坡縷石對菜地土壤鎘的鈍化效應(yīng)及對土壤酶活性的影響

第一章前言1土壤重金屬污染現(xiàn)狀隨著經(jīng)濟(jì)的迅速發(fā)展，許多含有重金屬的污染物進(jìn)入土壤，使土壤重金屬污染成為全球面臨的重大環(huán)境問題。據(jù)統(tǒng)計，在過去的五十年里，排放到全球環(huán)境中的Cu,Zn,Pb分別達(dá)93.9,135.0,78.3萬噸，其中一部分直接或間接地進(jìn)入土壤系統(tǒng)，使世界各國的土壤重金屬污染形勢越來越嚴(yán)峻（Singh等，2003）。國內(nèi)受到重金屬污染的土壤大概有兩百五十平方公里，約占耕地面積20%；有0.7平方公里土壤受到嚴(yán)重污染，其中鎘含量超過標(biāo)準(zhǔn)的土壤占1.8%，因此這些土壤被放棄耕種。這些超標(biāo)土壤在全國十一個省的二十五個地區(qū)都有分布（魏二樂，2016）。不同種類的重金屬毒性不一樣，其中毒性比較大的重金屬是鎘（Bryan等，1976）。1.1土壤中鎘污染現(xiàn)狀鎘是一種具有韌性的柔軟稀有金屬，在工業(yè)上可以應(yīng)用于油漆等方面，同時也為生產(chǎn)加工帶來便利。因為鎘的用途廣泛，使得鎘的污染進(jìn)一步擴(kuò)大，給人類的生命活動造成嚴(yán)重影響。沈陽張士灌區(qū)有兩萬五千公頃土地遭受鎘的污染，其中嚴(yán)重污染的占13%，廣州郊區(qū)老污灌區(qū)，土壤中鎘含量最高竟然達(dá)到了228mg/kg，而平均含量也有6.68mg/kg，遠(yuǎn)遠(yuǎn)超過了環(huán)境安全標(biāo)準(zhǔn)（王凱榮，1997）。在世界范圍內(nèi)一般土壤中鎘的平均含量背景值為0.35mg/kg，在日本土壤的鎘背景值平均值為0.62mg/kg，我國土壤的鎘背景值平均為0.097mg/kg（白慶中，2000）。1.2土壤重金屬污染來源土壤污染主要有幾種原因：大氣沉降、使用農(nóng)業(yè)藥品和重金屬化學(xué)肥料、開山采礦和污水澆灌耕地（尹彥勛等，2007）。能源燃燒會產(chǎn)生許多有毒害的氣體，氣體中也包括許多重金屬物質(zhì)，比如燃煤會產(chǎn)生大量的汞氣體，氣體排入大氣中通過沉降的方式回到土地，從而污染土壤。除此之外，開車產(chǎn)生大量尾氣，工廠冶煉金屬，石油凝練，都會產(chǎn)生有毒害氣體，污染土壤（張剛等，2012）。在農(nóng)業(yè)耕種時，為了防治害蟲和疾病，也為了耕地更適合種植，人們通常會使用農(nóng)業(yè)藥品和化學(xué)肥料，而一些化學(xué)肥料與農(nóng)業(yè)藥品中的重金屬含量較多，不僅毒害作物還會使重金屬聚集在土壤。一般含磷的化肥中鎘較多，含磷化肥主要是從礦石加工而來，這些礦石中P,Ca,K,Zn,Mn,B等很多，但也存在重金屬Cd，而且存在的比例很大。這類肥料大范圍應(yīng)用加劇了耕地的Cd堆積，經(jīng)常用此類肥料是導(dǎo)致污染的重大因素。人們使用Cd、Hg、As等農(nóng)藥，Hg在地里殘留，對土地和作物的毒害很大，所以含Hg藥品在四十年前已經(jīng)被國禁止噴灑。有機(jī)砷農(nóng)藥如田安、甲基硫砷等，以及含鉛農(nóng)藥Pb(AsO2)2等，這些農(nóng)藥我國雖然早已禁止使用，但是依舊有許多含其他重金屬的殺菌劑被允許使用。