2022, Vol. 43
2. 重庆师范大学GIS应用研究重点实验室, 重庆 401331;
3. 山东省地质科学研究院, 济南 250013
2. Key Laboratory of GIS Application Research, Chongqing Normal University, Chongqing 401331, China;
3. Shandong Institute of Geological Sciences, Ji'nan 250013, China
土壤中硒(Se)含量的丰缺程度引起的区域人体健康问题已得到广泛确认[1~6], 而开发富硒土壤资源是解决土壤硒含量分布不均匀的重要途径之一.但随着社会经济的快速发展, 土壤重金属污染问题[7, 8], 已经比较严重.据文献[9], 我国耕地土壤重金属污染状况令人堪忧[7, 9~12].因此, 富硒土壤中硒与重金属含量水平、相互关系及其对人体健康的联合影响, 已越来越受到科学界和政府部门广泛关注[13~17].
土壤中硒和重金属丰缺程度, 同时受到土壤外部因素和内在因素影响[8, 18~21].自然状况下, 成土母质是土壤中硒和重金属的重要来源[18, 22~25], 也主要控制着土壤矿物成分和基本理化性质, 从而间接影响土壤中硒和重金属的迁移和富集.随着土壤发育程度增加, 土壤内部因素(pH值、有机质、微生物和黏粒含量等)对硒和重金属影响快速增加[14, 21, 26, 27].其中土壤pH值和有机质(SOM)对硒和重金属含量分布、迁移转化和富集影响最为广泛和深刻[16, 19, 20, 28].但随着社会经济发展, 人为活动对土壤中硒和重金属含量水平的影响越来越大, 如矿区周边农田土壤中硒和重金属含量增高等[29, 30]; 化肥施用导致耕地土壤中镉(Cd)含量升高[31]等.
土地利用/覆被变化是人为活动的重要体现形式, 也是反映全球环境变化的重要因子, 其对土壤pH值和SOM的含量变化有显著影响[32].因此, 土地利用/覆被变化也可能会通过影响土壤pH和SOM而间接影响土壤中元素迁移转化和富集程度, 如土壤中N、P和K[33, 34].土地利用类型差异对土壤中硒和重金属含量分布的研究较多[13, 26, 31, 33, 35], 但缺乏土地覆被变化对土壤中硒和重金属含量分布的影响研究.自20世纪50年代, 我国开始实行“退耕还林”和“退湖还田”等生态工程, 明显改变了地区的土地利用/覆被.这为广泛而深入地认识土地利用/覆被变化对土壤中硒和重金属含量分布的影响提供了良好的实验场所.为此, 本文主要研究目标有: ①明确土地利用/覆被变化对土壤中硒和重金属含量是否具有差异影响; ②明确土地利用/覆被变化对土壤中硒和重金属含量差异影响的主控因素, 以期为更好地管理和开发富硒土壤资源, 提供科学依据.
1 材料与方法 1.1 研究区概况重庆市江津区位于四川盆地东南部, 属亚热带湿润季风气候区, 年均气温18.4℃, 年均降水量1 001 mm.研究区总体地势南高北低, 境内地貌类型分为河谷阶地、丘陵和山地[图 1(b)].其中河谷阶地零星分布在长江沿岸, 丘陵分布在向斜谷地, 山地主要分为背斜低山和倒置中低山[图 1(b)].江津区受到晚白垩世燕山运动第三期影响, 形成多个背斜和向斜平行相间排列.总体构造特点表现为向斜开阔, 背斜紧密.白垩纪(K)地层出露于研究区南部, 岩性为砂岩夹泥岩; 侏罗纪(J)地层出露于背斜两翼和向斜核部, 为研究区出露面积最广的地层, 岩性为泥岩、粉砂岩及砂岩; 三叠纪(T)地层出露于背斜核部, 岩性主要为湖河相碎屑岩和浅海相碳酸盐岩.因此, 研究区成土母岩可分为白垩纪、侏罗纪和中晚三叠世的陆相红色碎屑岩, 与早三叠世的海相碳酸盐岩.其中, 陆相红色碎屑岩面积最广, 为研究区主要成土母岩.
