2023, Vol. 44
2. 桂林理工大学岩溶地区水污染控制与用水安全保障协同创新中心, 桂林 541004
2. Collaborative Innovation Center for Water Pollution Control and Water Safety Guarantee in Karst Area, Guilin University of Technology, Guilin 541004, China
土壤是整个自然环境的重要组成部分, 同时也是人类赖以生存的重要资源.随着现代工业的发展, 土壤污染问题日趋严重, 重金属污染尤为严重.重金属污染存在累积性、隐蔽性、潜在性, 持续时间长, 危害难以在短时间内消除[1].它们会导致土壤板结、肥力下降、植株矮小[2~4]、农产品产量和质量有所降低[5, 6]等问题.其中, 镉(Cd)是毒性最强的重金属之一, 国际癌症研究机构将Cd列为Ⅰ类致癌物[7, 8].据全国土壤污染调查数据显示, Cd的点位超标率达7.0%, 在所有金属和类金属中占首位[9].在各省农田土壤中, Cd污染程度在Cd、Hg、Pb、Cu、Zn、As和Cr这7种重金属中占首位[10, 11].Cd在环境中存留时间长, 可以通过土壤、植物、空气和水等途径间接进入人体, 并对人体的健康构成威胁[12~14].外源Cd进入土壤后, 土壤中Cd的赋存形态与土壤总Cd的含量、所处土壤环境和性质等因素有关[15~17].一般外源Cd进入土壤后, 会经过吸附、络合和解离等综合作用, 形成不同赋存形态, 最终趋于稳定[18].这种现象也被称作稳定化现象[19, 20], 到达稳定的时间也被称作稳定时间.研究重金属在土壤中的稳定时间及变化特征, 可为重金属污染地块风险管控提供理论依据.
目前, 对外源Cd稳定化的研究主要集中在不同的土壤类型[21, 22]、不同赋存形态和分布及生物有效性[23, 24]等方面.有研究分析了外源Cd的变化情况以及后续对盆栽中的植物的影响情况[25~27], 但对不同梯度含量的情况下外源Cd在红壤中的具体的变化特征鲜有描述.因此, 本研究通过在红壤中添加不同含量的外源Cd, 模拟外源Cd在土壤中形态转化和分布规律, 从而探究外源Cd进入土壤后的变化特征和迁移转化机制, 以期为重金属污染土壤的风险管控与修复提供理论依据.
1 材料与方法 1.1 供试土壤供试土壤采集于广西桂林市雁山区农田表层土壤(0~20 cm), 土壤类型为红壤.土壤采集后置于室内通风晾干, 去除残枝落叶、砂石后用木棍进行研磨, 过0.841 mm筛后混合均匀, 保存于塑料收纳箱中.供试土壤pH为6.58, ω(有机质)为1.71%, ω(总Cd)为0.631 mg·kg-1, Cd的弱酸提取态、可还原态、可氧化态和残渣态含量分别为0.075、0.131、0.134和0.291 mg·kg-1.
1.2 实验方案2018年9月5日, 称取供试土壤1.0 kg于塑料小桶(直径18.5 cm, 高13 cm, 底部直径12 cm)内, 外源添加ω(Cd)(以纯Cd计)分别为0、0.3、2.0、5.0、10、30、60和100 mg·kg-1(分别用CK和Ⅰ~Ⅶ标记), Cd用氯化镉(CdCl2·2.5H2 O)配制, 将其溶于去离子水中配成溶液, 按相应的量加入土壤中, 每个梯度设4个重复, 共计32盆.培养期间, 根据需要添加去离子水, 以保持水分含量为最大持水量的80%左右; 添加溶液后第3、7、14、28、42、56、70和84 d时, 在每盆土样内采用五点取样法取土样50 g, 风干磨碎后过0.149 mm筛保存待测.
1.3 样品分析测试土壤pH测定采用玻璃电极法, 水土比为2.5 ∶1; 土壤有机质测定采用水合热重铬酸钾氧化-比色法; 土壤Cd形态提取根据《土壤和沉积物13个微量元素形态顺序提取程序》(GB/T 25282-2010), 由美国PerkinElmer公司生产的ELANDRC-e型电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS)测定Cd含量.分析过程中所使用试剂均为优级纯, 实验用水为超纯水, 所用器皿均在10%硝酸中浸泡24 h以上.使用标准物质GSF-5中Cd的回收率为98.2% ~112.6%.
