2024, Vol. 45
2. 重庆市江津区农业技术推广中心, 重庆 402260;
3. 四川农业大学资源学院, 成都 611130
, XU Man1 , YAN Ning-zhen1 , WANG Zi-fang1 , LI Zhi-qi2 , HUANG Rong3 , WANG Yang2 , DAI Wen-cai1 , GAO Ming1
2. Chongqing Jiangjin District Agricultural Technology Extension Center, Chongqing 402260, China;
3. College of Resources, Sichuan Agricultural University, Chengdu 611130, China
紫色土是我国西南地区特有且重要的农业土壤资源. 四川盆地（含重庆）紫色土耕地面积约4 666.67 km2[1], 占全国紫色土总面积的90%以上[2], 被广泛耕作并成为西南地区极为重要的农业种植区域[3]. 同时, 西南地区矿产资源丰富[4], 是我国有色金属矿产资源的主要分布区域, 土壤Cd和Pb等重金属含量均高于全国土壤背景值, 是典型的高地质背景区. 土壤酸化与高地质背景叠加成为西南地区区别于其他区域重金属污染的典型特征, 加重了耕地土壤重金属污染危害[5]. 花椒作为我国食药兼用和水土保持的经济物种[6], 江津区种植面积已经超过3.67 × 104 hm2, 鲜花椒产量在33 × 104 t以上, 是全国花椒基地之首[7], 研究表明花椒叶和果皮等器官对Cd具有明显的吸收、累积和富集特征[8], 因此, 采取安全有效的措施修复酸性花椒地的重金属污染已成为当前亟待解决的环境和社会问题. 有研究表明, 常见的重金属污染土壤修复技术中, 向土壤中添加改良材料以降低重金属生物有效性及毒性的原位钝化技术, 由于操作简便且成本低廉, 具有较明显的经济和环境效益, 应用最为广泛[9, 10]. Dhiman等[11]研究表明, 结构改良剂与肥料混施后显著提高了土壤对Cu、Cd、Zn和Fe的吸附率, 同时显著降低了吸附重金属离子的解吸率, 进而显著降低了土豆果皮和果肉中的重金属含量. 易秀等[12]采用土壤盆栽试验, 对比不同改良剂对重金属污染土壤的修复效果, 结果表明施用鸡粪使小麦根系镉含量降低了40.58%, 且显著减少小麦对镉的吸收和转运. 土壤微生物是维持土壤质量的重要组成成分[13], 土壤酶活性变化易受到土壤理化和生物性质的影响, 可直接反映土壤生物化学过程的方向和强度, 常作为评价土壤环境状况的灵敏性生物指标[13, 14]. He等[15]通过盆栽试验发现, 施用有机-无机复合改良材料使镉污染土壤过氧化氢酶、脲酶和蔗糖酶活性分别提高了15.7%、53.6%和48.2%；解雪峰等[16]对滨海盐碱地的田间试验发现, 有机肥及秸秆等物料使土壤蔗糖酶和脲酶活性显著提高了781.59和353.84%, 且酶活性与重金属Cr和Pb含量呈显著相关性. 目前对紫色土重金属改良的研究多集中于阐明土壤有效态重金属对不同改良剂施用的响应机制, 采用酶活性作为生物指标指示土壤重金属污染程度的研究较少, 作物尤其是花椒各部位对重金属的累积和富集过程对不同改良剂的响应机制尚不明确, 其效应及相互关系有待厘清. 鉴于此, 为探究4种改良剂对酸性紫色土pH、有效镉、花椒各部位镉含量和富集系数及土壤酶活性影响, 本文以重庆市江津区花椒产业园的酸性紫色土为研究对象, 采用田间试验, 对比石灰、有机肥、生物炭和酒糟基生物质灰渣这4种供试改良剂, 探究其配施化肥对酸化紫色土pH、有效镉、花椒各部位（枝条、叶片、椒壳和椒籽）镉含量和富集效应, 及土壤过氧化氢酶（S-CAT）、酸性磷酸酶（S-ACP）和脲酶（S-UE）活性的影响, 以期为酸性紫色土重金属改良提供理论依据.
