2021, Vol. 42
随着工农业的快速发展, 土壤重金属污染日趋严重, 导致土壤质量退化、农作物产量和品质不断下降[1].土壤重金属污染具有持久性、不可降解性、高毒性以及生物相容性等特点, 因此, 修复的难度大、成本高、周期长[2].有研究表明, 重金属的生物毒性及其在生物体内的累积能力不完全受控于重金属的总量, 而是由重金属形态及其生物有效性决定[3].因此, 改变土壤中重金属的赋存形态、降低其在土壤中的有效性和迁移性是修复重金属污染土壤的有效措施[4].
原位化学钝化技术具备用量少、效率高的特点被广泛关注, 该技术中钝化剂的选择是关键[5].化学钝化技术对土壤理化性质的依赖性强, 南方酸性土壤应用较广的有碱性物料、黏土矿物和生物炭等钝化材料[6].其中石灰石是目前比较成熟且经济适用的碱性钝化剂, 施入土壤后可以中和土壤酸性, 提高土壤pH值, 降低交换性酸含量, 诱发一系列的吸附、沉淀、络合、螯合、离子交换和氧化还原反应, 使土壤中重金属的不可利用态含量增加, 降低重金属在土壤中的活性和迁移性, 达到钝化修复土壤的目的[7], 但阻控后重金属再活化的风险较高[8].麦饭石是一种天然火山岩黏土矿物, 富含硅铝酸盐类物质, 内部富含许多蜂窝状微孔隙和大量次生孔隙, 具有良好的吸附性、溶出性、矿化性和生物活性等, 可有效吸附固定重金属[9].生物炭不仅可有效提高土壤肥力, 也可有效降低重金属的生物有效性.有研究表明, 生物炭的比表面积和孔结构决定土壤重金属的物理吸附, 生物炭的官能团和芳香性主要影响土壤重金属的化学吸附和沉淀[10].改性是增加生物炭钝化重金属的功能性的有效手段, 铁改性后生物炭表面产生更多的活性位点, 提高了材料对重金属离子的吸附能力[11].肖亮亮等[3]的研究结果表明, 施用石灰石、麦饭石和生物炭均能有效抑制黑麦草对Cu和Cd的吸收, 土壤Cu和Cd生物有效性的降低主要是由于土壤中易被植物吸收利用的Cu和Cd含量向铁锰结合态和残渣态Cu和Cd含量转化.
可见, 铁锰化合物在重金属钝化过程中扮演着重要角色.铁氧化物具有较高的比表面积和细微的颗粒结构, 可通过氧化/还原、吸附/解吸等作用影响重金属离子的迁移、转化和结晶生长等[12].Lin等[13]的研究指出外源施用纳米氧化铁颗粒后, 土壤Cd的可交换态含量和碳酸盐结合态含量分别下降14.2%~83.5%和18.3%~85.8%, 转移至铁锰结合态和其它不易迁移的形态.
南方水稻土铁氧化物含量相对丰富, 在钝化剂的诱导下, 土壤内源铁氧化物可能参与重金属钝化过程, 协同阻控重金属, 影响其在土壤中的迁转规趋.但是, 现阶段的研究多集中在钝化剂对土壤重金属形态迁移的影响以及重金属在土壤-植物体内的迁移, 而对于钝化剂施用后土壤中钝化剂-重金属-内源铁氧化物三元体系的结合方式及作用规律的研究却鲜见报道, 因此无法从土壤内源矿物组成的角度警示钝化后重金属二次活化的成因.
黏土矿物和铁氧化物是土壤胶体的重要组成部分, 胶体是污染土壤中重金属钝化的重要载体[14].Xu等[15]的研究发现, 土壤中铁锰氧化物和硫酸盐等物质的氧化还原可改变土壤胶体中重金属的环境化学行为.本研究从土壤/土壤胶体中Cu和Cd的形态分布规律与趋势出发, 阐明钝化剂施用后富铁土壤中内源铁氧化物对重金属长效钝化的作用机制.
