孙文君, 袁兴超, 李祖然, 李 博, 李 元*

(1.云南农业大学动物科学技术学院， 云南 昆明 650202; 2. 云南农业大学资源与环境学院, 云南 昆明 650202; 3. 滨化集团股份有限公司， 山东 滨州 256619; 4. 云南农业大学园林园艺学院, 云南 昆明 650202)

自工业革命至今，随着工业化、城市化步伐的快速推进，土壤污染已成为全球性环境污染问题的关注热点，重金属的污染是近几十年来造成环境污染的主要非生物胁迫之一[1]。采矿、冶炼等矿业活动是造成外源重金属污染土壤的主要来源，因此矿区周边农田的重金属污染较为普遍且严重[2-3]，其中镉、铅是主要的污染元素[4-5]。云南兰坪铅锌矿作为中国大型铅锌矿的典型代表之一，矿区周边留存着年代久远的矿渣堆以及采矿和冶炼后的废弃地，长期没有任何环保措施的土法冶炼使该区域的土壤Cd,Pb污染问题日益凸显。由于矿区周边土壤养分贫瘠，土壤环境极其复杂，农作物生长条件恶劣，实施修复技术时，除降低重金属污染外，还要考虑如何改良土壤结构，改善农作物的土壤生长环境。常见的几种修复方法中化学钝化修复技术具有简便、高效等优点，即向污染土壤中投加钝化材料，以降低重金属在土壤中的迁移率和生物有效性等，可作为大面积修复农田重金属污染的优先选择[6]。常用的钝化剂有黏土矿物、石灰等无机物料，以及生物炭等有机物料。石灰可以提高土壤pH值[7]，促进重金属形成沉淀[8]；海泡石具有较大的孔隙度和比表面积，通过吸附作用、离子交换和共沉淀等对重金属污染土壤具有良好的钝化效果[9]；生物炭的多孔结构和表面丰富的含氧官能团，可吸附土壤中的重金属，起到固定重金属的作用，且生物炭制作原料来源广泛，可起到以废治废的效果[10]。高效率及低成本等优点使化学钝化材料成为重金属污染土壤修复技术中的研究热点。由于矿区周边导致耕地污染的重金属种类多，土壤养分贫瘠，土壤环境极其复杂，农作物生长条件恶劣，实施修复技术时，除降低重金属污染外，还要考虑如何通过改良土壤结构以改善农作物的土壤生长环境。因此，采用针对性的钝化剂进行修复可在短时间内取得一定的修复效果，并对此开展重金属污染钝化修复研究更具长远意义和实用价值，为农田土壤修复提供技术支撑，推动污染耕地修复处理技术集成体系的建立。

土壤团聚体的粒径大小、数量及质量直接影响土壤肥力[11]，并与土壤中能量交换[12]、结构稳定性[13]、微生物活动[14]关联密切，是评价土壤环境质量、土壤肥力的主要指标之一[15]，土壤团聚体的分配与重金属的空间分异性息息相关[16-19]。有研究发现英国及其它5个欧洲国家<2 μm的土壤团聚体中都普遍富集Cu,Cd,Pb,Zn和Ni等重金属[20]。微生物虽然是土壤有机质中占比较少的一部分,能直接参与土壤中能量流动、物质循环、降解污染土壤物质等过程[21]，对重金属的反应灵敏度甚至高于植物[22-23]，因此，土壤微生物结构的变化通常用于评价土壤环境，反应土壤生态系统的健康状况[24-25]。有研究[26]表明由于生物炭孔隙度较大能促使土壤微团聚体(≤0.25 mm) 向大团聚体(>0.25 mm) 转化，稳定性更强，使土壤持水能力增强，进而影响土壤团聚体稳定性，同时由于还促进土壤微生物分解，增加土壤有机物含量[16]。施用海泡石可改变土壤微生物群落结构，提升土壤中Ochrobactrum,Achromobacter等有益菌群的丰度，从而改善受污染土壤的环境功能[27]。添加石灰通过吸收污染土壤中钙离子含量以提高阴阳离子结合能力，增加土壤中离子间的相互作用，促进土壤团聚体的分布和稳定性进而促进大团聚体的形成，还能增加土壤细菌数量，且土壤微生物群落多样性指数较高[28-29]。因此提出施加钝化材料能否改变土壤中Cd,Pb的化学形态和生物有效性及改善土壤结构稳定性与细菌群落结构的科学设想。