在廣東北部地區(qū)，有百分之十的農(nóng)業(yè)用地都因為開山采礦的原因多多少少受到了重金屬污染。我國的有色金屬礦大多集中在云南貴州和廣西、湖南等地區(qū)，鎳銀礦等特種礦重點布局的甘肅是礦區(qū)重金屬物污染最嚴(yán)重地區(qū)。西北地區(qū)是煤炭、石油和天然氣主要產(chǎn)地，這些地方的土壤重金屬污染問題異常嚴(yán)峻。耕地污水灌溉實行以來，重金屬在耕地的積累量增逐漸變大，耕地污染問題也越來越嚴(yán)重。即使生活污水中會有少量重金屬，但是理論影響不大。污水中重金屬主要來源為工廠廢水，許多工廠違規(guī)排出工業(yè)廢水，這些廢水中存在大量的廢棄物質(zhì)，其中也包括重金屬，對水體污染巨大。當(dāng)使用這一類水源灌溉耕地時，會使重金屬在土壤富集，嚴(yán)重破壞耕地的土壤生態(tài)系統(tǒng)（王媛，2016）。根據(jù)調(diào)查顯示，全國每年工業(yè)廢水排放量已超過二十萬噸，雖然現(xiàn)在排出工廠的工業(yè)污水都經(jīng)過處理，但是灌溉時間長、排量巨大也會逐漸污染耕地（王長偉，2010）。1.3研究背景及意義重金屬會破壞土壤生物結(jié)構(gòu)，還會影響生物代謝反應(yīng)，使得土壤原有功能喪失。另外高濃度的重金屬會與土壤中酶配位結(jié)合，抑制土壤酶的活性，直接破壞土壤生態(tài)系統(tǒng)（李麗明，2015）。金屬鎘屬于重金屬，具有較強(qiáng)的毒性，在人體內(nèi)代謝緩慢。當(dāng)鎘污染土壤種植出鎘污染的農(nóng)作物被端上餐桌進(jìn)入人體時，金屬鎘就會殘留于體內(nèi)，傷害身體，誘發(fā)癌癥。污染土壤區(qū)種植的瓜果蔬菜流動到市場進(jìn)入餐桌，重金屬進(jìn)入人體內(nèi)，容易誘發(fā)癌細(xì)胞的產(chǎn)生。日本曾經(jīng)因為重金屬鎘污染，當(dāng)?shù)厝碎L期食用含有超標(biāo)鎘的食物從而患上了痛痛病，患者不僅骨質(zhì)疏松，還有骨頭生長畸形等問題。這些污染威脅動植物的生長，治理污染問題時不可待。2重金屬污染土壤修復(fù)方法國內(nèi)外已發(fā)展起來的土壤修復(fù)技術(shù)很多,按照其修復(fù)方式可以將它們分為：原位修復(fù)(in-situ)和異位修復(fù)(ex-situ)兩種（黃寶榮，2004）。2.1異位修復(fù)技術(shù)與原位修復(fù)技術(shù)異位修復(fù)是指用各種辦法將污染土聚合在一起治理。因為需要待修復(fù)物匯集在一起，但受限于現(xiàn)實條件，過程往往很麻煩，投入很多資金也得不到滿意的效果。而且該方法對于地下物也無法收集，于是逐漸被原位修復(fù)技術(shù)取代（黃寶榮，2004）。原位鈍化修復(fù)是指把修復(fù)劑添加到待修復(fù)物之中，使待修復(fù)物的物理化學(xué)性質(zhì)改變，從而達(dá)到修復(fù)目的的技術(shù)（Diels等，2002）。目前用于治理土壤污染問題的無機(jī)鈍化修復(fù)劑中粘土礦物正在成為研究的熱點（徐露露等，2013）。2.2粘土礦物鈍化修復(fù)粘土礦物的修復(fù)機(jī)理主要分為離子交換、共沉淀和絡(luò)合反應(yīng)（王長偉，2010）。粘土礦物的離子交換反應(yīng)特性是指粘土礦物可以吸附一些陰陽離子并使其保持交換狀態(tài)，交換性陽離子有鎂、氫、鈉、氨根離子等，交換性陰離子有SO42-、Cl-、NO2-等。