杜志敏，郝建設(shè)，周靜，高倩圓，祝紅紅，徐琳，崔紅標(biāo)，李輝信

1. 中國(guó)科學(xué)院南京土壤研究所，江蘇 南京 210008；2. 中國(guó)科學(xué)院武漢植物園，湖北 武漢 430074；3. 南京農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，江蘇 南京 210095；4. 鄭州大學(xué)化工與能源學(xué)院，河南 鄭州 450001；5. 安徽農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，安徽 合肥 230036

土壤重金屬污染面積大，污染物具有在土壤中移動(dòng)性差、滯留時(shí)間長(zhǎng)、不能被微生物降解等特點(diǎn)，因此治理和修復(fù)的難度大[1,2]。Cu是動(dòng)植物生長(zhǎng)必需的微量元素之一，同時(shí)也是重要的污染重金屬。Cd是植物體不需要的元素，生物毒害性強(qiáng)。土壤重金屬污染，尤其是冶煉廠周邊土壤重金屬的污染防治是土壤環(huán)境保護(hù)工作的重中之重[3]。土壤環(huán)境中重金屬的毒性不僅與其總量有關(guān)，更大程度上由其形態(tài)分布決定，不同的形態(tài)產(chǎn)生不同的環(huán)境效應(yīng)，直接影響到重金屬的毒性、遷移及在自然界的循環(huán)[4,5]。根據(jù)Tessier[6]及其相應(yīng)的改進(jìn)方法[7]將土壤中重金屬分為可交換態(tài)（EX）、碳酸鹽結(jié)合態(tài)(CAB)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)(OxiB)、有機(jī)結(jié)合態(tài)(OrgB)和殘?jiān)鼞B(tài)(ResB)。土壤重金屬污染會(huì)減弱土壤酶活并導(dǎo)致土壤肥力降低[8,9]。國(guó)內(nèi)外研究[10-12]指出土壤EX態(tài)重金屬可較好反映其生物有效性和移動(dòng)性，顯著影響土壤中各種酶活的大小，通過(guò)測(cè)定土壤重金屬化學(xué)形態(tài)特別是EX態(tài)含量及土壤酶活性可以評(píng)價(jià)施入改良劑的修復(fù)效果。

前人對(duì)改良劑修復(fù)單一重金屬污染土壤的研究較多[13]，復(fù)合污染土壤多為室內(nèi)盆栽試驗(yàn)[14,15]，不能很好反映改良劑田間修復(fù)實(shí)際情況。本試驗(yàn)以黑麥草（Lolium perenneL.）作為修復(fù)植物，研究石灰、磷灰石、蒙脫石和凹凸棒石4種無(wú)機(jī)化學(xué)改良劑及其不同添加劑量，在田間條件下原位修復(fù)重金屬Cu、Cd復(fù)合污染土壤，采用土壤重金屬化學(xué)提取性和土壤酶活性變化作指標(biāo)評(píng)價(jià)修復(fù)效果，以期為改良劑野外推廣應(yīng)用提供參考。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試改良劑：供試改良劑產(chǎn)地及其基本理化性質(zhì)見(jiàn)表1。

表1 供試改良劑基本理化性質(zhì)Table 1 Basic physico-chemical properties of the test amendments

供試植物：黑麥草（Lolium perenneL.），江蘇“大華”牌，屬于重金屬富集植物[16,17]，購(gòu)自江蘇省大華種業(yè)集團(tuán)有限公司臨海分公司。

供試復(fù)合肥：湖北“三寧”牌，（N，P2O5，K2O的質(zhì)量分?jǐn)?shù)各為15%，總養(yǎng)分45%），購(gòu)自湖北三寧化工股份有限公司。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