1 材料与方法 1.1 供试土壤供试土壤采自我国南方某铜冶炼厂周边水稻田表层土壤(0~20 cm), 自然风干, 去除其中大颗粒石块和植物根系等杂质, 分别过20目和100目尼龙筛, 备用.基本理化性质见表 1.
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表 1 供试土壤的基本理化性质 Table 1 Basic physical and chemical properties of the tested soil |
1.2 供试钝化剂
石灰石(LS)：购自西陇化工股份有限公司, 过60目筛后备用.
麦饭石(MF)：购自郑州市夹津口多来净水材料厂, 60~80目左右.
药渣生物炭(BC)和铁改性药渣生物炭(Fe-BC)：采用高温(500℃)厌氧法制备, 具体制备方法参考文献[3].
以上4种钝化剂的基本理化性质见表 2.
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表 2 4种钝化剂的基本理化性质1) Table 2 Basic physical and chemical properties of the four amendments |
1.3 方案设计
采用一次平衡实验确定LS、MF、BC和Fe-BC共4种钝化剂的合理用量, 土壤培养实验阐明土壤钝化剂对Cu和Cd的固持机制.具体设计如下.
1.3.1 一次平衡实验准确称取过100目筛供试土壤5.000 g, 置于50 mL的具塞锥形瓶, 分别加入0.1 mol·L-1 NaNO3 25 mL和一定质量的钝化剂, 摇匀, 每个处理3次重复, 同时设置不加钝化剂的对照处理, 钝化剂的添加量如表 3所示.恒温(25℃)振荡4 h, 静置24 h后离心过滤, 取上清液测定Cu和Cd浓度, 按式(1)计算供试钝化剂固持率.
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表 3 4种钝化剂的添加量(钝化剂/供试土壤)/% Table 3 Amount of the four amendments added(amendment/test soil)/% |
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(1) |
式中, c0为空白对照处理时溶液中重金属含量, ci为钝化剂的用量为i时溶液中重金属含量.
1.3.2 土壤培养实验根据一次平衡实验结果确定LS、MF、BC和Fe-BC的合理用量(质量分数)分别为土重的0.3%、2%、2%和2%.称取200.00 g过20目筛的供试土壤于500 mL的洗净塑料烧杯中, 与钝化剂混匀, 每个处理设置3个重复, 同时设置不施加钝化剂的对照组CK.在25℃的恒温培养箱中培养, 调节土壤含水量为田间持水量的65%左右.隔天用恒重法补充去离子水.培养30 d后, 自然风干土壤, 过20目筛后备用.
1.4 测定项目与方法 1.4.1 土壤理化性质的测定pH、有机质和CEC参照文献[16]测定.
1.4.2 钝化剂、土壤和胶体样品中重金属全量测定钝化剂、土壤和胶体样品中重金属全量采用微波消解仪(WX- 6000型, 屹尧科技)消解, 酸体系：6 mL硝酸、2 mL盐酸和2 mL氢氟酸, 样品称重0.100 0 g.消解后溶液样品Fe、Cu和Cd浓度采用火焰-石墨炉原子吸收仪测定(contrAA700型, 德国耶拿).
1.4.3 土壤及胶体样品中铁的形态提取和测定土壤及胶体中游离铁的形态分非晶质氧化铁和晶质氧化铁, 具体方法参照文献[17].
1.4.4 土壤及胶体样品中重金属的形态分级土壤重金属形态分级：可交换及碳酸盐结合态、易还原铁锰结合态、有机结合态、晶质氧化铁结合态和残渣态这5种形态[17].土壤胶体中的重金属的形态分为非晶质氧化铁结合态、晶质氧化铁结合态和残渣态[17].
1.4.5 土壤胶体中内源铁类型的鉴定用草酸-草酸铵遮光振荡处理土壤胶体样品以去除胶体中的非晶质氧化铁[17], 随后将胶体样品粉末压片进行X射线衍射(XRD)扫描(德国布鲁克D8 Advance X射线衍射仪).
1.4.6 钝化剂的微观结构表征钝化剂的比表面积采用TristarⅡ3020(V1.04)型比表面孔分布测定仪(BET)测定, 表面形态和结构特征采用日本日立公司SU1510型场发射扫描电镜分析.