粘土礦物自身是有電荷的，為了中和，粘土礦物會結(jié)合土壤中的離子，形成動態(tài)的交換效應(yīng)（郭觀林等，2005）。粘土礦物由于自身溶解的陰陽離子與環(huán)境中的金屬離子集合形成共沉淀，即共沉淀反應(yīng)。共沉淀使環(huán)境中的Cd等形態(tài)變化，減少可移動性，減少對環(huán)境的危害（Montinaro等，2007）。絡(luò)合反應(yīng)中粘土礦物因平衡電量吸收液體中的離子，這種反應(yīng)有效吸附重金屬。使粘土礦物起到鈍化重金屬的作用（王銳剛等，2007）。由于粘土礦物有使用簡單、價格便宜、效果快速、環(huán)境友好、可以很好地保持土壤結(jié)構(gòu)等特點，所以粘土礦物被大量用于土壤重金屬鈍化修復(fù)領(lǐng)域中。除此之外，我國的粘土資源和種類數(shù)量在世界上的占有量名列前茅，因此不管是從經(jīng)濟(jì)方面還是從資源獲取方面看，都占據(jù)很大的優(yōu)勢。在使用粘土材料治理重金屬污染問題，或者是開采粘土礦給人們帶來不小的商業(yè)價值都是粘人礦物帶給人們的好處。如今經(jīng)濟(jì)發(fā)展得越來越快，我國的環(huán)境問題也日益突出，特別是重金屬污染土壤的程度逐漸擴(kuò)大，范圍越來越廣泛，作為粘土礦物儲存大國，利用其修復(fù)土地Cd污染問題的可行性也在變大，利用其作為鈍化修復(fù)劑，不僅有效緩解重金屬污染問題，而且價錢便宜可以減少解決資金的投入。目前來看粘土礦物作為鈍化修復(fù)劑的發(fā)展?jié)摿茫瑧?yīng)用前景相當(dāng)大(王長偉，2010)。3坡縷石的性質(zhì)3.1坡縷石的性質(zhì)坡縷石具有可以鈍化重金屬的功效，屬于天然粘土礦物，具有比表面積大、吸力強(qiáng)、結(jié)構(gòu)疏松的特性。坡縷石一般呈土狀或致密塊狀，在掃描電鏡下呈針狀、纖維狀、棒狀和纖維集合體，我國的坡縷石資源量占全世界的百分之七十左右，在四川、山東、甘肅等地都有礦床。坡縷石具有產(chǎn)量高，儲備量大，價格優(yōu)廉等優(yōu)點，礦產(chǎn)資源前景可觀。3.2坡縷石鈍化修復(fù)的意義國內(nèi)外研究天然粘土礦物主要為海泡石，高嶺石等。坡縷石與海泡石雖同為鏈狀結(jié)構(gòu)，但是對坡縷石的研究遠(yuǎn)比海泡石少，本試驗主要探究坡縷石對鎘污染土壤的修復(fù)作用，以及坡縷石對土壤酶活性的影響。通過對污染土壤添加不同劑量坡縷石，探明坡縷石對土壤重金屬鈍化效應(yīng)。由于坡縷石能降低土壤中重金屬的有效性和可移動性，故探明坡縷石對土壤酶活性的影響。4重金屬對土壤酶活性影響土壤酶是土壤的一部分，其對土壤生物代謝等生命活動起到關(guān)鍵性的作用，是發(fā)生化學(xué)反應(yīng)必不可少的成員。因為土壤酶對生態(tài)環(huán)境改變有著高度敏感性，所以評價土壤質(zhì)量時土壤酶的活性測定是一定要有的(徐雁等，2010)。其實在評估環(huán)境和健康情況時土壤酶活性也是必測的項目。近年來，土壤酶活性測定成為業(yè)界評估標(biāo)準(zhǔn)得到了廣泛的支持(韓新寧，2008)。目前已知體內(nèi)酶有兩千多種，其中土酶中就有幾十種(周禮愷，1987)。研究調(diào)查，重金屬會遏制土壤酶活性，而對Cd最敏感的為脲酶和過H2O2酶(胡學(xué)玉等，2007)。