關鍵詞：復配鈍化劑；Cd污染稻田；原位鈍化修復長效性；微生物群落；土壤環(huán)境質(zhì)量

水稻作為世界上最主要的糧食作物之一，供養(yǎng)了全球近一半人口。但在我國水稻主產(chǎn)區(qū)，如湖南、安徽等地，金屬采礦、冶煉、農(nóng)業(yè)生產(chǎn)等人類活動引起了嚴重的土壤重金屬污染。土壤中的重金屬通過生物富集作用在植物內(nèi)富集、轉化，進而影響糧食質(zhì)量和危害人體健康。因此，重金屬污染稻田的安全利用對保障我國糧食安全和人體健康具有重要的意義。

生物炭比表面積大、孔隙率高，并且含大量的含碳基團和礦物養(yǎng)分，可通過吸附、沉淀、絡合、離子交換等作用鈍化土壤中的重金屬。因此，生物炭被廣泛應用于重金屬污染土壤的鈍化修復。前期研究發(fā)現(xiàn)椰殼生物炭可有效鈍化修復堿性Cd污染土壤，可使小麥地上部Cd含量降低69.6%；5%施加量的松枝生物炭使綠豆地上部Cd含量降低了81.9%。但是生物炭的鈍化修復效率很大程度上依賴于其施加量，生物炭的施加量一般都較大，通常在2%～5%（m/m），甚至高達10%～15%，這使其不適用于大規(guī)模污染耕地的修復，而且過量的生物炭也會對土壤環(huán)境和植物產(chǎn)生負面影響，并導致有毒物質(zhì)（重金屬、多環(huán)芳烴等）在土壤中積累。

研究人員已經(jīng)認識到生物炭過量施用問題，并建議施用量不宜超過1%。將有機和無機鈍化材料復配，不僅可以提升鈍化修復效率，而且能夠克服單一鈍化劑施用量大或需反復施用，以及土壤結構破壞等問題，從而達到協(xié)同增效的修復目的。這已成為土壤鈍化修復技術領域的研究重點和發(fā)展趨勢。如5%的生物炭與沸石復配處理使土壤中有效態(tài)Pb、Cd含量分別降低了32.7%、26.7%，并且顯著降低青菜對Pb、Cd的吸收。石灰類材料可通過提高土壤pH，促進重金屬在土壤中的吸附、絡合、沉淀等行為，被廣泛應用于酸性重金屬污染土壤的鈍化修復。前期研究表明，1%的硅肥可長效鈍化Cd污染菜地，連續(xù)10a將蘆蒿Cd含量降低至我國食品限量標準以下，并且顯著改善土壤環(huán)境。因此，本研究在前期工作的基礎上，研究生物炭復配硅肥／石灰對Cd污染稻田的鈍化修復效果。

此外，鈍化劑的施加在降低糧食作物對重金屬吸收的同時，也可能對農(nóng)田環(huán)境質(zhì)量產(chǎn)生負面影響。一般而言，鈍化材料多呈強堿性，大量外源物質(zhì)的施加，可能破壞土壤化學平衡，從而對生態(tài)系統(tǒng)造成負面影響。然而，以往對修復效果的評價，大多集中于重金屬生物有效性和農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全，較少關注土壤環(huán)境質(zhì)量，尤其是土壤微生物學性質(zhì)的變化。理想的鈍化劑在良好的修復效果的基礎上，還能有效改善土壤性質(zhì)，提升土壤生態(tài)功能以維持土壤的可持續(xù)發(fā)展。因此，對污染農(nóng)田修復效果的評估不僅要關注重金屬污染風險程度及農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全，還應該關注修復后的土壤環(huán)境質(zhì)量。

在安徽銅陵某重金屬Cd污染稻田中，開展為期3a的田間原位鈍化修復試驗。通過監(jiān)測鈍化劑對水稻Cd吸收、Cd生物有效性及土壤理化性質(zhì)、土壤酶活性、土壤微生物群落和功能的影響，綜合評估生物炭復配硅肥／石灰鈍化效果的長期穩(wěn)定性及對土壤環(huán)境質(zhì)量的影響，以期為重金屬污染土壤的原位鈍化修復技術的推廣應用提供借鑒。