1.5 数据处理用Microsoft Excel和Origin 8.5对数据进行处理并作图分析, 统计分析采用数据分析软件SPSS18.0进行.
2 结果与分析 2.1 钝化剂的微观结构分析4种钝化剂的微观形貌特征如图 1所示：LS呈不规则方体; MF呈明显的层状结构, 表面附着有一些颗粒状物质; BC呈不规则的微观结构, 表面凸凹不平, 孔道分布密集; Fe-BC相较于BC, 表面附着晶片结构物质, 且改性后Fe-BC的铁的含量由4.66 g·kg-1增加至172.88 g·kg-1(表 2), 说明这些晶片结构物质可能为改性过程中附着的铁氧化物.
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(a)LS, (b)MF, (c)BC, (d)Fe-BC 图 1 钝化剂的扫描电镜(SEM) Fig. 1 Scanning electron microscopy (SEM) images of amendments |
考虑到测定时4种钝化剂的放大倍数不一致, 为了准确地反映材料的比表面积和孔容等关键信息, 用BET测定LS、MF、BC和Fe-BC的比表面积和平均孔径.结果表明, 4种钝化剂的比表面积分别为0.73、0.68、9.45和78.57 m2·g-1, 平均孔径分别为45.29、24.06、4.20和3.90 nm, 说明4种钝化剂均属于介孔材料, 其中LS和MF比表面积相对较小, 约为BC的1/13~1/14, 物理吸附势远小于BC; Fe-BC比表面积最大, 约为BC的9倍, 所以铁改性可以增加生物炭的比表面性能, 这和崔志文等[18]的研究结果是一致的.
2.2 钝化剂添加量对土壤Cu和Cd的固持效果如图 2所示, LS、MF、BC和Fe-BC这4种钝化剂对土壤中Cu和Cd的固持率均随着钝化剂用量的增加表现出先增大后稳定的趋势.其中LS固持效果最佳, 在投加量为0.3%时已达到较好的固持效果, 对Cu和Cd的固持率分别达96.57%和71.36%, 综合考虑材料用量和钝化效果等因素, 故选用LS添加量为0.3%进行后续实验; MF固持效果次之, 在投加量为2%时达到了较高的固持率, Cu和Cd的固持率分别达93.96%和81.06%, 此后, 随着施加量的增加Cu和Cd固持率变化不大, 且趋于稳定, 故MF添加量选用2%; BC处理效果一般, 在投加量为2%时对土壤Cu的固持率仅有59.48%, 但对Cd的固持率已达74.17%, 考虑Cd的环境毒害性远大于Cu, 而2%添加量的BC对Cd已有较好的固持效果, 此后随投加量增大Cd固持效果渐趋稳定, 且为了与MF钝化效果进行比较, 故选用BC添加量为2%; Fe-BC处理在2%投加量时对土壤Cu、Cd的固持率分别为78.92%和77.22%, 较2%投加量的BC处理对Cu和Cd的固持效果更好, 故Fe-BC添加量也选用2%.
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Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ和Ⅴ不同浓度梯度对应的添加量见表 3 图 2 不同浓度梯度钝化剂对土壤Cu和Cd的固持率的影响 Fig. 2 Effect of different concentration gradient amendments on soil Cu and Cd retention rates |
本文对Tessier经典五步浸提法进行了改进, 其中土壤可交换态的重金属活性强, 易被植物吸收, 碳酸盐结合态的重金属受土壤pH值影响较大, 在南方酸雨环境下容易活化而被植物利用[19], 故将这两种活性较强的形态合并为可交换及碳酸盐结合态, 并以此作为判断4种材料对重金属的短期钝化效果的主要依据; 铁锰结合态重金属在还原条件下释放并可被生物利用[20], 其提取剂盐酸羟胺只能还原弱晶质的氧化铁, 为和后文晶质氧化铁结合态区分, 因此称其为易还原铁锰结合态; 易还原铁锰结合态的重金属如果以内络合的方式进入晶型铁氧化物的矿物晶格内部, 重金属二次活化的风险将显著降低, 故在残渣态提取之前增加土壤晶质氧化铁结合态, 这将是重金属稳定化的重要途径之一; 有机结合态提取方法不变, Kwiatkowska[21]的研究表明有机结合态重金属是实现长效钝化的另一重要途径.