第二章材料與方法1試驗材料選擇及準(zhǔn)備1.1菜種品種選購油菜有品種多樣，播種簡單，成活率高，適宜在不同地理環(huán)境中生長，抗逆性強(qiáng)等優(yōu)點，對鎘或其它有毒金屬有一定耐性，是探明粘土礦物鈍化土壤重金屬的不二供試材料。本實驗選擇使用青島金海種苗有限公司的美祺一代雜交青梗菜作為供試菜種，該品種屬耐熱，耐濕性強(qiáng)的一代雜交青梗菜，株型緊湊美觀，葉色亮綠，葉柄嫩綠，纖維少，外葉平衡均勻，抗逆性強(qiáng)。該品種播種季節(jié)為春夏秋三季，符合本實驗開展季節(jié)。該品種在播種后35-40天即可收獲，收獲周期短。1.2學(xué)校周圍菜地土壤考察本實驗計劃采用無工業(yè)污染的菜地土壤作為供試土壤，在長期考察學(xué)校周圍的工廠和菜地分布之后，決定采用北固碾村菜地土壤，北固碾村位于山西省太原市尖草坪區(qū)，該村周圍工廠較少，歷史上也沒有過違規(guī)排放的不良記錄，該村菜地土壤一直得到較好的保護(hù)而常年種植，土壤并無重金屬污染且肥力較強(qiáng)，適合生物生長，同時也適合作為本次試驗的供試土壤。1.3人工鎘污染土壤制備參照國家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB15618—1995)中鎘含量三級標(biāo)準(zhǔn)，將供試土壤中鎘的濃度設(shè)為低、中和重度污三個梯度，濃度分別為1.25毫克每千克、2.5毫克每千克、5毫克每千克。鎘投加形態(tài)為碳酸鎘。為了使CdCO3與供試土壤充分混合均勻，首先將供試土壤中的水分自然蒸干，將CdCO3溶于蒸餾水，定容后稀釋，與經(jīng)過干燥處理的供試土壤1:1混合。然后通過攪拌等方法讓供試土壤充分吸收CdCO3，使得土壤中的鎘濃度分布均勻。為了使鎘的性質(zhì)穩(wěn)定，將混勻后的土壤放置于通風(fēng)處七日，將其水分自然蒸干。1.4添加坡縷石為了探究天然粘土礦物坡縷石的最適添加量，進(jìn)一步確定坡縷石的鈍化修復(fù)效果，特地將坡縷石設(shè)置成5個梯度，分別為零、百分之一、百分之二、百分之五、百分之十。盆栽試驗中每個盆設(shè)計盛裝500g人工污染土壤，將不同添加量的坡縷石加入已經(jīng)過處理的人工鎘污染土壤中，混合均勻。加水穩(wěn)定坡縷石性質(zhì)，放置在自然通風(fēng)處干燥10天左右。2盆栽實驗本實驗共設(shè)置15個因子，處理編號見表1。每個因子重復(fù)3次共45個處理，CK1，CK2和CK3分別為鎘濃度為1.25、2.5、5mg/kg時不添加坡縷石的對照組。本實驗采用優(yōu)質(zhì)蛭石作為育種土壤，將供試作物油菜種子撒入蛭石中，保持蛭石水分充足，并于室內(nèi)育種，為菜種破苗提供足夠的溫度。當(dāng)菜種破苗出芽后，將其移至陽光充足的環(huán)境中，使其進(jìn)行光合作用。觀察幼苗生長，直到幼苗長出第三片葉子，將其移栽至已經(jīng)配置好的人工污染土壤中。保持合適的環(huán)境并適當(dāng)追肥。當(dāng)油菜長大到一定程度開始成熟時，即可收獲，測定數(shù)據(jù)。表1處理編號坡縷石濃度鎘含量（mg/kg）1.252.550%1%2%5%10%C1P0(CK1)C1P1C1P2C1P3C1P4C2P0(CK2)C2P1C2P2C2P3C2P4C3P0(CK3)C3P1C3P2C3P3C3P43測定方法3.1油菜地上部含量測定方法收獲供試油菜，分開油菜的莖葉與根，用自來水清洗沾在幼苗上的泥土和雜質(zhì)，再用去離子水過一遍，濾紙吸去表水測定其鮮重。