黃 榮， 徐應(yīng)明①， 黃青青， 謝忠雷， 尹秀玲,， 秦 旭

(1.農(nóng)業(yè)部環(huán)境保護(hù)科研監(jiān)測所/ 農(nóng)業(yè)部產(chǎn)地環(huán)境污染防控重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室， 天津 300191； 2.吉林大學(xué)環(huán)境與資源學(xué)院， 吉林 長春 130012)

據(jù)2014年環(huán)境保護(hù)部和國土資源部聯(lián)合發(fā)布的《全國土壤污染狀況公報》顯示,我國土壤污染形勢嚴(yán)峻,其中中南地區(qū)土壤中鎘污染問題尤其突出[1]。水稻作為我國主要糧食作物,其重金屬含量與食品安全已經(jīng)成為全社會廣泛關(guān)注的熱點(diǎn)[2]?，F(xiàn)有的農(nóng)田土壤重金屬污染修復(fù)方法中,鈍化修復(fù)技術(shù)具有修復(fù)效果好、操作簡便且不影響農(nóng)業(yè)生產(chǎn)等優(yōu)點(diǎn),適宜于大面積中輕度重金屬污染農(nóng)田修復(fù)治理[3]。但鈍化修復(fù)主要使土壤中重金屬活性降低,并沒有將其從土壤中去除,農(nóng)藝措施、耕作制度及自然環(huán)境的變化都可能影響其在土壤中有效態(tài)含量的變化,導(dǎo)致鈍化后的重金屬重新活化釋放。

氮、磷、鉀肥作為肥料3要素,是農(nóng)作物增產(chǎn)的主要保障,對植物生長具有不可替代的作用,但也有許多研究表明不同種類化肥對土壤重金屬的有效性以及植物對重金屬的吸收存在一定影響,如施用尿素后可引起土壤pH值和重金屬形態(tài)變化[4];銨態(tài)氮肥能降低土壤pH值,提高土壤根系重金屬活性,從而促進(jìn)玉米對重金屬的吸收[5];磷肥通過3種磷酸根(H2PO4-、HPO42-和PO43-)增加土壤表面電荷,進(jìn)而影響土壤對重金屬的吸附,且在一定pH值范圍內(nèi)磷酸根還能與金屬陽離子結(jié)合產(chǎn)生沉淀[6-7];鉀肥主要通過其伴隨陰離子對土壤重金屬活性產(chǎn)生影響[7]。

不同種類化肥對鈍化修復(fù)效應(yīng)具有協(xié)同促進(jìn)作用還是拮抗抑制作用？目前鮮有研究涉及。明確不同肥料對鈍化修復(fù)效應(yīng)及其穩(wěn)定性的影響,制定科學(xué)合理的施肥方案對于原位鈍化修復(fù)技術(shù)的推廣具有重要意義。筆者在前期研究的基礎(chǔ)上,采用天然黏土礦物海泡石作為鈍化材料,以水稻為供試植物,研究不同氮、磷和鉀肥對海泡石鈍化修復(fù)鎘污染土壤的影響,旨在為南方鎘污染水稻田鈍化修復(fù)條件下的合理施肥提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)方法

連續(xù)2 a水稻盆栽試驗(yàn)在智能溫室開展,每盆種植3株水稻,共設(shè)置8種處理:(1)對照(CK);(2)單施海泡石(S);(3)海泡石+尿素(S+N1);(4)海泡石+碳銨(S+N2);(5)海泡石+鈣鎂磷肥(S+P1);(6)海泡石+普鈣(S+P2);(7)海泡石+KCl(S+K1);(8)海泡石+K2SO4(S+K2);其中氮、磷和鉀肥分別以含N、P2O5和K2O計(jì)算,其質(zhì)量分?jǐn)?shù)均為0.2 g·kg-1,海泡石添加劑量為10 g·kg-1。第1年水稻收獲后,保存盆中土壤用于第2年繼續(xù)種植,第2年不再添加鈍化劑海泡石,但肥料與第1年處理一致。每個處理均設(shè)置3個重復(fù)。