本研究以云南省凤凰山铅锌矿区周边复合污染农田土作供试土壤，选用团队筛选出修复效果较好的3种钝化剂的施用量(45 t·hm-2海泡石、2.25 t·hm-2石灰和22.5 t·hm-2生物炭)[30]，同时开展大田、盆栽试验进行研究，通过测定三种钝化剂对土壤中不同形态Cd,Pb含量、团聚体结构变化、细菌群落结构的影响，初步探讨钝化机理，旨在为Cd,Pb污染土壤的修复提供理论依据和技术支持。

1 材料与方法

1.1 试验地点

试验地点设置于云南省凤凰山铅锌矿区周边(26°35′44″N，99°19′15″E)，海拔2 200 m，山地季风气候，雨季集中在5—10月中旬，由于常年进行以铅、锌为主的露天开采，Cd，Pb污染十分严重。试验地土壤类型为弱酸性紫色土，pH值5.94，有机质含量为36.6 g·kg-1，全氮含量为 0.81 g·kg-1，碱解氮含量为 0.15 g·kg-1，全磷含量为 9.35 g·kg-1，速效磷含量为 0.29 g·kg-1，全钾含量为 18.20 g·kg-1，速效钾含量为 0.15 g·kg-1，总Cd含量 4.65 g·kg-1，总Pb含量 73.56 g·kg-1。

1.2 供试材料

表1 供试钝化剂的pH和重金属含量Table 1 pH and heavy metal concentrations of the three test passivation agents

1.3 试验设计

供试钝化剂材料采用前期团队筛选[30]所得石灰、生物炭和海泡石及施用量，试验共4个处理，分别为：不加钝化剂(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田间试验 每个处理重复4次，各处理小区随机分布，小区面积20 m2，共320 m2。小区间隔1 m、其间设田埂，小区四周设水沟(宽50 cm，深20 cm)便于后期排水。钝化剂施用前利用大型机器翻匀土地，施撒后进行第二次翻地，耕作深度20 cm，施撒钝化剂前后将地表20 cm土翻匀，保证钝化剂与耕作层土壤充分接触反应。钝化21 d后采用五点取样法进行土壤采集。

1.3.2室内试验 同时设置室内试验，采1.3.1试验地0～20 cm表层土，将钝化剂与土壤混合均匀各处理同大田试验，4个重复，共计16盆，将各钝化剂与土壤混合均匀后转移至花盆中，每盆装3 kg土，定量浇纯水，将土壤湿度控制于田间持水量的60%～70%。盆栽施用量与大田施用量相对应，按照每10 000 m2内表层土重2 250 t转算。

1.4 样品分析与数据统计

土壤基本理化性质参照土壤农化常规分析方法进行测定[31]。称取过1 mm孔径尼龙筛的风干土样5.0 g置于50 mL三角瓶中，加入25 mL DTPA提取剂(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震荡2 h，然后3 600 r·min-1离心5 min、过滤，滤液用火焰原子吸收分光光度计(Thermo ICETM 3300 AAS)测定得出土壤有效态Cd和Pb含量。称取1.0 g风干土样，采用BCR提取法分析土壤Cd,Pb的化学形态[32](弱酸提取态、可还原态、可氧化态、残渣态)。