田間概況：試驗(yàn)地點(diǎn)位于江西省貴溪市濱江鄉(xiāng)柏里村陳家村小組(28。12' N, 116。55' E)，受貴溪某冶煉廠重金屬污染的水稻田。試驗(yàn)田塊，多年廢棄，現(xiàn)已有沙化現(xiàn)象，酸化疊加重金屬銅鎘等污染。供試土壤基本理化性質(zhì)為：有機(jī)質(zhì)，30.8 g·kg-1；堿解氮，163 mg·kg-1；速效磷，63.7 mg·kg-1；速效鉀，66.2 mg·kg-1；全 Cu，797 mg·kg-1；有效 Cu，418 mg·kg-1；全 Cd，0.84 mg·kg-1；有效 Cd，0.65 mg·kg-1；pH（土水質(zhì)量比12.5∶），4.64；容重，1.31 g·cm-3；機(jī)械組成（%），2～0.05 mm，62.6；0.05～0.002 mm，24.6；<0.002 mm，12.8。

試驗(yàn)處理：以石灰、磷灰石、蒙脫石和凹凸棒石為污染土壤改良劑進(jìn)行種植黑麥草的田間試驗(yàn)，試驗(yàn)共設(shè) 13個(gè)處理。不加改良劑的對(duì)照處理記為CK；石灰添加量為 0.1%（占供試污染土壤耕作層（0～17 cm）土壤質(zhì)量百分比，下同）、0.2%和0.4%的處理分別記為 S1、S2和 S3；磷灰石添加量為0.58%、1.16%和2.32%的處理分別記為L(zhǎng)1、L2和L3；蒙脫石添加量為 1%、2%和 4%的處理分別記為M1、M2和M3；凹凸棒石添加量為1%、2%和3%的處理分別記為A1、A2和A3。每處理重復(fù)3次，共計(jì) 39個(gè)試驗(yàn)小區(qū)，采用單因素設(shè)計(jì)、隨機(jī)區(qū)組田間排列。小區(qū)田埂用防滲聚乙烯塑料薄膜包裹，埂寬0.3 m，高出地面0.2 m，地下深度0.3 m，每小區(qū)面積（3×2 m2）。各小區(qū)田間管理方式一致。

試驗(yàn)過(guò)程：2009年12月1日，小區(qū)均勻撒上改良劑，充分混勻并平整土地，各小區(qū)澆水100 kg。12月8日播種黑麥草（播種量為0.02 kg·小區(qū)-1），施加復(fù)合肥（0.5 kg·小區(qū)-1）。2010年4月16日在黑麥草抽穗時(shí)采集根際土壤樣品。土壤樣品一部分自然風(fēng)干后直接進(jìn)行酶活性測(cè)定，另一部分風(fēng)干后過(guò)尼龍篩待測(cè)。

1.3 樣品測(cè)定與數(shù)據(jù)處理

土壤樣品分析采用常規(guī)分析方法[18]。土壤 pH按土水質(zhì)量比 1∶2.5，酸度計(jì)（pH S-2C，上?？祪x公司)測(cè)定。土壤全Cu、全Cd采用硝酸-高氯酸-氫氟酸-高氯酸全量分解法消解，土壤Cu、Cd化學(xué)形態(tài)分級(jí)及提取采用朱嬿婉等 1989年修改后的Tessier連續(xù)提取法[7]提取，原子吸收分光光度計(jì)法（GBC 932AA，澳大利亞)測(cè)定。

土壤酶活性測(cè)定[19]：土壤脲酶活性采用靛酚藍(lán)比色法，土壤酸性磷酸酶活性采用磷酸苯二鈉比色法，土壤過(guò)氧化氫酶活性采用容量法。

采用Microsoft excel 2003和Windows spss13.0進(jìn)行數(shù)據(jù)的統(tǒng)計(jì)分析。

2 結(jié)果與討論

2.1 改良劑對(duì)土壤pH的影響

對(duì)照處理pH較低，施用改良劑后土壤pH有不同程度提高（圖 1）。施用石灰能顯著提高土壤pH，低中高3種劑量均與對(duì)照處理達(dá)到顯著差異，且施用量越大，pH提高幅度也越大；高劑量石灰處理pH提高幅度最大，比對(duì)照pH增加了1.08個(gè)單位，與其余 12種處理均達(dá)到顯著差異水平。磷灰石、蒙脫石和凹凸棒石對(duì)土壤pH的提高與石灰類(lèi)似，但幅度低于石灰處理，這與石灰本身pH較高有一定關(guān)系。土壤pH增加會(huì)較弱土壤有機(jī)/無(wú)機(jī)膠體及土壤黏粒對(duì)重金屬離子的吸附能力，使土壤中重金屬有效性降低，減少可交換態(tài)重金屬離子數(shù)量[20, 21]。