1.4 评价方法 1.4.1 总再分配系数未受重金属污染的土壤的各赋存形态会在长时间的物理、化学和生物作用下趋于稳定.在外源添加重金属后, 土壤重金属各形态会产生再分配.重金属的再分配系数[28]用于衡量污染土壤重金属形态与未污染土壤重金属形态的接近程度, 各形态间的再分配系数通过式(1)计算.
|
(1) |
式中, Fi为污染重金属第i种形态的含量占重金属总量的质量分数; Fci为未受污染土壤第i种重金属形态占重金属总量的质量分数.
重金属的总再分配系数的计算方法如式(2)所示. Uts值越大, 表明土壤中重金属各形态越不稳定越容易发生再分配.当其越来越接近1时, 各形态会越来越接近, 最终趋近于1.未污染土壤再分配系数和总再分配系数均为1.
|
(2) |
结合强度系数IR[28]用于描述重金属与土壤的结合强度. IR值越大, 表明以稳定形态存在于土壤的重金属比例越大, 重金属与土壤结合的越紧密, IR的计算方法如式(3)所示.
|
(3) |
式中, i为每一步提取次序, 1为弱酸可提取态, 2为可还原态, 3为可氧化态, 4为残渣态; k为提取的总步数, 取值4; Fi为第i步提取态的含量与重金属在土壤中的总量之比; n为整数, 取值为2.
1.4.3 动力学方程采用3种动力学方程[29, 30](表 1)拟合Cd各种形态的动力学方程, 拟合外源离子态Cd在土壤中随稳定化时间的形态分配特征.
|
表 1 拟合Cd各种形态的动力学方程 Table 1 Fitting kinetic equations of various forms of Cd |
1.5 数据处理与分析
使用SPSS 26对数据进行处理与相关性分析; 图形和动力学方程拟合采用Origin 2021处理.
2 结果与分析 2.1 各赋存形态在土壤中的形态变化通过比较各形态占比平均值来探讨不同剂量处理对重金属形态转化的影响.土壤中不同含量Cd各赋存形态如图 1所示.对照组未添加外源Cd, 因此对照组土壤属于平衡状态.根据图 1, 对照组(CK)中Cd的弱酸提取态变化范围在-0.07% ~0.07%, 残渣态变化范围在-0.02% ~0.07%, 各形态随着时间变化, 没有显著变化.因此, 外源添加Cd的弱酸提取态和残渣态的变化处于该范围时, 土壤Cd达到稳定状态.
|
(a)、(b)、(c)、(d)、(e)、(f)和(g)分别为添加量为0.3、2.0、5.0、10、30、60和100 mg ·kg-1的实验组, (h)为对照组 图 1 土壤Cd形态分布 Fig. 1 Distribution map of cadmium forms in soil |
外源添加Cd在84 d的稳定期间内, 各处理组弱酸提取态Cd分别下降28.4%、19.8%、19.3%、19.8%、26.2%、30.5%和27.3%, 整体下降率在19.3% ~30.5%. 84 d稳定化期间内, 可还原态0.3~5.0 mg·kg-1组分别下降26.7%、13.5%和12.4%, 其余组分别提升了31.3%、35.9%、52.0%和28.9%. 可氧化态在添加量0.3~5.0 mg·kg-1组分别下降24.0%、17.3%和25.9%, 其余各组分别提升6.18%、13.7%、8.8%和27.4%. 各处理组残渣态分别有所提升, 提升率分别为38.8%、27.7%、23.3%、13.6%、23.5%、19.4%和30.5%. 对比各处理组土壤Cd的4种形态发现, 可氧化态占比均相对较小, 且随外源添加量增大而减小, 表明土壤中Cd与有机质的络合常数较低, 可能与土壤中有机质含量相对较低有关[31].
将各处理组的形态分布与对照组相比, 对照组中, 4种形态分布规律为：残渣态>可还原态>可氧化态>弱酸可提取态.与对照组相比, 各处理组的弱酸可提取态是增加的, 残渣态和可氧化态随着添加量增加占比则是减小的.当添加量为2 mg·kg-1以上时, 在84 d后, 4种形态占比分布规律为: 残渣态>弱酸提取态>可还原态>可氧化态.此外, 不同土壤外源Cd添加后, 其各赋存形态在短时间内难以达到平衡, 且随添加时间的增加都以残渣态和弱酸提取态为主.由于本实验选择的是红壤, pH呈酸性, 会抑制外源Cd向土壤中的扩散, 从而导致弱酸提取态占比偏高, 并且随添加量增高其占比增加, 使得难以在84 d内达到稳定.因此, 结果表明外源Cd进入土壤后, 土壤中弱酸提取态Cd会逐渐降低, 残渣态Cd会逐渐升高.外源添加量越大, 各赋存形态到达平衡的时间越长.
