周 航,周 歆,曾 敏,劉 麗,楊文弢,王英杰,廖柏寒*(.中南林業(yè)科技大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程研究中心,湖南 長(zhǎng)沙 40004；2.湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)生物科學(xué)與技術(shù)學(xué)院,湖南 長(zhǎng)沙 4028)

2種組配改良劑對(duì)稻田土壤重金屬有效性的效果

周 航1,2,周 歆1,曾 敏1,劉 麗1,楊文弢1,王英杰1,廖柏寒1*(1.中南林業(yè)科技大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程研究中心,湖南 長(zhǎng)沙 410004；2.湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)生物科學(xué)與技術(shù)學(xué)院,湖南 長(zhǎng)沙 410128)

為研究2種組配改良劑LS(碳酸鈣+海泡石)和HZ(羥基磷灰石+沸石)對(duì)土壤重金屬的生物有效性以及水稻吸收累積重金屬的影響,在湘南某礦區(qū)附近污染稻田中施用了不同添加量(0,2,4,8g/kg)的兩種組配改良劑,并進(jìn)行了水稻種植的田間試驗(yàn).結(jié)果表明,施用2～8g/kg組配改良劑LS和HZ均能使土壤pH值和CEC含量顯著增加,有機(jī)質(zhì)含量變化不明顯,LS比HZ更能提高土壤pH值和CEC含量.施用2～8g/kg組配改良劑LS能使土壤中Pb、Cd、Cu和Zn的TCLP提取態(tài)含量分別降低25.7%～52.2%、12.7%～25.7%、6.4%～17.2%和8.6%～23.4%,施用2～8g/kg HZ使土壤中Pb、Cd、Cu和Zn的TCLP提取態(tài)含量分別降低57.6%～80.1%、7.0%～40.9%、2.3%～22.7%和4.5%～33.2%.兩種組配改良劑能顯著降低土壤中Pb、Cd、Cu和Zn的生物有效性,抑制水稻植株對(duì)Pb和Cd的吸收,土壤Pb、Cd和Cu的TCLP提取態(tài)含量與水稻根系和糙米中Pb、Cd和Cu的含量之間存在顯著或極顯著的正相關(guān)關(guān)系,TCLP提取態(tài)含量能較好的表示重金屬在土壤中的生物有效性.

重金屬；組配改良劑；生物有效性；水稻；TCLP；土壤

據(jù)估計(jì),我國(guó)有 10%以上的耕地受到重金屬污染[1].土壤中的重金屬能對(duì)農(nóng)作物產(chǎn)生毒害作用,降低農(nóng)作物的產(chǎn)量和質(zhì)量,同時(shí)還能通過食物鏈進(jìn)入人和動(dòng)物體內(nèi),危害人體健康[2-3].如鉛能影響兒童的生長(zhǎng)及大腦發(fā)育,對(duì)人體神經(jīng)系統(tǒng)、血液系統(tǒng)、心血管系統(tǒng)、骨骼系統(tǒng)產(chǎn)生嚴(yán)重危害[4].鎘是一種典型的致癌物,能長(zhǎng)久地富集在肝、腎中,同時(shí)能使人體的骨骼疏松、萎縮、變形[5-6].水稻(Oryza sativa L.)是我國(guó)最主要的糧食作物,有研究表明,水稻是一種典型的富 Cd的作物[7],易于在籽粒中累積,尤其在低污染的土壤中,其籽粒中Cd也很容易超過國(guó)家食品中污染物限量標(biāo)準(zhǔn)(GB 2762-2005)中Cd<0.2mg/kg的限制.