土壤团聚体提取，采用干筛法和湿筛法结合的萨维诺夫提取>2 mm>1 mm>0.5 mm>0.25 mm>0.053 mm<0.053 mm粒级团聚体[33]。壤中流采集采用0.25 μm陶瓷滤管(RHIZONMOM19.21.21F,Rhizosphere research products)负压抽取。平均质量直径(MWD)计算：

式中，MWD：团粒平均重量直径(mm)；Xi：任一粒级范围内团聚体的平均重量直径(mm)；Wi：任一粒径范围的团聚体的重量占土壤样品干重的分数。

土壤中生物群落结构采用扩增子实验分析法；土壤细菌菌群多样性用Shannon指数与Simpson指数表征。

隶属函数值的换算方法:

至此，我们可以把以AlphaGo为代表的人工智能突破的基本原理概括为：利用深度学习算法和计算机的算力优势处理数量巨大且纷乱复杂的历史样本，从中得到一个预测模型，并以此处理与历史样本同质或相似的新样本。但这种策略在前述诸领域的有效性恰恰导致了这种策略在艺术领域里的注定失效。而且这种失效是概念上的，内在于深度学习原理和艺术概念本身，不可能随着深度学习算法的改进而解决。

(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处理j指标的钝化作用隶属函数值，Xij表示i处理j指标的测定值，Xjmax和Xjmin分别表示各处理中指标的最大和最小的测定值，Xi为i处理的钝化效果隶属函数值的平均值，n为指标数。

所得数据用Microsoft Excel 2016整理，SPSS进行分析，Origin 2018作图。

2 结果与分析

2.1 三种钝化剂对土壤的修复效应

2.1.1钝化剂对土壤pH值的影响 由图1可知，盆栽与大田试验均表明钝化剂处理能提高土壤pH值，其中，盆栽试验中海泡石处理提高效果最佳，增幅为12.3%(P<0.05)，石灰处理效果次之，增幅8.43%(P<0.05)；大田试验同盆栽试验规律一致，海泡石处理增幅达17.2%(P<0.05)，石灰处理增幅14.5%(P<0.05)。盆栽与大田中同时显示，pH值提高效果依次为海泡石>石灰>生物炭。

2.1.2三种钝化剂对壤中流Cd和Pb含量的影响 由图2可知，钝化处理降低了土壤溶液中Cd和Pb的含量。ML和HS处理下，土壤中液Cd含量降低明显，降幅分别为37.8%和10.6%(P<0.05)；所有处理均使壤中液Pb含量显著降低，其中ML处理降幅最大，其次为HS和MB处理，降幅分别为65.2%，59.5%和47.7%(P<0.05)。

2.1.3三种钝化剂对土壤中有效态Cd，Pb含量的影响 由图3可知，三种钝化剂处理均有显著降低土壤中有效态Cd，Pb的作用。盆栽试验中，ML处理对有效态Cd和Pb含量的降低效果最明显，钝化效率分别为28.5%和58.4%(P<0.05)，其次是HS和MB处理，钝化效率分别为26.2%，54.9%和20.8%，51.0%(P<0.05)。大田试验中，HS处理对有效态Cd含量的降低效果最明显，钝化效率为40.3%(P<0.05)，其次是ML和MB处理，钝化效率都为39.7%(P<0.05)；ML处理对Pb含量的降低效果最明显，钝化效率为27.1%(P<0.05)，其次是HS和MB处理，钝化效率分别为21.4%和9.5%(P<0.05)。

图1 三种钝化剂处理对土壤pH的影响Fig.1 Effect of three passivation agents treatments on soil pH注：HS,海泡石；MB：生物炭；ML，石灰。不同小写字母表示处理间差异显著(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

图2 三种钝化剂处理对壤中流Cd和Pb含量的影响Fig.2 Effect of three passivation agents treatments on Cd and Pb contents in soil flow

图3 三种钝化剂处理对土壤中有效态Cd和Pb含量影响Fig.3 Effect of three passivation agents treatments on available Cd and Pb contents of the contaminated soil