1材料與方法

1.1試驗地點和設置

試驗地點在安徽省銅陵市義安區(qū)某村，位于我國著名的有色金屬礦區(qū)，該地屬于亞熱帶季風氣候，年均降雨量為1346mm，年均氣溫為16.2℃。礦山廢水排入水體后，隨著灌溉進入農(nóng)田土壤，造成嚴重的重金屬污染。目前隨著綠色礦山建設、遺留尾礦庫全面整治、水環(huán)境綜合治理和修復等工作的推進，重金屬污染加重趨勢得到了初步遏制。試驗地點土壤類型為水耕人為土，土壤pH為5.78，有機質(zhì)（OM）含量為21.25g·kg-1，陽離子交換量（CEC）為12.08cmol·kg-1，總氮、總磷含量分別為425.25、336.28mg·kg-1。土壤中重金屬Cd含量為1.64mg·kg-1，超過我國農(nóng)用地土壤污染風險篩選值（0.4mg·kg-1，5.5

鈍化材料為椰殼生物炭，購自于湖南德班活性炭有限公司，椰殼在厭氧條件下450℃熱解3h制備并研磨至100目，生物炭pH9.38，比表面積493.44m2．g-1，孔體積0.30cm3·g-1，平均孔徑2.45nm。椰殼生物炭Cd含量為1.76mg·kg-1，低于肥料中有毒有害物質(zhì)的限量要求（GB 38400-2019），硅肥購自于湖南益眾農(nóng)業(yè)科技有限公司，石灰為當?shù)厥惺邸９璺实闹饕煞职⊿i02（gt;35%）、Ca0（gt;40%）、M90（gt;8%）和Zn0（gt;0.5%），pH為10.5；而石灰則主要由Ca0（gt;90%）組成，pH為12.4。

在試驗地點設置5mx4m的小區(qū)，小區(qū)用田埂分割，并用塑料布覆蓋，防止不同處理間相互影響。設置4個處理組：未處理組（CK）、生物炭處理組（B，按照耕作層土壤質(zhì)量的2%-次性施加）、生物炭復配硅肥處理組（BS，1%生物炭+0.2%硅肥）、生物炭復配石灰處理組（BL，1%生物炭+0.2%石灰），每個處理3個平行。鈍化劑均勻施加到土壤表層，并充分與耕作層土壤混合。灌水靜置平衡2周后，再種植水稻，水稻品種是“桂朝二號”，6月份移栽種植，10月份收獲?；剩ㄈ獜秃戏剩篘： P205： K20=15：15：15）施用量為每667m2 50kg，基肥、蘗肥、穗肥的比例為2：1：1。水稻生長期間保持3～5cm的淹水，在水稻進入蠟熟期后自然落干。

1.2樣品采集與測定

在每年水稻收獲后，按照五點采樣法分別采集每個小區(qū)土壤樣品，將樣品分為兩個部分：其中一部分帶回實驗室風干后用于土壤理化性質(zhì)的測定；另一部分利用干冰運輸至實驗室，并冷凍在-80℃冰箱，用于土壤微生物群落分析。利用DTPA（二乙烯三胺五乙酸）提取法評價土壤重金屬Cd的生物有效性。稱取10g土壤置于100mL三角瓶中，加入50mL去離子水，振蕩1h，然后靜置1h，利用pH計測定土壤pH值。利用重鉻酸鉀氧化一硫酸亞鐵滴定法測定土壤OM含量（NYIT 1121.6-2006）。采用乙酸銨交換法測定土壤CEC。土壤和鈍化劑中重金屬Cd含量利用HN03-HC104（3：1，V/V）消解后，利用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀（ICP-MS，PerkinElmer，美國）測定。土壤蔗糖酶采用3，5-二硝基水楊酸比色法測定；土壤脲酶活性采用靛酚藍比色法測定；土壤磷酸酶活性采用磷酸苯二鈉比色法測定；以熒光素二乙酸酯（FDA）為底物，利用分光光度法測定土壤FDA水解酶活性。

水稻在成熟期收獲，每個小區(qū)分別人工收割、脫粒，稱量記錄水稻產(chǎn)量。植物樣品分為根、秸稈和籽粒，各部位經(jīng)自來水清洗后，再用去離子水清洗。樣品在65℃條件下烘干后使用不銹鋼研磨機粉碎成粉，利用HN03-HCl04（4：1，V/V）消化，使用ICP-MS分析水稻組織中Cd的含量。