圖1 改良劑對(duì)土壤pH的影響Fig. 1 Effects of amendments on Soil pH

2.2 改良劑對(duì)土壤銅、鎘形態(tài)的影響

土壤環(huán)境中重金屬的毒性不僅與其總量有關(guān)，更大程度上由其形態(tài)分布決定，不同的形態(tài)產(chǎn)生不同的環(huán)境效應(yīng)，直接影響到重金屬的毒性、遷移及在自然界的循環(huán)[5]。重金屬化學(xué)形態(tài)與重金屬的生物有效性密切相關(guān)[22]，對(duì)土壤中各形態(tài)重金屬的化學(xué)提取能定性地區(qū)分重金屬在土壤多相體系中的結(jié)合狀態(tài)和結(jié)合能量大小及其相應(yīng)的生物有效性。化學(xué)形態(tài)提取法分析并結(jié)合植物吸收等測(cè)試，可以推測(cè)控制土壤重金屬有效性的因素和生成的重金屬-鹽類(lèi)沉淀或絡(luò)合物形式[23,24]，所以化學(xué)形態(tài)提取法在土壤化學(xué)研究中已成為最為普遍的方法。

由表2、表3可知，CK處理土壤中EX態(tài)Cu所占比例較大，占總量的19.2%，重金屬Cu生物毒害性較高。施用改良劑明顯降低了土壤EX態(tài)Cu、Cd含量（M1處理除外），促進(jìn)Cu向生物毒害性低的形態(tài)轉(zhuǎn)化，效果顯著的是石灰和磷灰石處理。與對(duì)照相比，高劑量石灰使EX態(tài)Cu、Cd含量分別降低了 96.4%～98.6%、16.8%～31.9%，高劑量磷灰石使EX態(tài)Cu、Cd含量分別降低了92.0%～97.2%、18.3%～27.7%，碳酸鹽結(jié)合態(tài)和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)所占比例增加。蒙脫石（低劑量除外）和凹凸棒石處理使EX態(tài)Cu降低了10.4%～30.5%，碳酸鹽結(jié)合態(tài)和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)含量增加。石灰和磷灰石降低EX態(tài)Cu效果較好，主要是由于改良劑對(duì)土壤pH的提高，因此，對(duì)于酸性和中性偏酸性重金屬污染土壤，石灰和磷灰石是良好的修復(fù)劑。土壤中Cd的EX態(tài)含量較高（27%～50%），這與Allace[11]指出的 Cd在土壤中生物有效性高，活性較強(qiáng)，很容易被作物吸收而污染食物鏈，危及人類(lèi)健康的結(jié)果一致。試驗(yàn)中改良劑對(duì)Cd的鈍化不如對(duì)Cu的鈍化效果明顯。

表2 改良劑對(duì)土壤Cu各形態(tài)含量的影響Table 2 Effects of amendments on the concentrations of Cu forms in soil

表3 改良劑對(duì)土壤Cd各形態(tài)含量的影響Table 3 Effects of amendments on the concentrations of Cd forms in soil

2.3 改良劑對(duì)土壤酶活性的影響

土壤酶活性易受土壤物理性質(zhì)、化學(xué)性質(zhì)和生物活性的影響，環(huán)境污染對(duì)土壤酶活性影響，可在一定程度上對(duì)環(huán)境狀況起到指示作用[25]。土壤酶活性受重金屬抑制的主要原因：一方面，重金屬直接影響土壤酶活性，占據(jù)土壤酶的活性中心或與酶分子的巰基、胺基、羧基結(jié)合，破壞酶活性基團(tuán)的空間結(jié)構(gòu)，使酶本身失去催化能力，并抑制酶的合成；另一方面，重金屬通過(guò)影響土壤微生物的生長(zhǎng)繁殖，減少微生物體內(nèi)酶的合成及分泌，間接影響土壤酶活性[26-28]。

