2021, Vol. 42
2. 南京信息工程大学应用气象学院, 南京 210044
2. School of Applied Meteorology, Nanjing University of Information Science & Technology, Nanjing 210044, China
随着我国社会经济的快速发展, 工业生产中“三废”排放量的不断增加以及农业生产中污水灌溉和肥料的长期不合理施用导致我国土壤污染形势严竣, 对我国生态环境安全造成严重威胁.重金属污染是我国众多土壤污染问题中的一个主要方面, 不仅导致土壤质量退化、作物品质和产量下降, 还通过食物链危害人体健康.文献[1]显示, 全国土壤总点位超标率为16.1%, 在众多污染物中以Cd和Cu污染较为严重, 点位超标率高达7.0%和2.1%.因此, 开展重金属污染土壤的改良修复工作对维持土壤生产力和保障我国食品安全具有重要意义.目前常见的重金属污染土壤修复技术主要包括物理修复、化学修复、生物修复和农业生态工程技术, 其中以向污染土壤中添加某些无毒害的无机和有机材料以降低土壤重金属生物有效性及毒性的原位钝化技术应用最为广泛[2~6].
土壤结构改良剂是一类天然或人工合成的高分子有机化合物, 天然类结构改良剂包括多聚糖、腐殖酸和泥炭等, 人工合成类结构改良剂主要有氨基聚合物、聚丙烯酰胺、聚乙烯醇等高分子材料[7].这类高分子材料富含大量酰胺基、羧基和羟基等强亲水性基团, 具有高水膨胀性, 常被作为保水剂用于改善土壤团粒结构, 提高土壤通透性, 促进降水入渗, 减少地表径流[8, 9].除了具备超高的吸水和保水能力, 结构改良剂还具有很好的保肥性能.有研究表明, 聚丙烯酰胺(PAM)与肥料混合施入土壤能有效降低肥料磷和钾的淋溶损失[10], 聚乙烯醇(PVA)具有促进尿素缓释的作用[11], 聚丙烯酸(PAA)能显著提高土壤有效磷和钾含量[12], 腐殖酸(HA)可以吸附固定土壤中的氮、磷和钾养分元素, 保持土壤肥力, 促进作物生长[13].此外, 结构改良剂大多具有较大的比表面积, 富含羧基、羟基、羰基、胺基、甲氧基和醌基等含氧活性官能基团, 因而具有较强的阳离子交换性能及较高的吸附和络合能力, 可以与金属离子发生螯合作用以降低其生物有效性[14].近几年来, 已有研究人员尝试将土壤结构改良剂用于重金属污染土壤的改良修复.Dhiman等[15]的研究报道, 施用1%的PAM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.有研究发现[11], PVA可利用其多孔特性及其富含的羟基官能团上Fe3+和孤电子对之间的静电相互作用提高土壤对Fe的吸附固定, 降低其解吸量.Zhao等[16]的研究认为, 因其对Cu2+和Cd2+的超强吸附性能, 木质素基聚丙烯酸(LBPAA)是一种重金属污染土壤的潜在修复材料.HA的有机质含量丰富, 施用HA可显著降低土壤交换态Cd含量, 有机结合态、铁锰氧化物结合态和残渣态Cd含量则显著增加[17].由此可见, 结构改良剂在修复重金属污染土壤方面具有良好的应用前景, 但目前研究大多针对某一种结构改良剂开展, 多种结构改良剂修复重金属污染土壤的比较研究鲜见报道.
水稻是我国主要粮食作物, 占据了我国55%的谷物年消耗量[18].我国南方地区稻田土壤重金属污染现象较为普遍, 严重威胁我国稻米品质安全.因此, 本研究以我国南方典型Cu和Cd污染水稻土为对象, 通过水稻盆栽试验研究PAA、PAM、PVA和HA这4种结构改良剂对水稻生长、土壤Cu和Cd生物有效性及水稻吸收Cu和Cd的影响, 并对其修复效果进行比较, 以期为重金属污染土壤的改良修复提供新的思路和理论依据.
1 材料与方法 1.1 供试材料供试土壤为采自江西省贵溪市某铜冶炼厂附近的红壤性水稻土耕作层土壤(0~20 cm), 土壤基本理化性质为：pH值5.37, 有机质含量为33.7 g·kg-1, 阳离子交换量为9.95 cmol·kg-1, 全N、P和K含量分别为1.77、0.43和10.2 g·kg-1, 全Cu和Cd含量分别为96.9 mg·kg-1和2.45 mg·kg-1, 分别为土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(GB 15618-2018, Cu 50 mg·kg-1和Cd 0.3 mg·kg-1)的1.94和8.17倍, 有效态Cu和Cd含量分别为18.6 mg·kg-1和0.81 mg·kg-1, 黏粒、粉粒和砂粒含量分别为17.0%、42.7%和40.3%.供试结构改良剂为聚丙烯酸(PAA)、聚丙烯酰胺(PAM)、聚乙烯醇(PVA)和腐殖酸(HA), PAA、PAM和PVA购自国药集团化学试剂有限公司, HA购自上海巨枫化学科技有限公司.供试水稻品种为中早35, 属籼型常规早稻品种.