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图 1 研究区土壤样点和土地利用分布示意 Fig. 1 Map for soil sampling site and the distribution of land use |
重庆市自2000年实施“退耕还林”工程, 而江津区是重庆市退耕还林的重点区县.经过退耕还林工程的实施和社会经济的快速发展, 江津区土地利用/覆被已发生巨大的变化[图 1(c)和1(d)], 林地面积由2000年的1 581.74 km2(占比49.21%)增加至2015年的1 771.55 km2(占比55.36%), 对应的耕地面积由1 508.21 km2(占比46.93%)下降至1 231.13 km2(占比38.47%).
1.2 样品采集与化学分析研究区陆相红色碎屑岩分布广泛, 也是主要农业活动和“退耕还林”区, 因此为减少成土母岩的影响, 仅采集此分布区的土壤样品.为较客观对比“退耕还林”前后表土中硒与重金属含量的差异, 采取以下采样原则: ①就近原则, 即旱地与对应的人工次生林相距近; ②旱地和人工次生林的成土母岩、地形地貌等地理环境相似.江津区共采集91件表层土壤(0~20 cm)样品[图 1(b)], 其中旱地(长期耕作)41件, 水田10件, 林地40件(其中天然林地24件, 次生林地17件).天然林地和次生林地(至少退耕还林5 a以上, 且未施用化肥)通过实地调研和询问当地居民获得具体位置.所有土壤样品在室内自然风干, 剔除土壤中植物根系、小碎石等杂质, 研磨棒打碎土壤团块, 过2 mm孔径筛(10目); 取一定量10目样品, 研磨过0.15 mm孔径筛(100目), 待测.取50 mg 100目土壤样品, 采用氢氟酸、浓硝酸和高氯酸(体积比为3∶3∶1)消解样品.电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-OES)测定土壤中锌(Zn)和铜(Cu), 电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS)测定土壤中镉(Cd)、铬(Cr)、镍(Ni)、铅(Pb)和锑(Sb).浓硝酸和高氯酸(体积比5∶1)消解土壤样品, 用氢化物原子荧光光度计(HF-AFS)测定样品中Se和砷(As).以超纯水为浸提液, 采用玻璃电极法测定土壤pH(水土比2.5∶1.0); 重铬酸钾法测定土壤中有机质(SOM).整个实验过程中, 使用两组空白样, 两组土壤标准物质(GSS-1、GSS-3或GSS-6)与样品同时消解和分析测试, 以控制实验质量, 相对误差率在±10%之内.
1.3 数据处理与分析SPSS 20.0用于相关性分析和非参数检验; Mann-Whitney U和Kruskal-Wallis非参数检验分别用于两个独立样本和多个独立样本分析. ArcGIS 10.2、OriginLab 2016和CorelDRAW X7用于绘制各种图形.
2 结果与分析 2.1 表土中硒与重金属含量特征研究区表土pH值在4.06~7.92, 均值6.17(表 1), 为弱酸环境(5.5~6.5)[36].表土ω(SOM)为0.40%~5.89%, 均值1.60%(表 1), 为中等含量(1.0%~2.0%)[36].
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表 1 表土中硒与重金属含量统计特征1) Table 1 Statistical characteristics for Se and heavy metals in soils |
研究区表土ω(Se)为0.06×10-6~2.57×10-6, 均值0.42×10-6(表 1), 分别是渝西地区(0.25×10-6)[37]和中国表土(0.24×10-6)[38]Se含量的1.66倍和1.75倍.根据Tan等[3]划分的中国土壤Se含量标准, 研究区分别有6.59%、7.69%、40.66%和45.05%样品属于缺硒(< 0.125×10-6)、边缘硒(0.125×10-6~0.175×10-6)、中等硒(0.175×10-6~0.40×10-6)和足硒(0.40×10-6~3.0×10-6).总计有85.71%的表土样品ω(Se)高于0.175×10-6, 说明研究区土壤总体富硒.研究区表土中Se含量分布为中等变异(50%~100%, CV=81.5%).