2.1.4三种钝化剂对土壤中不同形态Cd和Pb的影响 由图4、图5可知，土壤经钝化处理后，Cd,Pb由活性高形态向活性低形态转化。盆栽试验中，ML处理可使弱酸提取态Cd含量减少5.03%(P<0.05)，可还原态Cd减少4.67%(P<0.05)，可氧化态Cd含量增加2.36%(P<0.05)，残渣态Cd增加7.32%(P<0.05)；MB处理下使可还原态Pb降低21.38%(P<0.05)，提高残渣态Pb含量36.08%(P<0.05)，ML处理可降低弱酸提取态Pb含量0.33%(P<0.05)，提高残渣态Pb含量34.22%(P<0.05)。大田试验中，ML处理可分别使弱酸提取态Cd含量、可还原态Cd含量降低38.2%，6.3%(P<0.05)，提高残渣态Cd含量12.26%(P<0.05)，HS处理可降低弱酸提取态Pb含量33.6%(P<0.05)，提高残渣态Pb含量20.62%，ML处理可分别降低可还原态Pb和可氧化态含量13.3%和11.63%(P<0.05)，提高残渣态Pb含量24.21%(P<0.05)。

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

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

2.2 三种钝化剂对土壤团聚体组成和Cd,Pb含量的影响

2.2.1三种钝化剂对各级土壤团聚体组成的影响 由图6可知，土壤经钝化后，干筛试验与湿筛试验同时表明，钝化剂改变了各级土壤团聚体在团粒结构中的含量。干筛试验中，各级土壤团聚体在钝化剂影响下发生了细微改变，但未达显著水平。湿筛试验中，ML处理下，提高>2 mm团聚体含量22.39%(P<0.05)，使>0.053 mm团聚体含量降低13.52%(P<0.05)；HS处理可使>1 mm团聚体含量降低1.04%(P<0.05)，<0.053 mm团聚体含量降低 9.40%(P<0.05)。

图6 各级土壤团聚体含量比例Fig.6 Proportion of soil aggregates at all levels

2.2.2三种钝化剂对土壤团聚体平均质量直径(MWD)的影响 MWD是表征土壤不同粒径团聚体分布、土壤结构特征的重要指标，其值越高表明土壤团聚体结构越稳定。由图7可知，钝化处理改变了MWD。湿筛试验中发现，钝化处理提高了MWD，其中ML处理提高效果最显著，为71.2%(P<0.05)，其次为HS和MB处理，较CK来看增幅分别为40.4%和36.8%(P<0.05)。

图7 三种钝化剂处理对MWD的影响Fig.7 Effect of three passivation agents treatments on MWD of the contaminated soils

2.2.3三种钝化剂对各级土壤团聚体Cd和Pb含量的影响 由表2可知，土壤中Cd和Pb含量随粒径减小呈现先上升后下降继而上升趋势，其中<0.053 mm团聚体含量最高，>0.053 mm团聚体含量最低，>1 mm>0.5 mm>0.25 mm团聚体含量趋于稳定。对比未施加钝化剂组，ML可降低>2 mm团聚体中Cd含量28.3%(P<0.05)，MB处理可降低<0.053 mm团聚体Cd含量49.4%(P<0.05)；ML处理下可分别降低>2 mm，>1 mm，>0.5 mm，>0.25 mm，>0.053 mm团聚体中Pb含量56.0%，39.7%，49.0%，59.4%，58.4%(P<0.05)，HS处理下可降低<0.053 mm团聚体中Pb含量36.6%(P<0.05)。

2.3 三种钝化剂对土壤细菌多样性及环境因子的影响

2.3.1钝化剂对土壤细菌群落多样性的影响 由表3可知，不同钝化剂对土壤细菌群落α多样性指数影响各异，Observed species指数和Chao1指数的提高，说明钝化剂增加了土壤中细菌群落丰度。其中，施加MB和ML分别使Chao1指数显著提高17.8%和18.4%(P<0.05)；从Observed species指数来看ML，HS，MB分别使该指数显著提高22.1%，16.9%，16.2%(P<0.05)，但各处理间差异不显著；施加ML使Shannon指数显著提高5.4%(P<0.05)，说明ML有利于提高物种的丰富度和均匀度，增加细菌的群落多样性。