1.2 试验设计本研究采用水稻盆栽试验的方法, 试验在南京信息工程大学玻璃温室进行.共设置9个处理：CK(不施结构改良剂)、PAA-1[施用0.1%(占风干土的质量分数)聚丙烯酸]、PAA-2(施用0.4%聚丙烯酸)、PAM-1(施用0.1%聚丙烯酰胺)、PAM-2(施用0.4%聚丙烯酰胺)、PVA-1(施用0.1%聚乙烯醇)、PVA-2(施用0.4%聚乙烯醇)、HA-1(施用0.1%腐殖酸)和HA-2(施用0.4%腐殖酸), 每个处理4个重复.各结构改良剂的施用采用液施法, 2018年4月21日, 将按设计用量配置的结构改良剂水溶液、10 kg风干土壤及适量满足水稻生长所需的氮、磷和钾肥[分别为尿素(以N计)150 kg·hm-2、KH2PO4(以P计)38 kg·hm-2和KCl(以K计)150 kg·hm-2]充分混匀后置于一个高23 cm、直径31 cm的塑料桶中, 加水保持土壤表面有3 cm淹水层, 平衡1周后移栽水稻秧苗, 每桶3株.水稻生育前期保持3 cm浅层淹水状态, 灌浆期后不再淹水, 保持土面处于湿润状态, 水稻收获前晒田1周, 于2018年8月18日收获.水稻分蘖期添加30 kg·hm-2的尿素(以N计)作为追肥.
1.3 样品采集与测定方法水稻成熟收获后按水稻考种标准测定株高, 将根系、秸秆和籽粒这3部分分离并分别经去离子水清洗后于105℃杀青30 min, 然后在70℃下烘干, 所有植物样品均用不锈钢粉碎机粉碎后测定重金属Cu和Cd含量.水稻收获的同时采集适量土壤样品, 风干过2 mm筛后用于测定土壤pH值和有效态Cu和Cd含量.
土壤pH采用电位法测定(水土比为2.5∶1); 土壤黏粒、粉粒和砂粒含量采用吸管法测定; 土壤有机质采用重铬酸钾容量法-外加热法测定; 土壤全氮采用开氏法测定; 土壤全磷采用酸溶-钼锑抗比色法测定; 土壤全钾采用酸溶-火焰光度法测定; 土壤阳离子交换量采用乙酸铵交换法测定; 土壤Cu和Cd全量采用HF-HNO3-HClO4消煮, 植物样品中Cu和Cd全量采用HNO3-H2O2消煮[19], 土壤有效态Cu和Cd采用0.01 mol·L-1 CaCl2溶液提取[20], 消煮液和提取液中Cu和Cd浓度采用原子吸收分光光度计测定, 每批试验均做3个空白和20%的样品重复, 植物和土壤样品测定过程中分别插入了大米标准物质(GBW10010)和土壤标准物质(GBW07450)进行质量控制, 两种标准物质中Cu的回收率分别为92%~103%和94%~107%, Cd的回收率分别为90%~104%和93%~105%.
1.4 数据处理与统计分析采用转运系数(translocation factor, TF)来评估重金属在水稻各部位之间的转运能力, 转运系数等于水稻后一部位中重金属含量与前一部位中重金属含量的比值[21].全文采用Origin 9.0软件进行试验数据的分析与制图, 采用SPSS 22.0软件进行数据统计分析.
2 结果与分析 2.1 水稻生长结构改良剂对水稻生长的影响见表 1, 从中可知, 施用4种结构改良剂均促进了水稻生长, 显著增加了水稻株高和秸秆重(P < 0.05).与不施结构改良剂的CK处理相比, PAA-1、PAM-1、PVA-1和HA-1处理水稻株高和秸秆重分别增加了7.34%~18.0%和10.0%~23.7%(P < 0.05), 而PAA-2、PAM-2、PVA-2和HA-2处理水稻株高和秸秆重分别增加了8.97%~22.0%和18.3%~32.2%.结构改良剂的施用量越大, 水稻长势越好, 各处理间水稻株高和秸秆重的大小顺序为：PVA>PAA>HA>PAM>CK.从表 1还可以看出, 施用低量结构改良剂对水稻产量没有显著影响(P>0.05), 而施用高量PAA、PAM、PVA和HA后水稻籽粒重下降了6.70%~32.6%(P < 0.05), 各处理间水稻籽粒重的大小顺序为：CK>PVA>PAA>HA>PAM, 结构改良剂的施用量越大, 水稻产量越低.
|
表 1 不同处理水稻株高、秸秆和籽粒重1) Table 1 Height, straw, and grain weights of rice with different soil treatments |
2.2 土壤pH值与有效态Cu和Cd含量
表 2为不同处理土壤pH值与有效态Cu和Cd含量.与不施结构改良剂的CK处理相比, 施用PAA、PAM和PVA对土壤pH值没有显著影响(P>0.05), 但施用HA显著降低了土壤pH值(P < 0.05).与土壤pH值的变化不同, 施用结构改良剂显著降低了土壤Cu和Cd的生物有效性.与CK处理相比, 施用0.1%的PAA、PAM、PVA和HA后土壤有效态Cu和Cd含量分别降低了5.38%~32.8%和6.98%~50.0%, 施用0.4%的PAA、PAM、PVA和HA后土壤有效态Cu和Cd含量分别降低了11.3%~39.7%和10.8%~59.6%.不同处理间土壤有效态Cu和Cd含量的大小顺序为：CK>PVA>HA>PAM>PAA.