钝化稳定化培养30 d后土壤Cu形态如图 3(a)所示, 各处理之间均有不同程度的变化.相较CK处理, LS处理结果表现为可交换及碳酸盐结合态减少(-8.19%), 易还原铁锰结合态增加(8.00%), 其他形态变化差异不显著(P < 0.05), 说明LS处理后土壤可交换及碳酸盐结合态Cu向易还原铁锰结合态转化.由于易还原铁锰结合态重金属在还原条件下可释放并被生物利用, 所以LS处理后土壤重金属二次活化的风险较高[22]; MF处理结果表现为可交换及碳酸盐结合态(-2.33%)向易还原铁锰结合态(2.69%)转化, 晶质氧化铁结合态(-2.63%)向有机结合态(1.41%)和残渣态(0.85%)转化, 其中可交换及碳酸盐结合态的减少量(-2.33%)低于LS, 但向有机结合态和残渣态的总转变量(2.26%)高于LS(1.08%), 由于有机结合态和残渣态重金属在自然环境条件下不容易发生转变, 所以施用MF的短期效果虽然不如LS明显, 但是MF的长久有效性要高于LS, 风险更低; BC处理结果表现为易还原铁锰结合态(-2.21%)、晶质氧化铁结合态(-1.39%)向有机结合态(4.75%)转化, 但残渣态反而降低了1.67%, 而Fe-BC处理结果则表现为易还原铁锰结合态(-5.90%)向有机结合态(3.48%)和残渣态(3.49%)转化, 虽然二者处理后可交换及碳酸盐结合态较CK变化差异不显著, 但是有机结合态含量均显著增加, 这是加入生物炭后, 土壤有机质含量增加所致; 另外, Fe-BC处理的有机结合态和残渣态总增加量(6.97%)高于BC处理(3.08%), 钝化效果更好, 这是由于生物炭铁改性后, 比表面积和表面官能团数量的增加[23].
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(a)Cu, (b)Cd; 同一形态的不同小写字母表示不同处理P＜0.05水平上差异显著 图 3 钝化处理对土壤Cu和Cd各形态质量分数的影响 Fig. 3 Effect of amendments on the fraction distribution of Cu and Cd in the soil |
从图 3(b)可知, Cu和Cd形态变化不完全一致.和CK处理比较, LS、MF、BC和Fe-BC处理可交换及碳酸盐结合态Cd质量分数分别显著降低了7.64%、8.34%、2.37%和6.73%, 残渣态Cd质量分数分别显著提高了8.27%、9.18%、5.73%和9.60%.从重金属钝化后二次活化的风险性分析, 钝化处理对Cd的稳定性要优于Cu.另外, LS处理易还原铁锰结合态Cd质量分数显著增加了1.12%, 这与LS处理Cu的易还原铁锰结合态变化趋势一致; MF处理晶质氧化铁结合态Cd质量分数显著增加了0.89%, 这与MF处理晶质氧化铁结合态Cu质量分数变化(-2.63%)趋势不同, 有待进一步探究; BC、Fe-BC处理土壤有机结合态的Cd质量分数并未因土壤有机质含量的增加而增加, 反而分别降低了0.85%和0.55%, 这和土壤中Cu的有机结合态质量分数变化不一致, 这可能是因为生物炭中有机质的重金属结合位点对Cu的亲附性要优于Cd[24].