表2 各级土壤团聚体有效态Cd和Pb含量Table 2 Available Cd and Pb contents of soil aggregates at all levels

2.3.2三种钝化剂对土壤细菌群落结构的影响 在土壤细菌属水平上，不同钝化处理下的细菌群落结构发生了明显变化(图8)。其中，海泡石处理土壤中慢生根瘤菌属(Bradyrhizobium)和地杆菌属Pedobacter的丰度降幅最大，生物炭处理下黄杆菌属Flavobacterium和鞘脂单胞菌属Sphingomonas的丰度增幅最大，海泡石、生物炭和石灰处理下对Candidatus-Solibacter,Haliangium,Lacunisphaera,Mucilaginibacter菌属的相对丰度均出现不同程度的下降。

图8 属水平相对丰度Fig.8 Relative abundance chart of genus of soil microbe

由图9和10可知，经钝化后，土壤细菌群落结构的组成呈现显著差异。S1，S2，S3为对照样品，即未施入钝化剂土样，图中很直观的显示对照样品之间坐标距离近，而与其他施入钝化剂的样品坐标距离远；未施入钝化剂土样自成一个分支，与其他样品没有连线，说明土壤中细菌的组成结构受钝化剂施用的影响，物种的组成发生了显著的变化。

图9 PCoA(Unweighted Unifrac)分析图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

图10 基于Unweighted Unifrac距离的UPGMA聚类树Fig.10 UPGMA clustering tree based on Unweighted Unifrac distance

2.4 各指标间相关性分析

通过指标间相关性分析得出，各指标间存在显著或极显著的相关性。大田试验中DTPA提取态重金属含量与pH值、残渣态重金属含量<0.053 mm团聚体含量及MWD呈极显著负相关，与弱酸提取态重金属含量呈显著正相关(表4)；盆栽试验各指标之间存在显著或极显著的相关性，DTPA提取态重金属含量与pH呈极显著负相关，与残渣态重金属含量呈显著负相关；壤中流重金属含量与DTPA提取态重金属含量呈极显著正相关，与残渣态重金属含量呈极显著负相关(表5)。土壤中微生物群落结构与土壤中的Cd，Pb含量有显著的相关性(表6)。其中，土壤中DTPA提取态Cd，Pb含量与Chao1指数和Observed species指数呈显著负相关，即与微生物群落丰度及多样性呈极显著负相关。

表4 大田试验各指标间相关性Table 4 Correlation between indicators in the field experiments

表5 盆栽试验各指标间相关性Table 5 Correlation between indicators in the pot experiments

表6 土壤微生物群落丰度、多样性与土壤中Cd，Pb含量的相关性Table 6 Correlation between abundance and diversity of soil microbial community and Cd and Pb contents in soil

2.5 综合评价

由表7可知，对土壤pH值，重金属有效态、残渣态含量，MWD，壤中流重金属含量，微生物多样性指数进行模糊隶属函数计算，得到三种钝化剂对重金属Cd,Pb污染土壤修复作用的排序。总体来看，ML的隶属函数值最大，修复作用最强，MB最小，各处理排名为ML>HS>MB。

表7 三种钝化剂修复作用隶属函数值Table 7 Value of membership function of remediation of the three passivating agents