|
|
表 2 不同处理土壤pH值与有效态Cu和Cd含量 Table 2 Soil pH and concentrations of available Cu and Cd in soil with different treatments |
2.3 水稻不同部位Cu和Cd含量
各结构改良剂降低了土壤中Cu和Cd的生物有效性, 也抑制了水稻对Cu和Cd的吸收.由图 1可知, 受Cu和Cd毒性影响, CK处理水稻根系Cu和Cd含量分别高达95.5 mg·kg-1和10.0 mg·kg-1.而施用结构改良剂处理水稻根系Cu和Cd含量分别为69.5~94.6 mg·kg-1和7.97~9.43 mg·kg-1, 分别比CK处理降低了0.88%~27.2%和5.93%~20.5%, 除PVA外, PAA、PAM和HA均显著降低了水稻根系对Cu和Cd的吸收(P < 0.05).施用结构改良剂后水稻根系吸收Cu和Cd的减少也降低了水稻秸秆Cu和Cd含量(图 2), CK处理水稻秸秆Cu和Cd含量分别为14.4 mg·kg-1和2.10 mg·kg-1, 而施用结构改良剂处理水稻秸秆Cu和Cd含量分别比CK处理下降了8.50%~45.2%和10.0%~51.4%(P < 0.05).由图 3可以看出, CK处理水稻稻米Cu含量为6.35 mg·kg-1, 未超过我国食品中Cu限量卫生标准(GB 15199-1994, 10 mg·kg-1), 而稻米Cd含量为0.401 mg·kg-1, 是我国食品中Cd限量卫生标准(GB 2762-2017, 0.2 mg·kg-1)的2.0倍, 是名副其实的“镉米”.施用结构改良剂后水稻稻米Cu和Cd含量分别比CK处理降低了3.41%~31.2%和3.12%~50.7%, PAM和PAA两种结构改良剂的修复效果显著(P < 0.05), 其中PAA-2处理稻米Cd含量(0.198 mg·kg-1)降到食品中Cd限量卫生标准以下.各处理间水稻各部位Cu和Cd含量的大小顺序为：CK>PVA>HA>PAM>PAA, 结构改良剂的施用量越大, 水稻对Cu和Cd的吸收量越小.
|
柱内竖线表示标准差,不同小写字母表示各处理间差异显著(P<0.05),下同 图 1 不同处理水稻根Cu和Cd含量 Fig. 1 Concentrations of Cu and Cd in rice roots with different soil treatments |
|
图 2 不同处理水稻秸秆Cu和Cd含量 Fig. 2 Concentrations of Cu and Cd in rice straw with different soil treatments |
|
图 3 不同处理水稻稻米Cu和Cd含量 Fig. 3 Concentrations of Cu and Cd in rice grain with different soil treatments |
结构改良剂对Cu和Cd在水稻植株体内不同部位间转运的影响见表 3.从中可知, 施用PVA对Cu和Cd由根系到秸秆的转运系数没有显著影响(P>0.05), 而施用PAA、PAM和HA后Cu和Cd由根系到秸秆的转运系数比CK处理下降了11.2%~27.1%和15.2%~38.5%, 差异达显著水平(P < 0.05).从表 3还可以看出, 除PVA外, 施用PAA、PAM和HA后显著增加了Cu由秸秆到稻米的转运系数, 增幅达17.9%~33.6%(P < 0.05).施用HA显著增加了Cd由秸秆到稻米的转运系数, 而PAA、PAM和PVA对Cd从秸秆到稻米的转运没有显著影响(P>0.05).
