, 適量紫云英還田有助于土壤好氣性細菌的繁殖, 有益于煙草生長; 而放線菌和真菌數(shù)量的變化則隨著翻壓時期和化肥施用量的不同而有所變化。近年來, 施氮和冬種綠肥對于土壤理化性狀和生物學性狀的影響研究較多, 但對于稻田土壤重金屬狀況的研究較少, 因此本研究通過測定土壤重金屬(Pb、Cd、Cr、As、Hg)含量對稻田環(huán)境質量狀況進行綜合評價研究, 并通過分析土壤重金屬含量與土壤養(yǎng)分、土壤生物學性狀之間的相關性, 重點研究影響稻田重金屬污染的主要因素,為保護農業(yè)生態(tài)環(huán)境乃至社會經濟的可持續(xù)發(fā)展提供理論依據(jù)。

2 材料與方法

2.1 試驗地地理位置與氣候條件

試驗于2012年9月至今, 在江西農業(yè)大學科技園水稻實驗田(28°46′ N, 115°55′ E)進行。該地屬于亞熱帶季風性濕潤氣候, 年均太陽總輻射量為4.79×1013J·hm-2, 年均日照時數(shù)為 1852 h, 7、8 月最多, 2、3月最少。光照分布與農作物生長旺季基本同步, 對農業(yè)生產有利。年日均溫≥0℃的積溫達6450℃, 年降水量 1624 mm, 年平均氣溫在 17.1—17.8℃之間。供試土壤為發(fā)育于第四紀的紅粘土, 為亞熱帶典型紅壤分布區(qū)。試驗前表層土壤(0—15 cm)pH值5.59, 有機質29.48 g?kg-1, 全氮2.17 g?kg-1, 堿解氮38.69 mg?kg-1, 全磷0.49 g?kg-1, 有效磷12.22 mg?kg-1,全鉀 35.85 g?kg-1, 速效鉀 30.31 mg?kg-1。

2.2 試驗材料與田間試驗設計

根據(jù)試驗要求, 采取隨機區(qū)組設計, 4×4雙因素試驗。其中紫云英翻壓量設紫云英不翻壓、翻壓量30%、60%和 100%四個水平; 施氮量設不施氮、常規(guī)施氮量30%、60%和100%四個水平, 共16個處理, 3次重復, 48個小區(qū), 小區(qū)面積為33 m2(11 × 3 m), 小區(qū)間用高30 cm的水泥埂隔開。紫云英選用當?shù)貎?yōu)勢品種“余江大葉籽”, 紫云英播種量為37.5 kg·hm-2, 播種時間在 9月下旬, 播種時用鈣鎂磷肥(P2O512%)拌種, P2O5用量 45 kg·hm-2, 所用磷肥在水稻施肥總量中扣除, 紫云英在盛花期翻壓?；视昧繀⒄债?shù)爻Ｒ?guī)施肥量： 早、晚稻所用化肥為尿素(N 46%), 鈣鎂磷肥(P2O512%), 氯化鉀(K2O 60%),周年常規(guī)用量為 N-P2O5-K2O =150-90-120 kg·hm-2。氮肥早稻按基肥：分蘗肥：穗肥=6：3：1 施用, 晚稻按基肥：分蘗肥：穗肥=5：3：2 施用。磷肥全部作基肥, 一次性施入, 鉀肥按分蘗肥：穗肥=7：3施用。N、P基肥在插秧前一天施下, 分蘗肥在水稻移栽后5—7 d時施用, 穗肥在主莖幼穗長1—2 cm時施用。田間管理措施同一般大田栽培。具體處理見表1。

2.3 土壤采樣與測定方法

土壤肥力狀況 于2013年晚稻成熟期“五點法”取耕層 0—20 cm 的土樣, 測定土壤 N、P、K變化動態(tài), 測定項目及方法[21-23]如下： 土壤pH采用pH 計測定, 土壤有機質采用重鉻酸鉀法-濃硫酸外加熱法測定, 全N采用半微量開氏定氮法, 全P采用NaOH熔融-鉬銻抗比色法, 全K采用NaOH熔融-火焰光度法, 堿解N采用堿解擴散法, 有效P采用NaHCO3浸提-鉬銻抗比色法, 速效K采用NH4OAc浸提-火焰光度法。

