2019, Vol. 40
2. 农业部农业环境重点实验室, 北京 100081
, XU Chen-yang1,2 , GENG Zeng-chao1,2
, WANG Qiang1 , ZHU Le1 , GONG Yuan1 , TUO Wei-wei1
2. Key Laboratory for Agricultural Environment, Ministry of Agriculture, Beijing 100081, China
随着我国工业化、城市化和集约化农业的快速发展, 大量重金属污染物通过各种途径进入环境, 导致农业土壤污染问题日渐严重[1~3].据2014年发布的《全国土壤污染调查公报》显示, 全国土壤总超标率为16.1%, 其中轻微、轻度、中度和重度污染点位分别占比11.2%、2.3%、1.5%和1.1%, 而Cd的点位超标率最严重为7%[4], 被列为我国农业用地中的首要污染物.据测算, 当前我国每年受重金属污染的粮食高达1 200万t[5], 随之而来的食品安全问题成为了公众关注的主要问题之一.因此, 国务院于2016年颁布了“土壤污染防治行动计划”(土十条), 对指导今后30多年的土壤污染防治工作[6]、提高农产品质量和保障人类健康方面具有重要意义.
汉中平原位于陕西省西南部, 北依秦岭, 南屏巴山, 是汉江横穿汉中盆地中部形成的冲积、洪积平原, 主要由河流所夹带的泥沙冲积而成, 土壤类型有黄棕壤、黄褐土、水稻土等[7, 8].该地区气候温润潮湿, 水系网络发达, 是汉中地区重要的粮食和农副产品的生产基地, 但也是有色金属冶炼、设备制造和能源加工等企业分布较为集中的区域, 其受污染的程度直接关系到农产品品质及人体健康. Xiao等[8]通过对汉中市两个典型县区(勉县和城固县)调查发现, As、Cd、Zn和Hg是该地区农田土壤中的主要污染物.有研究表明, 土壤pH、CEC和有机质含量等环境因子是影响重金属生物有效性的关键因素[9, 10], 不同地区的土壤类型、污染程度不同使得土壤环境因子有所差异, 修复材料受这些因素影响从而导致其性质和作用效果发生改变[11].因此有必要因地制宜, 确定出不同土壤环境下修复材料的合理施用量.
目前农田土壤重金属污染修复的主要方法为物理修复、化学修复、生物修复和农业生态修复[12~14].化学修复技术是通过施入修复材料而使土壤中Cd的生物有效性降低, 减少其在土壤-植物系统中的迁移, 从而达到修复的目的[15, 16].该技术对土壤扰动小、修复成本低/时间短, 因此更适宜于大面积、中轻度污染农田土壤的修复[17].目前农田Cd土壤污染化学修复的研究多集中在单一材料(石灰、海泡石、过磷酸钙、生物炭、粉煤灰等)及其相互配合的复合材料上[18~20], 但针对动物骨粉/血粉、有机肥、复合肥、石灰、硫酸亚铁、生物炭多种材料配合修复农田Cd污染土壤的研究较少；关于陕西汉中平原的研究多集中在汉江上游和丹江水库水污染方面, 农田土壤污染方面研究相对较少.因此, 本文以陕西汉中平原农田Cd污染土壤为研究对象, 将石灰+有机复混肥、硫酸亚铁+石灰、硫酸亚铁+生物炭以不同比例配合进行盆栽试验, 通过分析不同配比复合修复材料对土壤基本理化性质、Cd生物有效性及小麦各部位Cd分布累积状况的影响, 从而筛选出高效配比的农田Cd污染修复材料, 以期为农田污染土壤修复材料的选择与应用提供依据.
1 材料与方法 1.1 供试土壤供试土壤采自陕西省汉中市勉县某农田(N33°10.628′, E106°41.311′, H548.1 m)耕层(0~20 cm)土壤.土样采回后, 将土块压碎, 除去残根杂物, 铺成薄层在阴凉、洁净、无污染处自然风干后, 过2 mm尼龙筛进行盆栽冬小麦试验.该土壤类型为冲积型潴育性水稻土[21], 其基本理化性质如表 1所示.其中, 总Cd含量超出GB 15618- 2018《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(试行)》中酸性土(pH≤5.5)的风险管制值(1.5 mg·kg-1).
|
表 1 供试土壤基本理化性质 Table 1 Physical and chemical properties of soils |
1.2 供试材料
小麦品种：西农509, 陕西荣华农业科技有限公司提供.
复合材料SC：石灰+有机复混肥(以2:3固定比例配施), pH为12.38(固液比1:2.5), 其中有机复混肥成分：牛骨粉+动物血粉+蚯蚓粪+酵素菌有机肥+硅钙镁钾肥+硫基复合肥(2:2:3:2:1:2).
复合材料LS：硫酸亚铁+石灰(以1:1固定比例配施), 石灰pH为12.04(固液比1:5).