研究区表土中ω(As)(13.0×10-6)、ω(Cd)(0.26×10-6)、ω(Cr)(59.9×10-6)、ω(Cu)(26.4×10-6)、ω(Ni)(27.8×10-6)、ω(Pb)(25.5×10-6)、ω(Sb)(1.03×10-6)和ω(Zn)(79.9×10-6)的均值分别是渝西地区表土的2.21、1.18、0.84、1.08、0.84、0.91、1.56和0.95倍, 表明仅As和Sb显著高于渝西区表土背景值, 而其余重金属接近或低于渝西区表土背景值.依据中国农业土壤重金属污染等级[39], 研究区表土重金属(除Sb)均值都未超标.但分别有3.3%和28.6%表土样品中As和Cd含量超过农田土壤重金属污染标准值(5.5 < pH≤6.5, 水田), 表明研究区仅局部地区表土存在As和Cd污染, 其中Cd污染相对较严重.
2.2 不同土地利用类型下表土中硒与重金属含量差异Kruskal-Wallis非参数检验结果显示不同土地利用类型下的表土中仅Se、Cd、Pb和Sb具有显著性差异, 而其余5种重金属无显著差异(图 2).对Se来讲, 林地(0.49×10-6, 平均值, 下同)>水田(0.37×10-6)>旱地(0.36×10-6); 对Cd来讲, 水田(0.35×10-6)>林地(0.26×10-6)>旱地(0.23×10-6); 对Pb来讲, 林地(26.9×10-6)>水田(26.0×10-6)>旱地(24.0×10-6); 对Sb来讲, 林地(1.09×10-6)>旱地(0.98×10-6)>水田(0.97×10-6).
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*表示通过Kruskal-Wallis非参数检验(P<0.05) 图 2 不同土地利用类型下表土中硒与重金属含量特征 Fig. 2 Concentration of Se and heavy metals in soils from different land use types |
Mann-Whitney U非参数检验结果显示(图 3), 退耕还林后, 次生林地表土中ω(Se)(0.50×10-6)、ω(Cd)(0.31×10-6)、ω(Cr)(67.8×10-6)、ω(Ni)(30.8×10-6)、ω(Pb)(26.9×10-6)和ω(Zn)(94.0×10-6)的均值均显著高于旱地表土的(0.36×10-6、023×10-6、57.0×10-6、26.5×10-6、24.0×10-6和76.7×10-6), 而As、Cu和Sb含量无显著性差异.
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*表示通过Mann-Whitney U非参数检验(P<0.05) 图 3 “退耕还林”前后表土中硒与重金属含量特征 Fig. 3 Content characteristics for Se and heavy metals in soils after dry land abandonment |
研究区林地表土硒含量高于水田和旱地耕作土(图 2), “退耕还林”前后也显示次生林地表土硒含量显著高于旱地(图 3), 这一结果与多数前人研究结果一致[41, 42].但Tan等[3]的研究结果显示耕作土硒含量高于自然林地土.不同土地利用类型下表土中硒含量的差异, 可能是不同土地利用方式导致土壤中基本理化性质呈现差异, 从而引起土壤在利用和发育过程中保硒能力存在有较大差异.研究区土地利用/覆被变化导致土壤pH值和SOM具有显著差异性(经过Kruskal-Wallis非参数检验, 图 4).