表1 試驗設計Tab. 1 Treatments of the experiment

土壤微生物數(shù)量及活度測定 于 2013年晚稻成熟期采集土樣, 每小區(qū) 5點取樣并混勻為一個樣品, 置于 4 ℃冰箱中保存。細菌、真菌、放線菌和固氮菌計數(shù)采用平板稀釋涂布法。細菌培養(yǎng)用牛肉膏蛋白胨培養(yǎng)基, 真菌用馬丁氏培養(yǎng)基, 放線菌用高氏1號培養(yǎng)基, 固氮菌用瓦克斯曼氏77號培養(yǎng)基, 嫌氣性細菌采用液體石蠟油法。具體測定方法參考文獻[24]。土壤過氧化氫酶活性采用高錳酸鉀滴定法測定, 脲酶活性采用苯酚-次氯酸鈉比色法測定,轉化酶采用3, 5-二硝基水楊酸比色法[25]。土壤過氧化氫酶活性以單位土重的 0.05 mol·L-1高錳酸鉀毫克數(shù)表示, 脲酶活性以24 h后1 g土壤中NH3-N的毫克數(shù)表示, 轉化酶活性以24 h后1 g土壤中葡萄糖的毫克數(shù)表示。

重金屬含量檢測 2013年晚稻成熟期, 按照農業(yè)行業(yè)標準《農田土壤環(huán)境質量監(jiān)測技術規(guī)范》(NY/T395—2000)采集、處理土壤樣品, 進行重金屬元素含量測定。樣品的混合、粉碎、研磨等處理均采用木制用具。樣品監(jiān)測主要對鉛、鎘、鉻、砷、汞五項金屬元素。分析測定都按照國家標準執(zhí)行,具體指標及分析方法如表2。

2.4 數(shù)據(jù)處理

運用Microsoft Excel 2010處理數(shù)據(jù), 用SPSS 13.0系統(tǒng)軟件進行數(shù)據(jù)處理和統(tǒng)計分析, 用 LSD(least significant difference test)進行樣本平均數(shù)的差異顯著性比較。

3 結果與分析

3.1 不同施氮水平下冬種綠肥對土壤肥力的影響

表2 重金屬監(jiān)測項目及分析方法Tab. 2 Monitor proiects and analytical methods of soil heavy metal

表 3所示, 不同施氮水平下冬種綠肥各處理的土壤有機質、堿解氮、有效磷和速效鉀含量均高于對照處理, pH 差異不顯著(p＞0.05), 而且顯著性檢驗分析表明除了 pH以外, 施氮與冬種綠肥在提高土壤養(yǎng)分方面共同作用差異顯著。除了處理 M1N3和 M3N1以外, 不同施氮水平下冬種綠肥其他處理的土壤有機質與對照處理之間差異顯著(p＜0.05),高于對照 5.26%—22.46%。不同施氮水平下冬種綠肥各處理的土壤堿解氮含量均顯著高于對照(p＜0.05), 增加幅度為 15.06%—81.72%, 其中處理M3N2達到最大, 相比其他處理平均增加了 33.07%,且與其他處理間差異顯著(p＜0.05)。不同施氮水平下冬種綠肥各處理的土壤有效磷含量中處理 M2N2達到最大, 為94.82 mg·kg-1, 與其他處理相比增加了60.92%, 且差異顯著(p＜0.05)。不同施氮水平下冬種綠肥各處理的速效鉀均顯著高于對照(p＜0.05),增加幅度為 8.66%—101.4%, 其中處理 M2N2效果最為顯著, 高于其他處理67.22%。因此, 不同施氮水平下冬種綠肥能夠促進土壤養(yǎng)分吸收, 其中處理M1N1和M2N2、M3N2表現(xiàn)較好, 表明有機無機肥配施相比單施氮肥或單施紫云英更能改善土壤肥力狀況。

表3 不同施氮水平下冬種綠肥對土壤養(yǎng)分的影響Tab. 3 Effect of different nitrogen application levels and winter green manure system on soil fertility