复合材料LB：硫酸亚铁+生物炭(以1:1、1:2、1:3、1:4和1:5比例配施), 生物炭pH为10.43(固液比1:10).
1.3 试验设计本试验共设14个处理, 每个处理重复3次, 共42盆.设置如下：将3种不同配比的复合材料以不同添加量施入污染土壤, 其中复合材料SC添加量0.53%、0.67%、0.80%和0.93%(质量分数), 标记为SC1、SC2、SC3和SC4；复合材料LS添加量0.40%、0.53%、0.67%和0.80%(质量分数), 标记为LS1、LS2、LS3和LS4；复合材料LB总添加量为1.00%(质量分数), 其中硫酸亚铁与生物炭以1:1、1:2、1:3、1:4和1:5这5种配比添加, 标记为LB1、LB2、LB3、LB4和LB5；不添加复合材料作为对照, 标记为CK.各盆土样按纯氮0.08 g·kg-1, P2O50.04 g·kg-1, K2O 0.04 g·kg-1, 以尿素、磷酸氢二铵和氯化钾作基肥施入土壤.将4 kg土壤与修复材料及基肥混匀装盆(上部内径23 cm, 底部内径15 cm, 高18 cm, 底部打孔、加托), 加水平衡20d后, 进行冬小麦播种.每盆播种10~15粒, 苗期观察发芽状况, 三叶期定苗8株, 生长期进行适当追肥(各盆追肥量相同且每次追肥量为基肥用量的10%, 氮2次、磷1次和钾1次).
1.4 样品采集与测定方法 1.4.1 样品采集植物样品采集：小麦成熟后, 采集茎、叶、麦穗部分, 并用去离子水洗净放入烘箱, 105℃杀青30 min后, 于70℃下烘干至恒重；采集小麦根部样品时, 为减小试验误差, 将盆内土壤过2 mm尼龙筛, 筛出细小根毛并与小麦主根收集装袋, 用水反复冲洗根部至无泥土残留, 于烘箱70℃烘干至恒重.小麦各部位样品分开称重, 用粉碎机粉碎, 保存待测.
盆栽土样采集：去除小麦地上部和地下部, 以四分法取约500 g土壤, 风干分别过18、60和100目尼龙筛, 保存待测.
1.4.2 样品测定方法土壤pH值采用1:2.5土水比浸提, 用pH计(Sartorius, PB- 10)测定；土壤有机质采用重铬酸钾容量法测定；土壤CEC采用乙酸铵交换法测定；土壤硝态氮、铵态氮采用1 mol·L-1KCl浸提-连续流动分析仪测定[22]；速效磷采用Bray- 1法(0.03 mol·L-1NH4F- 0.025 mol·L-1 HCl)测定[23]；速效钾采用醋酸铵-火焰光度法测定[22].土壤中有效态Cd含量采用0.1 mol·L-1 CaCl2[24]浸提.土壤样品用王水-HClO4进行消解, 小麦植物样品采用HNO3-HClO4(体积比4:1)进行消解, 浸提液和消解液中Cd含量采用原子吸收光谱法(PE-PinAAcle 900F)测定.样品分析过程中加入国家标准物质土壤(GBW07457)和大米(GBW10045)进行质控, 回收率分别为86.5%~101.4%和98.2%~102.1%, 全程做空白试验.
1.5 数据分析生物富集系数(biological concentration factor, BCF)：
|
转运系数(translocation factor, TF)[25, 26]：
|
采用Microsoft Excel 2010软件进行数据整理和作图, SPSS 22.0软件对试验数据进行统计分析.采用Duncan多重比较检验法分析不同处理之间各指标的显著性差异.结果以平均值±标准误表示.
2 结果与分析 2.1 添加不同配比复合材料后对土壤基本理化性质的影响由表 2可知, 与对照(CK)相比, 复合材料SC和LS各处理土壤pH值均显著增高, 增幅分别为1.37~2.28和0.41~0.86个单位, 且复合材料SC作用效果更优, 而土壤有机质、CEC均无显著变化.复合材料LB中LB4和LB5处理土壤pH显著增高, 增幅为0.17和0.14个单位；LB3、LB4和LB5处理土壤有机质含量均增加, 其中LB4和LB5处理达显著水平；LB5处理CEC显著增加, 其余处理均无显著变化.
|
|
表 2 不同配比复合材料对土壤基本理化性质的影响 Table 2 Effects of composite materials in different proportions on physical and chemical properties of soil |
2.2 不同配比复合材料对土壤有效态Cd含量的影响
由图 1可知, 与对照(CK)相比, 3种复合材料各处理均显著降低了土壤有效态Cd含量, 其中复合材料SC各处理降幅依次为81.8%(SC4)>63.1%(SC3)>61.0%(SC2)>50.2%(SC1), 复合材料LS各处理降幅依次为48.1%(LS3)>41.7%(LS4)>35.8%(LS2)>29.4%(LS1)；复合材料LB各处理降幅依次为42.2%(LB1)>29.4%(LB4)>23.5%(LB2)>21.9%(LB5)>18.7%(LB3), 说明添加复合材料SC固Cd效果优于复合材料LS和LB, 且SC4处理固Cd效果最佳.