2.2 弱酸可提取态和残渣态变化速率由于外源Cd进入土壤后, 土壤中的赋存形态表现为弱酸可提取态和残渣态, 因此以弱酸可提取态和残渣态的变化速率来代表土壤Cd赋存形态的变化速率.变化速率即为本次采样时期弱酸可提取态和残渣态与上次采样时期的提升量与间隔天数的比值.不同赋存形态变化速率见图 2.从中可知, 在不同浓度处理下土壤中弱酸可提取态和残渣态的变化速率在0 mg·(kg·d)-1左右范围波动, 并逐渐趋向0 mg·(kg·d)-1, 即弱酸可提取态和残渣态逐渐趋向于对照组, 土壤各赋存形态趋于稳定状态.在添加量为0.3 mg·kg-1时, 56 d后两个周期的弱酸提取态的变化速率分别为-6.3×10-4 mg·(kg·d)-1和4.6×10-5 mg·(kg·d)-1, 残渣态的变化速率分别为7.4×10-5 mg·(kg·d)-1和5.3×10-5 mg·(kg·d)-1, 此时土壤属于平衡状态.添加量为2.0 mg·kg-1时, 56 d后两个周期的弱酸提取态的变化速率分别为2.4×10-5 mg·(kg·d)-1和-6.1×10-4 mg·(kg·d)-1, 残渣态的变化速率分别为2.7×10-4 mg·(kg·d)-1和-3.5×10-4 mg·(kg·d)-1, 此时土壤属于平衡状态.添加量为5.0 mg·kg-1时, 70 d后的弱酸提取态的变化速率为1.5×10-4 mg·(kg·d)-1, 残渣态的变化速率为-9.4×10-4 mg·(kg·d)-1, 此时土壤处于平衡状态.添加量为10 mg·kg-1, 70 d后弱酸提取态的变化速率为1.2×10-4 mg·(kg·d)-1, 残渣态的变化速率为-2.7×10-4 mg·(kg·d)-1. 此时土壤处于平衡状态.添加量为30, 60和100 mg·kg-1时, 70 d后弱酸提取态变化速率分别为-0.021、-0.073和-0.33 mg·(kg·d)-1, 此时土壤还未处于平衡状态.与低浓度相比, 高浓度的残渣态变化速率会更加不稳定, 波动时间会更长.这也意味着Cd含量越高, 外源添加Cd在土壤中各组分需要更长的时间进行分配, 才能达到稳定状态.外源Cd的稳定是一个长期的过程, 添加量在30 mg·kg-1以上时, 在3个月内尚未达到稳定状态.
|
(a)、(b)、(c)、(d)、(e)、(f)和(g)分别为添加量为0.3、2.0、5.0、10、30、60和100 mg·kg-1的实验组, (h)为对照组 图 2 土壤Cd弱酸提取态和残渣态变化速率 Fig. 2 Rates of change for weak acid extraction state and residue state of cadmium in soil |
土壤外源添加Cd进入土壤后, 其弱酸提取态和残渣态变化速度会在28 d内处于快反应阶段, 并在之后处于慢反应阶段.其原因主要是外源金属离子进入土壤后, 初期的快反应阶段主要是由于土壤溶液和土壤胶体颗粒表面离子含量差所决定, 后期则是由于金属离子的微孔渗透和扩散阶段导致.因此, 外源Cd的变化速率会逐渐减慢, 直至达到平衡[32].
2.3 总再分配系数和结合强度系数的变化总再分配系数和结合强度系数在84 d内的变化趋势见图 3.从中可知, 对照组的总再分配系数为1, 外源添加Cd的再分配系数会随时间逐渐下降直至趋于稳定.与第3 d时相比, 84 d处理各组总再分配系数分别下降12.8%、23.1%、32.1%、29.8%、35.3%、35.7%和34.9%, 这表明外源Cd进入土壤后, 其形态会发生再分配作用, 随着稳定化时间增加, 其形态分布趋向于向未污染土壤形态分布的方向转化.当其再分配系数大于1时, 外源Cd仍然会发生再分配.随着添加量的增加, 土壤中再分配系数也会增加, 说明土壤中外源Cd污染水平越高, 其形态的转化效率越低, 土壤达到稳定状态的时间越长.
|
图例中数值单位为mg·kg-1 图 3 总再分配系数和结合强度系数变化 Fig. 3 Changes of total redistribution coefficient and bonding strength coefficient |
由图 3(b)发现, 结合强度变化速率图中, 对照组土壤由于各组分处于稳定状态, 其结合强度系数也会处在一个稳定的范围内, 几乎没有波动.与第3 d时相比, 84 d处理各组结合强度系数分别增加22.0%、24.4%、20.3%、17.3%、22.1%、19.6%和25.3%, 这表明外源添加Cd后, 土壤中Cd的各组分处在不稳定的状态, 土壤结合强度系数也会处于较低水平.因此高外源Cd污染组的结合强度系数会比低外源Cd污染组的低, 形态分布也会更不稳定.此外, 随着时间的增加, Cd与土壤组分的结合强度会逐渐增加且增长速度逐渐放缓直至稳定.