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*表示通过Kruskal-Wallis非参数检验(P<0.05) 图 4 土地利用/覆被变化下表土pH和SOM的差异 Fig. 4 Effect of land use/land cover change on the concentration differences for pH and SOM |
有研究表明[2, 28, 43], 随着土壤pH值增加, 土壤中硒形态主要为易于迁移的硒酸根(Se6+), 相反, 土壤中硒形态主要为易被吸附的亚硒酸根(Se4+), 所以导致中性和碱性土壤中硒不易富集, 而酸性土壤中硒易于富集.研究区土壤pH值与硒含量呈显著负相关关系(r=-0.186, P < 0.05, 表 2), 也证明了这一点.然而, 天然林地(6.26)、次生林地(5.71)和旱地(6.22)的表土pH均值都属于弱酸性, 表明除了土壤pH, 还有其它因素影响不同土地利用类型下表土中硒含量差异.
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表 2 表土中硒、重金属及土壤性质的相关性特征1) Table 2 Correlation among Se, heavy metals, and soil properties in soils |
研究区土壤SOM与硒含量呈显著正相关关系(r=0.597, P < 0.01), 说明相对于土壤pH, SOM是影响土壤硒含量分布的主要因素. SOM对土壤硒含量具有两面性[20]: 一方面, SOM通过吸附作用吸附硒, 从而导致土壤中硒含量增高; 另一方面, SOM被微生物等矿化, 从而释放硒.图 4显示, 相对于旱地, 天然林地和次生林地土壤SOM含量显著较高, 从而导致林地(天然林和次生林)土壤中硒含量较高.这一结论验证了土地利用/覆被变化通过影响土壤pH和SOM而间接影响土壤中硒含量、分布和富集, “退耕还林”可能会增加土壤中硒含量水平.
3.2 土地利用/覆被变化对表土中重金属含量影响从图 2可知, 林地表土中Pb和Sb含量显著高于耕作土(水田和旱地), 而Cd呈现水田最高.“退耕还林”后的次生林地表土Cd、Cr、Ni、Pb和Zn含量都显著高于耕地.这可能归因于土壤理化性质差异及其重金属来源差异[17, 21, 37].表 2显示, Cd(r=0.450, P < 0.01)、Cr(r=0.236, P < 0.05)、Ni(r=0.303, P < 0.01)和Zn(r=0.302, P < 0.01)与pH值呈显著正相关关系, 而Cd(r=0.399, P < 0.01)、Pb(r=0.534, P < 0.01)、Sb(r=0.489, P < 0.01)和Zn(r=0.280, P < 0.01)与SOM呈显著正相关关系.
有研究表明[19, 22, 26, 27, 33, 44~46], 土壤pH值和SOM对重金属的吸附和解析、迁移和转化的影响最为重要.pH主要通过影响土壤中重金属的形态而间接影响重金属的含量、迁移和转化.总体上, 研究区表土中Cd、Cr、Ni、Pb和Zn含量随土壤pH值升高而增加(表 2). Cd、Ni、Pb和Zn在pH为6.5~7.5时最高, 而Cr在pH为5.5~6.5时最高; 但Cd在pH < 4.5时最低, Cr、Ni和Zn含量在pH为4.5~5.5时最低(未列出图表数据).这种弱酸性和中性土壤中重金属平均含量较高的原因可能是随着土壤pH值升高, 土壤中黏土矿物、铁/铝/锰水合氧化物和有机质表面的负电荷增加, 从而对重金属离子的吸附力增强[1, 19, 44].但随着pH值过高(碱性和强碱性)[45], 土壤中重金属形成沉淀物和羟基络合而溶出, 从而会导致表土中重金属含量降低.研究区70%的水田土壤样品pH值在6.5~7.5范围, 这可能是导致水田Cd含量最高的主要原因之一.“退耕还林”后的人工次生林地pH值多在5.5~6.5范围, 而旱地pH值范围较宽, 这可能是造成人工次生林地土壤重金属含量较高的主要原因之一.
除了土壤pH值, 土壤有机质也是影响土壤重金属富集、迁移和转化的重要因素[8, 19, 46].一方面, 土壤有机质中存在官能团和配体(羧基、羟基等), 可以通过络合作用与重金属结合, 形成稳定的化合物, 而不利于重金属的迁移.如Halim等[47]的研究表明, 腐殖酸的添加降低了土壤中重金属的有效性; 另一方面, 有机质分解过程中可能会产生大量无定形的携带负电荷的胶体有机聚合物, 增大土壤对重金属的吸附能力[26]; 再者, 土壤有机质也可为土壤提供螯合物以增加土壤中重金属的活动性[48].