2.3.1 改良劑對(duì)土壤脲酶活性的影響

脲酶是一種將酰胺態(tài)有機(jī)氮化物水解為植物可以直接利用的無(wú)機(jī)態(tài)氮化物的酶，是尿素胺基水解酶類(lèi)的通稱(chēng)。脲酶活性一定程度上反映土壤的供氮水平與能力，與土壤中氮循環(huán)體系密切聯(lián)系。由圖2可以看出，對(duì)照處理土壤脲酶活性最低，僅為0.09 mg·g-1，施用改良劑后有不同程度增加，增加幅度較大的石灰和磷灰石處理。高劑量石灰處理脲酶達(dá)到最高值，比對(duì)照處理增加了79.0%，其次是高劑量磷灰石處理，比對(duì)照增加了67.2%；對(duì)于同一種改良劑處理，脲酶活性增加幅度均隨改良劑添加劑量增加而增大。

圖2 改良劑對(duì)土壤脲酶活性的影響Fig. 2 Effects of amendments on the activity of urease

2.3.2 改良劑對(duì)土壤酸性磷酸酶活性的影響

土壤磷酸酶能酶促磷酸酯水解，酶促作用是能釋放出正磷酸。土壤酸性磷酸酶是酸性土壤有機(jī)磷礦化的重要?jiǎng)恿Γ軌虼呋姿釂熙ニ饧盁o(wú)機(jī)磷酸釋放，是參與生物磷代謝的重要酶類(lèi)。由圖3可以看出，對(duì)照處理土壤酸性磷酸酶活性最低，僅為1.89 mg·g-1，施用改良劑后有不同程度增加（M1處理除外），增加幅度較大的石灰和磷灰石處理。高劑量石灰處理酸性磷酸酶最高，比對(duì)照處理增加了42.2%，其次是高劑量磷灰石處理，比對(duì)照處理增加了47.3%；對(duì)于同一種改良劑處理，酸性磷酸酶活性增加幅度均隨改良劑添加劑量增加而增大。

2.3.3 改良劑對(duì)土壤過(guò)氧化氫酶活性的影響

圖3 改良劑對(duì)土壤酸性磷酸酶活性的影響Fig. 3 Effects of amendments on the activity of acid phosphatase

過(guò)氧化氫酶屬于氧化還原酶，與土壤有機(jī)質(zhì)含量和微生物數(shù)量有關(guān)。過(guò)氧化氫酶在土壤中對(duì)過(guò)氧化氫的酶促分解有利于防止過(guò)氧化氫對(duì)生物體的毒害作用。由圖4可以看出，對(duì)照處理土壤過(guò)氧化氫酶活性最低，僅為0.35 mL·g-1，施用改良劑后有不同程度增加，增加幅度較大的石灰和磷灰石處理。高劑量石灰處理過(guò)氧化氫酶最高，為對(duì)照處理的2.5倍，其次是高劑量磷灰石處理，為對(duì)照處理的2.2倍；對(duì)于同一種改良劑處理，過(guò)氧化氫酶活性增加幅度均隨改良劑添加劑量增加而增大。蒙脫石的加入對(duì)土壤酶活性受重金屬脅迫沒(méi)有明顯影響，這可能因?yàn)槊擅撌兔笇?duì)銅離子競(jìng)爭(zhēng)吸附，酶強(qiáng)于蒙脫石，蒙脫石對(duì)銅離子的吸附是以電性吸附為主的交換吸附[29]。

圖4 改良劑對(duì)土壤過(guò)氧化氫酶活性的影響Fig. 4 Effects of amendments on the activity of catalase