3.2 不同施氮水平下冬種綠肥對土壤微生物數(shù)量及酶活性的影響

不同處理下土壤微生物數(shù)量如表4所示。除了處理 M0N1以外, 不同施氮水平下冬種綠肥各處理的土壤細菌數(shù)量均顯著高于對照處理(p＜0.05), 放線菌方面, 除了處理M0N1、M0N2以外, 各處理與對照處理差異顯著(p＜0.05), 且兩者均是處理 M3N2數(shù)量最多, 分別顯著高于其他處理14.65%—151.1%、18.59%—188.3%(p＜0.05)。土壤真菌方面僅處理M3N2與對照相比差異顯著(p＜0.05), 高于其他處理29.18%—155.3%。而且顯著性檢驗分析表明施氮與冬種綠肥在增加土壤細菌、放線菌方面共同作用差異顯著。

由表 4可以看出, 不同施氮水平下冬種綠肥各處理對土壤過氧化氫酶、脲酶、轉化酶活性均有明顯的提高作用, 且均是處理M3N1表現(xiàn)最好, 但其他處理間存在一定的差異。具體來看, 不同施氮水平下冬種綠肥各處理的過氧化氫和脲酶活性均差異不顯著(p＞0.05)。土壤轉化酶活性變化范圍為0.194—0.606 mg·g-1·h-1之間, 其中處理 M3N1最高,對照處理最低, 前者是后者的 3.12倍。除了處理M3N0、M3N3以外, M3N1與其他處理相比均差異顯著(p＜0.05), 表現(xiàn)為 41.26%—212.4%。綜上可以看出,不同施氮水平下冬種綠肥能夠為土壤微生物提供能源與養(yǎng)分, 從而引起來自土壤微生物的土壤酶活性發(fā)生改變。

表4 不同施氮水平下冬種綠肥對土壤微生物數(shù)量和酶活性的影響Tab. 4 Effect of different nitrogen application levels and winter green manure system on soil micro-organisms and enzyme activities in the rhizosphere

3.3 不同施氮水平下冬種綠肥對重金屬含量的影響

3.3.1 各重金屬元素含量統(tǒng)計分析

試驗田小區(qū)中土壤重金屬含量統(tǒng)計分析如表5所示。2007年測定土壤中的As含量范圍為7.31—9.06 mg·kg-1, 平均值為 8.57 mg·kg-1, 高于南昌市重金屬背景值7.99 mg·kg-1, 最大值超出18.8%。在 95%的置信區(qū)間內, Cd的含量也高于背景值,是背景值的1.3倍, 含量濃度為0.12—0.31 mg·kg-1,平均值為 0.21 mg·kg-1; 而 Pb的最大值也略高于背景值, 超出3.4%, 而Cr、Hg略低于背景值。這表明, Cd和As是試驗區(qū)土壤污染的主要元素, 對這個區(qū)域進行土壤環(huán)境質量控制, 應重點關注這兩個元素。元素變異系數(shù)作為反映統(tǒng)計數(shù)據(jù)波動特征的參數(shù), 在一定程度上可以描述元素污染狀況, 一般來說兩者正相關, 而從變異系數(shù)來看： Cd的最大, 達到 36.2%, 其次分別為 Hg20.4%、As8.6%、Pb8.1%, Cr變異系數(shù)較小, 說明Cd、Hg受外來污染影響較大, 多年來大量施用化肥、農藥可能是其重要原因。

與2007年土壤重金屬含量相比, 除了Pb以外,2013年土壤Cd、Cr、As和Hg均有所增加, 平均值分別增加了42.86%、50.52%、3.38%、780.0%。2013年測定土壤中的 Cd含量范圍為 0.154—0.632 mg·kg-1, 平均值為 0.30 mg·kg-1, 最大值高于國家土壤環(huán)境質量標準, 是背景值的2.53倍; 在95%的置信區(qū)間內, Hg的含量均高于背景值, 含量濃度為0.252—1.297 mg·kg-1, 平均值為 0.44 mg·kg-1, 最大值是背景值的6.49倍, 而Pb、Cr和As均低于背景值。這表明, Cd和Hg是試驗區(qū)土壤污染的主要元素,對這個區(qū)域進行土壤環(huán)境質量控制, 應重點關注這兩個元素。從變異系數(shù)來看： Cd的最大, 達到31.23%, 其次分別為 As14.05%、Hg13.75%、Cr13.56%、Pb變異系數(shù)較小, 僅為7.54%。從基本結果統(tǒng)計分析來說, 試驗的各小區(qū)中, 受到重金屬污染的影響還不嚴重。在數(shù)據(jù)統(tǒng)計中, 一些采樣點的污染物含量遠遠超出 95%的置信區(qū)間, 這是由于土壤是一非均勻介質, 污染物的分布很不均勻, 檢測數(shù)據(jù)的離散度很大。這些離散數(shù)據(jù)的存在顯示了該處的土壤存在著土壤環(huán)境質量的隱患, 需要重點關注。