1 材料与方法 1.1 试验地概况试验地位于重庆市江津区先锋镇（E106°13′03″, N29°07′13″）, 地处江津区中部. 江津区紫色土约占耕地面积的78.5%, 主要地形为丘陵, 属亚热带季风湿润气候区, 年平均气温18.4℃. 四季分明, 年降雨量930 mm, 无霜期341 d. 供试土壤的基本理化性质：pH为4.35, ω[有机质（SOM）]为9.89 g·kg-1, ω[全磷（TP）]为0.88 g·kg-1, ω[全氮（TN）]为1.15 g·kg-1, ω[有效磷（AP）]为90.67 mg·kg-1, ω[速效钾（AK）]为485.4 mg·kg-1. ω[全镉（Cd）]为0.65 mg·kg-1, 高于土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准[GB 15618-2018, ω（Cd）为0.3 mg·kg-1], ω[有效镉（DTPA-Cd）]为0.32 mg·kg-1. 土壤为沙溪庙组母质发育而成的灰棕紫泥土.
1.2 供试材料供试4种改良剂的TOC和TN含量等基本理化性质如表 1所示. 生物质灰渣为酒糟在800 ~ 900℃有氧灼烧而成, 生物炭由稻壳在400 ~ 500℃条件下限氧热解制备.
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表 1 供试土壤改良剂基本性质 Table 1 Basic properties of the tested soil amendments |
本试验施用的氮、磷、钾肥分别为尿素（N 46%）、过磷酸钙（P2O5 12%）和硫酸钾（K2O 52%）.
1.3 试验设计本试验开展时间为2021年5月至2022年6月, 设置6个处理：①不施肥（CK）、②单施化肥（F）、③石灰+化肥（SF）、④有机肥+化肥（OM）、⑤生物炭+化肥（BF）和⑥酒糟灰渣+化肥（JZ）. 每个处理选择5株树冠和树势相近的花椒树作为供试植株, 各处理均设置3个重复, 随机区组排列. 先将石灰、有机肥、生物炭和酒糟灰渣等改良剂施入土壤, 在距离树干0.5 m左右的位置环状撒施石灰, 然后再翻耕使其与土壤混匀；有机肥在花椒树左右两侧沟施；生物炭灰渣和灰渣均是先撒施于地表, 再翻耕使其与土壤混匀, 所有改良剂均一次性施入土壤；改良剂翻耕深度均在表土层20 cm以内, 施肥时间根据当地施肥习惯确定. 各处理改良剂和肥料施用遵循等氮等磷原则, 各处理具体施肥和改良剂施用量见表 2.
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表 2 各处理单株花椒施肥及改良剂总量1） Table 2 Total amount of fertilizer and amendment per plant |
1.4 样品采集
2022年6月花椒成熟后进行测产工作, 同一处理的单株花椒树从4个方位剪取枝条2.5 kg, 采摘鲜花椒叶0.5 kg、花椒果实0.5 kg；再将同处理的5株花椒树样本按照部位分别混合均匀, 风干和去杂, 将果实的果皮与种子分离, 装袋标记, 待测定.
花椒收获后, 分别于树干滴水线内采集表层土壤（0 ~ 20 cm）并保证取土深度均深于改良剂施用深度. 将同一处理的5株花椒树干两侧土样采用四分法均匀混合成1个样品, 约4 kg. 采集后的土壤样本分为两部分, 一部分存放于4℃冰箱冷藏, 进行土壤酶活性的测定, 各指标的测定均在48 h内完成. 另一部分土壤挑出碎石、植物根系残渣后风干过筛, 用于后续其他土壤理化性质的测定.
1.5 样品测定及数据分析 1.5.1 土壤性质的测定土壤理化指标均采用鲍士旦[17]的方法测定：pH采用水土比5∶1玻璃电极pH计测定；采用DTPA浸提法（0.005 mol·L-1, 二乙基三胺五乙酸）, 浸提土壤有效Cd, 浸提液使用石墨炉AAS测定.
1.5.2 花椒样品测定花椒样品Cd含量用HNO3-HClO4（3∶1, 体积比）消解法分析测定, 同时添加消煮空白和标准样品进行质量控制, 使用石墨炉-火焰原子吸收光谱法[18]测定花椒枝条、叶片、椒壳和椒籽中的Cd含量.