|
|
表 3 不同处理水稻各部位间的Cu和Cd转运系数 Table 3 Translocation factor of Cu and Cd among different rice organs with different soil treatments |
3 讨论 3.1 结构改良剂对水稻生长的影响
本研究结果表明, 施用结构改良剂后水稻株高和秸秆重均有不同幅度地增加, 说明结构改良剂促进了水稻生长.一方面, 结构改良剂显著降低了土壤有效态Cu和Cd含量(表 2), 进而减轻了两种重金属离子的生物有效性及其对水稻根系的毒害作用.此外, 结构改良剂还能改善水稻根际微环境, 提高土壤中与氮、磷供应相关的脲酶、磷酸酶和过氧化氢酶等微生物酶的活性[22, 23], 进而促进水稻生长.另一方面, 结构改良剂可以改善土壤物理性质, 显著提高土壤团聚体稳定性、土壤透气性和保水能力[24], 有利于水稻根系的生长.本研究所使用的4种结构改良剂均为高分子有机化合物, 施入土壤后可以通过自身的生物降解过程释放出有机碳以补充土壤有机质, 供水稻生长所需.彭丽成等[25]的研究发现, 某Pb和Cd污染土壤施用HA和高吸水树脂SAP(super absorbent polymer)后, 土壤有机质含量有不同幅度地增加, 玉米叶面积和株高也随之增加.Seleiman等[26]的研究也报道, 某Cd污染土壤施用PAM后显著增加了玉米叶面积指数、株高和产量.土壤结构改良剂在改善土壤团聚体结构的同时, 也会影响土壤氮、磷和钾等养分元素的循环转化, 提高土壤溶液中各养分元素的活性[27].有研究表明, PAM和HA可以增加土壤对氮、磷和钾的吸附固定, 降低它们的淋溶损失[28]; PAA能显著提高土壤有效磷和有效钾含量, 保持土壤肥力[12]; PVA能够促进尿素缓释, 提高水肥利用效率[11], 这些性质的改善均有利于水稻的生长.本研究还发现, 各结构改良剂在增加水稻株高和秸秆重的同时, 反而有一定的减产效应(表 1), 这可能是因为结构改良剂降低了土壤速效氮含量[22], 使得水稻吸氮量下降, 水稻生长前期吸收的氮主要用于营养生长阶段促进株高和植株生物量的增长, 后期生殖生长阶段供氮不足, 导致产量下降.陈嘉恒等[29]也曾报道, 施用PAA和PAM显著增加了花生株高, 但却显著降低了花生地上部和根系干物质量.本研究所使用的4种结构改良剂中以PAM的减产效应最为明显, 可能因为植物根系的向水性生长特点, 根会不断向结构改良剂方向生长而进入其中, PAM的生物降解性能相对较差, 水稻根系与PAM相互缠绕, 使根部不能与土壤充分接触, 影响根系对土壤养分元素的吸收[30]; 而PVA的生物降解性强, 不会对根系产生缠绕现象, 不影响水稻对土壤养分的吸收[29].由此看来, 有关结构改良剂对作物生长的影响还需开展进一步地深入研究.
3.2 结构改良剂对水稻吸收和转运Cu和Cd的影响本研究中各结构改良剂处理水稻不同部位Cu和Cd含量显著低于对照处理, 说明施用结构改良剂降低了土壤Cu和Cd的生物有效性, 抑制了水稻对土壤中Cu和Cd的吸收, 具有较好的修复效果.已有的研究表明[2~6], 改良剂大多通过提高土壤pH值以固定重金属离子, 降低土壤重金属生物有效性的途径达到修复重金属污染土壤的目的.本研究中施用结构改良剂后土壤有效态Cu和Cd含量显著降低, 但土壤pH值却没有显著变化, 说明结构改良剂对土壤重金属的解毒作用不是通过影响土壤pH值来实现.闫家普等[31]在研究不同改良剂对土壤Cd形态的影响时也发现, 施用PAM后土壤pH值没有显著变化, 但却降低了土壤有效态Cd含量.因此, 结构改良剂可能主要通过改变土壤有机质含量、有效磷含量和氧化还原电位等理化性质, 增大土壤对重金属离子的吸附络合作用来固定活性重金属离子.结构改良剂的比表面积和阳离子交换量较大, 且富含羧基、羟基、羰基、氨基、甲氧基和醌基等含氧活性官能基团[14], 这些官能团在溶液中能够解离释放出质子, 使其表面带有负电荷, 进而通过静电引力吸附土壤中的Cu2+和Cd2+.此外, 各官能团中的氢、氮、氧、磷和硫可作为配位原子与土壤中的Cu2+和Cd2+发生配位络合反应使其被吸附固定[32, 33], 以降低其生物有效性, 抑制植物的吸收.有研究发现[34], PAM可以通过表面阴离子和Cu2+发生吸附络合反应来降低土壤中Cu2+的含量.房瑜静等[35]的研究认为, 聚丙烯酸钠可通过羧基和羟基的轻度交联形成网络结构, 其内部网孔和分子表面及断链处的羧基可以与Cu2+进行络合, 从而实现对Cu2+的吸附和固持, 且被吸附的Cu2+较难被解吸, 由此降低植物对Cu的吸收.罗梅等[36]的研究发现, HA与Cd2+形成的配合物与土壤的结合能力强, 添加HA促进了土壤对Cd2+的吸附固定, 降低了土壤中Cd的生物有效性.