3 讨论

3.1 钝化剂对土壤的修复过程及其机理

本试验盆栽与大田试验同时显示，石灰、生物炭和海泡石三种钝化材料对土壤中Cd和Pb有效性降低效果明显。将生石灰施入土壤后可与水发生反应，生成熟石灰，减弱土壤的持水性，抑制重金属的浸出，加快生成(重金属氧化物)沉淀，促进黏土物质对重金属的吸收，以降低重金属的生物有效性。张剑等[37]研究结果显示施用石灰可阻控土壤酸化，提高土壤pH值及残渣态Cd含量、显著降低土壤Cd有效态、可还原态含量，与本试验的添加石灰可显著提高残渣态Cd含量，降低Cd的生物有效性和迁移性结果一致。海泡石作为一种天然黏土矿物，其独特的纤维孔结构与巨大的比表面积可渗透有机、无机离子[38]，有很好的吸附重金属的潜力，并随pH值升高，表现出表面络合和同晶置换并存，增强其吸附钝化重金属[39-40]。本研究结果显示土壤pH值与有效态Cd呈显著负相关，施加海泡石能显著提高土壤pH值，并且使土壤中Cd有效态含量降低50%。同有研究[41-46]发现，施撒海泡石通过使污染农田土壤中Cd的生物有效性、可交换态Cd显著降低，来减少水稻(Oryzasativa)、小麦(Triticumaestivum)和烟草(Nicotianatabacum)等作物对Cd的吸收累积，研究表明，海泡石和生物炭能有效地固定土壤中的Cd。但海泡石和生物炭对土壤中Cd固定的影响及其机理各不相同。在海泡石施用量相同的情况下，施用海泡石可使红壤中Cd有效态含量降低0.8%～3.8%[47]，而生物炭作为一种有机钝化材料，有着较大的比表面积、阳离子交换量以及表面丰富的含氧官能团等特性，对于稳定土壤中的重金属的能力很重要，本试验与其研究结果一致，施用生物炭能显著提高土壤pH(图1)，且对Cd,Pb的钝化效率显著。

Cd存在于土壤中主要为弱酸提取态、可还原态，所占比例超过59%，由此可见，土壤中Cd的生物有效性较高；而还原态Pb在土壤中所占比例高于60%，弱酸提取态Pb占比极少，因此土壤中生物可利用的Pb主要来自于可还原态Pb，且土壤中Pb的生物有效性低于Cd[48]。施加海泡石、石灰和生物炭三种钝化剂能显著影响重金属的形态转化，其作用机理或是钝化材料与土壤中的重金属发生络合、沉淀和吸附等理化反应，导致土壤中的重金属赋存形态及化学形态发生改变，从活性高的形态向低活性形态转化，最终起到将重金属钝化的目的[49]。本研究中，使用钝化剂将Cd从活性较高的弱酸提取态、可还原态向活性较低的可氧化态、残渣态转化，使Pb从活性较高的可还原态向活性较低的可氧化态、残渣态转化，这与安梅和许超等人[50]的试验结果一致，其中石灰钝化重金属效率最高，能将大量的弱酸提取态Cd、可还原态Pb向残渣态转化。

3.2 施用钝化剂对土壤团聚体稳定性的影响

重金属在土壤各粒级团聚体中的分布和积累影响其形态转化与迁移率[51]，并且不同粒级团聚体中重金属的分配受限制，所以对环境危害程度不同。粗粒径团聚体含量的升高，不但提高了土壤的透气性，还使土壤涵养水分、为植物供水能力有增强，提高MWD，直至提升土壤稳定性。有机质与菌根菌丝、生物分泌物的胶结作用形成了土壤中大粒径团聚体，而细粒径团聚体的形成更多是物理吸附和化学桥健等作用[52]，除粒径团聚体中聚集了大量的植物根系及残留物有机质，可更有力的吸附和固持重金属，减少其迁移性，而细粒径团聚体中的重金属更易随水迁移和粉尘迁移，潜在风险更大[53]。研究发现，钝化剂对各级土壤团聚体占比和各级团聚体中重金属含量产生了显著的影响，土壤经钝化处理后，显著提高了粗粒径团聚体的含量，并降低了细粒径团聚体的含量，这与丁满等[54]的研究结果一致，>2 mm团聚体最高增幅22.39%，<0.053 mm团聚体最高降幅9.40%；小团聚体中重金属的迁移性及有效性都较大团聚体中高[55]，不同粒径土壤团聚体中有效态重金属含量随粒径减小呈现先上升后下降继而上升的趋势，其中<0.053 mm团聚体含量最高，>0.053 mm团聚体含量最低，>1 mm>0.5 mm>0.25 mm团聚体含量趋于稳定，钝化处理主要降低了>2 mm和<0.053 mm团聚体中有效态Cd含量，最高降幅可分别达到28.3%和49.4%，而所有团聚体中有效态Pb含量均显著下降，并且小团聚体含量与有效态Cd含Pb含量之间呈显著负相关，与小团聚体中Cd和Pb含量呈极显著正相关。因此对重金属污染土壤进行钝化处理可降低含重金属高的团聚体含量，并降低高含量团聚体中含重金属的量，从而减弱重金属的迁移性和生物有效性。