1.5.3 土壤纤维素酶、过氧化物酶和乙酰氨基肽酶活性测定土壤过氧化氢酶（S-CAT）、酸性磷酸酶（S-ACP）和脲酶（S-UE）均采用分光光度法测定, 具体操作按照苏州科铭生物技术有限公司生产的土壤过氧化氢酶活性测定试剂盒说明书、土壤酸性磷酸酶酶活性测定试剂盒说明书和土壤脲酶活性测定试剂盒说明书进行.
1.5.4 数据计算花椒各部位的Cd富集系数（BCF）, 转运系数（BTF）计算公式如下：
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本试验数据利用Excel 2016软件计算和整理后, 采用SPSS 23.0软件对数据进行one-way ANOVA统计分析, 采用Duncan新复极差法（P < 0.05）检验样品之间的差异显著性, 相关性分析采用Pearson法, 显著水平设置为P < 0.05；采用Origin 2022软件作图.
2 结果与分析 2.1 4种改良剂对土壤pH和有效Cd含量的影响由图 1（a）可以看出, 4种改良剂的施用均显著影响土壤pH值变化（P < 0.05）, 其中以酒糟灰渣+化肥（JZ）和石灰+化肥（SF）处理土壤pH增幅较大. 相较于CK处理, JZ处理和SF处理土壤pH值分别提高了3.39和2.25个单位. 各处理土壤pH值高低顺序为：JZ > SF > OM > BF > F > CK.
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不同小写字母表示不同处理下土壤pH及有效镉含量差异显著（P < 0.05） 图 1 不同改良剂对土壤pH及有效镉含量的影响 Fig. 1 Effects of different amendments on soil pH and available cadmium |
不同处理间土壤有效镉含量存在显著差异[图 1（b）], 各处理含量变化顺序为：CK > F > BF > OM > SF > JZ. 与对照处理（CK）相比, 施用改良剂使土壤有效镉含量减少了6.39% ~ 28.91%. 酒糟灰渣+化肥处理（JZ）有效镉含量最低（0.22 mg·kg-1）, 较CK处理降低了28.91%. 另外, 相较于对照处理, SF处理（0.24 mg·kg-1）有效镉含量降低了20.90%, 且该处理与JZ处理间无显著统计学差异（P > 0.05）.
2.2 4种改良剂处理对花椒各部位镉含量的影响 2.2.1 花椒各部位镉含量施用不同改良剂对花椒各部位镉含量均有显著影响（P < 0.05, 图 2）. 对于花椒枝条, 单施化肥（F）和对照（CK）处理的Cd含量最高, 虽然单施化肥较对照处理略微增加了花椒枝条中的镉含量, 但两处理间无显著差异（P > 0.05）, 石灰+化肥（SF）处理的枝条Cd含量减少最为显著, 相较于对照处理降低了39.01%；花椒叶片中各处理镉含量变化顺序为：CK > F > OM > BF > JZ > SF, 和对照处理相比, SF处理和JZ处理叶片Cd含量分别降低了33.80%和31.33%, 且两处理间统计学差异并不显著（P > 0.05）；各处理花椒的椒壳和椒籽Cd含量变化相似, 均为对照处理Cd含量最高, JZ处理Cd含量最低, 且SF处理、OM处理及BF处理间Cd含量无显著统计学差异（P > 0.05）, JZ处理较对照处理椒壳和椒籽Cd含量分别降低了30.24%和34.01%.
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不同小写字母表示不同处理花椒各部位镉含量差异显著（P < 0.05） 图 2 不同改良剂处理花椒各部位镉含量 Fig. 2 Cadmium contents in various parts of Zanthoxylum were treated by different amendments |
对于花椒枝条而言, 各处理Cd富集系数从高到低为：F > CK > JZ > BF > OM > SF, F处理枝条Cd富集系数最高, 相较于CK处理增加了2.90%, 即促进了花椒枝条对Cd的吸收. 与F处理相比, SF、OM、BF和JZ处理Cd富集系数分别降低了40.85%、32.39%、30.99%和29.58%. 花椒叶片Cd富集系数是测定部位中最高的, 与CK处理相比, 施肥处理均降低了叶片Cd富集系数, 降幅为3.33% ~ 37.78%. 不同处理椒壳Cd富集系数表现为：CK > F > BF > JZ > SF > OM, 其中OM处理下花椒果皮对Cd的富集最弱. SF和OM处理间椒壳的Cd富集系数无显著差异, 但均低于F和BF处理. 在椒籽中, CK和F处理的Cd富集系数显著高于其他处理, SF、OM和BF处理间无显著差异, BF处理Cd富集系数最小.