測完鮮重后的幼苗于八十度高溫中殺青一小時，再放于六十度烘箱中，當(dāng)重量恒定時取出，稱量地上部干重。3.2油菜吸收鎘含量測定方法根據(jù)國家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB15618—1995)，采用王水-高氯酸消解法測定植物樣中重金屬含量。3.3土壤酶活性測定重金屬會遏制土壤酶活性，而對Cd最敏感的為脲酶和過H2O2酶。(胡學(xué)玉等,2007)，本實驗主要以測定脲酶活性為主再測定H2O2酶的活性，測定時間為油菜收獲時間。脲酶測定方法：以靛酚顯色法來測定脲酶活性。取土樣五克，加入甲苯一毫升搖勻，等待十五分鐘后加入二十毫升酸堿度為六點七的檸檬酸鹽緩沖液和十毫升濃度為百分之十的尿素溶液，搖晃一段時間保證混合均勻。之后放入恒溫培養(yǎng)箱三十七攝氏度一天。到時間結(jié)束后，取出，用移液管移1毫升至容器，再加入三毫升HClO4溶液和苯酚溶液四毫升，放入搖箱一小會。搖勻之后等待二十分鐘開始顯色，移植五十毫升容量瓶中定容。由于靛酚的藍(lán)色只能保持一個小時，所以定容之后應(yīng)立即于波長為五百七十八納米處比色。在測定樣品之前繪制標(biāo)準(zhǔn)曲線：取不同量已配置好的氮工作液分別零、一、三、五、七、九、十一、十三毫升，加去離子水到二十毫升，再用移液管移入次氯酸鈉溶液和苯酚溶液，計量分別為三毫升和四毫升，放入搖箱一小會取出。等待20min開始顯色，定容后顛倒使液體混合均勻，裝入比色皿放進(jìn)分光光度計進(jìn)行比色，波長為五百七十八納米。記錄好數(shù)據(jù)之后以氮工作液用量橫向，吸光值為縱向，畫出標(biāo)準(zhǔn)曲線。H2O2酶測定方法：H2O2對活性生物體有危害作用，而且一些代謝反應(yīng)也會產(chǎn)生H2O2，雖然土壤和生物都會受到H2O2的毒害，但是土壤和生物中存在H2O2酶可以將H2O2降解為H2O和O2，從而減少了H2O2對土壤和生物的有害作用。土壤中H2O2酶活性的測定方法就是利用土壤中的H2O2酶與H2O2反應(yīng)，測出其中析出的O2體積或者測出消耗的H2O2量來判斷H2O2的分解速度，以此代表H2O2酶的活性。本實驗計劃使用高錳酸鉀滴定法測定土壤中H2O2酶的活性，每個待測土壤取適量自然風(fēng)干，再稱取五克樣品至于容器內(nèi)并加入半毫升甲苯于其中，搖勻后放置在四攝氏度環(huán)境中保存半個小時。取出立即加入二十五毫升百分之三的H2O2水溶液（H2O2水溶液要求在四攝氏度環(huán)境下保存半小時以上），搖勻，再放回四攝氏度環(huán)境下保存一個小時。一小時后取出立即加入二十五毫升濃度為二摩爾每升的硫酸溶液（硫酸溶液要求在四攝氏度環(huán)境下保存半小時以上）搖勻過濾。取一毫升用移液管移至容器中，加五毫升去離子水和五毫升二摩爾每升H2SO4溶液，用配置好的0.02mol/LKMnO4溶液滴定，記錄KMnO4溶液滴定用量。由KMnO4溶液滴定量得到消耗量，再得出反應(yīng)的H2O2質(zhì)量從而得知H2O2酶的活性，單位用ml/(g·h)表示。3.4土壤pH測定在油菜收獲后采新鮮土樣，一共45個處理，自然風(fēng)干水分后分別從每個樣品中取適量土壤，過一毫米篩混勻。去離子水中土壤pH值用去離子水浸提，水與土樣比值為一比一點二五，測定浸提液pH即為土壤pH。