|
图 1 不同配比复合材料对土壤有效态Cd含量的影响 Fig. 1 Effects of composite materials in different proportions on available cadmium content in soil |
由表 3可知, 与对照(CK)相比, SC1处理小麦颖壳、茎、叶中Cd含量显著增加, SC2~SC4处理小麦籽粒、颖壳、叶和根部Cd含量均显著降低, 降幅为50.8%~58.7%、46.7%~54.2%、22.6%~39.7%和21.7%~23.8%, 茎中Cd含量较对照有所降低, 但未达显著水平.复合材料LS各处理小麦籽粒、颖壳、茎中Cd含量与对照相比均无显著变化, 叶片中Cd含量均有所增加, 其中LS1、LS2和LS4处理达显著水平, LS3和LS4处理小麦根中Cd含量显著高于对照, 增幅为20.4%和15.3%.复合材料LB各处理小麦茎、叶中Cd含量与对照相比均显著增加, 增幅为26.4%~33.1%和10.1%~44.2%, LB4和LB5处理小麦籽粒、根中Cd含量均显著增加, LB1处理小麦籽粒Cd含量显著低于对照, 各处理颖壳Cd含量较对照无显著变化.小麦各部位Cd含量差异明显, 基本表现为根>茎、叶>颖壳>籽粒.
|
|
表 3 不同配比复合材料对小麦各部位Cd含量的影响 Table 3 Effects of composite materials in different proportions on Cd contents in wheat organs |
2.3.2 不同配比复合材料对Cd在小麦各部位累积和转运的影响
由表 4可知, 与对照(CK)相比, 复合材料SC各处理显著降低了小麦各部位的BCF, 降幅为68.2%~77.3(籽粒)、26.3%~71.1%(颖壳)、31.7%~49.2%(茎)、24.3%~62.9%(叶)和12.0%~54.2%(根).与对照(CK)相比, 复合材料LS中LS1处理小麦籽粒和根的BCF显著降低了31.8%和31.3%, LS2处理根的BCF显著降低了25.3%, 各处理小麦颖壳、茎、叶的BCF均无显著变化.复合材料LB中LB1处理小麦籽粒、根的BCF显著低于对照, 而LB5处理小麦籽粒、叶、根的BCF均显著高于对照, 各处理小麦颖壳、茎中BCF无显著变化.小麦各部位对Cd富集能力表现为根>叶>茎>颖壳>籽粒.
|
|
表 4 不同处理下小麦各部位的生物富集系数(BCF)和转运系数(TF) Table 4 Biological concentration factors (BCF) and translocation factors (TF) of wheat organs under different treatments |
由表 4可知, 与对照(CK)相比, 复合材料SC中SC2、SC3和SC4处理小麦茎叶到颖壳的TF显著降低, 降幅为25.0%、42.9%和42.9%, 各处理小麦根到茎叶、颖壳到籽粒的TF无显著变化.复合材料LS中各处理根到茎叶的TF均增加, 其中LS1、LS2、LS4处理达显著水平, 增幅为32.9%、37.5%和14.6%；LS4处理茎叶到颖壳的TF显著低于对照, 各处理颖壳到籽粒的TF均无显著变化.复合材料LB中LB1处理小麦根到茎叶的TF显著增加, 增幅为31.7%, 颖壳到籽粒的TF显著降低, 降幅为33.3%, 各处理茎叶到颖壳的TF无显著变化.小麦各部位对Cd迁移转运能力表现为根>颖壳>茎叶.
2.4 不同配比复合材料对小麦生物量及产量的影响由图 2可知, 与对照(CK)相比, 复合材料SC各处理均显著增加了小麦地上部生物量, 其中SC2处理增幅最大, SC1处理小麦地下部生物量显著高于对照, SC2处理较对照显著增产56.4%, 其余处理均无显著变化.复合材料LS各处理小麦产量均增加, 其中LS3处理达显著水平, 增产了51.2%, LS2处理小麦地下部生物量显著低于对照, 各处理小麦地上部生物量无显著变化.复合材料LB各处理小麦地下部生物量均显著降低, LB1处理小麦地上部生物量显著降低, 各处理小麦产量均增加, 其中LB3、LB4和LB5处理达显著水平, 分别增产50.9%、51.2%和39.7%.
|
图 2 不同配比复合材料对小麦生物量及产量的影响 Fig. 2 Effects of composite materials in different proportions on biomass and yield of wheat |
图 3(a)为添加复合材料后, 土壤有效态Cd(y)与土壤pH值(x)的回归分析(n=13), 结果表明, 土壤有效态Cd与土壤pH存在极显著的负线性相关关系, 相关系数为-0.932.随着土壤pH的升高, 有效态Cd含量下降, 说明pH变化是影响土壤有效态Cd含量的一个重要因素. 图 3(b)为添加复合材料后, 小麦籽粒Cd(y)与土壤有效态Cd(x)的回归分析(n=13), 结果表明, 小麦籽粒Cd与土壤有效态Cd存在极显著的正线性相关关系, 相关系数为0.778, 说明通过降低土壤有效态Cd含量, 可有效抑制小麦籽粒对Cd的吸收.