花椒叶、椒壳及椒籽均具有食用价值, Cd从花椒枝向叶的转运系数在1.12 ~ 1.60之间, 高于向椒壳和椒籽的转运系数, 其中配施有机肥的枝-叶转运系数显著高于其他处理, 值得注意的是, 施用改良剂的处理中, SF、OM和BF处理相较对照均提高了镉从花椒枝向椒壳和椒籽的转运系数, 单施化肥提高了椒壳向椒籽的转运系数, 而配施酒糟灰渣则抑制了Cd从枝向其他部位及椒壳向椒籽的转运过程, 从表 3可以看到, JZ处理中Cd向各部位的转运系数是所有处理中为最低的, 且与其他处理存在显著的统计学差异（P < 0.05）.
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表 3 不同改良剂处理花椒各部位镉富集系数及转运系数1） Table 3 Cadmium enrichment coefficient and transport coefficient of each part of Zanthoxylum treated by different amendments |
总体来看, 施用酒糟灰渣降低花椒各部位Cd富集系数的效果最好, 能有效削弱土壤Cd向花椒的迁移过程及Cd在花椒各部位的转运过程.
2.3 4种改良剂对土壤酶活性的影响由图 3可知, 施用不同改良剂对土壤酶活性均具有显著影响. 各处理下土壤过氧化氢酶活性均存在显著差异（P < 0.05）, 具体表现为：JZ > OM > SF > F > CK > BF, BF处理的土壤过氧化氢酶活性是最低的, 为4.74 μmol·（d·g）-1. 相较于CK处理, F、SF、OM和JZ处理土壤过氧化氢酶活性分别提高了48.74%、104.54%、147.06%和191.26%, JZ、OM和SF处理土壤过氧化氢酶活性均显著高于F处理（P < 0.05）, 增幅为37.51% ~ 95.82%；CK、F和OM处理土壤酸性磷酸酶活性分别为10.20、10.39和10.39 μmol·（d·g）-1, 三者间无显著差异（P > 0.05）, 但均高于SF、BF和JZ处理. BF和JZ处理相较于CK处理土壤酸性磷酸酶活性分别降低了9.90%和16.47%；各施肥处理土壤脲酶活性变化规律与过氧化氢酶相似, 即相较于CK处理, F、SF、OM和JZ处理均提高了土壤脲酶活性, 而BF处理降低了脲酶活性, 降幅为0.62%. 各处理土壤脲酶活性具体表现为：JZ > SF > OM > F > CK > BF, 其中JZ、SF和OM处理土壤脲酶活性无显著差异（P > 0.05）, 但均高于F处理, 分别是F处理的1.65、1.60和1.58倍. 由此看来, 生物炭还田降低了土壤脲酶活性, 施用石灰、有机肥和酒糟灰渣改良剂则提高了土壤脲酶活性.
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不同小写字母表示不同处理下土壤酶活性差异显著（P < 0.05） 图 3 不同改良剂对土壤酶活性影响 Fig. 3 Effects of different amendments on enzyme activity in soil |
如图 4所示, 土壤有效态Cd含量与花椒各部位Cd含量及土壤酸性磷酸酶活性均呈显著正相关（P < 0.01）, 与土壤pH、过氧化氢酶和脲酶活性呈极显著负相关（P < 0.001）；花椒各部位Cd含量相互间呈显著正相关（P < 0.01）, 其中叶片、椒壳和椒籽Cd含量与土壤过氧化氢酶及脲酶活性呈显著负相关（P < 0.05）, 与酸性磷酸酶呈显著正相关（P < 0.05）；土壤过氧化氢酶活性与脲酶活性呈极显著显著正相关（P < 0.001）.