本研究中, 不同结构改良剂对土壤Cu和Cd生物有效性的影响存在一定差异(表 2).相同施用量下, PAA降低土壤Cu和Cd生物有效性、抑制水稻吸收Cu和Cd的效果最好, PVA的效果相对较差(图 1~3), 这可能与各结构改良剂的分子结构组成差异有关.有研究表明[37], 高分子有机化合物的含氧官能团容易与金属离子发生表面络合反应, 但不同官能团与金属离子形成络合物的稳定性存在差异.羟基与金属离子络合一般只用到一个氧, 而羧基比羟基多了一个邻位的双键氧, 因此它与金属离子形成的络合物更稳定[38].潘响亮等[39]的研究也发现, 羧基与Zn2+的结合能力要强于羟基.本研究所用PAA的分子式为[CH2CHCOOH]n, 其分子结构中含有羧基官能团; PVA的分子式为[CH2CHOH]n, 其分子结构中含有醇羟基官能团.因此, PAA与土壤中的Cu2+和Cd2+形成的络合物比PVA更稳定, 使得土壤中Cu和Cd的生物有效性更低.PAM的分子式为[CH2CHCONH2]n, 其分子结构中含有羰基和氨基官能团, 除了双键氧的配位络合作用, 氨基也可以与土壤中的Cu2+和Cd2+络合而使其稳定存在于土壤中[40], 由此PAM降低土壤Cu和Cd生物有效性的效果要好于PVA.HA的分子结构中虽然同时含有羧基和酚羟基两种官能团, 但施用高量和低量HA后土壤pH值仅有5.13和5.25, 而酸性条件下土壤中的Cu2+和Cd2+主要通过与临位羧基络合的模式被固定, 碱性条件下才以与酚羟基络合模式为主[41].魏行[42]在研究细菌吸附铜离子的作用机制时也发现, 细菌所含的羧基、磷酰基和羟基等官能团中, 羧基在吸附铜离子的过程中起主要作用.HA的分子结构组成比PAA复杂, 分子量大于PAA, 相同施用量下HA含有的羧基官能团少于PAA, 使其对土壤Cu和Cd生物有效性和水稻吸收Cu和Cd的抑制作用弱于PAA.
另一方面, 结构改良剂抑制水稻对Cu和Cd的吸收与土壤中Cu和Cd存在形态的转变有关.前人研究表明[26, 34, 36], 土壤施用PAM和HA后显著降低了水溶态和交换态Cu和Cd含量, 增加了有机结合态和残渣态Cu和Cd含量, 进而降低了土壤Cu和Cd的生物有效性, 抑制了Cu和Cd在作物体内的富集.郝宏斌[43]的研究也发现, 利用PAA-PAM制备的聚合物复合材料显著降低了土壤交换态Cu和Cd含量, 提高了有机结合态和残渣态Cu和Cd含量, 达到修复土壤重金属污染的目的.本研究结果也表明, 施用4种结构改良剂显著影响了土壤不同粒径团聚体中不同形态Cu和Cd的分布特征, 土壤水溶态和交换态Cu和Cd含量有不同幅度的降低(本文未列出相关数据).
结构改良剂的施用降低了土壤Cu和Cd的生物有效性, 抑制了水稻根系对Cu和Cd的吸收, 也显著降低了Cu和Cd从根到秸秆的转运系数(表 3), 这与前人研究结果一致[15, 21, 26].然而, 各结构改良剂同时也增加了Cu和Cd从秸秆到稻米的转运系数, 导致虽然各结构改良剂处理稻米Cd含量显著低于对照处理, 但仍然高于我国食品中Cd限量卫生标准, 这可能与土壤有效态Cd含量较高有关.有研究表明[44, 45], 当重金属离子浓度过高时, 结构改良剂与重金属离子的螯合作用增加了改良剂的交联度, 使亲水基团减少, 造成表面收缩, 吸水率下降, 其网络结构不能进一步扩张, 外部的重金属离子难以持续进入结构改良剂内部, 结构改良剂对重金属离子的吸附容量很快达到饱和, 进而可能影响其修复效果.水稻对土壤重金属的吸收受多种因素的影响, 未来还需强化结构改良剂抑制水稻吸收重金属的机制研究.
综上所述, 结构改良剂对水稻吸收土壤Cu和Cd及其在水稻体内的转运分配具有较好的阻控作用, 对Cu和Cd污染土壤具有较好的修复效果.考虑到结构改良剂对土壤物理性质的影响, 未来应加强结构改良剂与其它无机、有机钝化剂的联合修复研究, 在降低土壤重金属生物有效性的同时, 维持良好的土壤结构, 保证修复后土壤的可耕性, 以达到修复和生产双赢的目的.此外, 本研究只开展了一季温室水稻盆栽试验, 而温室所处的环境条件与田间实际情况有一定差异.因此, 应通过长期田间试验开展结构改良剂修复重金属污染土壤的时效性研究, 为促进结构改良剂在土壤修复方面的应用提供理论基础.
4 结论施用结构改良剂显著影响水稻生长, 显著增加了水稻株高和秸秆重, 但施用高量结构改良剂表现出一定的减产效应.结构改良剂对土壤pH值没有显著影响, 但显著降低了土壤有效态Cu和Cd含量, 减轻了Cu和Cd对水稻的毒害作用, 抑制了水稻对Cu和Cd的吸收.施用结构改良剂显著降低了水稻根、秸秆和稻米中的Cu和Cd含量, 抑制了Cu和Cd从根系向秸秆的转运, 但促进了Cu和Cd从秸秆向稻米的转运.本研究只进行了一季温室水稻盆栽试验, 未来应加强长期田间试验研究以进一步明确结构改良剂修复重金属污染土壤的相关机制和时效性.