2.4 改良劑處理下土壤pH、Cu、Cd含量與土壤酶活性的相關(guān)性分析

利用SPSS軟件，對(duì)重金屬?gòu)?fù)合污染下，各處理土壤酶活性與土壤pH、土壤EX態(tài)Cu、Cd含量、土壤Cu、Cd全量進(jìn)行相關(guān)性分析。由表4可以看出，田間試驗(yàn)中土壤酶活性與土壤Cu、Cd全量沒(méi)有達(dá)到顯著相關(guān)，與EX態(tài)Cu、Cd含量呈顯著或極顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系，說(shuō)明以土壤重金屬形態(tài)分析來(lái)研究重金屬對(duì)土壤酶活性的影響比用重金屬全量更為準(zhǔn)確。土壤脲酶、酸性磷酸酶和過(guò)氧化氫酶活性均與土壤pH呈顯著或極顯著正相關(guān)關(guān)系，說(shuō)明提高土壤pH有利于減輕重金屬的毒害作用，增加土壤酶活性。此外，土壤中Cu與酶活性的相關(guān)性?xún)?yōu)于Cd，說(shuō)明試驗(yàn)中土壤Cu含量對(duì)土壤酶活性影響較大。

表4 土壤酶活性和土壤pH、土壤Cu和Cd含量的關(guān)系Table 4 Correlation coefficients of activities of soil enzyme with soil pH,and concentrations of Cu and Cd in soil

3 結(jié)論

施用改良劑提高了土壤pH并使土壤Cu由對(duì)植物有效性大的可交換態(tài)向?qū)χ参镉行孕〉奶妓猁}結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和有機(jī)結(jié)合態(tài)轉(zhuǎn)化。土壤pH是影響重金屬Cu形態(tài)的關(guān)鍵因素。4種改良劑降低可交換態(tài)Cu效果較好的是石灰和磷灰石，與對(duì)照相比，高劑量石灰和高劑量磷灰石處理分別使可交換態(tài)Cu降低了95.9%、94.6%。試驗(yàn)中改良劑對(duì)Cd的鈍化不如對(duì)Cu的鈍化效果好。

改良劑不同程度的提高了土壤脲酶、酸性磷酸酶和過(guò)氧化氫酶活性（M1處理除外），改良劑對(duì)土壤酶活性增加幅度均隨其添加劑量增加而增大。與對(duì)照相比，高劑量石灰（S3）和磷灰石（L3）處理，分別使土壤脲酶活性增加了79.0%、67.2%，使土壤酸性磷酸酶活性增加了42.2%、47.3%，使土壤過(guò)氧化氫酶活性增至對(duì)照處理的2.5倍、2.2倍。

土壤脲酶、酸性磷酸酶和過(guò)氧化氫酶活性均與土壤pH呈顯著或極顯著正相關(guān)關(guān)系，相關(guān)系數(shù)分別為0.584、0.458、0.383，提高土壤pH有利于減輕重金屬的毒害作用，增加土壤酶活性。土壤EX態(tài)Cu、Cd含量與土壤酶活性均呈顯著或極顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系。土壤中Cu與土壤酶活性的相關(guān)性?xún)?yōu)于Cd，說(shuō)明試驗(yàn)中土壤Cu含量對(duì)土壤酶活性影響較大。

石灰、磷灰石施用于銅鎘復(fù)合污染土壤能顯著提高土壤pH，降低重金屬Cu、Cd活性，增加土壤酶活性，在重金屬污染土壤修復(fù)中具有較好的應(yīng)用前景。

[1] 崔德杰, 張玉龍. 土壤重金屬污染現(xiàn)狀與修復(fù)技術(shù)研究進(jìn)展[J]. 土壤通報(bào), 2004, 35(3): 366-370.CUI Dejie, ZHANG Yulong. Current situation of soil contamination by heavy metals and research advances on the remediation techniques[J]. Chinese Journal of Soil Science, 2004, 35(3): 366-370.

[2] 王立群, 羅磊, 馬義兵, 等. 重金屬污染土壤原位鈍化修復(fù)研究進(jìn)展[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2009, 20 (5): 1 214-1 222.WANG Liqun, LUO Lei, MA Yibing, et al. In situ immobilization remediation of heavy metals-contaminated soils: A review[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2009, 20(5): 1214-1222.

[3] 王漢衛(wèi), 王玉軍, 陳杰華, 等. 改性納米碳黑用于重金屬污染土壤改良的研究[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2009, 29(4): 431-436.WANG Hanwei, WANG Yujun, CHEN Jiehua, et al. Application of modified nano-particle black carbon for the remediation of soil heavy metal pollution[J]. China Environmental Science, 2009, 29(4):431-436.