|
图 3 土壤有效态Cd与小麦籽粒Cd、土壤pH值的相关关系 Fig. 3 Correlation analysis of soil available Cd, grain Cd, and soil pH |
由表 5可知, 土壤有效态Cd含量与小麦各部位Cd含量呈显著正相关, 相关系数在0.593~0.817之间, 且与小麦籽粒、颖壳Cd含量达极显著水平.土壤pH值与小麦各部位Cd含量呈显著负相关关系, 与土壤有效态Cd含量呈极显著负相关, 相关系数为0.902.小麦各部位Cd含量之间也存在显著或极显著正相关关系.此外, 有机质、CEC与土壤有效态Cd含量、小麦各部位Cd含量均不存在显著相关关系.
|
|
表 5 土壤基本理化性质、有效态Cd以及小麦各部位Cd的相关系数 Table 5 Correlation coefficients of physical and chemical properties of soil, available Cd, and Cd in wheat organs |
3 讨论 3.1 不同配比复合材料对土壤基本理化性质及Cd生物有效性的影响
本研究表明, 添加复合材料SC和LS显著增高了土壤pH值(表 2), 原因是复合材料SC和LS均含有石灰成分, 对土壤pH有显著提升作用；复合材料SC对土壤pH值作用效果优于LS, 可能与复合材料SC中石灰与有机肥配施有关.冉洪珍等[27]的研究发现, 有机肥与石灰配施提高土壤pH效果要优于单施石灰.本研究中复合材料LS提高土壤pH效果优于LB, 这是由于硫酸亚铁在土壤中被氧化成三价铁, 并产生H+, 导致的土壤pH下降[28]；且陶祥运等[29]的研究发现, 添加改良剂用量等量时, 石灰提高土壤pH值的效果明显高于生物炭.因此, 石灰配施硫酸亚铁对土壤pH的提高效果优于生物炭配施硫酸亚铁.
3种复合材料显著降低了土壤有效态Cd含量(图 1), 说明复合材料的添加对土壤Cd的固定有显著成效, 且3种复合材料的固Cd效果表现为复合材料SC>LS>LB, 原因是复合材料SC中含有牛骨粉、动物血粉、酵素菌有机肥等材料.牛骨粉的主要成分是Ca3(PO4)2和CaHPO4, 可与Cd2+生成磷酸盐沉淀降低土壤溶液中Cd2+含量, 同时磷酸钙等物质可直接通过表面吸附降低土壤Cd的可迁移性和生物有效性[30].许剑臣等[31]的研究表明1%蛭石和1%骨粉的混合添加能降低土壤中有效态Cd含量, 相比对照组在第42 d有效态Cd含量降低了40.52%.动物血粉干燥后蛋白含量高达80%以上, 其蛋白中的巯基、羧基具有较强的离子结合能力, 尤其是巯基的结合力极强, 可结合极低浓度的无机离子[32], 同时血液经过干燥、粉碎后, 蛋白质收缩、并成为多孔细小颗粒, 增加了比表面积, 对重金属离子的吸附作用也起到辅助作用.酵素菌有机肥含有丰富的有机质, 可改善并提高农田土壤肥力, 且其中的有益微生物与重金属Cd有很强的亲和性, 可与Cd形成不溶性Cd-有机复合物而减少土壤中重金属Cd有效态含量, 降低其生物有效性.复合材料LS固定Cd效果优于复合材料LB的表现为：复合材料LS中各处理土壤有效态Cd含量降幅范围为48.1%~29.4%, 复合材料LB中各处理降幅范围为42.2%~18.7%, 因为复合材料LS提高土壤pH效果优于LB, 倪中应等[33]研究发现石灰提高土壤pH值的效果明显高于等量生物炭作用效果, 且pH又是影响土壤Cd生物有效性的重要因子, 因此对土壤有效态Cd的固定效果也相一致.