2.4 钝化剂对土壤胶体Cu和Cd的迁转归趋测定胶体中Cu和Cd的含量如表 4所示. CK处理胶体中Cu和Cd的含量分别为489.92mg·kg-1和2.57mg·kg-1, 远高于土壤的239.98mg·kg-1和1.93mg·kg-1(表 1), 这主要是由于胶体粒径小、比表面积大、带负电荷, 因此重金属易于富集于土壤胶体中.钝化剂LS、MF、BC和Fe-BC处理对土壤胶体Cu和Cd的作用效果不一致：处理后土壤胶体中Cu的含量变幅不大, 各处理较CK无显著差异; 但是各处理后土壤胶体中Cd的含量均显著低于对照(P < 0.05), 说明钝化剂对土壤胶体中Cu和Cd含量的影响受重金属类型和总量的影响较大.同时结合文献[25]可知, 钝化剂施用后土壤胶体的含量显著高于对照, 因此土壤胶体对Cu和Cd元素的固持分量(土壤胶体含量与重金属浓度的乘积)仍可能显著高于对照.
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表 4 钝化剂对土壤胶体中Cu和Cd含量的影响1)/mg·kg-1 Table 4 Effect of amendments on Cu and Cd contents of soil colloids/mg·kg-1 |
胶体对Cu和Cd的吸附是重金属生物有效性降低的第一步, 胶体中重金属的形态分布是重金属长效钝化的关键因素.由图 4可知, LS、MF、BC和Fe-BC处理后土壤胶体中Cu和Cd的形态发生了迁转.相较于CK处理, 钝化剂处理后胶体中非晶质氧化铁结合态Cu的含量显著增加, 残渣态Cu含量显著降低, 说明尽管钝化剂降低了土壤中Cu的活性含量[图 3(a)], 但土壤胶体中Cu的活性提高, 因此钝化处理后Cu再次活化的风险较高; 胶体中Cd非晶质和晶质氧化铁结合态Cd含量虽然没有显著变化, 但是残渣态Cd的含量均有显著降低, 说明钝化处理后胶体中Cd总量的降低主要是由于残渣态Cd含量的下降引起的.
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同一形态的不同小写字母表示不同处理P＜0.05水平上差异显著 图 4 钝化剂对土壤胶体Cu和Cd各形态含量的影响 Fig. 4 Effects of amendments on the fraction distribution of Cu and Cd in soil colloids |
如表 5所示, 相较于CK处理, LS、MF、BC和Fe-BC钝化处理均能显著提高土壤pH(P < 0.05).有研究表明, LS可以中和土壤酸性, 降低土壤中交换性酸含量, 提高土壤pH[7]; MF中硅铝酸盐和硅酸盐矿物有效调节土壤pH, 当环境中OH-浓度过低时, MF中的矿物成分就会溶解以提高OH-浓度从而提高pH值[26]; BC和Fe-BC能通过离子交换等作用降低土壤中可交换H+和可交换Al3+的水平, 从而中和部分土壤酸度[27].钝化剂处理后的土壤有机质含量和CK处理相比, LS和MF处理有机质含量无显著差异; BC和Fe-BC处理后土壤有机质含量分别提高了34.02%和12.00%, 均达到显著水平, 这是因为外源加入的BC和Fe-BC中碳含量较高, 引起土壤有机质含量显著增加, 这也是BC和Fe-BC处理后土壤重金属有机结合态含量增加的原因, 这与栾润宇等[28]的研究结论一致.
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表 5 钝化剂处理前后土壤pH和有机质变化1) Table 5 Changes in soil pH and organic matter before/after amendment treatments |
3.2 钝化剂对土壤及土壤胶体中内源铁形态的影响
如图 5(a)所示, 不同处理后土壤内源铁形态均产生不同程度的变化.和CK处理相比, LS、MF和BC处理后, 土壤非晶质氧化铁含量显著降低(P < 0.05), 分别降低了0.53%、3.56%和3.70%; 而Fe-BC处理则显著提高了非晶质氧化铁含量, 这可能是因为改性后Fe-BC中铁的总量172.88g·kg-1, 远大于BC的4.66g·kg-1, 导致土壤中非晶质氧化铁含量增加. 4种钝化剂处理后土壤晶质氧化铁含量分别提高了3.33%、6.46%、4.27%和3.17%, 均达到显著水平.整体上, 土壤铁活化度呈下降趋势, 主要表现为由非晶质氧化铁向晶质氧化铁转化, 说明钝化剂处理后土壤矿物结构趋于稳定.