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*表示P < 0.05, **表示P < 0.01, ***表示P < 0.001；红色表示正相关, 蓝色表示负相关, 颜色深浅表示相关性强弱, 圆圈面积表示相关系数绝对值大小 图 4 土壤pH、有效Cd及花椒各部位Cd与土壤酶活性相关性分析 Fig. 4 Correlation analysis of soil pH, available Cd and different parts of Zanthoxylum with soil enzyme activity |
土壤pH是土壤基础的化学性质之一, 其对于土壤重金属有效性及作物生长有着重要影响[19, 20]. 本研究中, 改良剂均提高了土壤pH, 其中单施化肥处理的pH值较CK处理有略微上升, 这可能是因为在土壤-植物系统中, 施用化肥补充了作物从土壤中带走的氮、磷、钾、钙和镁等营养元素, 中和土壤中因作物收获后留下的H+, 从而提高土壤pH. 另外, 施用酒糟灰渣和施用石灰提高土壤pH效果最为显著（图 1）. 该结果与Christofoletti等 [21]和Fuess等[22]研究结果相反, 但与由乐林等[23]的研究结果一致. 究其原因, 可能与酒糟灰渣的原材料和制备方法存在差异有关. 在本试验中, 高温有氧灼烧制备的酒糟灰渣由于其碱性较高（pH = 12.63）, 能直接减少土壤酸度, 另一方面, 在生物质灰渣施入土壤后, 灰分中的氧化物与二氧化碳反应形成碳酸氢盐. 碳酸氢盐与铝离子及质子反应后导致土壤交换位点的质子数量下降及铝的酸水解减少[24], 土壤pH值由此增加. 土壤pH值的升高将增加土壤表面胶体所带负电荷量, 从而增加重金属离子的电性吸附, 同时也导致金属阳离子羟基态的形成, 而此形态的金属离子与土壤吸附点位的亲和力要比自由态金属离子强[25], 能有效降低重金属离子的活性, 减少其对环境的毒害作用.
本研究中, SF和JZ处理的土壤有效镉含量均显著低于其他处理（P < 0.05）且两者间无统计学差异（P > 0.05）. 土壤有效态重金属虽然只占全量的小部分, 但其含量能更好地反映土壤重金属的生物有效性及潜在环境效应[26]. 石灰作为改良酸性退化紫色土最常见的改良材料之一[27], 减少土壤酸度的同时, 使土壤的螯合能力加强, 从而增加土壤对重金属的吸附能力, 或促进重金属生产氧化物或碳酸盐沉淀[28, 29]. 值得注意的是, 施用酒糟灰渣提高土壤pH效果较施用石灰更显著的同时, JZ处理的土壤有效Cd含量是所有处理中最低的. 究其原因, 酒糟灰渣作为有机改良剂, 自身富含大量有机质, 施入土壤后分解产生的高分子量有机组分结构中的羧基和酚羟基容易与土壤溶液中的重金属离子通过络合或螯合作用形成不溶性络合物[30], 此外, 有机质解离后产生的有机配体结合在土壤胶体的表面活性点位上, 形成对重金属离子作用更强的离子交换中心, 从而增强了土壤对重金属的吸附能力[31]. 梁胜男等[32]通过盆栽试验, 发现酸性红壤中施用10%的生物质灰渣, 能显著提高土壤的pH值, 减低土壤中有效Cd的含量, 抑制白菜对Cd的吸收；Yin等[33]研究表明, 施用菜籽饼粕等有机物料能有效地固定土壤中的重金属, 抑制了重金属在水稻体内的富集, 减轻重金属对水稻作物的毒性. 由此可见, 酒糟灰渣作为碱性的有机改良剂, 不仅能调节土壤pH值, 也能显著减少土壤中有效Cd含量, 在改良酸性土壤重金属污染方面可以作为一种替代石灰的改良材料, 具有良好的应用前景.