化學(xué)改良技術(shù)以廉價(jià)及不影響農(nóng)作物耕作,被認(rèn)為是土壤重金屬污染治理最有效的方法之一.近年來,大量的改良劑被用于重金屬污染土壤的治理,常見的有石灰、磷酸鹽、堆肥、高爐渣、鐵鹽、硅酸鹽、沸石等[8-11].不同改良劑對(duì)重金屬的固定效果不同,如碳酸鈣能顯著降低土壤中Pb、Cd、Zn的有效性[12],海泡石具有巨大的比表面積和吸附能力,對(duì)于土壤中 Cd的固定效果顯著[13],羥基磷灰石能與土壤中的 Pb2+形成Pb10(PO4)6(OH)2沉淀,從而降低Pb2+的遷移能力[14],沸石具有孔道結(jié)構(gòu)和離子交換性能,對(duì)Pb、Cd、Cu和 Cr等元素具有很強(qiáng)的吸附能力[15-16].對(duì)于重金屬?gòu)?fù)合污染的土壤,采用多種改良劑配施已有一些研究[17-19].前期的研究工作也表明,不同改良劑的組配比單一的改良劑修復(fù)重金屬?gòu)?fù)合污染土壤效果更優(yōu)[20].然而這些研究工作多是實(shí)驗(yàn)室盆栽試驗(yàn),在田間應(yīng)用的較少,同時(shí)大部分研究針對(duì)的是重金屬Pb或Cd,對(duì)于Pb、Cd、Cu和Zn復(fù)合污染的土壤,且利用重金屬毒性浸出(TCLP)提取態(tài)含量,研究施用這些改良劑對(duì)土壤重金屬的生物有效性和水稻對(duì)重金屬吸收累積的影響還鮮有報(bào)道.本研究以石灰石和海泡石(LS)及羥基磷灰石和沸石(HZ)進(jìn)行組配,在田間施用這兩種組配改良劑,研究其對(duì)重金屬?gòu)?fù)合污染土壤中Pb、Cd、Cu和Zn有效性及水稻對(duì)Pb、Cd、Cu和Zn吸收累積的影響,以期為我國(guó)重金屬?gòu)?fù)合污染耕地的修復(fù)和糧食作物的安全生產(chǎn)提供一些參考.

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

于2012年4月在湘南省某鉛鋅礦區(qū)附近污染稻田中進(jìn)行土壤化學(xué)改良實(shí)驗(yàn).該地區(qū)土壤由于20世紀(jì)80年代尾砂壩倒塌導(dǎo)致農(nóng)田受到污染,雖采取緊急措施移除了表層的污染土壤,但仍有大量農(nóng)田重金屬污染嚴(yán)重[21-22].該地區(qū)位于中亞熱帶季風(fēng)濕潤(rùn)氣候區(qū),年平均氣溫在15.6～18.3℃,平均降水量在1400～1700mm.實(shí)驗(yàn)田為該礦區(qū)附近某重金屬?gòu)?fù)合污染稻田(113°06.044'E, 25°48.797'N),組配改良劑添加前,稻田土壤基本理化性質(zhì)如表1所示.

表1 實(shí)驗(yàn)田土壤的基本性質(zhì)Table 1 Basic properties of the tested paddy soil

土壤改良劑為:石灰石(CaCO3,過 100目篩)和沸石(斜發(fā)沸石,過 100目篩)由湖南省寧鄉(xiāng)縣道林鎮(zhèn)尚杰礦石粉廠提供,羥基磷灰石(Ca10(PO4)6OH2,過 100目篩)由廣西省桂林紅星生物科技有限公司提供,海泡石(Mg8(H2O)4[Si6O15]2(OH)4·8H2O,過 100目篩)由湖南省瀏陽(yáng)市永和海泡石廠提供.水稻品種選用雜交稻II優(yōu)93(湖南亞華種業(yè)有限公司).

1.2 試驗(yàn)方法

通過前期組配改良劑的篩選研究[20],本試驗(yàn)選用兩種組配改良劑,分別為石灰石和海泡石按2:1的比例混合成組配改良劑(LS)、羥基磷灰石和沸石按2:1的比例混合成組配改良劑(HZ).

于2012年4月初,在土壤中添加組配改良劑,兩種組配改良劑分別設(shè)置 4個(gè)添加濃度(0,2, 4,8g/kg),每個(gè)處理種植面積均設(shè)置 9m2(3m×3m),重復(fù) 3次,共 24個(gè)樣方,所有樣方隨機(jī)區(qū)組排列. 2012年4月中旬進(jìn)行催芽及育秧,20d后進(jìn)行水稻的插秧移栽,每個(gè)樣方四周均設(shè)置 3行水稻作為保護(hù)行.種植密度參照農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的實(shí)際情況.