3.2 不同配比复合材料对Cd在小麦各部位中的累积分布及迁移转化的影响本研究表明, Cd在小麦不同部位累积分布为根>叶>茎>颖壳>籽粒(表 3), 这与Shi等[34]的研究结果相一致, 这可能是由于Cd从土壤溶液进入根细胞, 通过转运蛋白经过木质部运输到茎叶部位, 当谷粒进行灌浆时, 再通过韧皮部将茎叶中的Cd转运至籽粒中[35]；在整个生长阶段, 根系与茎叶部位新陈代谢旺盛, 重金属积蓄量大, 而使颖壳、籽粒部位重金属积蓄量相对较小.本研究结果显示, 添加复合材料LS和LB后, 小麦籽粒Cd含量并无显著降低, 部分LB处理小麦Cd含量显著增加(表 3), 而土壤有效态Cd含量却显著降低, 这一结果与多数研究相反[36].这是由于小麦各部位吸收累积了一定量的Cd, 使土壤有效态Cd有所降低；另一方面可能是复合材料LS与LB中的亚铁离子被水解氧化为三价铁形成铁氧化物沉淀, 并产生大量氢离子[28], 致使土壤pH出现短暂下降, 土壤中部分Cd离子活性和移动性增强.本试验种植前, 土壤平衡老化时间相对较短, 而相关文献表明土壤重金属老化需60~100 d左右[37], 此时土壤中Cd活性还未达到较稳定的状态, 因此小麦播种后, 随着小麦植株及根系的生长, 吸收营养元素的同时累积了Cd元素, 经小麦内部转运系统的运输使得小麦籽粒中Cd含量增加.
本研究表明, 小麦各部位对Cd的转运能力基本为根>颖壳>茎叶, 这可能是因为分蘖期小麦根、茎、叶部位生长代谢旺盛, 重金属积累量迅速上升达到最大, 随时间的延续, 根部积累的重金属含量逐渐降低；茎、叶部的重金属含量在拔节期后向上运输至新叶、茎节中, 随着茎叶部位对重金属的代谢机制弱化[34], 重金属在茎叶部逐渐积累；在灌浆期小麦籽粒吸收营养物质同时也积累了少量重金属.小麦根中的转运蛋白如IRT1、ZNT1、AtNRAMP1和AtNRAMP4等运送阳离子至细胞质中, 进入植物体内的Cd大部分与蛋白质形成复合物不易向上转运[38], 导致根中重金属滞留量多于其他部位.
3.3 不同配比复合材料对小麦生物量及产量的影响本研究表明, 添加复合材料SC显著增加了小麦地上部生物量, 原因可能是复合材料SC中含有蚯蚓粪、有机肥、硅钙镁钾肥、硫基复合肥这些高养分的物质, 在土壤中经微生物的活动分解转化形成能促进作物生长发育的营养物质(特别是P、K及微量元素), 使得作物根系生长旺盛, 对养分吸收能力提高[39]；同时可增强作物的光合作用, 增加叶绿素含量, 使干物质积累增多.但相比对照, 只有SC2处理产量显著增加, 其余处理产量无显著变化, 因为复合材料SC中养分充足使小麦分蘖过多(每株4~6蘖), 而小麦拔节期生长过快、营养不集中, 导致籽粒灌浆期营养物质累积少, 籽粒不饱满, 产量无明显变化.本试验中, 添加复合材料LS显著增加了LS3处理小麦产量, 显著降低了LS2处理地下部生物量, 这可能是由于LS3处理土壤有效态Cd含量降幅最大, 其对小麦的毒害作用相对减弱, 进而改善了作物生长条件, 使得产量增加.添加复合材料LB均显著降低了小麦地下部生物量, 除LB1处理小麦地上部生物量均显著降低外, 其余处理均无显著变化, 原因可能是在小麦生长初期, 复合材料作用效果缓慢, 土壤Cd生物有效性相对较高, 使得大量的金属元素富集于根部, 因此对作物根部生长有一定的抑制作用；添加复合材料LB使得LB3、LB4和LB5处理小麦产量显著增加了39.6%~51.2%, 原因可能是生物炭有较强的吸附能力和较高的pH, 通过吸附或沉淀作用而降低土壤溶液中重金属浓度以及重金属离子的活性, 减少重金属的毒害作用[40], 从而达到提高产量的目的.
3.4 土壤基本理化性质、有效态Cd含量与小麦各部位Cd含量之间的相关关系相关性分析显示, 土壤pH值与小麦各部位Cd含量呈显著负相关关系, 且与土壤有效态Cd存在显著的负线性相关关系, 这一结果与冉洪珍等[27]的研究相一致, pH越高, 土壤有效态Cd含量越低, 小麦各部位吸收重金属Cd越少, 说明土壤pH是影响土壤Cd形态和有效性的重要因子[41]和控制小麦各部位中Cd积累的关键因素.土壤有效态Cd含量与小麦各部位Cd含量呈显著正相关, 且与小麦籽粒Cd存在显著线性相关关系, 这说明土壤重金属Cd的生物有效性可以有效反映小麦各部位中Cd的积累关系.总而言之, 添加复合材料后土壤pH值升高首先会引起土壤有效态Cd含量降低, 从而进一步抑制作物根对Cd的吸收及其向作物地上部迁移.
4 结论(1) 3种复合材料均降低了土壤有效态Cd含量, 固Cd效果为复合材料SC＞复合材料LS＞复合材料LB；3种复合材料均降低了土壤pH值, 作用效果复合材料SC＞复合材料LS＞复合材料LB.