為了減小誤差，每個因素的pH都由3個重復(fù)處理平均而來，并擯棄了誤差不合理的重復(fù)處理pH測定值。pH值使用雷磁PHSJ-4A實驗室pH計測定。將三個重復(fù)處理測得的pH平均數(shù)據(jù)(p<0.05)，如下表2。 表2土壤pH值處理pH處理pH處理pHC1P0(CK1)8.537±0.427C1P18.563±0.428C1P28.667±0.433C1P38.453±0.422C1P48.572±0.429C2P0(CK2)8.607±0.430C2P18.490±0.425C2P28.637±0.431C2P38.567±0.428C2P48.489±0.424C3P0(CK3)8.691±0.435C3P18.530±0.427C3P28.584±0.429C3P38.478±0.424C3P48.593±0.4293.5土壤中有效態(tài)鎘含量測定土壤鎘有效態(tài)含量用0.02mol/lH2SO4溶液浸提土壤，浸提后溶液用原子吸收分光光度計火焰法測定(Smith，1996)。測定方法分別參照GB/T23739-2009。4數(shù)據(jù)統(tǒng)計所有數(shù)據(jù)采用MicrosoftExcel2003和SPSS11.5軟件進(jìn)行統(tǒng)計分析。第三章坡縷石對菜地土壤鎘的鈍化效應(yīng)及對土壤酶活性的影響1油菜體內(nèi)鎘含量測油菜體內(nèi)鎘含量數(shù)據(jù)見表1，對比三個不施加坡縷石且土壤鎘濃度分別為1.25mg/kg、2.5mg/kg和5mg/kg的CK1、CK2、CK3可以得知，土壤中的鎘濃度越高，生物體內(nèi)的鎘濃度就越高。對比相同鎘濃度不同坡縷石添加量可以看出：以0%~10%的坡縷石添加濃度梯度下，坡縷石添加量越多油菜中鎘濃度越小。三組鎘濃度梯度，不添加坡縷石時油菜地上部實際測得鎘含量為0.37mg/kg、0.58mg/kg、0.99mg/kg，而坡縷石按梯度添加1%~10%時油菜體內(nèi)鎘含量相比分別減少了13.5%~67.6%、15.5%~63.8%、14.1%~62.6%(p<0.05)。數(shù)據(jù)表明添加坡縷石可有效減少油菜吸收鎘，且在一定添加量的范圍內(nèi)，油菜體內(nèi)鎘含量的多少隨坡縷石濃度增加而降低(p<0.05)。表1油菜生物量與油菜鎘含量處理生物量（g）鎘含量（mg/kg）處理生物量（g）鎘含量（mg/kg）C1P0(CK1)0.70.37±0.0185C1P11.00.32±0.0160C1P21.00.25±0.0125C1P31.20.15±0.0075C1P41.40.12±0.0006C2P0(CK2)0.60.58±0.0290C2P10.80.49±0.0245C2P20.90.37±0.0170C2P31.00.25±0.0125C2P41.10.21±0.0105C3P0(CK3)0.40.99±0.0495C3P10.60.85±0.0425C3P20.70.77±0.0385C3P30.90.59±0.0295C3P41.00.37±0.01852坡縷石添加對油菜地上部生物量的影響油菜地上部生物量見表3.1-1，由測得數(shù)據(jù)可知，不添加坡縷石的三組對照CK1,CK2,CK3中油菜的地上部生物量隨著鎘濃度的增大而減少，坡縷石按梯度添加1%~10%時油地上部生物量相比分別增加1.4~2.0倍、1.3~1.8倍、1.5~2.5倍，而在同一鎘濃度中，油菜地上部生物量隨著坡縷石添加量的增大而增大(p<0.05)?？