[4] 俞慎. 紅壤銅污染的物理化學(xué)行為和生物學(xué)表征[D]. 杭州: 浙江大學(xué), 2002.YU Shen. Physicochemieal and biological characterization of copper contamination in red soils[D]. Hangzhou: Zhejiang University, 2002:78-90.

[5] QIAO L, GOEN H O. The effect of clay amendment on speciation of heavy metals in sewage sluge[J]. Water Science and Technology, 1996,34(7-8): 413-420.

[6] TESSIER A, CAMPBELL P G C, BISSON M. Sequential extraction procedure for the speciation of particulate trace metals[J]. Analytical Chemistry, 1979, 51: 844-851.

[7] 朱嬿婉, 沈壬水, 錢(qián)欽文, 等. 土壤中金屬元素的五個(gè)組分的連續(xù)提取法[J]. 土壤, 1989, 21(3): 163-166.ZHU Yanwan, SHEN Renshui, QIAN Qinwen, et al. Successive extraction method of five fractions of heavy metals in soils[J]. Soils,1989, 21(3): 163-166.

[8] 劉霞, 劉樹(shù)慶, 王勝愛(ài). 河北主要土壤中重金屬鎘、鉛形態(tài)與土壤酶活性的關(guān)系[J]. 河北農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào), 2002, 25(1): 33-37.LIU Xia, LIU Shuqing, WANG Shengai, et al. The relationship between heavy metal forms and soil enzymatic activities in the main soils of Hebei province[J]. Journal of Agricultural University of Hebei,2002, 25(1): 33-37.

[9] OCONNOR C S, LEEP N W, EDWARDS R, et al. The combined use of electrokinetic remediation and phytoremediation to decontaminated metal-polluted soils: a laboratory-scale feasibility study[J].Environmental Monitoring and Assessment, 2003, 84:141-158.

[10] 章明奎, 方利平, 周翠. 污染土壤重金屬的生物有效性和移動(dòng)性評(píng)價(jià): 四種方法比較[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2006, 17 (8): 1501-1504.ZHANG Mingkui, FANG Liping, ZHOU Cui. Evaluation of heavy metals bioavailability and mobility in polluted soils: A comparison of four methods[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2006, 17 (8): 1 501-1 504.

[11] ALLACE A. Dose-response curves for zinc, cadmium and nickel in combination of one, two, or three[J]. Soil Science, 1989,147(6):401-410.

[12] RANHAWA H S, SINGH S P. Zinc fractions in soils and their availability to maize[J].IndianSociety of Soil Science, 1995, 43 (2):293-294.

[13] 徐明崗, 張青, 曾希柏. 改良劑對(duì)黃泥土鎘鋅復(fù)合污染修復(fù)效應(yīng)與機(jī)理研究[J]. 環(huán)境科學(xué), 2007, 28 (6): 1 361-1 366.XU Minggang, ZHANG Qing, ZENG Xibai. Effects and mechanism of amendments on remediation of Cd-Zn contaminated paddy soil[J].Environmental Science, 2007, 28 (6): 1361-1366.

[14] 郝秀珍, 周東美, 薛艷, 等. 天然蒙脫石和沸石改良對(duì)黑麥草在銅尾礦砂上生長(zhǎng)的影響[J]. 土壤學(xué)報(bào), 2005, 42(3): 434-439.HAO Xiuzhen, ZHOU Dongmei, XUE Yan, et al. Ryegrass growth in Cu mine tailings amended with natural montmorillonite and zeolite[J].Acta Pedologica Sinica, 2005, 42(3): 434-439.

[15] 郝秀珍, 周東美, 王玉軍, 等. 泥炭和化學(xué)肥料處理對(duì)黑麥草在銅礦尾礦砂上生長(zhǎng)影響的研究[J]. 土壤學(xué)報(bào), 2004, 41(4): 645-648.HAO Xiuzhen, ZHOU Dongmei, WANG Yujun, et al. Study of ryegrass growth in copper mine tailing treated with peat and chemical fertilizer[J]. Acta Pedologica Sinica, 2004, 41 (4): 645-648.