1.3土壤微生物群落結構的測定與分析

在鈍化劑施加3a后，采集土壤樣品，利用高通量測序技術分析土壤微生物群落結構。使用DNeasyPowerSoil試劑盒（QIAGEN）按照說明書提取土壤總DNA，并利用341F和518R引物擴增微生物16S rRNA基因的V3區(qū)。擴增產(chǎn)物利用EZNA Gel Extraction試劑盒（Omega）進行純化。建庫后，由南京易基諾環(huán)?？萍加邢薰镜腎on Torrent S5 （Life Technologies，USA）平臺進行高通量測序。

測序獲得的原始序列利用VSEARCH進行后續(xù)處理分析，去除低質(zhì)量序列后，按照97%的相似性進行聚類，得到OTU（Operational Taxonomic Units）的代表序列，并去除嵌合體。將獲得的代表序列與SIL-VA ribosomal RNA gene數(shù)據(jù)庫比對進行物種注釋，統(tǒng)計每個樣品的OTU豐度信息，計算微生物的a多樣性指數(shù)（Shannon指數(shù)）?；?6S rDNA序列，利用R語言的Tax4fun2 package預測土壤微生物的功能基因，參考KEGG（Kyoto encvclopedia of genes and ge-nomes）數(shù)據(jù)庫，獲得KO（KEGG Orthology）功能的豐度預測表及KEGG代謝途徑（KEGG pathway）豐度表。

1.4數(shù)據(jù)處理與分析

采用SPSS 19.0軟件（IBM）對樣品的土壤基本理化性質(zhì)、植物生物量、重金屬含量、微生物a多樣性指數(shù)等進行單因素方差分析（One-Way ANOVA analvsis），并利用Origin 8.1進行可視化繪圖。利用R語言的“cor-rplot”分析土壤理化性質(zhì)與水稻重金屬含量的相關關系；使用“Vegan”進行主坐標分析（PCoA），以評價土壤微生物的多樣性；冗余分析（RDA）用于探討環(huán)境因素對微生物群落結構的影響，并利用“Vegan”包的“Adon-is”功能進行置換多元方差分析（PERMANOVA），以評估環(huán)境因素對微生物多樣性的影響。土壤微生物預測功能基因的豐度用熱圖表示。

2結果與分析

2.1鈍化劑對水稻產(chǎn)量和Cd吸收的影響

在鈍化劑施加后，連續(xù)3a跟蹤監(jiān)測鈍化劑對水稻產(chǎn)量和Cd吸收的影響。結果顯示，鈍化劑顯著降低水稻根、秸稈和籽粒對Cd的吸收，且對水稻的產(chǎn)量無不利影響（圖1）。其中，生物炭施加使水稻籽粒Cd含量從0.70～0.81mg·kg-1顯著降低至0.37～0.38mg·kg-1。而BL和BS處理后，水稻籽粒Cd含量分別降低至0.24～0.27mg·kg-1和0.26～0.31mg·kg-1，鈍化修復效果優(yōu)于單獨生物炭處理（圖1B）。同樣地，B、BL、BS處理下水稻根部Cd含量分別降低了27.6%～46.7%、56.4%～59.7%、60.1%～64.0%（圖1C），秸稈Cd含量則分別降低了46.1%～78.7%，60.4%～78.0%，70.6%～79.2%（圖1D）。

2.2鈍化劑對土壤理化性質(zhì)和土壤Cd生物有效性的影響

利用DTPA提取法評價土壤重金屬Cd的生物有效性，鈍化劑的施加顯著降低了DTPA提取態(tài)Cd含量（圖2A）。在第1年，B、BL和BS處理分別將DTPA提取態(tài)Cd含量降低至0.54、0.43、0.49mg·kg-1，顯著低于CK處理（0.69mg·kg-1）。在第2年和第3年，鈍化劑在降低土壤Cd生物有效性方面依然穩(wěn)定。其中BL和BS處理下土壤中DTPA提取態(tài)Cd含量分別降低了36.8%～40.1%、31.9%～33.1%，顯著優(yōu)于B處理。皮爾遜相關分析表明DTPA提取態(tài)Cd含量與植物組織（根、秸稈、籽粒）Cd含量呈正相關關系（P

待修復的土壤呈酸性，而鈍化劑的施加顯著增加了土壤pH（圖3B）。在3a修復期間，BL處理對土壤pH升高最為顯著，增加了0.94～1.74個單位；其次是BS處理，土壤pH增加了0.77～1.25個單位；B處理使土壤pH增加了0.47～0.60個單位。土壤pH與DTPA提取態(tài)Cd含量呈顯著負相關關系（Plt;0.01，圖3）。由于石灰和硅肥呈強堿性，復配鈍化劑對土壤pH的提升作用大于單獨生物炭處理，鈍化修復效率同樣優(yōu)于單獨生物炭處理。