因此, 随着外源Cd添加量的增加, 导致稳定化时间的延长, 其在84 d稳定化后的结合强度逐渐降低, 表明Cd污染越高时, 土壤中不稳定Cd形态含量越高[33].
2.4 各赋存形态与时间相关性分析将不同处理组各形态与时间进行相关性分析, 结果见图 4.弱酸提取态和稳定化时间呈显著负相关, 与残渣态呈显著正相关.表明随稳定化时间增加, 弱酸提取态逐渐减少, 残渣态逐渐增加.土壤中外源Cd会从弱酸提取态逐渐转化为残渣态.可还原态在添加量0.3 mg·kg-1时, 与稳定化时间呈显著负相关, 其余处理呈显著正相关.这可能是由于土壤中Cd含量较少, 此时可还原态会逐渐向残渣态转化.可氧化态在添加量在30 mg·kg-1以下时, 与稳定化时间呈显著负相关, 其余处理组则为正相关.可能是由于土壤中Cd含量较高时, 弱酸提取态会向另外3种形态转化, 从而使得添加量为60 mg·kg-1和100 mg·kg-1时, 可氧化态与稳定化时间呈显著正相关, 其他形态均呈负相关.因此, 各赋存形态的变化均与时间有显著的关系.
|
(a)、(b)、(c)、(d)、(e)、(f)和(g)分别为: 添加量0.3、2.0、5.0、10、30、60和100 mg·kg-1的实验组, (h)为对照组; 1、2、3、4和5分别表示: 时间、弱酸提取态、可氧化态、可还原态和残渣态这5个变量; 色柱表示相关性正负, 越红表示相关性越正, 越蓝则相关性越负; *为P＜0.05, **为P＜0.01 图 4 各赋存形态与时间相关系数 Fig. 4 Correlation coefficient diagram of each occurrence form and time |
用3种动力学方程对84 d稳定化过程中残渣态的变化进行拟合(表 2), 其中Elovich拟合效果最佳(R2为0.779~0.951, P＜0.01), 其次为双常数方程(R2为0.752~0.945, P＜0.01), 最差为抛物线方程(R2为0.694~0.937, P＜0.01).因此说明Cd在土壤中的稳定化反应主要是以吸附作用、沉淀作用、扩散作用和包裹作用等多个反应机制共同控制的非均相扩散作用[34].其中b值反映了形态迁移速率, 可用于比较不同处理组稳定化速率的快慢.由表 2所示, 随着外源Cd含量增加, b的绝对值也会随着增加.因此, 这说明了外源Cd添加量的增加, 会增加其他不稳定的形态转化为残渣态的速度.
|
|
表 2 土壤残渣态Cd的动力学拟合结果 Table 2 Kinetic fitting results of soil residual Cd |
3 讨论
本研究中, 不同外源Cd添加量在84 d的稳定时间内产生了显著的变化.由图 1和图 2可知, 外源Cd进入土壤后, 会从有效态向非有效态转变, 并接近原土壤各赋存形态比例.此前已经有不少学者对此进行研究, 虽然结论不尽一致, 但外源Cd的稳定化进程都与时间密切相关[35~37].在本研究中, 在84 d时, 土壤中Cd以残渣态(38.4% ~49.3%)为主, 这与马俊等[1]、莫争等[34]和傅成诚等[38]研究的结论相符.马俊等[1]在分别添加0.2、1.0、2.0、7.0和10.0 mg·kg-1的外源Cd条件下研究塿土中重金属的形态, 发现在79 d后0.2 mg·kg-1和1.0 mg·kg-1时残渣态(38.4%和41.1%)比例最高, 而其他含量的形态分布无规律性变化.本实验以红壤为土源, 详细研究了其在不同外源Cd添加量的变化特征.在本实验中, 外源Cd添加量高比外源Cd添加量低的动态平衡时间要长.外源Cd添加量为2.0 mg·kg-1时, 在28 d之后土壤已经处于平衡状态, 而当外源Cd添加量为100 mg·kg-1时, 在84 d内仍未达到动态平衡.从总再分配系数和结合强度来看, 不同添加量的总再分配系数分别下降12.8%、23.1%、32.1%、29.8%、35.3%、35.7%和34.9%, 结合强度分别上升22.0%、24.4%、20.3%、17.3%、22.1%、19.6%和25.3%. 因而当外源Cd添加量越高时, 其总再分配系数越高, 说明不同外源Cd添加量在土壤中的稳定化时间不同, 外源Cd添加量高的处理在土壤中的稳定化过程较为缓慢, 稳定时间也更长.因此, 在外源Cd添加量高污染地块需要更长时间使得土壤中Cd达到稳定状态, 在短时间内可以采用物理、化学或生物的方式去除土壤中不稳定的Cd.