傻贸鼋Y(jié)論：在坡縷石適量添加量范圍里，坡縷石添加越多油菜地上部生物量越高(p<0.05)。3脲酶與過氧化氫酶活性脲酶活性測定：氮工作液用量分別為0、1、3、5、7、9、11、13ml，氮工作液每1ml中氮含量0.1g，以此為橫軸；對應(yīng)的吸光度為0、0.017、0.023、0.038、0.053、0.064、0.075、0.073(p<0.05)，以此為縱軸。由散點分布計算出線性回歸方程，作出標(biāo)準(zhǔn)曲線，見下圖2圖2標(biāo)準(zhǔn)曲線根據(jù)標(biāo)準(zhǔn)曲線和實驗中測得吸光度計算可得脲酶活性，數(shù)據(jù)如下表3表3脲酶活性值處理酶活性(x10-2ml/g)處理酶活性(x10-2ml/g)處理酶活性(x10-2ml/g)C1P0(CK1)1.491±0.07455C1P13.211±0.16055C1P25.505±0.27525C1P37.225±0.36125C1P47.798±0.38990C2P0(CK2)0.344±0.01720C2P10.917±0.04585C2P21.462±0.07130C2P32.638±0.13190C2P43.321±0.16605C3P0(CK3)0.057±0.00285C3P10.229±0.01145C3P20.357±0.01875C3P30.860±0.04300C3P41.302±0.06510過氧化氫酶活性使用滴定法，經(jīng)計算，測定結(jié)果如下表4表4過氧化氫酶活性值[x10-5ml/(g·h)]處理酶活性處理酶活性處理酶活性C1P0(CK1)7.182±0.359C1P17.797±0.390C1P28.002±0.400C1P38.143±0.407C1P49.234±0.462C2P0(CK2)5.951±0.298C2P17.182±0.359C2P27.324±0.366C2P37.797±0.390C2P48.413±0.421C3P0(CK3)4.039±0.202C3P15.540±0.277C3P25.746±0.287C3P36.361±0.318C3P46.663±0.333如表3和表4，觀察脲酶和H2O2酶活性的CK組實驗數(shù)據(jù)，第一組對照相比第二組對照高，而第二組也明顯比第三組高很多，即在沒有添加坡縷石的情況下，兩種酶的活性均隨著鎘濃度梯度增大而降低，然而添加坡縷石，酶活性反而增高(p<0.05)。仔細(xì)觀察脲酶和H2O2酶的數(shù)據(jù)，兩者在同一鎘濃度時，測得的活性都表現(xiàn)出同樣的趨勢，即隨坡縷石梯度增加其活性也逐漸變大，坡縷石按梯度添加1%~10%時脲酶活性相比不加坡縷石分別增加：2.15~5.23、2.75~9.65、4.02~18.12倍，H2O2酶活性增加：8.6%~28.6%、17%~41.4%、37%~64%(p<0.05)。由此不難得出結(jié)論：坡縷石可以有效減少土壤重金屬對土壤酶活的性影響。4土壤有效態(tài)鎘含量測得土壤有效態(tài)鎘的含量見表5，對比三組對照組CK1、CK2、CK3可知：在不添加坡縷石的情況下，土壤中的鎘含量越大，土壤中的有效態(tài)鎘含量越多。