土壤CEC和土壤OM含量在鈍化劑處理下顯著增加（圖2C、圖2D）。在3a試驗期間，B處理土壤CEC增加了14.2%～16.9%，而BL和BS的施加則使土壤CEC增加了13.5%～52.0%。鈍化劑的施加同樣使土壤OM含量提高了8.4%～38.5%。土壤CEC（Plt;0.01）、OM含量（Plt;0.01）與DTPA提取態(tài)Cd含量呈顯著負相關關系，與水稻各組織Cd含量也呈顯著負相關關系（Plt;0.01，圖3）。因此可以推斷，鈍化劑的施加可通過改變土壤理化性質(zhì)（pH、CEC、OM）降低重金屬的生物有效性，從而降低植物對重金屬的吸收。

2.3鈍化劑對土壤酶活性的影響

土壤酶是參與有機物分解和養(yǎng)分循環(huán)的關鍵成分，是土壤肥力、生產(chǎn)力評價的一項重要內(nèi)容。與CK相比，BS處理顯著增加了土壤脲酶、磷酸酶和FDA水解酶的活性，分別增加了31.3%、38.7%、33.1%（表1）。同樣，生物炭的施加增加土壤脲酶、磷酸酶和FDA水解酶的活性，分別增加了37.7%、44.1%、25.8%。而BL處理，僅增加了土壤脲酶的活性（27.4%），對其他土壤酶活性無顯著影響。以上結果表明，BS或B處理在提升土壤酶活性方面較BL處理表現(xiàn)出明顯優(yōu)勢。

2.4鈍化劑對土壤微生物群落結構和功能的影響

高通量測序結果顯示從12個土壤樣品中共獲得79197條16S rDNA序列。經(jīng)過二次采樣抽平后，每個樣本選擇3600條序列進行后續(xù)分析。稀疏曲線顯示當抽樣量達到60%后，細菌豐富度趨于飽和，證明在此測序深度下可以代表土壤中真實細菌群落。在門水平上，不同處理土壤微生物組成無明顯差異（圖4A），主要由Proteobacteria（34.7%～36.6%）、Acidobac-teria（9.5%～12.9%）、Actinobacteria（9.8%～13.5%）、Chloroflexi（11.2%～3.8%）、Gemmatimonadetes（4.1%～5.3%）、Bacteroidetes（1.8%～2.8%）和Nitrospirae（4.0%～5.4%）組成。但PCoA分析表明，鈍化劑處理與CK處理的土壤微生物群落結構具有明顯差異（圖SA）。RDA分析表明，微生物群落結構的變化主要由環(huán)境因素（如土壤pH、OM、CEC、DTPA提取態(tài)Cd）變化引起（圖5B）。PERMANOVA分析進一步表明，DT-PA提取態(tài)Cd （Plt;0.01）、pH（Plt;0.01）和CEC （Plt;0.05）顯著改變了微生物群落結構。但是，鈍化劑的施加對土壤微生物多樣性（Shannon）指數(shù)無顯著性影響（圖4B）。

基于細菌16S rDNA基因序列，利用Tax4fun2預測微生物功能基因，評價鈍化劑對土壤微生物功能的影響。在KEGG的level 3水平上，鈍化劑的施加增加了土壤微生物碳代謝、能量代謝、氨基酸代謝等相關基因簇的豐度（圖6）。如BS處理下，氨基糖和核苷酸糖代謝、氨基酸合成、半胱氨酸和蛋氨酸代謝、氧化磷酸化、原核生物碳固定途徑、三羧酸循環(huán)等基因簇的豐度顯著提高。BL處理增加了土壤微生物磷酸戊糖途徑，氨基糖和核苷酸糖代謝，糖酵解／糖原異生，甘氨酸、絲氨酸和蘇氨酸代謝等新陳代謝途徑相關基因的豐度。B處理增加了酪氨酸代謝、硫代謝、乙醛酸鹽和二羧酸鹽代謝等相關基因的豐度。