外源Cd在土壤中的变化特征也可能与土壤的理化性质有关.有研究表明: 土壤pH[39]、有机质[40]、干湿度[41, 42]和土壤深度[43]等均是影响Cd形态转变的因素.土壤pH能够影响土壤有机质表面的负电荷, 从而影响Cd离子的吸附能力, 导致土壤中重金属有效性含量的降低.有机质与重金属离子的络合作用对土壤中重金属的迁移和固定有着重要影响.此外, 土壤性质的不同也会影响外源重金属的稳定化.腐殖酸和络合铁能够促进红壤中外源Cd的稳定化, 褐土中的游离铁、黑土中的腐殖酸和非晶型铁也有助于Cd的钝化[44].李传飞等[40]发现外源Cd赋存形态达到平衡后, 水稻土、黄壤和酸性紫色土中有效Cd的含量明显大于中性紫色土和石灰性紫色土.本研究中, 对照组中, 4种形态分布规律为：残渣态>可还原态>可氧化态>弱酸可提取态, 而实验组中, 外源Cd添加量在2 mg·kg-1时, 4种形态分布规律为：残渣态>弱酸提取态>可还原态>可氧化态.土壤中的弱酸提取态占比明显增多且难以在84d内降低至稳定水平, 其原因可能是由于红壤pH偏酸性, 从而抑制Cd向土壤的扩散作用.这也导致红壤中外源Cd的稳定时间比其他类型土壤长, 这与林瑞聪等[45]研究的结果类似.在84d内, 外源Cd添加量分别在0.3 mg·kg-1和30 mg·kg-1以上时, 可氧化态和可还原态与时间呈正相关, 可能与红壤pH有关.而且, 当外源Cd进入红壤后, 其弱酸提取态占比相比对照组是增加的, 可氧化态占比相比对照组是减少的.因此, 外源Cd在其他类型土壤中发生的具体变化特征需要进一步实验进行探索.
4 结论(1) 外源Cd进入土壤后, 土壤Cd的形态会重新进行分配, 趋向于供试土壤Cd原始形态分布特征, Cd与土壤的结合强度会随时间的增加而增加, 并且总再分配系数会逐渐趋于1;而土壤中外源Cd污染水平越高, 其形态的转化效率越低, 土壤达到稳定状态的时间越长.
(2) 红壤中外源Cd的稳定化是一个较为长期的过程.在稳定期内, 弱酸可提取态会逐渐向其他3种形态转换, 最终转换为残渣态.各赋存形态的变化均与时间有显著的关系.随稳定化时间增加, 弱酸提取态逐渐减少, 残渣态逐渐增加.
(3) 外源Cd添加量不同也会导致形态的变化, 在外源Cd添加量为0.3 mg·kg-1时, 可氧化态会随时间逐渐减小.在外源Cd添加量为30 mg·kg-1以下时, 可还原态会随时间逐渐减小.
(4) 在红壤中, 外源Cd的稳定化过程主要是多个反应机制共同控制的扩散过程.当外源Cd添加量越高时, 其残渣态的变化速率越高.