供試水稻品種為欣榮優(yōu)華占,全生育期為120 d左右。供試土壤采集于湖南省郴州市某鎘超標(biāo)水稻田,其pH值為6.56,陽離子交換容量為16.6 cmol·kg-1,w(總氮)為1.29 g·kg-1,w(總磷)為0.68 g·kg-1,w(總鎘)為1.58 mg·kg-1。海泡石為天然黏土礦物材料,采用X射線熒光分析方法確定其主要成分CaO、MgO、Al2O3和SiO2的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為41.7%、16.8%、7.4%和32.5%。

1.2 樣品分析

水稻成熟后收獲,將水稻分為根、秸稈和籽粒3部分,洗凈、風(fēng)干稱重,然后粉碎保存用于后續(xù)測定。收獲水稻的同時采集土壤,土壤樣品風(fēng)干后過1 mm孔徑篩,混勻保存用于后續(xù)測定。水稻樣品中Cd含量測定:準(zhǔn)確稱取0.250 0 g樣品,加入8 mLw為65%～68%的濃HNO3,靜置過夜,通過電熱消解儀(ED54,中國萊博泰科)消解,消解液中Cd含量采用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀(iCAP,美國賽默飛世;Cd的檢測限為0.1×10-12)測定。在整個測定過程中植物樣品采用湖南大米〔GBW10045(GSB-23)〕和空白樣品進(jìn)行全程質(zhì)量控制。Cd元素回收率均在95%～105%范圍內(nèi)。

土壤pH值用去離子水〔V(水)∶m(土)=2.5∶1〕浸提后,采用pH計(jì)(PB-10,德國Sartorius)測定[8]。土壤中可提取態(tài)Cd以0.025 mol·L-1HCl為浸提液〔V(水)∶m(土)=5∶1〕浸提后[8],對浸提液采用原子吸收分光光度計(jì)(ZEEnit 700P,德國耶拿)測定。

1.3 數(shù)據(jù)分析

穩(wěn)定效率(K)表示不同化肥對土壤中Cd的穩(wěn)定性;鈍化能力(Cap)表示不同化肥作用下鈍化劑對重金屬的鈍化容量,值越大意味著鈍化能力越強(qiáng)[9]。計(jì)算公式如下:

(1)

(2)

式(1)～(2)中,K為穩(wěn)定效率,%;Ce為添加海泡石、肥料處理土壤中Cd浸出濃度,mg·L-1;Ci為對照處理土壤中Cd浸出濃度,mg·L-1;Cap為鈍化能力,mg·g-1;V為浸提液體積,mL;m為浸提時所取土壤質(zhì)量,g;ω為土壤中鈍化劑質(zhì)量分?jǐn)?shù)。試驗(yàn)中V∶m為5∶1，ω為1%。

所有數(shù)據(jù)均采用3次重復(fù)的平均值±標(biāo)準(zhǔn)偏差來表示,數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析采用SPSS 20.0軟件,采用Origin Pro 8.5軟件制圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同處理對水稻生物量的影響

如圖1所示,添加海泡石在2 a內(nèi)均增加了水稻籽粒和秸稈的生物量,但是均未達(dá)到顯著水平(P>0.05),這可能是因?yàn)楹Ｅ菔癁樘烊火ね恋V物,其含有的氮磷鉀等養(yǎng)分極少,但海泡石能夠鈍化土壤中的Cd,減小Cd離子對水稻的脅迫,有利于水稻生長。

CK—對照; S—單施海泡石; S+N1—施海泡石+尿素; S+N2—施海泡石+碳銨; S+P1—施海泡石+鈣鎂磷肥; S+P2—施海泡石+普鈣;S+K1—施海泡石+KCl; S+K2—施海泡石+K2SO4。直方柱上方英文小寫字母不同表示同一部位不同處理組間水稻生物量差異顯著(P<0.05)。

第1年,與單施海泡石相比,添加肥料均增加籽粒生物量,其中碳銨、尿素和鈣鎂磷肥達(dá)到了顯著水平(P<0.05),普鈣、K2SO4和KCl均未達(dá)到顯著水平(P>0.05)。不同肥料的增產(chǎn)效果排序?yàn)樘间@>尿素>鈣鎂磷肥>K2SO4>普鈣>KCl。第2年,除了2種氮肥增加水稻生物量外,其他肥料均使水稻生物量有所降低。