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同一形态的不同小写字母表示不同处理P＜0. 05水平上差异显著 图 5 钝化剂对土壤和土壤胶体中内源铁形态的影响 Fig. 5 Effects of amendments on the fraction distribution of in-situ iron in soil and soil colloids |
图 5(b)所示, 钝化剂处理后土壤胶体中非晶质氧化铁和晶质氧化铁含量的总和均高于CK处理, 这是土壤中Cu和Cd生物有效性降低的直接原因之一.和CK处理比较, LS处理表现为晶质氧化铁向非晶质氧化铁转化, 因此, 2.3节中LS处理后土壤易还原铁锰结合态Cu和Cd含量显著增加.MF处理后土壤胶体中晶质氧化铁含量显著增加, 但土壤晶质氧化铁结合态Cu和Cd含量并未显著增加, 说明30 d的稳定化培养过程中, 重金属未与晶质氧化铁形成稳定的内络合物, 钝化后的重金属仍需进一步的老化, 使其向晶质氧化铁结合态和残渣态转化, 以实现长效钝化; BC和Fe-BC处理后, 胶体中铁活化度与CK处理近乎一致, 这也说明BC及改性材料对Cu和Cd的稳定性提高受有机结合态的影响较大.
3.3 钝化剂对土壤胶体中内源铁晶型的影响4种钝化剂处理后土壤内源铁氧化物(如图 6)仍以针铁矿和赤铁矿为主, 说明虽然土壤胶体中晶质氧化铁含量有所增加, 但晶质氧化铁的类型却无明显变化.这可能是由于稳定化培养的时间仅30 d, 非或弱晶质氧化铁向晶质氧化铁转化过程形成的水铁矿和纤铁矿的晶型未被识别, 有待通过延长老化时间和采用其它表征手段进一步识别和判断重金属与铁氧化物的结合位点与作用方式.
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图 6 钝化剂处理前后土壤胶体样品XRD图谱 Fig. 6 XRD patterns of soil colloid samples before/after amendment treatments |
(1) 4种钝化剂对污染土壤Cu和Cd形态分布的影响不尽相同, Cd二次活化的风险低于Cu.LS和MF处理后土壤可交换及碳酸盐结合态Cu质量分数分别减少8.19%和2.33%, 易还原铁锰结合态Cu质量分数分别增加8.00%和2.69%, 二次活化的风险较高.LS、MF、BC和Fe-BC处理后, 土壤可交换及碳酸盐结合态Cd质量分数分别减少7.64%、8.34%、2.37%和6.73%, 残渣态Cd质量分数分别增加8.27%、9.18%、5.73%和9.60%.
(2) 土壤胶体是Cu和Cd生物有效态含量降低的主要原因之一, 因此, 胶体中Cu和Cd的含量远高于土壤中的含量. 4种钝化剂施用后, 土壤胶体中非晶质氧化铁结合态Cu和Cd含量显著增加, 说明这是重金属生物有效性降低的主要原因和路径.