3.3.2 土壤酶活性與土壤重金屬的相關性分析

由表6可知, 土壤Pb與過氧化氫酶、脲酶、轉化酶均呈正相關, 且與脲酶呈極顯著相關(p＜0.01)。Cr與過氧化氫酶、脲酶、轉化酶之間的相關性也呈正相關, 但相關性不顯著。但 Cd、As、Hg與過氧化氫酶、脲酶、轉化酶呈負相關, 相關性表現(xiàn)不顯著, 其機理有待于進一步研究。

3.3.3 土壤養(yǎng)分與土壤微生物、酶活性及重金屬含量的相關性分析

表5 試驗小區(qū)土壤重金屬含量特征值統(tǒng)計Tab. 5 Descriptive statistics of heavy metals in soils tested

相關分析表明(表7), 在施氮和冬種綠肥條件下土壤養(yǎng)分、土壤微生物和酶活性、土壤重金屬含量之間存在一定的相關性。pH對土壤微生物數(shù)量和酶活性有促進作用, 但其影響并不明顯, 反映了土壤酸堿環(huán)境與生物學性狀的關系。堿解氮與土壤微生物數(shù)量和酶活性呈正相關, 且與放線菌、脲酶顯著相關(p＜0.05), 對土壤脲酶有很強的促進作用, 反映了脲酶主要對氮素的轉化作用。有效磷和速效鉀雖然都對土壤微生物數(shù)量和酶活性呈正相關, 但相關性不顯著。因此不同土壤養(yǎng)分指標與不同土壤微生物及酶活性的相關性是不同的。

不同土壤養(yǎng)分指標與土壤重金屬含量相關性是不同的。土壤 pH與重金屬中 Cd、Cr、As、Hg呈負相關, 且與Cd、Hg呈負顯著相關, 這說明隨著pH的升高, 容易生成堿沉淀, 降低重金屬的有效性。堿解氮與Pb表現(xiàn)出極顯著正相關(p＜0.01), 與Hg呈顯著負相關, 這說明氮肥的施用對土壤重金屬含量有一定的影響。而有效磷與土壤重金屬中As表現(xiàn)出顯著負相關。速效鉀與土壤As是負相關, 可能是離子的陪伴效應, 即增加K+可以降低高價態(tài)離子的有效性。土壤養(yǎng)分指標與土壤微生物數(shù)量、酶活性及土壤重金屬的不同相關性, 還與土壤質地、耕作制度、管理制度、灌溉條件、周圍環(huán)境有很大關系, 有待于進一步的研究。

3.3.4 土壤養(yǎng)分、土壤微生物和酶活性與土壤重金屬含量的回歸性分析

將土壤養(yǎng)分、土壤微生物、酶活性與5種重金屬元素進行回歸分析發(fā)現(xiàn)(表8), Pb與土壤堿解氮、過氧化氫酶呈極顯著正相關, 分別比較兩者與Pb的偏相關系數(shù)可以發(fā)現(xiàn)(表8), Pb與堿解氮的相關性大于過氧化氫酶, 說明Pb受土壤堿解氮的影響較為密切。Cd與土壤養(yǎng)分中的 pH、堿解氮呈極顯著負相關, 分別比較兩者與Cd的偏相關系數(shù)可以發(fā)現(xiàn), Cd與pH的相關性大于堿解氮, 說明土壤Cd受土壤pH的影響較為密切。與Cd一致, Hg也是與土壤pH、堿解氮呈極顯著負相關。Cr與土壤有機質呈極顯著負相關, 與真菌呈極顯著正相關, 分別比較兩者與Cr的偏相關系數(shù)可以發(fā)現(xiàn), Cr與有機質的相關性大于真菌。As與土壤pH呈極顯著正相關, 與土壤有效磷呈極顯著負相關, 分別比較兩者與As的偏相關系數(shù)可以發(fā)現(xiàn), As與有效磷的相關性大于pH。