林地(次生林或天然林)表土有机质含量显著高于旱地, 这可能是导致林地(次生林或天然林)表土重金属含量高于旱地的另一主要原因.水田中Cd含量显著高于林地, 可能是由于农业化肥的使用[26], 以及水田较长期处于还原环境利于有机质累积, 因此, 更有利于Cd在水田土壤中富集所致.
4 结论(1) 研究区表土中Se、As和Sb均值含量显著高于渝西地区土壤背景值, 而其余重金属接近或低于渝西地区土壤背景值.
(2) 林地表土中Se、Pb和Sb含量显著高于耕作土, 而水田土壤中Cd含量高于林地.
(3)“退耕还林”后, 人工次生林表土中Se、Cd、Cr、Ni、Pb和Zn含量都显著高于旱地, 表明“退耕还林”可能会显著增加表土中硒和重金属含量.
(4) 林地(次生林或天然林)与旱地表土中pH值和SOM含量的差异是导致土地利用/覆被变化下表土中硒和重金属含量差异的原因, 尤其是SOM.
| [1] | Paul V, Sankar M S, Vattikuti S, et al. Pollution assessment and land use land cover influence on trace metal distribution in sediments from five aquatic systems in southern USA[J]. Chemosphere, 2021, 263. DOI:10.1016/j.chemosphere.2020.128243 |
| [2] | He Y Z, Xiang Y J, Zhou Y Y, et al. Selenium contamination, consequences and remediation techniques in water and soils: a review[J]. Environmental Research, 2018, 164: 288-301. DOI:10.1016/j.envres.2018.02.037 |
| [3] | Tan J A, Zhu W Y, Wang W Y, et al. Selenium in soil and endemic diseases in China[J]. Science of the Total Environment, 2002, 284(1-3): 227-235. DOI:10.1016/S0048-9697(01)00889-0 |
| [4] | Dinh Q T, Cui Z W, Huang J, et al. Selenium distribution in the Chinese environment and its relationship with human health: a review[J]. Environment International, 2018, 112: 294-309. DOI:10.1016/j.envint.2017.12.035 |
| [5] | Santos M D, Da Silva Júnior F M R, Muccillo-Baisch A L. Selenium content of Brazilian foods: a review of the literature values[J]. Journal of Food Composition and Analysis, 2017, 58: 10-15. DOI:10.1016/j.jfca.2017.01.001 |
| [6] | Rayman M P. The argument for increasing selenium intake[J]. Proceedings of the Nutrition Society, 2002, 61(2): 203-215. DOI:10.1079/PNS2002153 |
| [7] | Yuan X H, Xue N D, Han Z G. A meta-analysis of heavy metals pollution in farmland and urban soils in China over the past 20 years[J]. Journal of Environmental Sciences, 2021, 101: 217-226. DOI:10.1016/j.jes.2020.08.013 |
| [8] | Yang Q, Yang Z F, Filippelli G M, et al. Distribution and secondary enrichment of heavy metal elements in karstic soils with high geochemical background in Guangxi, China[J]. Chemical Geology, 2021, 567. DOI:10.1016/j.chemgeo.2021.120081 |
| [9] | 环境保护部, 国土资源部. 全国土壤污染状况调查公报[R]. 北京: 中华人民共和国生态环保部, 2014. |
| [10] |
蔡美芳, 李开明, 谢丹平, 等. 我国耕地土壤重金属污染现状与防治对策研究[J]. 环境科学与技术, 2014, 37(S2): 223-230. Cai M F, Li K M, Xie D P, et al. The status and protection strategy of farmland soils polluted by heavy metals[J]. Environmental Science & Technology, 2014, 37(S2): 223-230. |
| [11] | Guo K G, Xiang W, Zhou W D, et al. In situ plant bionic remediation of cadmium-contaminated soil caused by a high geological background in Kaihua, Zhejiang Province, China[J]. Chemosphere, 2021, 269. DOI:10.1016/j.chemosphere.2020.128693 |
| [12] | Ni M F, Mao R, Jia Z M, et al. Heavy metals in soils of Hechuan County in the upper Yangtze (SW China): comparative pollution assessment using multiple indices with high-spatial-resolution sampling[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2018, 148: 644-651. DOI:10.1016/j.ecoenv.2017.11.009 |