3.3 钝化剂对土壤细菌多样性与群落结构的影响

微生物是土壤最活跃的组成部分之一，对重金属污染物响应十分敏感，并且微生物多样性可用于调节、维护土壤生态系统功能[56]。土壤经钝化处理后，重金属有效性下降，土壤中微生物的群落结构会发生一个动态的变化，该现象可很好的反应土壤环境的变化[57]。土壤中重金属经钝化后，介入微生物群落中的重金属随之减少，微生物群落结构整体变化趋势向好。本次研究中，较对照相比，钝化后土壤的细菌群落结构发生了显著的变化，其丰富度及多样性显著提高，这与南丽君等[58]、原志敏等[59]研究结果一致，细菌群落结构的丰富度与多样性的提高，有利于稳定生态系统和及其可持续性，这对土壤环境的改良及对作物生长有一定的积极作用。本试验施用钝化剂后，重金属胁迫降低，提高了供试土壤的细菌群落结构丰富度与多样性，细菌群落结构得到良性发展。在对土壤微生物群落的结构研究中发现，研究区土壤中相对丰度较高的菌门中包含拟杆菌门Bacteroidetes、变形菌门Proteobacteria和酸杆菌门Acidobacteria，其中变形菌门Proteobacteria和酸杆菌门Acidobacteria被确定为重金属污染土壤中的主要门类，这是因为重金属污染土壤中需要这些菌门提供稳定的要素[58]。经钝化剂钝化后，土壤中鞘脂单胞菌属Sphingomonas的相对丰度得到提升，鞘脂单胞菌属Sphingomonas常出现在矿区周边土壤[60]，并且该菌属的菌株还可用于修复重金属污染[61]Candidatus-Solibacter,Haliangium,Lacunisphaera,Mucilaginibacter菌属的相对丰度均出现不同程度的下降。在对土壤细菌结构的聚类分析时发现钝化剂的施用改变了土壤的物种组成，但是施用钝化剂的土壤中，物种组成较为混乱，还需进一步梳理，这可能由于钝化剂改变了土壤的理化性质，影响了细菌的物种结构[59]所致。

4 结论

施用钝化剂(生物炭、石灰和海泡石)后，使土壤中重金属的赋存形态由活性较高的可交换态、可还原态向更稳定的残渣态转变，残渣态Cd,Pb显著提高；并会改变土壤的团粒结构，提高MWD；此外，钝化剂施用后细菌群落结构整体变化趋势向好，细菌群落组成发生显著变化，尤其提升了鞘脂单胞菌属Sphingomonas相对丰度。综合评价得出，三种钝化剂中石灰的修复作用最佳，其次为海泡石，生物炭最次。但由于原位钝化只作用于土壤中所含重金属有效态含量的降低，无法使重金属总量减少，可能存在重金属会重新活化的现象。因此，所施钝化剂的时效性在原位钝化修复重金属污染土壤技术中值得进一步探究。