[16] 王晨, 王海燕, 趙琨, 等. 硅對(duì)鎘、鋅、鉛復(fù)合污染土壤中黑麥草生理生化性質(zhì)的影響[J]. 生態(tài)環(huán)境, 2008, 17(6): 2240-2245.WANG Chen, WANG Haiyan, ZHAO Kun, et al. Effects of silicon on physiological and biochemical properties of ryegrass under the compound pollution of Cd, Zn and Pb[J]. Ecology and Environment,2008, 17(6): 2240-2245.

[17] 楊小波, 吳慶書(shū). 城市生態(tài)學(xué)[M]. 北京: 科學(xué)出版社, 2005.YANG Xiaobo, WU Qingshu. Urban Ecology[M]. Beijing: Science Press, 2005.

[18] 魯如坤. 土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法[M]. 北京: 中國(guó)農(nóng)業(yè)科技出版社,1999.LU Rukun. Analytical methods of soil and agro-chemistry[M]. Beijing:China Agricultural Science and Technology Press, 1999.

[19] 關(guān)松蔭. 土壤酶及其研究法[M]. 北京: 農(nóng)業(yè)出版社, 1986: 295-323.GUAN Songyin. Soil enzyme and its research methodology[M].Beijing: Agricultural Press, 1986: 295-323.

[20] COTTER-HOWELLS J, CAPORN S. Remediation of contaminated land by formation of heavy metal phosphates[J]. Applied Geochemistry, 1996, 11: 335-342.

[21] NAIDU R, BOLAN N S, KOOKANA R S. Ionic-strength and pH effects on the absorption of cadmium and the surface charge of soils[J].Euro J Soil Sci, 1994, 45: 419-429.

[22] 雷鳴, 廖柏寒, 秦普豐, 等. 土壤重金屬化學(xué)形態(tài)的生物可利用性評(píng)價(jià)[J]. 生態(tài)環(huán)境, 2007, 16(5): 1 551-1 556.LEI Ming, LIAO Bohan, QIN Pufeng, et al. Assessment of bioavailability of heavy metal in contaminated soils with chemical fractionation[J]. Ecology and Environment, 2007, 16(5): 1 551-1 556.

[23] CHEN S B, ZHU Y G, MA Y B. The effect of grain size of rock phosphate amendment on metal immobilization in contaminated soils[J]. Journal of Hazardous Materials, 2006, 134: 74-79.

[24] BOLAN N S, ADRIANO D C, DURAISAMY P, et al. Immobilization and phytoavailability of cadmium in variable charge soils[J]. Effect of phosphate addition. Plant and Soil, 2003, 250: 83-94.

[25] KIZILKAYA R, ASKIN T, BAYRAKLI B, et al. Microbiological characteristics of soils contaminated with heavy metals[J]. European Journal of Soil Biology, 2004, 40(2): 95-102.

[26] BAATH E. Effects of heavy metals in soil on microbial processes and populations: A review[J]. Water Air Soil Pollution, 1989, 335-379.

[27] 周禮愷, 張志明, 曹承綿, 等. 土壤的重金屬污染與土壤酶活性[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), l985, 5(2): l76-183.ZHOU Likai, ZHANG Zhiming, CAO Chengmian, et al. Heavy metal pollution and enzymatic activity of soil[J]. Acta scientiae circumstantiae, l985, 5(2): l76-183.

[28] 楊志新, 劉樹(shù)慶. 重金屬Cd、Zn、Pb復(fù)合污染對(duì)土壤酶活性的影響[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 200l, 2l(1): 60-63.YANG Zhixin, LIU Shuqing. Effect of compound pollution of heavy metals on soil enzymic activities[J]. Acta scientiae circumstantiae,200l, 2l(1): 60-63.

[29] ZHANG Z Z, SPARKS D L. Sodium-copper exchange on Wyoming montmorillonite in chloride，perchlorate, nitrate, and sulfate solutions[J]. Soil Science Society of America Journal. 1996, 60:1750-1757.