(2) Cd在小麦各部位的分布累积规律为根＞叶＞茎＞颖壳＞籽粒, 小麦各部位对Cd的转运能力表现为根＞颖壳＞茎叶.
(3) 与对照相比, 添加0.67%的SC显著增产56.4%, 添加0.67%的LS显著增产51.2%；添加复合材料LB显著增产39.6%~51.2%.
(4) 相关分析表明, 土壤pH值与小麦各部位Cd含量呈显著负相关, 且与土壤有效态Cd存在显著的负线性相关关系；土壤有效态Cd含量与小麦各部位Cd含量呈显著正相关, 且与小麦籽粒Cd存在显著线性相关关系；同时, 小麦各部位镉含量之间也存在显著或极显著正相关关系.
(5) 综合考虑, 添加0.93%的SC修复效果最优.
| [1] |
陈卫平, 谢天, 李笑诺, 等. 中国土壤污染防治技术体系建设思考[J]. 土壤学报, 2018, 55(3): 557-568. Chen W P, Xie T, Li X N, et al. Thinking of construction of soil pollution prevention and control technology system in China[J]. Acta Pedologica Sinica, 2018, 55(3): 557-568. |
| [2] |
杨阳, 陈卫平, 李艳玲, 等. 基于不确定性分析的土壤-水稻系统镉污染综合风险评估[J]. 环境科学, 2016, 37(12): 4800-4805. Yang Y, Chen W P, Li Y L, et al. Comprehensive risk evaluation of cadmium in soil-rice system based on uncertainty analysis[J]. Environmental Science, 2016, 37(12): 4800-4805. |
| [3] | Huang Y, Wang L Y, Wang W J, et al. Current status of agricultural soil pollution by heavy metals in China:a meta-analysis[J]. Science of the Total Environment, 2019, 651: 3034-3042. DOI:10.1016/j.scitotenv.2018.10.185 |
| [4] | 环境保护部, 国土资源部.全国土壤污染状况调查公报[EB/OL]. (2014-04-17). http://www.ndrc.gov.cn/fzgggz/ncjj/zhdt/201404/t20140418_607888.html. |
| [5] | Wu G, Kang H B, Zhang X Y, et al. A critical review on the bio-removal of hazardous heavy metals from contaminated soils:issues, progress, eco-environmental concerns and opportunities[J]. Journal of Hazardous Materials, 2010, 174(1-3): 1-8. DOI:10.1016/j.jhazmat.2009.09.113 |
| [6] | 国务院.土壤污染防治行动计[EB/OL]. (2016-05-31). http://www.gov.cn/xinwen/2016-05/31/content_5078467.htm. |
| [7] |
李松.汉中市土壤养分空间变异及耕地地力评价研究[D].杨凌: 西北农林科技大学, 2016. 6-9. Li S. Study on spatial variability of soil nutrients and quantitative evaluation of cultivated land fertility in Hanzhong[D]. Yangling: Northwest A&F University, 2016. 6-9. http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10712-1016175389.htm |
| [8] | Xiao R, Guo D, Ali A, et al. Accumulation, ecological-health risks assessment, and source apportionment of heavy metals in paddy soils:a case study in Hanzhong, Shaanxi, China[J]. Environmental Pollution, 2019, 248: 349-357. DOI:10.1016/j.envpol.2019.02.045 |
| [9] |
邢金, 峰仓龙, 任静华. 重金属污染农田土壤化学钝化修复的稳定性研究进展[J]. 土壤, 2019, 51(2): 224-234. Xing J, Feng C L, Ren J H. Remediation stability of in situ chemical immobilization of heavy metals contaminated soil:a review[J]. Soils, 2019, 51(2): 224-234. |
| [10] |
胡红青, 黄益宗, 黄巧云, 等. 农田土壤重金属污染化学钝化修复研究进展[J]. 植物营养与肥料学报, 2017, 23(6): 1676-1685. Hu H Q, Huang Y Z, Huang Q Y, et al. Research progress of heavy metals chemical immobilization in farm land[J]. Journal of Plant Nutrition and Fertilizer, 2017, 23(6): 1676-1685. |
| [11] |
陈卫平, 杨阳, 谢天, 等. 中国农田土壤重金属污染防治挑战与对策[J]. 土壤学报, 2018, 55(2): 261-272. Chen W P, Yang Y, Xie T, et al. Challenges and countermeasures for heavy metal pollution control in farmlands of China[J]. Acta Pedologica Sinica, 2018, 55(2): 261-272. |
| [12] |
王涛, 李惠民, 史晓燕. 重金属污染农田土壤修复效果评价指标体系分析[J]. 土壤通报, 2016, 47(3): 725-729. Wang T, Li H M, Shi X Y. Analysis on evaluation system of remediation effectiveness in farmland soil contaminated by heavy metals[J]. Chinese Journal of Soil Science, 2016, 47(3): 725-729. |
| [13] | Liu L W, Li W, Song W P, et al. Remediation techniques for heavy metal-contaminated soils:principles and applicability[J]. Science of the Total Environment, 2018, 633: 206-219. DOI:10.1016/j.scitotenv.2018.03.161 |
| [14] | Khalid S, Shahid M, Niazi N K, et al. A comparison of technologies for remediation of heavy metal contaminated soils[J]. Journal of Geochemical Exploration, 2017, 182: 247-268. DOI:10.1016/j.gexplo.2016.11.021 |