2.2 不同處理對水稻地上不同部位Cd含量的影響

不同處理水稻中糙米、秸稈和根系中鎘含量見圖2?？梢钥闯?單施海泡石顯著降低水稻各部位中Cd含量(P<0.05),與對照相比,第1年水稻糙米、秸稈和根系中w(Cd)降幅分別為41.4%、74.0%和36.8%;第2年水稻糙米、秸稈和根系中w(Cd)降幅分別為32.7%、38.9%和30.9%,說明海泡石有持續(xù)鈍化效果。與單施海泡石相比,第1年的試驗(yàn)結(jié)果表明在海泡石鈍化的基礎(chǔ)上加施尿素、碳銨和鈣鎂磷肥均降低糙米中Cd含量,施普鈣、K2SO4和KCl均增加糙米中Cd含量;第2年的試驗(yàn)結(jié)果中,施碳銨、鈣鎂磷肥和K2SO4均降低糙米中Cd含量,施尿素、普鈣和KCl均增加糙米中Cd含量。碳銨和鈣鎂磷肥在連續(xù)2 a的試驗(yàn)中均降低糙米中w(Cd),第1年的降幅分別為28.4%和26.9%;第2年的降幅分別為2.10%和11.4%。KCl和普鈣在2 a內(nèi)均增加糙米中w(Cd),第1年增幅分別為31.6%和39.3%;第2年增幅分別為9.24%和53.8%。

與單施海泡石相比,第1年的試驗(yàn)結(jié)果表明分別加施6種肥料均增加秸稈中Cd含量,增幅的順序?yàn)樘间@>尿素>KCl>K2SO4>普鈣>鈣鎂磷肥;第2年的試驗(yàn)結(jié)果中,碳銨、尿素和KCl使秸稈中Cd含量增加,K2SO4、普鈣和鈣鎂磷肥使秸稈中Cd含量有所降低。第1年的試驗(yàn)結(jié)果顯示,與單施海泡石相比,除了鈣鎂磷肥外其他5種肥料均增加根系中Cd含量,其增幅順序?yàn)镵Cl>K2SO4>普鈣>尿素>碳銨;第2年除了2種磷肥以外,其他4種肥料均增加了水稻根系中Cd含量。

表1為不同處理對水稻不同部位Cd富集的影響。結(jié)果表明,水稻不同部位對Cd的富集能力的大小順序?yàn)楦?秸稈>糙米,且根系中Cd含量遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于秸稈和糙米中Cd含量。海泡石在連續(xù)2 a內(nèi)均顯著降低了水稻不同部位對Cd的富集(P<0.05)。與單施海泡石相比,加施鈣鎂磷肥2 a內(nèi)均降低水稻不同部位對Cd的富集,而施KCl均增加水稻對Cd的富集。

CK—對照; S—單施海泡石; S+N1—施海泡石+尿素; S+N2—施海泡石+碳銨; S+P1—施海泡石+鈣鎂磷肥; S+P2—施海泡石+普鈣; S+K1—施海泡石+KCl; S+K2—施海泡石+K2SO4。直方柱上方英文小寫字母不同表示同一年份不同處理組間Cd含量差異顯著(P<0.05)。

2.3 不同處理對土壤pH值和土壤有效態(tài)Cd含量的影響

如表2所示,與對照相比,海泡石鈍化以及海泡石鈍化的基礎(chǔ)上施6種肥料均顯著增加土壤pH值。第1年的試驗(yàn)結(jié)果中,與單施海泡石相比,加施尿素和鈣鎂磷肥增加土壤pH值,施普鈣、KCl和K2SO4使土壤pH值有所降低,而施碳銨對土壤pH值沒有影響。第2年施尿素、碳銨、KCl和K2SO4均使土壤pH值有所降低,施鈣鎂磷肥顯著增加了土壤pH值(P<0.05),施普鈣對土壤pH值沒有影響。

從圖3可以看出,單施海泡石顯著降低土壤w(有效態(tài)Cd),與對照相比,第1年和第2年分別降低68.6%和32.2%。另外,與單施海泡石相比,第1年加施6種肥均增加土壤有效態(tài)Cd含量,增加幅度的順序?yàn)镵Cl>普鈣>K2SO4>尿素>碳銨>鈣鎂磷肥;第2年除了2種氮肥使土壤有效態(tài)Cd含量有所增加外,其余4種肥料均降低土壤有效態(tài)Cd含量,其降幅順序?yàn)殁}鎂磷肥>普鈣>K2SO4>KCl。