| [1] | 环境保护部, 国土资源部. 全国土壤污染状况调查公报[EB/OL]. http://www.gov.cn/foot/2014-04/17/content_2661768.htm, 2014-04-17/2021-01-10. |
| [2] | Smolders E, Wagner S, Prohaska T, et al. Sub-millimeter distribution of labile trace element fluxes in the rhizosphere explains differential effects of soil liming on cadmium and zinc uptake in maize[J]. Science of the Total Environment, 2020, 738. DOI:10.1016/j.scitotenv.2020.140311 |
| [3] | Jing F, Chen C, Chen X M, et al. Effects of wheat straw derived biochar on cadmium availability in a paddy soil and its accumulation in rice[J]. Environmental Pollution, 2020, 257. DOI:10.1016/j.envpol.2019.113592 |
| [4] | Chen H P, Zhang W W, Yang X P, et al. Effective methods to reduce cadmium accumulation in rice grain[J]. Chemosphere, 2018, 207: 699-707. DOI:10.1016/j.chemosphere.2018.05.143 |
| [5] |
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. |
| [6] |
李义纯, 王艳红, 唐明灯, 等. 改良剂对根际土壤-水稻系统中镉运移的影响[J]. 环境科学, 2019, 40(7): 3331-3338. Li Y C, Wang Y H, Tang M D, et al. Effects of an amendment on cadmium transportation in the rhizosphere soil-rice system[J]. Environmental Science, 2019, 40(7): 3331-3338. |
| [7] |
朱咏莉, 刘军, 王益权. 国内外土壤结构改良剂的研究利用综述[J]. 水土保持学报, 2001, 15(6): 140-142. Zhu Y L, Liu J, Wang Y Q. Summary of soil seructure conditioners utilizatoin[J]. Journal of Soil and Water Conservation, 2001, 15(6): 140-142. DOI:10.3321/j.issn:1009-2242.2001.06.037 |
| [8] |
赵文举, 曹强忠, 曹涛鸿, 等. 保水剂对砂壤土水分二维入渗的影响[J]. 兰州理工大学学报, 2020, 46(6): 66-71. Zhao W J, Cao Q Z, Cao T H, et al. Effect of water retaining agent on two-dimensional infiltration of sandy loam soil moisture[J]. Journal of Lanzhou University of Technology, 2020, 46(6): 66-71. DOI:10.3969/j.issn.1673-5196.2020.06.011 |
| [9] |
苟春林, 王新爱, 李永胜, 等. 保水剂与氮肥的相互影响及节水保肥效果[J]. 中国农业科学, 2011, 44(19): 4015-4021. Gou C L, Wang X A, Li Y S, et al. Interaction between water retaining agent and nitrogen fertilizers and the effect of water and fertilizer conservation[J]. Scientia Agricultura Sinica, 2011, 44(19): 4015-4021. DOI:10.3864/j.issn.0578-1752.2011.19.011 |
| [10] |
陈晓佳, 吕晓男, 麻万诸. 保水剂对肥料淋失和百喜草生长的影响[J]. 浙江农业科学, 2004(3): 130-131. Chen X J, Lv X N, Ma W Z. Effects of water-absorbing polymers on fertilizer loss and growth of Bahiagrass[J]. Journal of Zhejiang Agricultural Sciences, 2004(3): 130-131. DOI:10.3969/j.issn.0528-9017.2004.03.010 |
| [11] | Sarkar K, Sen K. Polyvinyl alcohol based hydrogels for urea release and Fe(Ⅲ) uptake from soil medium[J]. Journal of Environmental Chemical Engineering, 2018, 6(1): 736-744. DOI:10.1016/j.jece.2018.01.004 |
| [12] |
刘慧军, 刘景辉, 于健, 等. 聚丙烯酸盐类土壤改良剂对燕麦土壤微生物量氮及酶活性的影响[J]. 中国土壤与肥料, 2013(1): 25-31. Liu H J, Liu J H, Yu J, et al. Effect of soil amendment of polyacrylate on soil microbial biomass nitrogen and soil enzyme activity[J]. Soil and Fertilizer Sciences in China, 2013(1): 25-31. |
| [13] | Liu D, Huang Z B, Men S H, et al. Nitrogen and phosphorus adsorption in aqueous solutions by humic acids from weathered coal: isotherm, kinetics and thermodynamic analysis[J]. Water Science & Technology, 2019, 79(11): 2175-2184. |
| [14] | de Varennes A, Queda C. Application of an insoluble polyacrylate polymer to copper-contaminated soil enhances plant growth and soil quality[J]. Soil Use and Management, 2005, 21(4): 410-414. DOI:10.1079/SUM2005354 |
| [15] | Dhiman J, Prasher S O, Elsayed E, et al. Heavy metal uptake by wastewater irrigated potato plants grown on contaminated soil treated with hydrogel based amendments[J]. Environmental Technology & Innovation, 2020, 19. DOI:10.1016/j.eti.2020.100952 |
| [16] | Zhao T Q, Zhang K, Chen J W, et al. Changes in heavy metal mobility and availability in contaminated wet-land soil remediated using lignin-based poly(acrylic acid)[J]. Journal of Hazardous Materials, 2019, 368: 459-467. DOI:10.1016/j.jhazmat.2019.01.061 |
| [17] |