2012年8月下旬水稻成熟,在每個(gè)種植樣方中隨機(jī)采集3株水稻植株,置于尼龍網(wǎng)袋中,同時(shí)采集相應(yīng)的根際土壤樣品(附著于根系表面0～0.5cm的土壤).水稻植株帶回實(shí)驗(yàn)室后,分為3個(gè)部份(根、莖葉、谷粒)用自來水和蒸餾水洗凈,晾干后放入烘箱,105℃殺青 30min,然后在 70℃下烘干至恒重,使用小型脫殼機(jī)將水稻谷粒脫殼,收集糙米.水稻各部位(根系、莖葉、谷殼、糙米)使用小型粉碎機(jī)粉碎,過100目尼龍篩,用塑料封口袋密封保存.土壤采回后自然風(fēng)干、磨碎后過2mm和0.149mm尼龍篩,保存待測(cè).

1.3 樣品分析測(cè)試方法

土壤pH值用酸度計(jì)(PHS-3C,雷磁)測(cè)定,固液比為m(固) : V(液)=1 : 2.5,有機(jī)質(zhì)含量采用水合熱重鉻酸鉀氧化-比色法測(cè)定,土壤 CEC采用乙酸銨法測(cè)定,土壤中Pb、Cd、Cu和Zn總量采用王水-高氯酸消煮[23];采用美國(guó) EPA的方法提取土壤中Pb、Cd、Cu和Zn的TCLP浸提態(tài)[24-25].水稻各部位中重金屬Pb、Cd、Cu和Zn用干灰化法消解(GB/T 5009-2003).所有樣品溶液中重金屬用ICP-AES(ICP 6300,Thermo)進(jìn)行測(cè)定.所有樣品分析過程中以國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)土壤(GBW(E)-070009)和湖南大米 GBW 10045 (GSB-23)進(jìn)行質(zhì)量控制分析,同時(shí)做空白實(shí)驗(yàn).

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析方法

實(shí)驗(yàn)中的數(shù)據(jù)結(jié)果均為平均值±標(biāo)準(zhǔn)偏差,所有數(shù)據(jù)采用顯著性F測(cè)驗(yàn)和Duncan多重比較法(P<0.05和 P<0.01)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析,應(yīng)用 Excel 2010和SPSS 19.0進(jìn)行處理.

2 結(jié)果與分析

2.1 組配改良劑對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響

由表 2可見,隨著兩種組配改良劑添加量的增加(2～8g/kg),土壤pH值、CEC含量呈增加趨勢(shì),而土壤有機(jī)質(zhì)含量則無明顯變化.與對(duì)照相比,施用2～8g/kg的LS和HZ使土壤pH值分別增加了0.54～1.64和0.26～0.49個(gè)單位,施用LS各處理土壤 pH值之間均存在極顯著差異(P<0.01),而HZ施用量>4g/kg時(shí)才與對(duì)照之間存在極顯著差異(P<0.01).與對(duì)照相比,施用2～8g/kg LS使土壤CEC含量分別增加了 18.8%～74.9%,而施用 HZ使土壤 CEC表現(xiàn)出一定波動(dòng).當(dāng)施用 2g/kg HZ時(shí),土壤CEC降低了21.1%,而當(dāng)施用4～8g/kg時(shí),使土壤 CEC增加了 37.0%～41.6%.組配改良劑LS對(duì)土壤pH值和CEC含量的影響均大于HZ,兩種組配改良劑各處理有機(jī)質(zhì)含量之間則不存在顯著差異性(P>0.05).