2.4 不同處理對土壤中Cd的穩(wěn)定性及鈍化能力的影響

海泡石以及各種肥料對Cd穩(wěn)定性的影響用K表示,其值越大表示越有利于Cd的穩(wěn)定。鈍化劑對重金屬的鈍化容量用Cap表示,該值越大意味著鈍化能力越強(qiáng)[9]。如圖4所示,第1年海泡石對Cd的K值遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于第2年,且第1年添加不同肥料均降低Cd的穩(wěn)定性,其中鈣鎂磷肥的降低幅度最小,KCl的降低幅度最大;第2年尿素和碳銨使Cd的穩(wěn)定率分別降低4.54%和10.2%;鈣鎂磷肥、普鈣、KCl和K2SO4使Cd的K值分別增加42.4%、39.2%、15.9%和30.0%。

如表3所示,第1年海泡石對Cd的鈍化容量為98.2 mg·kg-1,施尿素和碳銨分別使Cd的鈍化容量降低21.1和4.47 mg·kg-1;鈣鎂磷肥和普鈣分別使Cd的鈍化容量降低4.27和29.50 mg·kg-1;KCl和K2SO4分別使Cd的鈍化容量降低58.00和23.50 mg·kg-1。

表1不同處理對水稻各部位中Cd的富集系數(shù)

Table1Cdbioaccumulationcoefficientofbrownrice,shootandrootrelativetotreatment

處理第1年富集系數(shù)第2年富集系數(shù)糙米秸稈根系糙米秸稈根系 CK0.15±0.03a0.51±0.03a2.44±0.89ab0.10±0.01a0.33±0.06a1.23±0.24ab S0.09±0.02bc0.13±0.03e1.54±0.18bc0.07±0.01b0.20±0.01bcd0.85±0.04cde S+N10.04±0.01d0.31±0.04bc2.43±0.59ab0.09±0.02ab0.38±0.03a0.91±0.09cde S+N20.06±0.01cd0.39±0.04b2.41±0.64ab0.07±0.01b0.25±0.02b1.33±0.02a S+P10.06±0.02cd0.15±0.05de1.20±0.01c0.06±0.02b0.14±0.01e0.69±0.07e S+P20.11±0.02ab0.23±0.05cd2.50±0.31ab0.08±0.01b0.18±0.02cde0.79±0.08de S+K10.12±0.02ab0.27±0.07c2.71±0.37a0.11±0.02a0.23±0.02bc1.07±0.19bc S+K20.12±0.03ab0.23±0.06cd2.54±0.68ab0.07±0.016b0.15±0.04de0.10±0.21bce

CK為對照,S為單施海泡石,S+N1為施海泡石+尿素,S+N2為施海泡石+碳銨,S+P1為施海泡石+鈣鎂磷肥,S+P2為施海泡石+普鈣,S+K1為施海泡石+KCl,S+K2為施海泡石+K2SO4。同一列數(shù)據(jù)后英文小寫字母不同表示不同處理組間Cd富集系數(shù)差異顯著(P<0.05)。

第2年尿素和碳銨分別使Cd的鈍化容量降低5.90和13.23 mg·kg-1;鈣鎂磷肥、普鈣、KCl和K2SO4均增加Cd的鈍化容量,其對海泡石鈍化能力的促進(jìn)作用從大到小依次為鈣鎂磷肥>普鈣>K2SO4>KCl。

表2不同處理對土壤pH值的影響

Table2SoilpHrelativetotreatment

處理第1年第2年 CK6.86±0.09c6.98±0.07d S7.65±0.02ab7.26±0.06b S+N17.74±0.02a7.11±0.09c S+N27.65±0.12ab7.12±0.08c S+P17.72±0.04a7.42±0.06a S+P27.62±0.08ab7.26±0.04b S+K17.55±0.06b7.12±0.03c S+K27.52±0.11b7.22±0.06bc

CK為對照,S為單施海泡石,S+N1為施海泡石+尿素,S+N2為施海泡石+碳銨,S+P1為施海泡石+鈣鎂磷肥,S+P2為施海泡石+普鈣,S+K1為施海泡石+KCl,S+K2為施海泡石+K2SO4。同一列數(shù)據(jù)后英文小寫字母不同表示不同處理組間土壤pH值差異顯著(P<0.05)。