谢晓梅, 方至萍, 廖敏, 等. 低积累水稻品种联合腐殖酸、海泡石保障重镉污染稻田安全生产的潜力[J]. 环境科学, 2018, 39(9): 4348-4358. Xie X M, Fang Z P, Liao M, et al. Potential to ensure safe production from rice fields polluted with heavy cadmium by combining a rice variety with low cadmium accumulation, humic acid, and sepiolite[J]. Environmental Science, 2018, 39(9): 4348-4358. |
| [18] | Ye X X, Ma Y B, Sun B. Influence of soil type and genotype on Cd bioavailability and uptake by rice and implications for food safety[J]. Journal of Environmental Science, 2012, 24(9): 1647-1654. DOI:10.1016/S1001-0742(11)60982-0 |
| [19] | 鲁如坤. 土壤农业化学分析方法[M]. 北京: 中国农业科技出版社, 2000. |
| [20] | Sparks D L, Page A L, Helmke P A, et al. Methods of soil analysis part 3: chemical methods[M]. Madison: Soil Science Society of America, Inc. and American Society of Agronomy, Inc., 1996. 869-919. |
| [21] |
胡雪芳, 田志清, 梁亮, 等. 不同改良剂对铅镉污染农田水稻重金属积累和产量影响的比较分析[J]. 环境科学, 2018, 39(7): 3409-3417. Hu X F, Tian Z Q, Liang L, et al. Comparative analysis of different soil amendment treatments on rice heavy metal accumulation and yield effect in Pb and Cd contaminated farmland[J]. Environmental Science, 2018, 39(7): 3409-3417. |
| [22] |
黄震, 黄占斌, 孙朋成, 等. 环境材料对作物吸收重金属Pb、Cd及土壤特性研究[J]. 环境科学学报, 2012, 32(10): 2490-2499. Huang Z, Huang Z B, Sun P C, et al. A study of environmental materials on lead and cadmium absorption by crops and soil characteristics[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2012, 32(10): 2490-2499. |
| [23] | Sun Y B, Sun G H, Xu Y M, et al. Evaluation of the effectiveness of sepiolite, bentonite, and phosphate amendments on the stabilization remediation of cadmium-contaminated soils[J]. Journal of Environmental Management, 2016, 166: 204-210. |
| [24] | Albalasmeh A A, Hamdan E H, Gharaibeh M A, et al. Improving aggregate stability and hydraulic properties of Sandy loam soil by applying polyacrylamide polymer[J]. Soil and Tillage Research, 2021, 206. DOI:10.1016/j.still.2020.104821 |
| [25] |
彭丽成, 黄占斌, 石宇, 等. 环境材料对Pb、Cd污染土壤玉米生长及土壤改良效果的影响[J]. 中国生态农业学报, 2011, 19(6): 1386-1392. Peng L C, Huang Z B, Shi Y, et al. Effects of environmental materials on maize growth and soil remediation of Pb and Cd contaminated soils[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2011, 19(6): 1386-1392. |
| [26] | Seleiman M F, Kheir A M S. Maize productivity, heavy metals uptake and their availability in contaminated clay and sandy alkaline soils as affected by inorganic and organic amendments[J]. Chemosphere, 2018, 204: 514-522. DOI:10.1016/j.chemosphere.2018.04.073 |
| [27] | Shaheen S M, Rinklebe J. Sugar beet factory lime affects the mobilization of Cd, Co, Cr, Cu, Mo, Ni, Pb, and Zn under dynamic redox conditions in a contaminated floodplain soil[J]. Journal of Environmental Management, 2017, 186: 253-260. |
| [28] |
张艳艳, 唐泽军. PAM调控土壤养分元素迁移与流失试验研究[J]. 水土保持通报, 2017, 37(4): 33-39, 46. Zhang Y Y, Tang Z J. Regulation and control of PAM on vertical transport and leaching loss of soil nutrient[J]. Bulletin of Soil and Water Conservation, 2017, 37(4): 33-39, 46. |
| [29] |
陈嘉恒, 吴国杰, 陈宗发, 等. CTS-PVA和P(AA-AM)保水剂对土壤性质及花生生长的影响[J]. 仲恺农业工程学院学报, 2013, 26(3): 32-37, 54. Chen J H, Wu G J, Chen Z F, et al. Effects of CTS-PVA and P(AA-AM) water retaining agent on soil properties and growth of peanut seedlings[J]. Journal of Zhongkai University of Agriculture and Engineering, 2013, 26(3): 32-37, 54. DOI:10.3969/j.issn.1674-5663.2013.03.007 |
| [30] |
李晓华, 李维国. 聚丙烯酰胺对几种植物种子萌发及生长的影响[J]. 中国生态农业学报, 2002, 10(4): 77-79. Li X H, Li W G. Effects of polyacrylamide on germination and growth of several plant seeds[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2002, 10(4): 77-79. |
| [31] |
闫家普, 丁效东, 崔良, 等. 不同改良剂及其组合对土壤镉形态和理化性质的影响[J]. 农业环境科学学报, 2018, 37(9): 1842-1849. Yan J P, Ding X D, Cui L, et al. Effects of several modifiers and their combined application on cadmium forms and physicochemical properties of soil[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2018, 37(9): 1842-1849. |