3討論

3.1鈍化劑對土壤Cd有效性的影響及潛在鈍化機制

土壤中重金屬的生物有效性是植物吸收重金屬的關鍵因素。復配鈍化劑的施加顯著降低了土壤中DTPA提取態(tài)Cd含量，從而降低水稻對重金屬Cd的吸收，且鈍化修復效果優(yōu)于單獨生物炭處理。土壤pH是影響Cd生物可利用性的關鍵因素之一，Cd在土壤中的吸附和沉淀強烈依賴于pH。土壤pH的升高可能導致土壤顆粒帶負電，從而增強對金屬陽離子的吸附或沉淀。隨著土壤pH的提高，OH-的濃度增加，促進了金屬離子的水解，形成水解產(chǎn)物（MOH-），而MOH-更易被土壤吸附。因此，土壤pH與DTPA提取態(tài)Cd含量呈顯著負相關關系（Plt;0.01，圖3），表明鈍化劑的施加通過增加土壤pH，降低重金屬的生物有效性。由于石灰和硅肥呈強堿性，復配鈍化劑對土壤pH的提升作用大于單獨生物炭處理，鈍化修復效率同樣優(yōu)于單獨生物炭處理。同樣地，土壤CEC的增加意味著土壤對陽離子態(tài)的重金屬吸附能力的增加，土壤OM可通過螯合和絡合作用吸附重金屬。因此，鈍化劑的施加可以通過增加土壤CEC和OM含量，降低重金屬的生物有效性，從而降低植物對重金屬的吸收。

此外，生物炭的鈍化機理還可能包括靜電吸附、離子交換、沉淀、絡合、物理吸附等作用。生物炭表面的多孔結構為重金屬的吸附提供了位點，表面的高電負性可促進重金屬在生物炭表面的靜電吸附，而豐富的含氧官能團（如OH、COOH、C=0等）可與重金屬形成穩(wěn)定的絡合物。硅肥和石灰富含的Ca2+和Mg可與土壤中的重金屬起到拮抗作用，并通過在根系表面的競爭吸附和共沉淀作用，防止植物對重金屬的吸收。硅肥中的硅元素可促使重金屬與硅酸鹽間的共沉淀，將Cd區(qū)隔在根系細胞的細胞壁上，抑制植物對Cd的吸收和轉運，并降低Cd轉運基因的表達，從而減少植物對Cd的吸收。因此，復配鈍化劑的鈍化效果顯著優(yōu)于單獨生物炭處理，水稻中Cd含量顯著低于單獨生物炭處理。更重要的是復配鈍化劑的施加量和成本幾乎是單獨生物炭的一半。

3.2鈍化劑的長效穩(wěn)定性

鈍化修復并未降低土壤重金屬的總量，鈍化劑在環(huán)境中很可能隨時間而老化。部分研究通過持續(xù)施加鈍化劑以保證修復效果，但鈍化劑過量施加很可能破壞土壤結構和土壤生物化學循環(huán)，降低土壤生產(chǎn)力，最終影響糧食安全和品質(zhì)。此外，有些鈍化材料中的有毒物質(zhì)隨之在土壤中積累，對土壤的可持續(xù)性產(chǎn)生不利影響。因此，鈍化劑的長效穩(wěn)定性對鈍化修復的實踐尤為重要。Wu等開展了一項為期3a的實驗，表明復配鈍化劑（石灰石和海泡石）對重金屬的鈍化效率隨時間的增加而降低；Cui等評估了磷石灰（1%）、生物炭（3%）、石灰（0.2%）的穩(wěn)定性，結果顯示這些材料的鈍化效果在第3年迅速降低，且植物無法正常生長；小麥秸稈生物炭（4kg·m-2，約1.5%）在5a的修復中保持良好的Cd和Pb的鈍化效果。到目前為止，鈍化劑的長效穩(wěn)定性研究仍然欠缺，不足以評價鈍化修復技術的長期穩(wěn)定性，故對其實際應用仍缺少借鑒意義。本試驗通過連續(xù)3a的田間研究表明復配鈍化劑可以穩(wěn)定高效降低水稻對重金屬的吸收。同時在此基礎上，仍需對試驗樣地進行更長期的監(jiān)測（gt;5a），以評估復配鈍化劑在野外真實環(huán)境中的長期穩(wěn)定性。

3.3鈍化劑對土壤環(huán)境質(zhì)量和土壤微生物活性的影響

OM在農(nóng)田土壤中起著至關重要的作用，如養(yǎng)分循環(huán)、土壤團聚體形成、水分保持、生物多樣性維持等，OM含量很大程度上決定了土壤質(zhì)量。OM含量的增加可以促進土壤微生物的數(shù)量和活性，改善土壤結構。同樣地，CEC的增加意味著土壤對水分、營養(yǎng)物質(zhì)儲存能力和土壤生產(chǎn)力的提高，是評價土壤保肥能力和重金屬有效性的重要依據(jù)。鈍化劑（尤其是復配鈍化劑）的施加顯著增加了土壤OM含量和CEC，表明復配鈍化劑不僅可以增加生物炭鈍化修復效果，降低水稻對重金屬的吸收，而且可以改變土壤理化性質(zhì)，提高土壤環(huán)境質(zhì)量。