CK—對照; S—單施海泡石; S+N1—施海泡石+尿素; S+N2—施海泡石+碳銨; S+P1—施海泡石+鈣鎂磷肥; S+P2—施海泡石+普鈣; S+K1—施海泡石+KCl; S+K2—施海泡石+K2SO4。直方柱上方英文小寫字母不同表示同一年份不同處理組間可交換態(tài)Cd含量差異顯著(P<0.05)。

3 討論

植物體內(nèi)Cd的富集主要受土壤中有效態(tài)Cd含量影響,降低土壤中Cd的生物有效性是減少植物吸收Cd的根本途徑[10]。土壤有效態(tài)Cd含量受許多因素的影響,其中土壤pH值是較為關(guān)鍵的影響因子之一[11-12]。連續(xù)2 a的試驗(yàn)結(jié)果顯示海泡石顯著增加土壤pH值(表2),降低土壤中可交換態(tài)Cd含量(圖3),從而顯著降低水稻糙米、秸稈和根系中Cd的富集。這主要是因?yàn)橐环矫婧Ｅ菔陨沓蕢A性(pH值為10.1),酸性土壤溶液中的H+能夠與海泡石發(fā)生反應(yīng)從而中和消耗部分H+以緩和土壤酸度[3],提高土壤pH值,促進(jìn)土壤中Cd離子的沉淀作用,降低Cd的活性,筆者試驗(yàn)結(jié)果與已有研究[3,11,13]基本一致;另一方面,海泡石對土壤中Cd離子具有吸附等作用,可以進(jìn)一步降低Cd離子活性。

CK—對照; S—單施海泡石; S+N1—施海泡石+尿素; S+N2—施海泡石+碳銨; S+P1—施海泡石+鈣鎂磷肥; S+P2—施海泡石+普鈣; S+K1—施海泡石+KCl; S+K2—施海泡石+K2SO4。直方柱上方英文小寫字母不同表示同一年份不同處理組間Cd的穩(wěn)定效率差異顯著(P<0.05)。

表3不同處理對土壤Cd鈍化能力的影響

Table 3 Soil Cd inactivation capacity relative to treatment mg·kg-1

S為單施海泡石,S+N1為施海泡石+尿素,S+N2為施海泡石+碳銨,S+P1為施海泡石+鈣鎂磷肥,S+P2為施海泡石+普鈣,S+K1為施海泡石+KCl,S+K2為施海泡石+K2SO4。同一列數(shù)據(jù)后英文小寫字母不同表示不同處理組間Cd的鈍化能力差異顯著(P<0.05)。

第1年試驗(yàn)中2種氮肥對土壤pH值均有一定影響,但都未達(dá)到顯著水平(P>0.05);第2年試驗(yàn)中繼續(xù)施2種氮肥均顯著降低土壤pH值。這可能是因?yàn)槟蛩厥┤胪寥乐凶畛跻訡O(NH2)2分子形式存在,在脲酶作用下水解成碳酸銨、碳酸氫銨和氫氧化銨等堿性化合物,隨著種植時間的推移,尿素水解的碳酸氫銨被植物以NH4+吸收時會分泌H+,從而導(dǎo)致根系周圍發(fā)生酸化[14]。另外,尿素和碳銨在2 a內(nèi)均增加土壤有效態(tài)Cd含量(圖3),但是碳銨在2 a內(nèi)均顯著降低糙米中Cd含量(圖2),加施尿素第1年糙米中Cd含量略有降低,第2年糙米中Cd含量略有增加,但均未達(dá)到顯著水平(圖2),這可能是因?yàn)槟蛩睾吞间@顯著增加了水稻秸稈和籽粒生物量(圖1),從而對糙米中Cd起稀釋作用。此外,尿素和碳銨在2 a試驗(yàn)中均對土壤鈍化條件下Cd的K值產(chǎn)生不利影響,其中第1年尿素產(chǎn)生的不利影響大于碳銨,第2年碳銨產(chǎn)生的不利影響大于尿素(圖4)。