| [1] |
马俊, 傅成诚. 不同剂量外源重金属注入对土壤重金属形态分布的影响[J]. 科学技术与工程, 2016, 16(35): 129-135. Ma J, Fu C C. Effect of different doses of exogenous heavy metals on the fractionation of heavy metals in soil[J]. Science Technology and Engineering, 2016, 16(35): 129-135. DOI:10.3969/j.issn.1671-1815.2016.35.020 |
| [2] | Deng G, Li M, Li H, et al. Exposure to cadmium causes declines in growth and photosynthesis in the endangered aquatic fern (Ceratopteris pteridoides)[J]. Aquatic Botany, 2014, 112: 23-32. DOI:10.1016/j.aquabot.2013.07.003 |
| [3] | Xin J P, Ma S S, Zhao C, et al. Cadmium phytotoxicity, related physiological changes in Pontederia cordata: antioxidative, osmoregulatory substances, phytochelatins, photosynthesis, and chlorophyll fluorescence[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2020, 27(33): 41596-41608. DOI:10.1007/s11356-020-10002-z |
| [4] |
熊敏先, 吴迪, 许向宁, 等. 土壤重金属镉对高等植物的毒性效应研究进展[J]. 生态毒理学报, 2021, 16(6): 133-149. Xiong M X, Wu D, Xu X N, et al. Advances in toxic effects of soil heavy metal cadmium on higher plants[J]. Asian Journal of Ecotoxicolog, 2021, 16(6): 133-149. |
| [5] | Carvalho M E A, Piotto F A, Gaziola S A, et al. New insights about cadmium impacts on tomato: plant acclimation, nutritional changes, fruit quality and yield[J]. Food and Energy Security, 2018, 7(2). DOI:10.1002/fes3.131 |
| [6] | Siddhu G, Sirohi D S, Kashyap K, et al. Toxicity of cadmium on the growth and yield of Solanum melongena L.[J]. Journal of Environmental Biology, 2008, 29(6): 853-857. |
| [7] |
王静, 魏恒, 潘波. 中国农田土壤Cd累积分布特征及概率风险评价[J]. 环境科学, 2023, 44(7): 4006-4016. Wang J, Wei H, Pan B. Accumulation characteristics and probabilistic risk assessment of Cd in agricultural soils across China[J]. Environmental Science, 2023, 44(7): 4006-4016. |
| [8] |
王蕊, 陈楠, 张二喜. 龙岩市不同利用类型土壤及农作物Pb、Cd和As污染风险与贡献分析[J]. 环境科学, 2023, 44(4): 2252-2264. Wang R, Chen N, Zhang E X. Pollution risk and contribution analysis of Pb, Cd, and as in soils and crops under different land use types in Longyan city[J]. Environmental Science, 2023, 44(4): 2252-2264. |
| [9] | Qin G W, Niu Z D, Yu J D, et al. Soil heavy metal pollution and food safety in China: effects, sources and removing technology[J]. Chemosphere, 2021, 267. DOI:10.1016/j.chemosphere.2020.129205 |
| [10] |
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. |
| [11] |
石航源, 王鹏, 郑家桐, 等. 中国省域土壤重金属空间分布特征及分区管控对策[J]. 环境科学, 2023, 44(8): 4706-4716. Shi H Y, Wang P, Zheng J T, et al. Spatial distribution of soil heavy metals and regional control strategies in China at province level[J]. Environmental Science, 2023, 44(8): 4706-4716. |
| [12] | Moreno-Caselles J, Moral R, Pérez-Espinosa A, et al. Cadmium accumulation and distribution in cucumber plant[J]. Journal of Plant Nutrition, 2000, 23(2): 243-250. DOI:10.1080/01904160009382011 |
| [13] | Moriarty F. Ecotoxicology: the study of pollutants in ecosystems (3rd ed.)[M]. London: Academic Press, 1999. |
| [14] | Xu D M, Fu R B, Wang J X, et al. Chemical stabilization remediation for heavy metals in contaminated soils on the latest decade: Available stabilizing materials and associated evaluation methods－A critical review[J]. Journal of Cleaner Production, 2021, 321. DOI:10.1016/j.jclepro.2021.128730 |
| [15] | Chapman E E V, Dave G, Murimboh J D. A review of metal (Pb and Zn) sensitive and pH tolerant bioassay organisms for risk screening of metal-contaminated acidic soils[J]. Environmental Pollution, 2013, 179: 326-342. DOI:10.1016/j.envpol.2013.04.027 |