三組對照有效態(tài)鎘的含量從低到高分別為0.27、0.49、1.05mg/kg，以CK1為基本，對比其他兩個對照組，鎘濃度分別提高了1.8倍和3.9倍，由數(shù)據(jù)可知，土壤中鎘濃度與土壤有效態(tài)鎘濃度呈線性關(guān)系(p<0.01)。在同一鎘梯度中：加入的坡縷石在零到百分之十的梯度范圍中，添加越多坡縷石，土壤中的有效態(tài)鎘的就越低。三組土壤鎘濃度由低到高，坡縷石添加量從0%到10%五個梯度添加時，有效態(tài)鎘濃度分別為減少：18.5%~40.7%、24.5%~40.8%、21.0%~49.5%，有效態(tài)鎘的含量均呈下降趨勢(p<0.05)。分析這些數(shù)據(jù)，不難發(fā)現(xiàn)：加入坡縷石能使土壤中的有效態(tài)鎘的量減少。表5土壤有效態(tài)鎘含量處理有效鎘(mg/kg)處理有效鎘(mg/kg)處理有效鎘(mg/kg)C1P0(CK1)0.27±0.0135C1P10.22±0.0110C1P20.21±0.0105C1P30.18±0.0090C1P40.16±0.0080C2P0(CK2)0.49±0.0245C2P10.37±0.0185C2P20.32±0.0160C2P30.27±0.0135C2P40.29±0.0145C3P0(CK3)1.05±0.0525C3P10.83±0.0415C3P20.72±0.0360C3P30.57±0.0285C3P40.53±0.02655小結(jié)向已經(jīng)制備好的鎘污染土壤中加入不同梯度坡縷石，待到油菜收獲后，通過測定油菜吸收鎘的數(shù)值、油菜地上部生物量的規(guī)律以及供試土壤中脲酶和H2O2酶的活性的表現(xiàn)來探明坡縷石對菜地土壤鎘的鈍化效應(yīng)和對土壤酶活性的影響。已有研究表明，坡縷石能與金屬鎘發(fā)生物理和化學(xué)反應(yīng)，改變其在土壤中的性質(zhì)與存在形態(tài)，減少其在土壤中的可移動性，進(jìn)而減少鎘對耕地及生物的危害。經(jīng)過本實驗進(jìn)一步證實：坡縷石可以減少油菜對鎘的吸收，油菜鎘吸收量隨坡縷石濃度增加而減少；在污染土壤中添加坡縷石相比不添加坡縷石，油菜的地上部生物量更多；污染土壤中的坡縷石添加量越高，酶活性越高。污染土壤中的有效態(tài)鎘隨坡縷石的添加量增多而減少。以上觀點聯(lián)合和坡縷石的作用與性質(zhì)，可得出結(jié)論：坡縷石對菜地土壤鎘的鈍化效應(yīng)隨坡縷石濃度的增大而增大，鎘污染土壤中土壤酶的活性隨坡縷石濃度增大而有效提高。參考文獻(xiàn)SinghOV,LabanaS,PandeyG,BudhirajaR,JainRK.Phytoremediation:anoverviewofmetalliciondecontaminationfromsoil[J].ApplMicrobiolBiotechnol,2003,61(5-6):405~412魏二樂.大茅坪銅礦礦區(qū)重金屬污染土壤的化學(xué)修復(fù)[D].西北農(nóng)林科技大學(xué).2016BryanG.Heavymetalcontaminationinthesea[J].MarinePotullution,1976:185~302.王凱榮.我國農(nóng)業(yè)重金屬污染現(xiàn)狀及其治理利用對策[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境保護(hù).1997,16:174~178.白慶中,宋燕光,土?xí)?有機(jī)物