磷肥對土壤中重金屬生物有效性的影響是個復(fù)雜的過程,是多種因素綜合作用的結(jié)果[6,15-18]。一方面磷肥施入土壤后會改變土壤pH值,普鈣屬于生理酸性肥料,施入土壤后隨著根系對P的吸收會引起土壤局部酸化;鈣鎂磷肥屬于堿性肥料,施入土壤后會增加土壤pH值[15]。2 a試驗(yàn)中鈣鎂磷肥均使土壤pH值升高(表2),而普鈣則未對土壤pH值產(chǎn)生明顯影響。這與王朋超等[15]的研究結(jié)果有些許偏差,造成這種偏差的原因有可能是該試驗(yàn)所選取的供試植物為水稻,水稻在種植期間大部分時間處于淹水狀態(tài),淹水會對土壤pH值產(chǎn)生一定影響[19]。另一方面磷肥中的3種磷酸根(H2PO4-、HPO42-和PO43-)能夠誘導(dǎo)與土壤中的Cd2+結(jié)合形成磷酸金屬鹽等難溶化合物,研究表明這一過程在堿性條件下更容易生成溶解度較小的正磷酸金屬鹽[20],降低Cd的移動性,從而降低Cd的生物有效性[6];此外，普鈣和鈣鎂磷肥都屬于含鈣磷肥,施入土壤后可顯著提高土壤交換態(tài)Ca2+含量,而Ca2+與Cd2+之間存在較強(qiáng)的競爭效應(yīng),這都會影響土壤Cd的生物有效性[16]。鈣鎂磷肥更有利于降低土壤中Cd的生物有效性(圖3)和水稻各部位Cd的富集(圖1),主要是因?yàn)殁}鎂磷肥顯著增加了土壤pH值,更有利于正磷酸金屬鹽的生成,從而降低了水稻對Cd的吸收。鈣鎂磷肥和普鈣在第1年均對土壤鈍化條件下Cd的穩(wěn)定性產(chǎn)生不利影響,但鈣鎂磷肥的影響要小于普鈣;第2年鈣鎂磷肥和普鈣均對土壤鈍化條件下Cd的穩(wěn)定性產(chǎn)生促進(jìn)作用,鈣鎂磷肥的促進(jìn)作用大于普鈣。

KCl在2 a內(nèi)顯著增加糙米中Cd含量,K2SO4在第1年促使糙米中Cd含量略有增加,第2年使糙米中Cd含量略有降低。鉀肥施入后均降低土壤pH值(表2),增加土壤可交換態(tài)Cd含量(圖3),且KCl對土壤pH值和可交換態(tài)Cd含量的影響效果大于K2SO4。大量研究表明,鉀肥對土壤中重金屬活性的影響不僅是通過影響土壤pH值,其陪伴離子也產(chǎn)生了極其重要的影響。晏哲等[21]認(rèn)為Cl-和SO42-易與Cd結(jié)合形成絡(luò)合物,增加固態(tài)Cd向土壤溶液遷移,從而增加土壤Cd的生物有效性。ZHAO等[22]通過盆栽試驗(yàn)比較了KCl、K2SO4和KNO33種鉀肥對小麥Cd富集的影響,結(jié)果表明KCl和K2SO4均明顯提高小麥中Cd含量。大量研究認(rèn)為KCl能促進(jìn)植物對Cd的吸收,但就K2SO4處理而言，由于陪伴離子SO42-對Cd的影響還不明確,有學(xué)者認(rèn)為因?yàn)镾O42-與Cd形成的絡(luò)合物不如Cl-與Cd形成的絡(luò)合物穩(wěn)定,所以SO42-對植物Cd的富集不如Cl-顯著。另外，水稻在淹水條件下SO42-還原為S2-,S2-與Cd2+生成CdS沉淀，從而降低土壤中Cd的生物有效性[23]。2 a盆栽試驗(yàn)結(jié)果表明,K2SO4更有利于土壤中Cd的穩(wěn)定性。

4 結(jié)論

海泡石在2 a內(nèi)均能對農(nóng)田Cd污染土壤起到良好的鈍化修復(fù)效果,即使在沒有額外添加海泡石的情況下，糙米中Cd含量和可交換態(tài)Cd含量仍顯著降低,表明海泡石對農(nóng)田土壤Cd的鈍化作用具有較好的穩(wěn)定性。

施不同化肥對海泡石鈍化土壤Cd的效果及其穩(wěn)定性有著明顯影響,因此,為避免不合理施肥對土壤Cd的鈍化產(chǎn)生抵消作用,影響鈍化的長期穩(wěn)定性,在農(nóng)田Cd污染水稻土鈍化修復(fù)中,科學(xué)合理施肥具有重要意義。綜合2 a試驗(yàn)結(jié)果,建議在海泡石鈍化修復(fù)農(nóng)田Cd污染水稻土?xí)r,氮磷鉀肥分別施碳銨、鈣鎂磷肥和K2SO4。

[1] 環(huán)境保護(hù)部,國土資源部.全國土壤污染狀況調(diào)查公報[J].中國環(huán)保產(chǎn)業(yè),2014(5):10-11.[Ministry of Environmental Protection,Ministry of Land and Resources.Bulletin of National Soil Pollution Survey[J].China Environmental Protection Industry,2014(5):10-11.]