| [32] | Yang X, Liu J J, McGrouther K, et al. Effect of biochar on the extractability of heavy metals (Cd, Cu, Pb, and Zn) and enzyme activity in soil[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2016, 23(2): 974-984. DOI:10.1007/s11356-015-4233-0 |
| [33] | Sarfraz R, Shakoor A, Abdullah M, et al. Impact of integrated application of biochar and nitrogen fertilizers on maize growth and nitrogen recovery in alkaline calcareous soil[J]. Soil Science and Plant Nutrition, 2017, 63(5): 488-498. DOI:10.1080/00380768.2017.1376225 |
| [34] |
施培俊, 王冠华, 吴迪, 等. 几种有机、无机钝化剂对铜污染土壤的钝化效果研究[J]. 环境工程, 2016, 34(6): 173-176. Shi P J, Wang G H, Wu D, et al. Research on passivation effects of several organic and inorganic passivating agents on copper contaminated soil[J]. Environmental Engineering, 2016, 34(6): 173-176. |
| [35] |
房瑜静, 秦端端, 陈望舒, 等. 保水剂对土壤铜形态和植物吸铜的影响[J]. 江苏农业科学, 2018, 46(19): 319-322, 330. Fang Y J, Qin D D, Chen W S, et al. Effects of water retaining agent on transformation of Cu forms in soil and Cu uptake of plant[J]. Jiangsu Agricultural Sciences, 2018, 46(19): 319-322, 330. |
| [36] |
罗梅, 柏宏成, 陈亭悦, 等. 腐殖酸对土壤铅镉吸附、赋存形态及生物可给性的影响[J]. 中国环境科学, 2020, 40(3): 1191-1202. Luo M, Bai H C, Chen T Y, et al. Effects of humic acids on the adsorption, chemical speciation, and bioaccessibility of soil lead and cadmium[J]. China Environmental Science, 2020, 40(3): 1191-1202. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2020.03.031 |
| [37] | Vilela P B, Matias C A, Dalalibera A, et al. Polyacrylic acid-based and chitosan-based hydrogels for adsorption of cadmium: equilibrium isotherm, kinetic and thermodynamic studies[J]. Journal of Environmental Chemical Engineering, 2019, 7(5). DOI:10.1016/j.jece.2019.103327 |
| [38] | Pan B, Qiu M Y, Wu M, et al. The opposite impacts of Cu and Mg cations on dissolved organic matter-ofloxacin interaction[J]. Environmental Pollution, 2012, 161: 76-82. DOI:10.1016/j.envpol.2011.09.040 |
| [39] |
潘响亮, 王建龙, 张道勇, 等. 硫酸盐还原菌混合菌群胞外聚合物对Zn2+的吸附和机理[J]. 环境科学研究, 2005, 18(6): 53-55. Pan X L, Wang J L, Zhang D Y, et al. Zn2+ sorption and mechanism by EPS of mixed SRB population[J]. Research of Environmental Sciences, 2005, 18(6): 53-55. DOI:10.3321/j.issn:1001-6929.2005.06.012 |
| [40] |
黄美荣, 刘睿, 李新贵. 芳香族二胺聚合物修饰电极对痕量重金属离子的络合与探测[J]. 分析测试学报, 2005, 24(2): 109-113. Huang M R, Liu R, Li X G. Complexation and detection of trace heavy metal ions with Poly (aromatic diamine) modified electrodes[J]. Journal of Instrumental Analysis, 2005, 24(2): 109-113. DOI:10.3969/j.issn.1004-4957.2005.02.033 |
| [41] |
郑红磊, 巩冠群, 李亚军, 等. 黄腐酸法处理重金属离子的作用机理研究[J]. 煤炭技术, 2015, 34(2): 314-315. Zheng H L, Gong G Q, Li Y J, et al. Analysis on functional mechanism of heavy metal ions treatment with fulvic acids[J]. Coal Technology, 2015, 34(2): 314-315. |
| [42] |
魏行. 胞外聚合物在细菌吸附铜离子中的作用及机理研究[D]. 武汉: 华中农业大学, 2011. 6-10. Wei X. Research on the role and mechanisms of EPS in the adsorption of copper by bacteria[D]. Wuhan: Huazhong Agricultural University, 2011. 6-10. |
| [43] |
郝宏斌. 生物降解聚合物复合材料制备以及在重金属污染土壤中的性能研究[D]. 太原: 中北大学, 2020. 39-41. Hao H B. Preparation of biodegradable polymer composites and its performance in heavy metal contaminated soil[D]. Taiyuan: North University of China, 2020. 39-41. |
| [44] |
王晓佳, 王百田, 李德宁, 等. 聚丙稀酰胺高吸附树脂与重金属离子的相互作用[J]. 北京林业大学学报, 2016, 38(3): 81-88. Wang X J, Wang B T, Li D N, et al. Interaction between polyacrylamide super absorbent polymers and heavy metal ions[J]. Journal of Beijing Forestry University, 2016, 38(3): 81-88. |
| [45] |
曲贵伟. 聚丙烯酸盐对重金属污染修复作用的研究[D]. 沈阳: 沈阳农业大学, 2011. 17-27. Qu G W. Remediation of soils contaminated with heavy metals using polyacrylate polymers[D]. Shenyang: Shenyang Agricultural University, 2011. 17-27. |