| [13] |
刘飞, 杨柯, 徐仁廷, 等. 广西都安县典型水田硒地球化学特征及影响因素[J]. 环境科学, 2021, 42(10): 4897-4907. Liu F, Yang K, Xu R T, et al. Selenium geochemical characteristics and influencing factors of paddy fields in Du'an County, Guangxi[J]. Environmental Science, 2021, 42(10): 4897-4907. |
| [14] |
尹炳, 汪建飞, 师胜, 等. 矿业废弃地复垦土壤-作物硒吸收特征及其对重金属拮抗效应[J]. 环境科学, 2020, 41(4): 1904-1913. Yin B, Wang J F, Shi S, et al. Selenium uptake characteristics of reclaimed soil-crop from mining wasteland and its antagonistic effects on heavy metals[J]. Environmental Science, 2020, 41(4): 1904-1913. |
| [15] | Etteieb S, Zolfaghari M, Magdouli S, et al. Performance of constructed wetland for selenium, nutrient and heavy metals removal from mine effluents[J]. Chemosphere, 2021, 281. DOI:10.1016/j.chemosphere.2021.130921 |
| [16] | Yang H, Yang X F, Ning Z P, et al. The beneficial and hazardous effects of selenium on the health of the soil-plant-human system: an overview[J]. Journal of Hazardous Materials, 2022, 422. DOI:10.1016/j.jhazmat.2021.126876 |
| [17] |
刘杨, 齐明星, 王敏, 等. 不同外源硒对镉污染土壤中小白菜生长及镉吸收的影响[J]. 环境科学, 2021, 42(4): 2024-2030. Liu Y, Qi M X, Wang M, et al. Effects of different exogenous selenium species application on growth and cadmium uptake of pak choi in cadmium contaminated Soil[J]. Environmental Science, 2021, 42(4): 2024-2030. |
| [18] | Zinn Y L, De Faria J A, De Araujo M A, et al. Soil parent material is the main control on heavy metal concentrations in tropical highlands of Brazil[J]. CATENA, 2020, 185. DOI:10.1016/j.catena.2019.104319 |
| [19] | Yuan C L, Li Q, Sun Z Y, et al. Effects of natural organic matter on cadmium mobility in paddy soil: a review[J]. Journal of Environmental Sciences, 2021, 104: 204-215. DOI:10.1016/j.jes.2020.11.016 |
| [20] | Li Z, Liang D L, Peng Q, et al. Interaction between selenium and soil organic matter and its impact on soil selenium bioavailability: a review[J]. Geoderma, 2017, 295: 69-79. DOI:10.1016/j.geoderma.2017.02.019 |
| [21] | Liu Y L, Tian X L, Liu R, et al. Key driving factors of selenium-enriched soil in the low-Se geological belt: a case study in Red Beds of Sichuan Basin, China[J]. CATENA, 2021, 196. DOI:10.1016/j.catena.2020.104926 |
| [22] | Zhang S, Xu Y F, Wu M J, et al. Geogenic enrichment of potentially toxic metals in agricultural soils derived from black shale in northwest Zhejiang, China: pathways to and risks from associated crops[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2021, 215. DOI:10.1016/j.ecoenv.2021.112102 |
| [23] | Xu Y F, Li Y H, Li H R, et al. Effects of topography and soil properties on soil selenium distribution and bioavailability (phosphate extraction): a case study in Yongjia County, China[J]. Science of the Total Environment, 2018, 633: 240-248. DOI:10.1016/j.scitotenv.2018.03.190 |