| [1] | Li C, Sanchez G M, Wu Z F, et al. Spatiotemporal patterns and drivers of soil contamination with heavy metals during an intensive urbanization period (1989-2018) in southern China[J]. Environmental Pollution, 2020, 260. DOI:10.1016/j.envpol.2020.114075 |
| [2] |
陈文轩, 李茜, 王珍, 等. 中国农田土壤重金属空间分布特征及污染评价[J]. 环境科学, 2020, 41(6): 2822-2833. Chen W X, Li Q, Wang Z, et al. Spatial distribution characteristics and pollution evaluation of heavy metals in arable land soil of China[J]. Environmental Science, 2020, 41(6): 2822-2833. |
| [3] |
肖亮亮, 丁园. 药渣生物炭基质联合麦饭石对土壤-黑麦草体系的调控与机制[J]. 环境科学, 2019, 40(10): 4668-4677. Xiao L L, Ding Y. Regulation and mechanism of a dregs biochar matrix combined with maifanite on a soil-ryegrass system[J]. Environmental Science, 2019, 40(10): 4668-4677. |
| [4] |
张静静, 朱爽阁, 朱利楠, 等. 不同钝化剂对微碱性土壤镉、镍形态及小麦吸收的影响[J]. 环境科学, 2020, 41(1): 460-468. Zhang J J, Zhu S G, Zhu L N, et al. Effects of different amendments on fractions and uptake by winter wheat in slightly alkaline soil contaminated by cadmium and nickel[J]. Environmental Science, 2020, 41(1): 460-468. |
| [5] | Zhang L W, Shang Z B, Guo K X, et al. Speciation analysis and speciation transformation of heavy metal ions in passivation process with thiol-functionalized nano-silica[J]. Chemical Engineering Journal, 2019, 369: 979-987. DOI:10.1016/j.cej.2019.03.077 |
| [6] |
丁满, 杨秋云, 化党领, 等. 褐煤基材料对石灰性土壤铅镉生物有效性的影响[J]. 农业环境科学学报, 2017, 36(4): 678-685. Ding M, Yang Q Y, Hua D L, et al. Effects of amendments derived from lignite on Pb, Cd bioavailability of lettuce in calcareous soil[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2017, 36(4): 678-685. |
| [7] | Yang Y, Li Y L, Wang M E, et al. Limestone dosage response of cadmium phytoavailability minimization in rice: a trade-off relationship between soil pH and amorphous manganese content[J]. Journal of Hazardous Materials, 2021, 403. DOI:10.1016/j.jhazmat.2020.123664 |
| [8] | Xu D M, Fu R B, Liu H Q, et al. Current knowledge from heavy metal pollution in Chinese smelter contaminated soils, health risk implications and associated remediation progress in recent decades: a critical review[J]. Journal of Cleaner Production, 2021, 286. DOI:10.1016/j.jclepro.2020.124989 |
| [9] |
丁园, 张宝林, 吴余金. 麦饭石对复合污染土壤Cu、Cd的固持阻控[J]. 环境科学与技术, 2018, 41(1): 52-56. Ding Y, Zhang B L, Wu Y J. Immobilization of Cu and Cd in contaminated soil by use of maifanite[J]. Environmental Science & Technology, 2018, 41(1): 52-56. |
| [10] | Yuan P, Wang J Q, Pan Y J, et al. Review of biochar for the management of contaminated soil: preparation, application and prospect[J]. Science of the Total Environment, 2019, 659: 473-490. DOI:10.1016/j.scitotenv.2018.12.400 |
| [11] |
王俊楠, 程珊珊, 展文豪, 等. 磁性生物炭的合成及对土壤重金属污染的钝化效果[J]. 环境科学, 2020, 41(5): 2381-2389. Wang J N, Cheng S S, Zhan W H, et al. Synthesis of magnetic biochar and its application in the remediation of heavy-metal-contaminated soils[J]. Environmental Science, 2020, 41(5): 2381-2389. |
| [12] | 刘晶. 金属离子在典型铁氧化物表面的吸附、氧化/还原及结晶生长研究[D]. 广州: 中国科学院大学(中国科学院广州地球化学研究所), 2019. |
| [13] | Lin J J, He F X, Su B L, et al. The stabilizing mechanism of cadmium in contaminated soil using green synthesized iron oxide nanoparticles under long-term incubation[J]. Journal of Hazardous Materials, 2019, 379. DOI:10.1016/j.jhazmat.2019.120832 |
| [14] |