土壤酶在土壤生物地球化學循環(huán)、土壤結構的維持、污染物的解毒與代謝等方面起著重要的催化作用，是評價土壤肥力及生態(tài)環(huán)境質(zhì)量的重要指標。土壤脲酶催化尿素水解生成氨和碳酸，與土壤微生物數(shù)量、OM含量、有效氮和速效磷含量等呈正相關關系。磷酸酶主要用于催化土壤有機磷化合物礦化，加速有機磷的脫磷速度，磷酸酶積累對土壤磷營養(yǎng)的有效性具有重要作用。土壤FDA水解酶活性包括脂酶、蛋白酶、脂肪酶等活性，其與總碳、總氮、全磷等土壤養(yǎng)分指標關系密切，表征系統(tǒng)OM的轉化和微生物的活性，是土壤健康質(zhì)量的生物學指標之一。土壤酶活性與土壤重金屬的污染程度具有明顯的相關性。本研究表明，BS和B處理顯著提升了土壤脲酶、磷酸酶和FDA水解酶的活性，表明生物炭與硅肥復配可以有效改善土壤肥力及生態(tài)環(huán)境質(zhì)量。

3.4鈍化劑對土壤微生物群落結構和功能的影響

作為土壤環(huán)境質(zhì)量的指標，土壤微生物在物質(zhì)循環(huán)、能量轉化、養(yǎng)分轉化和循環(huán)中起著重要作用。土壤微生物對重金屬污染具有極強的敏感性，可以作為土壤修復過程中生態(tài)壓力的敏感指標。通過分析鈍化劑對土壤微生物群落和功能的影響，可以綜合評估鈍化修復的環(huán)境效益。土壤pH可以直接改變土壤微生物的生理狀況和生態(tài)位，是構建土壤細菌群落的關鍵因素。pH還可以通過調(diào)節(jié)土壤養(yǎng)分的生物可利用性間接影響微生物群落結構。重金屬通過影響耐性或者敏感性微生物的生殖和響應，進而改變微生物的組成。有效態(tài)的重金屬更易被周圍的微生物利用，進而影響微生物的生長和發(fā)育，因此重金屬的有效態(tài)含量顯著影響微生物的群落結構。同樣地，CEC與土壤養(yǎng)分、水分和陽離子的吸附等密切相關，是影響微生物群落結構的關鍵因子。因此，高通量測序結果表明，鈍化劑的施加通過改變DTPA提取態(tài)Cd含量、pH、CEC等土壤性質(zhì)改變了微生物群落結構。但是，鈍化劑施加對土壤的微生物多樣性指數(shù)無顯著影響（圖4B），表明修復后的土壤的微生物生態(tài)系統(tǒng)和功能具有穩(wěn)定性。

新陳代謝是微生物最主要的功能代謝途徑，在有機質(zhì)代謝、維持微生物的基本生命活動等方面發(fā)揮著重要作用，對土壤生態(tài)系統(tǒng)功能具有重要意義。微生物功能基因預測結果顯示，復配鈍化劑，尤其是BS的施加顯著增加了碳代謝、氨基酸代謝、能量代謝等新陳代謝相關通路的基因豐度，表明微生物活性提高，土壤環(huán)境質(zhì)量和功能得到改善。以上研究結果表明，復配鈍化劑，尤其是BS，不僅可以長效鈍化土壤中重金屬Cd，提升土壤環(huán)境質(zhì)量，而且可以增強土壤酶活性，促進微生物代謝，有效改善土壤微生物功能。

4結論

3a的田間原位鈍化修復試驗表明，復配鈍化劑BS（1%生物炭+0.2%硅肥）的施加可顯著長效降低水稻對Cd的吸收，且對水稻產(chǎn)量無不利影響。復配鈍化劑的施加還增強了土壤酶活性，刺激了土壤微生物的新陳代謝，從而改善土壤環(huán)境質(zhì)量并提升土壤生態(tài)功能。上述表明，復配鈍化劑BS在Cd污染稻田鈍化修復方面具有較大推廣應用潛力，可為我國重金屬污染土壤的安全利用提供支撐。