表6 土壤重金屬元素與各性狀間相關系數(shù)分析Tab. 6 Correlation coefficient of metal elements with the properties of soils

表7 土壤重金屬元素與各性狀間相關系數(shù)分析Tab. 7 Correlation coefficient of metal elements with the properties of soils

表8 土壤性狀與土壤重金屬含量的回歸性分析Tab. 8 The regressive analysis on the relationship between soil properties and metal elements

3.3.5 不同施氮水平和冬種綠肥條件下土壤重金屬含量特征分析

由于施氮水平和紫云英翻壓量的不同, 土壤污染物含量也不同, 而且土壤條件也有差異, 進而影響到土壤中重金屬元素的殘留量狀況。通過與國家土壤環(huán)境標準相比, 土壤Cd和Hg高于背景值, 而Pb、Cr和As均低于背景值, 這表明, Cd和Hg是該試驗區(qū)土壤污染的主要元素, 對這個區(qū)域進行土壤環(huán)境質量控制, 應重點關注這兩個元素。從表 9可以看出, 試驗各處理的土壤Cd含量范圍為0.154—0.632 mg·kg-1, 平均值為 0.30 mg·kg-1, 其中單施氮肥區(qū)組(處理 M0N2、M0N1、M0N0、M0N3)、處理 M3N3和M1N0高于國家土壤環(huán)境質量標準0.25 mg?kg-1, 處理M0N2達到最大值, 是背景值的2.53倍, 處理M1N3含量最低。各處理的 Hg含量濃度范圍為 0.252—1.297 mg·kg-1, 平均值為 0.44 mg·kg-1, 均高于國家土壤環(huán)境質量標準0.20 mg·kg-1, 處理M0N1達到最大, 是背景值的6.49倍, 處理M2N3最低。而且顯著性檢驗分析表明, 施氮與冬種綠肥在降低土壤 Pb、Cr、Hg含量方面共同作用差異顯著。因此可以得出,施氮和冬種綠肥共同作用, 能夠緩解長期施用化肥造成的重金屬污染, 改善土壤環(huán)境, 但選擇合適的配施比例也非常重要。由于重金屬污染的成因非常復雜, 重金屬含量與土壤各性狀的相關性、耕作方式對于改善重金屬含量的重要性等問題還有待于進一步的研究與探討。

表9 不同施氮水平和冬種綠肥條件下土壤重金屬含量對比Tab. 9 The content of soil heavy metal contaminates under different nitrogen application levels and winter green manure system

4 討論

綠肥作為一種重要的有機肥料, 其在減少化肥用量、提高作物產量、培肥土壤地力等方面起到了積極的作用[27]。李本銀等[28]研究表明經過17 a連續(xù)施用豬糞及秸稈還田顯著增加了土壤Cu、Zn和Cd全量, 而土壤Fe、Mn和Pb全量在不同施肥處理間沒有顯著差異。白玲玉等[1]研究表明土地利用方式對 Cr、Ni、Cu、As、Cd、Zn 的累積具有顯著影響,其中以設施菜地累積較顯著, 化肥、有機肥和農藥的施用是防止土壤重金屬累積、促進土壤健康和可持續(xù)利用的重要保障。潘臘青等[29]經過11年長期定位試驗, 不同栽培方式和稻草還田土壤重金屬砷、銅、鉻、鎘含量均不顯著; 但稻草還田未對耕層土壤造成輸入性重金屬污染。本研究同樣表明, 對照處理、單施氮肥區(qū)組(處理 M0N2、M0N1、M0N3)、處理M3N3和M1N0的土壤Cd含量高于國家土壤環(huán)境質量標準0.25 mg·kg-1, 處理 M0N2達到最大值, 是背景值的2.53倍, 處理M1N3含量最低。各處理的土壤Hg含量均高于國家土壤環(huán)境質量標準 0.20 mg·kg-1,處理 M0N1達到最大, 是背景值的 6.49倍, 處理M2N3最低。因此可以初步得出, 施氮和冬種綠肥共同作用, 能夠緩解長期施用化肥造成的重金屬污染, 改善土壤環(huán)境, 但選擇合適的配施比例也非常重要。