[2] 詹杰,魏樹和,牛榮成.我國稻田土壤鎘污染現(xiàn)狀及安全生產(chǎn)新措施[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報,2012,31(7):1257-1263.[ZHAN Jie,WEI Shu-he,NIU Rong-cheng.Advances of Cadmium Contaminated Paddy Soil Research and New Measure of Its Safe Production in China:A Review[J].Journal of Agro-Environment Science,2012,31(7):1257-1263.]

[3] LIANG X F,XU Y,XU Y M,etal.Two-Year Stability of Immobilization Effect of Sepiolite on Cd Contaminants in Paddy Soil[J].Environmental Science and Pollution Research,2016,23(13):12922-12931.

[4] 梁佩筠,許超,吳啟堂,等.淹水條件下控釋氮肥對污染紅壤中重金屬有效性的影響[J].生態(tài)學(xué)報,2013,3(9):2919-2929.[LIANG Pei-jun,XU Chao,WU Qi-tang,etal.Effect of Different Controlled-Release Nitrogen Fertilizers on Availability of Heavy Metals in Contaminated Red Soils Under Waterlogged Conditions[J].Acta Ecologica Sinica,2013,33(9):2919-2929.]

[5] 樓玉蘭,章永松,林咸永.氮肥對污泥農(nóng)用后土壤中重金屬活性的影響[J].上海環(huán)境科學(xué),2004(1):32-36.[LOU Yu-lan,ZHANG Yong-song,LIN Yan-yong.An Effect of Nitrogenous Fertilizers on Activity of Heavy Metals in Sludge Applied Soil[J].Shanghai Environmental Sciences,2004(1):32-36.]

[6] BOLAN N S,ADRIANO D C,NAIDU R.Role of Phosphorus in (Im)Mobilization and Bioavailability of Heavy Metals in the Soil-Plant System[J].Reviews of Environmental Contamination and Toxicology,2003,177:1-44.

[7] 徐明崗,劉平,宋正國,等.施肥對污染土壤中重金屬行為影響的研究進(jìn)展[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報,2006,25(增刊1):328-333.[XU Ming-gang,LIU Ping,SONG Zheng-guo,etal.Progress in Fertilization on Behavior of Heavy Metals in Contaminated Soils[J].Journal of Agro-Environment Science,2006,25(Suppl.1):328-333.]

[8] 肖振林,王果,黃瑞卿,等.酸性土壤中有效態(tài)鎘提取方法研究[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報,2008,27(2):795-800.[XIAO Zhen-lin,WANG Guo,HUANG Rui-qing,etal.Extraction Method for Available Cadmium in Acid Soils[J].Journal of Agro-Environment Science,2008,27(2):795-800]

[9] 吳烈善,曾東梅,莫小榮,等.不同鈍化劑對重金屬污染土壤穩(wěn)定化效應(yīng)的研究[J].環(huán)境科學(xué),2015,36(1):309-313.[WU Lie-shan,ZENG Dong-mei,MO Xiao-rong,etal.Immobilization Impact of Different Fixatives on Heavy Metals Contaminated Soil[J].Environmental Science,2015,36(1):309-313.]

[10] 李劍睿,徐應(yīng)明,林大松,等.水分調(diào)控和鈍化劑處理對水稻土鎘的鈍化效應(yīng)及其機(jī)理[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報,2014,33(7):1316-1321.[LI Jian-rui,XU Ying-ming,LIN Da-song,etal.Immobilization of Cadmium in a Paddy Soil Using Moisture Management and Amendments[J].Journal of Agro-Environment Science,2014,33(7):1316-1321.]