| [16] | Sayen S, Guillon E. Aging effect on Zn retention on a calcareous soil: column experiments and synchrotron X-ray micro-spectroscopic investigation[J]. Science of the Total Environment, 2014, 487: 545-556. DOI:10.1016/j.scitotenv.2014.04.058 |
| [17] |
李传飞. 三种典型农田土壤外源Cd的稳定化特征研究[D]. 雅安: 四川农业大学, 2017. Li C F. Stabilization characteristics of cadmium in three typical agricultural soils[D]. Ya'an: Sichuan Agricultural University, 2017. |
| [18] |
林蕾, 陈世宝, 刘继芳, 等. 不同老化时间对土壤中外源Zn的形态转化及生态毒性阈值(ECx)的影响[J]. 应用生态学报, 2013, 24(7): 2025-2032. Lin L, Chen S B, Liu J F, et al. Effects of aging time on the form transformation and eco-toxicity threshold (ECx) of added Zn in typical China soils[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2013, 24(7): 2025-2032. |
| [19] |
林瑞聪, 潘伟斌, 邓翠兰, 等. 单一及复合外源镉(Ⅱ)铬(Ⅲ)污染在红壤中的老化过程[J]. 科学技术与工程, 2019, 19(23): 328-335. Lin R C, Pan W B, Deng C L, et al. Aging process of single and combined exogenous cadmium (Ⅱ) and Chromium (Ⅲ) contamination in red soil[J]. Science Technology and Engineering, 2019, 19(23): 328-335. DOI:10.3969/j.issn.1671-1815.2019.23.051 |
| [20] |
牟祖廷, 张延一, 马义兵, 等. 我国典型农田土壤中Cr(Ⅵ)的老化过程及主控因子[J]. 农业环境科学学报, 2021, 40(1): 62-73. Mu Z T, Zhang Y Y, Ma Y B, et al. Aging kinetics and main controlling factors of Cr (Ⅵ) in typical farmland soils in China[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2021, 40(1): 62-73. |
| [21] |
吴曼, 徐明岗, 张文菊, 等. 土壤性质对单一及复合污染下外源镉稳定化过程的影响[J]. 环境科学, 2012, 33(7): 2503-2509. Wu M, Xu M G, Zhang W J, et al. Effects of soil properties on the stabilization process of cadmium in Cd Alone and Cd-Pb contaminated soils[J]. Environmental Science, 2012, 33(7): 2503-2509. |
| [22] |
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. |
| [23] |
陈建斌, 陈必群, 邓朝祥. 有机物料对土壤中外源镉形态与生物有效性的影响研究[J]. 中国生态农业学报, 2004, 12(3): 105-108. Chen J B, Chen B Q, Deng C X. Effects of organic material on the forms of added Cd and its bioavailability in soil[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2004, 12(3): 105-108. |
| [24] |
高山, 陈建斌, 王果. 有机物料对稻作与非稻作土壤外源镉形态的影响研究[J]. 中国生态农业学报, 2004, 12(1): 95-98. Gao S, Chen J B, Wang G. Effects of organic matter on the forms of added Cd and its dynamic transformation in soil with or without growth of rice[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2004, 12(1): 95-98. |
| [25] |
柴冠群, 杨娇娇, 陈晓燕, 等. 不同品种白菜对Cd的吸收富集特征与安全限值研究[J]. 西南农业学报, 2022, 35(3): 617-622. Chai G Q, Yang J J, Chen X Y, et al. Enrichment characteristics and safety limits of Cd absorption by different varieties of cabbage[J]. Southwest China Journal of Agricultural Sciences, 2022, 35(3): 617-622. |
| [26] |
吴雪, 方波, 悦晓孟, 等. 蔬菜重金属Cd污染现状及生理阻隔剂研究进展[J]. 南京农业大学学报, 2020, 43(6): 988-997. Wu X, Fang B, Yue X M, et al. The research progress of vegetable Cd contamination and physiological blocking agents of Cd[J]. Journal of Nanjing Agricultural University, 2020, 43(6): 988-997. |
| [27] |
文典, 李富荣, 赵洁, 等. 菜稻菜轮作模式对土壤Cd形态分布的影响研究[J]. 热带作物学报, 2014, 35(7): 1272-1277. Wen D, Li F R, Zhao J, et al. Effects of rice-vegetable rotation regime on the form distribution and bioavailability of Soil Cd[J]. Chinese Journal of Tropical Crops, 2014, 35(7): 1272-1277. |
| [28] |
宋晓星. 造纸废水灌溉对辽河口湿地土壤金属形态影响研究[D]. 沈阳: 沈阳农业大学, 2017. Song X X. Researched on effects of speciation of metals in Liaohe River estuary reed wetland irrigated by papermaking wastewater[D]. Shenyang: Shenyang Agricultural University, 2017. |
| [29] |
牟祖廷. 中国典型农田土壤中Cr(Ⅵ)老化模型的建立及应用[D]. 济南: 济南大学, 2021. Mu Z T. Establishment of Cr (Ⅵ) aging model in typical farmland soils in China and application[D]. Ji'nan: University of Jinan, 2021. |
| [30] |