周琴, 姜军, 徐仁扣. Cu(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)在红壤胶体和非胶体颗粒上吸附的比较[J]. 土壤学报, 2018, 55(1): 131-138. Zhou Q, Jiang J, Xu R K. Adsorption of Cu(Ⅱ), Pb(Ⅱ) and Cd(Ⅱ) on colloidal and non-colloidal particles in two red soils[J]. Acta Pedologica Sinica, 2018, 55(1): 131-138. |
| [15] | Xu H, Xia B, He E K, et al. Dynamic release and transformation of metallic copper colloids in flooded paddy soil: role of soil reducible sulfate and temperature[J]. Journal of Hazardous Materials, 2021, 402. DOI:10.1016/j.jhazmat.2020.123462 |
| [16] | 鲍士旦. 土壤农化分析[M]. 北京: 中国农业出版社, 2005. |
| [17] | 王炬炬. 南方某矿区土壤重金属的形态特点及还原条件下重金属形态的转化[D]. 武汉: 华中农业大学, 2018. |
| [18] |
崔志文, 任艳芳, 王伟, 等. 碱和磁复合改性小麦秸秆生物炭对水体中镉的吸附特性及机制[J]. 环境科学, 2020, 41(7): 3315-3325. Cui Z W, Ren Y F, Wang W, et al. Adsorption characteristics and mechanism of cadmium in water by alkali and magnetic composite modified wheat straw biochar[J]. Environmental Science, 2020, 41(7): 3315-3325. |
| [19] |
马宏宏, 彭敏, 刘飞, 等. 广西典型碳酸盐岩区农田土壤-作物系统重金属生物有效性及迁移富集特征[J]. 环境科学, 2020, 41(1): 449-459. Ma H H, Peng M, Liu F, et al. Bioavailability, translocation, and accumulation characteristic of heavy metals in a soil-crop system from a typical carbonate rock area in Guangxi, China[J]. Environmental Science, 2020, 41(1): 449-459. |
| [20] |
司友斌, 王娟. 异化铁还原对土壤中重金属形态转化及其有效性影响[J]. 环境科学, 2015, 36(9): 3533-3542. Si Y B, Wang J. Influence of dissimilatory iron reduction on the speciation and bioavailability of heavy metals in soil[J]. Environmental Science, 2015, 36(9): 3533-3542. |
| [21] | Kwiatkowska-Malina J. Functions of organic matter in polluted soils: the effect of organic amendments on phytoavailability of heavy metals[J]. Applied Soil Ecology, 2018, 123: 542-545. DOI:10.1016/j.apsoil.2017.06.021 |
| [22] | Savenko A V. Experimental modeling of the immobilization of heavy metals at the carbonate adsorption-precipitation geochemical barrier[J]. Geochemistry International, 2016, 54(8): 719-731. DOI:10.1134/S0016702916060069 |
| [23] | Wang S S, Zhao M Y, Zhou M, et al. Biochar-supported nZVI (nZVI/BC) for contaminant removal from soil and water: a critical review[J]. Journal of Hazardous Materials, 2019, 373: 820-834. DOI:10.1016/j.jhazmat.2019.03.080 |
| [24] | Wang Y Y, Zheng K X, Zhan W H, et al. Highly effective stabilization of Cd and Cu in two different soils and improvement of soil properties by multiple-modified biochar[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2021, 207. DOI:10.1016/j.ecoenv.2020.111294 |
| [25] |
祝振球, 周静, 徐磊, 等. 不同重金属钝化材料对土壤胶体的影响[J]. 生态与农村环境学报, 2017, 33(2): 188-192. Zhu Z Q, Zhou J, Xu L, et al. Effects of different heavy metal amendments on soil colloid[J]. Journal of Ecology and Rural Environment, 2017, 33(2): 188-192. |
| [26] |
李娟, 张盼月, 高英, 等. 麦饭石的理化性能及其在水质优化中的应用[J]. 环境科学与技术, 2008, 31(10): 63-66, 75. Li J, Zhang P Y, Gao Y, et al. Overview of maifanshi: its physi-chemical properties and nutritious function in Drinking Water[J]. Environmental Science & Technology, 2008, 31(10): 63-66, 75. DOI:10.3969/j.issn.1003-6504.2008.10.016 |
| [27] | Novak J M, Frederick J R, Bauer P J, et al. Rebuilding organic carbon contents in coastal plain soils using conservation tillage systems[J]. Soil Science Society of America Journal, 2009, 73(2): 622-629. DOI:10.2136/sssaj2008.0193 |
| [28] | 栾润宇, 高珊, 徐应明, 等. 不同钝化剂对鸡粪堆肥重金属钝化效果及其腐熟度指标的影响[J]. 环境科学, 2020, 41(1): 469-478. |