[11] 孫約兵,王朋超,徐應(yīng)明,等.海泡石對鎘-鉛復(fù)合污染鈍化修復(fù)效應(yīng)及其土壤環(huán)境質(zhì)量影響研究[J].環(huán)境科學(xué),2014,35(12):4720-4726.[SUN Yue-bing,WANG Peng-chao,XU Ying-ming,etal.Immobilization Remediation of Cd and Pb Contaminated Soil:Remediation Potential and Soil Environmental Quality[J].Environmental Science,2014,35(12):4720-4726.]

[12] SIMMLER M,CIADAMIDARO L,SCHULIN R,etal.Lignite Reduces the Solubility and Plant Uptake of Cadmium in Pasturelands[J].Environmental Science & Technology,2013,47(9):4497-4504.

[13] SUN Y B,SUN G H,XU Y M,etal.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.

[14] 趙晶,馮文強(qiáng),秦魚生,等.不同氮磷鉀肥對土壤pH和鎘有效性的影響[J].土壤學(xué)報,2010,47(5):953-961.[ZHAO Jing,FENG Wen-qiang,QIN Yu-sheng,etal.Effect of Apply Cation of Nitrogen,Phosphorus and Potassium Fertilizers on Soil pH and Cadmium Availability[J].Acta Pedologica Sinica,2010,47(5):953-961.]

[15] 王朋超,孫約兵,徐應(yīng)明,等.施用磷肥對南方酸性紅壤鎘生物有效性及土壤酶活性影響[J].環(huán)境化學(xué),2016,35(1):150-158.[WANG Peng-chao,SUN Yue-bing,XU Ying-ming,etal.Effects of Phosphorous Fertilizers on Cd Bioavailability and Soil Enzyme Activities in South Acidic Red Soil[J].Environmental Chemistry,2016,35(1):150-158.]

[16] ADRIANO D C,WENZEL W W,VANGRONSVELD J,etal.Role of Assisted Natural Remediation in Environmental Cleanup[J].Geoderma,2004,122(2/3/4):121-142.

[17]SIEBERS N,SIANGLIW M,TONGCUMPOUAND C.Cadmium Uptake and Subcellular Distribution in Rice Plants as Affected by Phosphorus:Soil and Hydroponic Experiments[J].Journal of Soil Science and Plant Nutrition,2013,13(4):833-844.

[18] 劉昭兵,紀(jì)雄輝,彭華,等.磷肥對土壤中鎘的植物有效性影響及其機(jī)理[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報,2012,23(6):1585-1590.[LIU Zhao-bing,JI Xiong-hui,PENG Hua,etal.Effects of Phosphorous Fertilizers on Phytoavailability of Cadmium in Its Contaminated Soil and Related Mechanisms[J].Chinese Journal of Applied Ecology,2012,23(6):1585-1590.]

[19] GAMBRELL R P.Trace and Toxic Metals in Wetlands:A Review[J].Journal of Environmental Quality,1994,23(5):883-891.

[20] 胡星明,袁新松,王麗平,等.磷肥和稻草對土壤重金屬形態(tài)、微生物活性和植物有效性的影響[J].環(huán)境科學(xué)研究,2012,25(1):77-82.[HU Xing-ming,YUAN Xin-song,WANG Li-ping,etal.Effects of Phosphate Fertilizer and Rice Straw on Soil Heavy Metal Fraction,Microbial Activity and Phytoavailability[J].Research of Environmental Sciences,2012,25(1):77-82.]

[21] 晏哲,高志強(qiáng),羅真華,等.不同鉀肥對幾種煙草吸收累積土壤鎘的影響[J].環(huán)境化學(xué),2016,35(9):1913-1920.[YAN Zhe,GAO Zhi-qiang,LUO Zhen-hua,etal.Effect of Potassium Fertilizers on the Uptake of Soil Cadmium by Flue-Cured Tobaccos[J].Environmental Chemistry,2016,35(9):1913-1920.]

[22] ZHAO Z Q,ZHU Y G,LI H Y,etal.Effects of Forms and Rates of Potassium Fertilizers on Cadmium Uptake by Two Cultivars of Spring Wheat (TriticumaestivumL.)[J].Environment International,2004,29(7):973-978.

[23] 陳蘇,孫麗娜,孫鐵珩,等.鉀肥對鎘的植物有效性的影響[J].環(huán)境科學(xué),2007,28(1):182-188.[CHEN Su,SUN Li-na,SUN Tie-heng,etal.Influence of Potassium Fertilizer on the Phytoavailability of Cadmium[J].Environmental Science,2007,28(1):182-188.]