| [15] | Wiszniewska A, Hanus-Fajerska E, Muszyńska E A, et al. Natural organic amendments for improved phytoremediation of polluted soils:a review of recent progress[J]. Pedosphere, 2016, 26(1): 1-12. DOI:10.1016/S1002-0160(15)60017-0 |
| [16] | Rizwan M, Ali S, Abbas T, et al. Cadmium minimization in wheat:a critical review[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2016, 130(8): 43-53. |
| [17] |
高瑞丽, 唐茂, 付庆灵, 等. 生物炭、蒙脱石及其混合添加对复合污染土壤中重金属形态的影响[J]. 环境科学, 2017, 38(1): 361-367. Gao R L, Tang M, Fu Q L, et al. Fractions transformation of heavy metals in compound contaminated soil treated with biochar, montmorillonite and mixed addition[J]. Environmental Science, 2017, 38(1): 361-367. |
| [18] |
方至萍, 廖敏, 张楠, 等. 施用海泡石对铅、镉在土壤-水稻系统中迁移与再分配的影响[J]. 环境科学, 2017, 38(7): 3028-3035. Fang Z P, Liao M, Zhang N, et al. Effect of sepiolite application on the migration and redistribution of Pb and Cd in soil rice system in soil with Pb and Cd combined contamination[J]. Environmental Science, 2017, 38(7): 3028-3035. |
| [19] |
王英杰, 邹佳玲, 杨文弢, 等. 组配改良剂对稻田系统Pb、Cd和As生物有效性的协同调控[J]. 环境科学, 2016, 37(10): 4004-4010. Wang Y J, Zou J L, Yang W T, et al. Synergetic control of bioavailability of Pb, Cd and As in the rice paddy system by combined amendments[J]. Environmental Science, 2016, 37(10): 4004-4010. |
| [20] |
周航, 周歆, 曾敏, 等. 2种组配改良剂对稻田土壤重金属有效性的效果[J]. 中国环境科学, 2014, 34(2): 437-444. Zhou H, Zhou X, Zeng M, et al. Effects of two combined amendments on heavy metal bioaccumulation in paddy soil[J]. China Environmental Science, 2014, 34(2): 437-444. |
| [21] |
吴玉红, 郝兴顺, 田霄鸿, 等. 秸秆还田对汉中盆地稻田土壤有机碳组分、碳储量及水稻产量的影响[J]. 水土保持学报, 2017, 31(4): 325-331. Wu Y H, Hao X S, Tian X H, et al. Effect of straw returning on the contents of soil organic carbon fractions, carbon storage and crop yields of paddy field in Hanzhong Basin[J]. Journal of Soil and Water Conservation, 2017, 31(4): 325-331. |
| [22] | 鲍士旦. 土壤农化分析(第三版)[M]. 北京: 中国农业出版社, 2000. |
| [23] | 中国土壤学会农业化学专业委员会. 土壤农业化学常规分析方法[M]. 北京: 科学出版杜, 1983. |
| [24] |
肖振林, 王果, 黄瑞卿, 等. 酸性土壤中有效态镉提取方法研究[J]. 农业环境科学学报, 2008, 27(2): 795-800. Xiao Z L, Wang G, Huang R Q, et al. Extraction method for available cadmium in acid soils[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2008, 27(2): 795-800. DOI:10.3321/j.issn:1672-2043.2008.02.073 |
| [25] |
林海, 靳晓娜, 董颖博, 等. 膨润土对不同类型农田土壤重金属形态及生物有效性的影响[J]. 环境科学, 2019, 40(2): 945-952. Lin H, Jin X N, Dong Y B, et al. Effects of bentonite on chemical forms and bioavailability of heavy metals in different types of farmland soils[J]. Environmental Science, 2019, 40(2): 945-952. |
| [26] |
吴玉俊, 周航, 朱维, 等. 碳酸钙和海泡石组配对水稻中Pb和Cd迁移转运的影响[J]. 环境工程学报, 2015, 9(8): 4047-4054. Wu J X, Zhou H, Zhu W, et al. Effects of combined amendment (limestone + sepiolite) on translocation of Pb and Cd in rice[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2015, 9(8): 4047-4054. |
| [27] |
冉洪珍, 郭朝晖, 肖细元, 等. 改良剂连续施用对农田水稻Cd吸收的影响[J]. 中国环境科学, 2019, 39(3): 1117-1123. Ran H Z, Guo Z H, Xiao X Y, et al. Effects of continuous application of soil amendments on cadmium availability in paddy soil and uptake by rice[J]. China Environmental Science, 2019, 39(3): 1117-1123. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2019.03.027 |
| [28] | Yu H Y, Liu C P, Zhu J S, et al. Cadmium availability in rice paddy fields from a mining area:The effects of soil properties highlighting iron fractions and pH value[J]. Environmental Pollution, 2016, 209: 38-45. DOI:10.1016/j.envpol.2015.11.021 |