3.2 改良剂施用对花椒各部位Cd含量的影响在农业生产中, Cd作为土壤中比较活跃的重金属元素, 容易通过土壤-作物系统在作物体内累积[34]. 研究植物中重金属的含量特征可以在一定程度上监测土壤的污染程度, 评价重金属造成的健康风险[35]. 考虑到花椒收获时枝条和叶片常就地还田, 枝条和叶片的Cd含量会影响土壤Cd含量, 且花椒的叶片和椒壳、椒籽都具有一定的食用和药用价值[36]. 本研究测定了各处理花椒枝条、叶片、椒壳和椒籽的镉含量, 由图 2可知, 相较于CK和F处理, SF、OM、BF和JZ处理均能降低花椒各部位Cd含量, 表明外源改良物质可以有效限制花椒各部位对Cd的吸收, 这与杨育文等[37]和宋昊 [38]的研究结果类似. 改良剂施入土壤后, 一方面显著降低了土壤有效态Cd含量, 进而减轻了Cd离子的生物有效性及其对作物的毒害作用[39]. 土壤中的Cd一旦被花椒根系吸收后, Cd利用共质体途径中根细胞膜上通道进入细胞, 再利用胞间连丝经过皮层、内皮层和周鞘最终进入内导管细胞向地上运输, 而运输过程主要靠木质部装载的长距离运输进行[40]. 蔡保松等[41]研究认为植物细胞壁中糖蛋白、纤维素和果胶质等结构物质会形成大小不一的网架（网孔）结构, 在较小网孔处, 带正电的Cd2+被细胞壁中的带负电的亲镉物质所吸附, 同时, 果胶质中的羧基基团有交换离子的作用, 能对Cd2+产生固定和吸收, 这也解释了本研究中, 枝条和叶片中镉含量高的原因. 通过木质部运输的Cd最终成为花椒叶片和椒籽部位的大部分镉源, 因此花椒各部位Cd含量与土壤有效Cd含量呈显著正相关（图 4）, 且JZ和SF处理对比其他改良剂降低花椒叶片、椒壳和椒籽中Cd含量效果更为显著. 另一方面, 生物炭和酒糟灰渣具有疏松多孔且比表面积较大的特点, 其表面丰富的官能团能够解离释放出质子, 通过静电引力吸附土壤中的Cd离子, 此外, 官能团中的配位原子还能通过配位络合反应, 吸附固定土壤中的Cd离子, 降低其生物有效性, 抑制植物的吸收[42, 43].
由表 3可知, 花椒各部位对Cd的富集能力不同, 各部位富集系数大小具体表现为：叶片 > 枝条 > 椒籽 > 椒壳, 表明花椒叶片对Cd的富集能力最强, 椒壳对Cd的富集能力最弱, 这与李联队等[8]研究结果存在差异, 其对陕西省花椒的研究表明, 花椒枝皮对重金属的富集系数最大, 椒籽的富集系数最小. 探究造成该差异的原因, 可能是同一作物的不同品种对重金属的富集能力不同[44], 由于品种不同, 花椒在重金属胁迫下会产生不同的响应机制. 本研究中, JZ处理花椒各部位的Cd富集系数及转运系数均为所有处理中最低的, 可见酒糟灰渣的施用抑制了花椒各部位对Cd的吸收, 对Cd在花椒体内的转运分配具有较好的阻控作用. 改良剂钝化和抑制根系吸收和转运Cd的机制十分复杂, 包括专性吸附、共沉淀和生理刺激等, 目前还没有清楚的认识[45]. 黄洋等[46]研究发现, 施用粉煤灰渣不仅能够在140 d内有效降低土壤中有效态Cd的含量, 还能显著降低红菜薹地上部可食部位Cd含量, 对红菜薹体内重金属Cd的毒害具有明显的缓解作用. 范稚莲等[47]研究表明, 施用煤灰和菌渣等改良剂使玉米地上部对Cd的富集降低了83.33% ~ 95.46%, 使玉米产量增长了28.85% ~ 30.53%, 对重金属修复及作物增产均具有较好的效果.
3.3 改良剂施用对土壤酶活性的影响及其与土壤pH、Cd的生物有效性关系土壤酶是土壤微生物活动、动植物残体产生的一类相对稳定且具有生物活性的蛋白质, 在土壤物质循环和能量转化中起着重要作用[48]. 土壤过氧化氢酶、磷酸酶和脲酶对重金属污染敏感, 可以作为评价土壤重金属污染和生态环境质量的重要生物指标[49]. 重金属影响酶活性的机制, 一是土壤重金属与酶分子中的活性部位结合, 致使酶失去活性, 二是土壤环境受到破坏, 抑制了土壤微生物的生长和繁殖, 减少了微生物体内酶的合成和分泌, 最后导致酶活性下降[50].