| [24] | Fry K L, Wheeler C A, Gillings M M, et al. Anthropogenic contamination of residential environments from smelter As, Cu and Pb emissions: implications for human health[J]. Environmental Pollution, 2020, 262. DOI:10.1016/j.envpol.2020.114235 |
| [25] | Wang J W, Zhang Y S, Wang T, et al. Effect of modified fly ash injection on As, Se, and Pb emissions in coal-fired power plant[J]. Chemical Engineering Journal, 2020, 380. DOI:10.1016/j.cej.2019.122561 |
| [26] |
陈孜涵, 汪丙国, 赵建芳. 江汉平原旱地和水田土壤镉的吸附与解吸特征及影响因素[J]. 地球科学, 2022, 47(2): 544-555. Chen Z H, Wang B G, Zhao J F. Adsorption and desorption characteristics of Cd in upland and paddy soil of Jianghan Plain[J]. Earth Science, 2022, 47(2): 544-555. |
| [27] | Bhuiyan M A H, Karmaker S C, Bodrud-Doza M, et al. Enrichment, sources and ecological risk mapping of heavy metals in agricultural soils of dhaka district employing SOM, PMF and GIS methods[J]. Chemosphere, 2021, 263. DOI:10.1016/j.chemosphere.2020.128339 |
| [28] | Dinh Q T, Wang M K, Tran T A T, et al. Bioavailability of selenium in soil-plant system and a regulatory approach[J]. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 2019, 49(6): 443-517. DOI:10.1080/10643389.2018.1550987 |
| [29] | Huang S S, Hua M, Feng J S, et al. Assessment of selenium pollution in agricultural soils in the Xuzhou District, Northwest Jiangsu, China[J]. Journal of Environmental Sciences, 2009, 21(4): 481-487. DOI:10.1016/S1001-0742(08)62295-0 |
| [30] |
张健琳, 瞿明凯, 陈剑, 等. 中国西南地区金属矿开采对矿区土壤重金属影响的Meta分析[J]. 环境科学, 2021, 42(9): 4414-4421. Zhang J L, Qu M K, Chen J, et al. Meta-analysis of the effects of metal mining on soil heavy metal concentrations in Southwest China[J]. Environmental Science, 2021, 42(9): 4414-4421. |
| [31] |
崔祥芬, 张琴, 田森林, 等. 中国稻田土壤镉污染及务农性暴露概率风险[J]. 中国环境科学, 2021, 41(8): 3878-3886. Cui X F, Zhang Q, Tian S L, et al. Status of paddy soil Cd pollution and probabilistic health risk via agricultural contact in China[J]. China Environmental Science, 2021, 41(8): 3878-3886. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2021.08.045 |
| [32] | Smith P. Land use change and soil organic carbon dynamics[J]. Nutrient Cycling in Agroecosystems, 2008, 81(2): 169-178. DOI:10.1007/s10705-007-9138-y |
| [33] |
周慧华, 袁旭音, 熊钰婷, 等. 生物炭输入对不同滨岸带土壤营养元素有效态变化的影响[J]. 环境科学, 2020, 41(2): 914-921. Zhou H H, Yuan X Y, Xiong Y T, et al. Effects of biochar input on changes of available nutrient elements in riparian soils with different landuse types[J]. Environmental Science, 2020, 41(2): 914-921. |
| [34] | Amiotti N M, Zalba P, Schmidt E S, et al. Essential nutrients in soil humic and fulvic acids under different land use systems[J]. Agrochimica, 2017, 61(4): 287-295. |
| [35] |
王雪雯, 刘鸿雁, 顾小凤, 等. 地质高背景与污染叠加区不同土地利用方式下土壤重金属分布特征[J]. 环境科学, 2022, 43(4): 2094-2103. Wang X W, Liu H Y, Gu X F, et al. Distribution characteristics of heavy metals in soils affected by different land use types in superimposed pollution area with high geological background[J]. Environmental Science, 2022, 43(4): 2094-2103. |