杨洋, 高慧敏, 陶红, 等. 重金属复合污染河道底泥淋洗动力学特征[J]. 净水技术, 2023, 42(6): 152-160, 175. Yang Y, Gao H M, Tao H, et al. Characteristics of leaching kinetics for river sediments by compound contamination of heavy metals[J]. Water Purification Technology, 2023, 42(6): 152-160, 175. |
| [31] |
宋波, 曾炜铨. 土壤有机质对镉污染土壤修复的影响[J]. 土壤通报, 2015, 46(4): 1018-1024. Song B, Zeng W Q. Effects of organic matter on the remediation of cadmium-contaminated soil-a review[J]. Chinese Journal of Soil Science, 2015, 46(4): 1018-1024. |
| [32] |
陈媛. 土壤中镉及镉的赋存形态研究进展[J]. 广东微量元素科学, 2007, 14(7): 7-13. Chen Y. Development of study on cadmium and its chemical speciation in soil[J]. Guangdong Wei Liang Yuan Su Ke Xue, 2007, 14(7): 7-13. |
| [33] | Han F X, Banin A, Kingery W L, et al. New approach to studies of heavy metal redistribution in soil[J]. Advances in Environmental Research, 2003, 8(1): 113-120. |
| [34] |
莫争, 王春霞, 陈琴, 等. 重金属Cu Pb Zn Cr Cd在土壤中的形态分布和转化[J]. 农业环境保护, 2002, 21(1): 9-12. Mo Z, Wang C X, Chen Q, et al. Form distribution and transformation of heavy metals of Cu, Pb, Zn, Cr and Cd in soils[J]. Journal of Agro-Environmental Science, 2002, 21(1): 9-12. |
| [35] | Li J, Peng Q, Liang D L, et al. Effects of aging on the fraction distribution and bioavailability of selenium in three different soils[J]. Chemosphere, 2016, 144: 2351-2359. |
| [36] | McLaughlin M J. Ageing of metals in soils changes bioavailability[R]. International Council on Metals and the Environment, London, 2001. 1-6. |
| [37] | Jalali M, Khanlari Z V. Effect of aging process on the fractionation of heavy metals in some calcareous soils of Iran[J]. Geoderma, 2008, 143(1-2): 26-40. |
| [38] |
傅成诚, 周亮, 梅凡民. 塿土中外源重金属Pb、Zn、Cd形态分布随时间变化的规律[J]. 土壤与作物, 2012, 1(4): 199-204. Fu C C, Zhou L, Mei F M. Changes of form for exogenous heavy metals Pb, Zn and Cd in Lou Soil[J]. Soil and Crop, 2012, 1(4): 199-204. |
| [39] | Lu A X, Zhang S Z, Shan X Q. Time effect on the fractionation of heavy metals in soils[J]. Geoderma, 2005, 125(3-4): 225-234. |
| [40] |
李传飞, 李廷轩, 张锡洲, 等. 外源镉在几种典型农耕土壤中的稳定化特征[J]. 农业环境科学学报, 2017, 36(1): 85-92. Li C F, Li T X, Zhang X Z, et al. Stabilization characteristics of cadmium in some typical agricultural soils[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2017, 36(1): 85-92. |
| [41] |
吉芳英, 王图锦, 叶姜瑜, 等. 三峡库区土壤淹水对Cd形态稳定性的影响[J]. 土木建筑与环境工程, 2012, 34(2): 115-120. Ji F Y, Wang T J, Ye J Y, et al. Effect of submerged condition on chemical form of Cd in soil of three gorges reservoir area[J]. Journal of Civil, Architectural & Environmental Engineering, 2012, 34(2): 115-120. |
| [42] |
李松霖, 张金阳, 王海婷, 等. 不同水分管理下增加对土壤Cd形态的影响[J]. 湖南生态科学学报, 2022, 9(2): 19-26. Li S L, Zhang J Y, Wang H T, et al. Effects of addition on soil Cd forms under different water management[J]. Journal of Hunan Ecological Science, 2022, 9(2): 19-26. |
| [43] |
徐宁, 魏忠义. 沈抚灌区耕地重金属Cd、Pb的变化特征分析[J]. 农业资源与环境学报, 2019, 36(6): 783-791. Xu N, Wei Z Y. Analysis on the variation character of heavy metals Cd and Pb in the cultivated land of Shenfu sewage irrigation district[J]. Journal of Agricultural Resources and Environment, 2019, 36(6): 783-791. |
| [44] |
石含之, 吴志超, 王旭, 等. 土壤外源镉老化过程中形态变化及影响因素[J]. 江苏农业学报, 2019, 35(6): 1360-1367. Shi H Z, Wu Z C, Wang X, et al. Changes of chemical forms and influencing factors of soil exogenous cadmium during the aging process[J]. Jiangsu Journal of Agricultural Sciences, 2019, 35(6): 1360-1367. |
| [45] |
林瑞聪. 外源Cd(Ⅱ)、Cr(Ⅲ)单一及复合污染在珠三角地区土壤中的老化及影响因素研究[D]. 广州: 华南理工大学, 2019. Lin R C. Study on aging processes and influencing factors of exogenous Cd(Ⅱ) and Cr(Ⅲ) single and combined pollution in soil in the Pearl River Delta Region[D]. Guangzhou: South China University of Technology, 2019. |