本研究中, 施用酒糟灰渣提高土壤过氧化氢酶和脲酶活性的效果最好（图 3）, 究其原因, 一方面是由于酒糟灰渣的施用显著降低了土壤中有效态Cd的含量, 不仅减少了重金属与酶活性中心的结合, 也降低了重金属对于土壤微生物的毒害作用, 从而缓解其对酶活性的抑制[51]. 另一方面, 酒糟灰渣向土壤中输入了大量有机物质, 为微生物活动提供了碳源和氮源, 增加了酶促反应的基质, 从而使过氧化氢酶和脲酶活性提高[52]. 此外, 相关性分析结果表明（图 4）, 过氧化氢酶和脲酶活性均与土壤pH呈显著正相关（P < 0.01）, 这与Sinsabaugh等[53]研究的结果一致. 施用改良剂减少土壤酸度和改善土壤环境的同时, 为微生物提供了更适宜的场所, 从而提高了过氧化氢酶和脲酶活性. 值得注意的是, BF处理较CK处理降低了土壤过氧化氢酶的活性, 且差异显著, 这与赵军等[54]和袁访等[55]研究结果相反, 但与魏枫[56]的研究结果一致, 可能有以下原因：①生物炭施入土壤后对微生物及其活动有损害作用, 抑制了酶的产生[57]. ②生物炭本身带有的呋喃、酚类化合物等有毒物质降低酶活性. 对于土壤酸性磷酸酶, 相关性分析结果显示（图 4）, 酸性磷酸酶活性与土壤pH呈显著负相关（P < 0.01）, 而与土壤有效镉含量呈显著正相关（P < 0.01）. 相较于F处理, SF和JZ处理土壤酸性磷酸酶活性分别降低了7.22%和18.0%. 究其原因, 可能是由于在土壤pH显著提高和有效态镉显著降低的情况下, pH成为影响酶活性的主控因素[58], 土壤pH变化诱导酸性磷酸酶的化学性质或空间结构发生改变, 进而改变酶催化反应的平衡性质和酶蛋白的表面电荷, 从而影响了酶对金属离子的亲和力, 导致酶活性对Cd胁迫的响应变化[59]. 王玉军等[60]向乌栅土和红壤中加入镉, 结果表明酸性土壤中镉含量对酸性磷酸酶活性影响较小, 酸性磷酸酶活性的变化与Cd含量之间没有明显的剂量关系. 张新帅等[61]对酸性矿山废水污染农田研究表明, 施用碱性生物炭能显著减少土壤酸度和降低土壤有效Cd含量, 使酸性磷酸酶活性降低了9.5% ~ 39.7%. 综上所述, 酒糟灰渣在减少重金属生物有效性和环境毒害及促进土壤微生物活动方面具有积极作用, 在改良酸性土壤重金属污染方面具有广泛的应用前景.
4 结论（1）与对照相比, 施用酒糟灰渣及施用石灰可显著提高土壤pH及减少土壤有效态Cd含量.
（2）在镉污染胁迫下, 花椒各部位富集系数大小具体表现为：叶片 > 枝条 > 椒籽 > 椒壳, JZ处理花椒各部位对Cd的富集系数和转运系数最低, 施用酒糟灰渣对花椒体内Cd的吸收和转运分配具有较好的阻控作用.
（3）施用改良剂处理均显著改变了土壤酶活性, 其中JZ处理S-CAT酶和S-UE酶活性最高而S-ACP酶活性最低. 相关性分析表明, 土壤有效Cd含量与土壤pH值呈极显著负相关, S-CAT和S-UE酶活性与土壤pH呈显著正相关, 与土壤有效Cd含量呈显著负相关, S-ACP酶则相反.
（4）综上所述, 酸性紫色土壤施用石灰、酒糟灰渣中和土壤酸度效果最显著, 降低土壤有效Cd含量、改善土壤环境的同时, 减少了Cd的生物有效性和毒害效应, 抑制花椒各部位对Cd的吸收和转运, 是改良酸性紫色土及防治重金属污染的有效措施.
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