本研究通過探討土壤養(yǎng)分、微生物、酶活性與重金屬含量的相關性, 表明土壤Pb與過氧化氫酶、脲酶、轉化酶均呈正相關, 且與脲酶呈極顯著相關。Cr與過氧化氫酶、脲酶、轉化酶之間的相關性也呈正相關, 但相關性不顯著。但 Cd、As、Hg與過氧化氫酶、脲酶、轉化酶呈負相關, 相關性表現(xiàn)不顯著。土壤 pH與重金屬中 Cd、Cr、As、Hg呈負相關, 且與Cd、Hg呈負顯著相關, 這說明隨著pH的升高, 容易生成堿沉淀, 降低重金屬的有效性。堿解氮與Pb表現(xiàn)出極顯著正相關, 與Hg呈顯著負相關,這說明氮肥的施用對土壤重金屬含量有一定的影響。速效鉀與土壤 As是負相關, 可能是離子的陪伴效應, 即增加K+可以降低高價態(tài)離子的有效性。國內外眾多學者對這方面也做了大量研究, 許多學者認為土壤酶活性可以作為衡量土壤生物學活性和土壤生產力的指標[30-32], 但也有學者持相反意見[33-34]。張涪平等[35]研究表明, 土壤重金屬與土壤蔗糖酶活性、脲酶活性、脫氫酶活性、酸性磷酸酶活性具有顯著的線性相關; 脫氫酶活性對土壤重金屬污染最為敏感, 表明脫氫酶活性可作為藏中礦區(qū)土壤環(huán)境質量變化的有效指標。鄭詩樟等[8]研究表明重金屬鎘、鉛、銅、鋅與土壤脲酶達到顯著正相關, 其它的重金屬與土壤酶活性的相關性不顯著;土壤酶的活性與土壤肥力狀況有顯著的相關性; 土壤速效鉀與土壤重金屬呈極顯著相關。

土壤酶活性值的大小綜合反映了土壤理化性質和重金屬濃度的高低, 特別是脲酶的活性對于反映土壤重金屬污染具有重要的監(jiān)測價值, 也可以作為土壤中重金屬污染的指標。土壤酶的活性與土壤肥力狀況有顯著的相關性, 所以土壤酶活性可以用來較好地反應土壤的肥力狀況, 可以用來指導集約化農業(yè)的生產, 有利于提高農業(yè)生產的經濟性。

5 結論

(1)不同施氮水平下冬種綠肥能夠促進土壤養(yǎng)分吸收, 其中處理M1N1和 M2N2、M3N2表現(xiàn)較好,表明有機無機肥配施相比單施氮肥或單施紫云英更能改善土壤肥力狀況。土壤細菌和放線菌均是處理M3N2數(shù)量最多, 分別顯著高于其他處理14.65%—151.1%、18.59%—188.3%。不同施氮水平下冬種綠肥各處理對土壤過氧化氫酶、脲酶、轉化酶活性均有明顯的提高作用, 且均是處理 M3N1表現(xiàn)最為顯著。

(2)對照處理、單施氮肥區(qū)組、處理 M3N3和M1N0的土壤 Cd含量高于國家土壤環(huán)境質量標準0.25 mg·kg-1, 處理 M0N2達到最大值, 是背景值的2.53倍, 處理 M1N3含量最低。各處理的土壤 Hg含量高于國家土壤環(huán)境質量標準 0.20 mg·kg-1, 處理M0N1達到最大, 是背景值的6.49倍, 處理M2N3最低。

(3)通過探討土壤養(yǎng)分、微生物、酶活性與重金屬含量的相關性, 表明土壤Pb與過氧化氫酶、脲酶、轉化酶均呈正相關, 且與脲酶呈極顯著相關。Cr與過氧化氫酶、脲酶、轉化酶之間的相關性也呈正相關, 但相關性不顯著。但 Cd、As、Hg與過氧化氫酶、脲酶、轉化酶卻呈負相關, 相關性表現(xiàn)不顯著。

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