| [29] |
陶祥运, 李磊明, 刘小红, 等. 白云石和硫酸亚铁复配对城市污泥中重金属形态分布及生物有效性的影响[J]. 环境工程学报, 2018, 12(2): 654-662. Tao Y X, Li L M, Liu X H, et al. Effect of dolomite-ferrous sulfate complex on speciation distribution and bioavailability of heavy metals in municipal sludge[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2018, 12(2): 654-662. |
| [30] | Liu J, Zhu R L, Liang X L, et al. Synergistic adsorption of Cd(Ⅱ) with sulfate/phosphate on ferrihydrite:an in situ ATR-FTIR/2D-COS study[J]. Chemical Geology, 2018, 447: 12-21. |
| [31] |
许剑臣, 李晔, 肖华锋, 等. 改良剂对重金属复合污染土壤的修复效果[J]. 环境工程学报, 2017, 11(12): 6511-6517. Xu J C, Li Y, Xiao H F, et al. Effect of amendments on remediation of heavy metal compound contaminated soil[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2017, 11(12): 6511-6517. DOI:10.12030/j.cjee.201702165 |
| [32] |
李思彤, 舒芳芳, 王楠, 等. 血粉对废水中镉离子的高效去除效应[J]. 环境工程学报, 2017, 11(9): 5001-5006. Li S T, Shu F F, Wang N, et al. High efficient removal effect of Cd2+ from wastewater by adsorption onto blood powder[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2017, 11(9): 5001-5006. |
| [33] |
倪中应, 章明奎. 生物炭配施石灰降低稻米镉和铅积累的效果[J]. 中国农学通报, 2018, 34(2): 54-59. Ni Z Y, Zhang M K. Combined application of biochar and lime:effect on reducing cadmium and lead accumulation in rice[J]. Chinese Agricultural Science Bulletin, 2018, 34(2): 54-59. |
| [34] | Shi G L, Li D J, Wang Y F, et al. Accumulation and distribution of arsenic and cadmium in winter wheat (Triticum aestivum L.) at different developmental stages[J]. Science of the Total Environment, 2019, 667: 532-539. DOI:10.1016/j.scitotenv.2019.02.394 |
| [35] | 王凯, 徐世龙, 杨远柱. 水稻镉吸收与转运机理研究进展[J]. 作物研究, 2014, 28(8): 926-930. |
| [36] |
左静, 陈德, 郭虎, 等. 小麦秸秆生物质炭对旱地土壤铅镉有效性及小麦、玉米吸收的影响[J]. 农业环境科学学报, 2017, 36(6): 1133-1140. Zuo J, Chen D, Guo H, et al. Effects of biochar on Cd Pb availability and uptake by maize and wheat in upland soil[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2017, 36(6): 1133-1140. |
| [37] |
郑顺安.我国典型农田土壤中重金属的转化与迁移特征研究[D].杭州: 浙江大学, 2010. 53-71. Zheng S A. Studies on the transformation and transport of heavy metals in typical Chinese agricultural soils[D]. Hangzhou: Zhejiang University, 2010. 53-71. http://cdmd.cnki.com.cn/article/cdmd-10335-1011051898.htm |
| [38] |
高卓, 李舒琦, 武文飞, 等. 污泥堆肥对黄土-小麦系统中镉生物有效性的影响[J]. 土壤, 2018, 50(4): 746-754. Gao Z, Li S Q, Wu W F, et al. Effect of sludge compost on Cd bioavailability in loess-wheat system[J]. Soils, 2018, 50(4): 746-754. |
| [39] | Wang F, Wang Z H, Kou C L, et al. Responses of wheat yield, macro-and micro-nutrients, and heavy metals in soil and wheat following the application of manure compost on the north China Plain[J]. PLoS One, 2016, 11(1): e0146453. DOI:10.1371/journal.pone.0146453 |
| [40] | Zhan F D, Zeng W Z, Yuan X C, et al. Field experiment on the effects of sepiolite and biochar on the remediation of Cd-and Pb-polluted farmlands around a Pb-Zn mine in Yunnan Province, China[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2019, 26(8): 7743-7751. DOI:10.1007/s11356-018-04079-w |
| [41] |
何俊, 王学东, 陈世宝, 等. 典型污灌区土壤中Cd的形态、有效性及其影响因子[J]. 中国环境科学, 2016, 36(10): 3056-3063. He J, Wang X D, Chen S B, et al. The forms, bioavailability of Cd in soils of typical sewage irrigation fields in northern China and its control factors[J]. China Environmental Science, 2016, 36(10): 3056-3063. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2016.10.031 |