| [36] | DZ/T 0295-2016, 土地质量地球化学评价规范[S]. |
| [37] |
鲍丽然, 龚媛媛, 严明书, 等. 渝西经济区土壤地球化学基准值与背景值及元素分布特征[J]. 地球与环境, 2015, 43(1): 31-40. Bao L R, Gong Y Y, Yan M S, et al. Element geochemical baseline and distributions in soil in Chongqing west economic zone, China[J]. Earth and Environment, 2015, 43(1): 31-40. |
| [38] | Liu H L, Wang X Q, Zhang B M, et al. Concentration and distribution of selenium in soils of mainland China, and implications for human health[J]. Journal of Geochemical Exploration, 2021, 220. DOI:10.1016/j.gexplo.2020.106654 |
| [39] | GB 15618-2018, 土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准[S]. |
| [40] |
鄢明才, 顾铁新, 迟清华, 等. 中国土壤化学元素丰度与表生地球化学特征[J]. 物探与化探, 1997, 21(3): 161-167. Yan M C, Gu T X, Chi Q H, et al. Abundance of chemical elements of soils in China and supergenesis geochemistry characteristics[J]. Geophysical & Geochemical Exploration, 1997, 21(3): 161-167. |
| [41] |
崔萌, 孙向阳, 姜新福, 等. 北京市挂甲峪地区土壤全硒含量分布特征[J]. 土壤, 2019, 51(4): 829-833. Cui M, Sun X Y, Jiang X F, et al. Distribution pattern of soil total selenium in Guajiayu area of Beijing[J]. Soils, 2019, 51(4): 829-833. |
| [42] | Tolu J, Thiry Y, Bueno M, et al. Distribution and speciation of ambient selenium in contrasted soils, from mineral to organic rich[J]. Science of the Total Environment, 2014, 479-480: 93-101. DOI:10.1016/j.scitotenv.2014.01.079 |
| [43] |
吴正祥, 周勇, 刘婧仪, 等. 鄂西北山区耕层土壤有机质空间变异及影响因子分析[J]. 长江流域资源与环境, 2021, 30(5): 1141-1152. Wu Z X, Zhou Y, Liu J Y, et al. Spatial variability of soil organic matter and its influencing factors in Mountain areas of northwestern Hubei Province[J]. Resources and Environment in the Yangtze Basin, 2021, 30(5): 1141-1152. |
| [44] | Yang S H, Qu Y J, Ma J, et al. Comparison of the concentrations, sources, and distributions of heavy metal(loid)s in agricultural soils of two provinces in the Yangtze River Delta, China[J]. Environmental Pollution, 2020, 264. DOI:10.1016/j.envpol.2020.114688 |
| [45] | Pedron F, Petruzzelli G, Barbafieri M, et al. Strategies to use phytoextraction in very acidic soil contaminated by heavy metals[J]. Chemosphere, 2009, 75(6): 808-814. DOI:10.1016/j.chemosphere.2009.01.044 |
| [46] | Zeng F R, Ali S, Zhang H T, et al. The influence of pH and organic matter content in paddy soil on heavy metal availability and their uptake by rice plants[J]. Environmental Pollution, 2011, 159(1): 84-91. DOI:10.1016/j.envpol.2010.09.019 |
| [47] | Halim M, Conte P, Piccolo A. Potential availability of heavy metals to phytoextraction from contaminated soils induced by exogenous humic substances[J]. Chemosphere, 2003, 52(1): 265-275. DOI:10.1016/S0045-6535(03)00185-1 |
| [48] | Vega F A, Covelo E F, Andrade M L, et al. Relationships between heavy metals content and soil properties in minesoils[J]. Analytica Chimica Acta, 2004, 524(1-2): 141-150. DOI:10.1016/j.aca.2004.06.073 |