表2 組配改良劑對(duì)稻田土壤基本理化性質(zhì)的影響Table 2 Effects of two combined amendments on basic properties of the tested paddy soils

2.2 組配改良劑對(duì)土壤重金屬TCLP提取態(tài)含量的影響

采用美國(guó)EPA的TCLP毒性浸出方法對(duì)兩種組配改良劑固定重金屬的效果進(jìn)行分析(表 3).LS和HZ均能顯著降低土壤中Pb、Cd、Cu和Zn的TCLP提取態(tài)含量,其浸提量隨添加量的增加而降低.與對(duì)照相比,隨著LS施用量的增加(2～8g/kg),土壤中Pb、Cd、Cu和Zn的TCLP提取態(tài)含量分別降低了25.7%～52.2%、12.7%～ 25.7%、6.4%～17.2%和8.6%～23.4%,當(dāng)LS施用量為8g/kg時(shí),土壤中Pb、Cd的 TCLP提取態(tài)與對(duì)照存在顯著差異(P<0.05).對(duì)于HZ處理的土壤,當(dāng)施用量為2～8g/kg時(shí),土壤中Pb、Cd、Cu和Zn的TCLP提取態(tài)含量相比對(duì)照分別降低了57.6%～80.1%、7.0%～40.9%、2.3%～22.7%和4.5%～33.2%.施用HZ各處理土壤中Pb的TCLP提取態(tài)含量之間差異顯著(P<0.05), 2g/kg的施用量即與對(duì)照之間存在顯著差異,而施用量為8g/kg時(shí),土壤Cd、Cu和Zn的TCLP提取態(tài)含量才與對(duì)照之間存在顯著差異(P<0.05).

2.3 組配改良劑對(duì)水稻各部位重金屬吸收累積的影響

兩種組配改良劑LS和HZ對(duì)水稻各部位中Pb、Cd、Cu和 Zn含量均有一定的影響(圖 1).隨著LS施用量的增加,水稻各部位Pb、Cd、Cu和Zn含量逐漸降低,與對(duì)照相比,糙米中Pb、Cd、Cu和Zn含量分別降低27.8%～55.8%、23.2%～43.8%、25.9%～37.4%和7.9%～14.7%;莖葉中分別降低14.5%～22.5%、38.2%～44.3%、13.4%～24.7%和26.9%～31.0%;根系中分別降低9.2%～24.6%、32.7%～44.3%、24.1%～27.4%和24.0%～31.7%;谷殼中的Cd含量降低30.2%～43.2%;各處理糙米、莖葉、根系中Pb、Cd、Cu和Zn含量與對(duì)照之間差異性明顯(P<0.05).

表3 組配改良劑對(duì)土壤中重金屬的TCLP提取態(tài)含量的影響Table 3 Effects of two combined amendments on TCLP extractable concentrations of heavy metal in the tested paddy soils

圖1 組配改良劑對(duì)水稻各部位中Pb、Cd、Cu和Zn含量的影響Fig.1 Effects of two combined amendments on contents of Pb, Cd, Cu and Zn in different organs of rice plants

組配改良劑HZ對(duì)水稻各部位中Pb、Cd和 Cu含量的影響與LS相似,當(dāng)施用量為2～8g/kg時(shí),與對(duì)照相比,糙米中Pb、Cd和Cu含量分別降低35.4%～47.8%、2.8%～16.3%和11.2%～55.9%;莖葉中分別降低0.4%～16.4%、19.9%～22.5%和2.6%～7.6%;根系中分別降低 4.1%～25.2%、2.3%～9.2%和7.6%～8.1%;谷殼中Cd含量降低4.4%～26.3%.水稻各部位中的Zn含量有一定程度的增加,與對(duì)照相比,2～8g/kg的施用量使糙米、莖葉和根系中Zn分別增加了 11.8%～41.1%、33.7%～38.7%和23.2%～35.8%.各處理中糙米中Pb、Cd、Cu和Zn含量與對(duì)照之間差異顯著(P< 0.05).

圖2 土壤pH值和CEC含量分別與Pb、Cd、Cu和Zn的TCLP提取態(tài)含量之間的關(guān)系Fig.2 Correlations of soil pH values or CEC contents and TCLP extractable concentrations of Pb, Cd, Cu and Zn in the tested paddy soils

由此可見,兩種組配改良劑均能顯著的降低水稻植株對(duì)Pb、Cd和Cu的吸收,且不同施用量處理之間差異性明顯.當(dāng)HZ施用量為4g/kg時(shí),糙米中Pb含量為0.185mg/kg,低于國(guó)家食品中污染物限量標(biāo)準(zhǔn)(GB 2762-2005)中大米Pb的限量(0.20mg/kg).

2.4 土壤pH值和CEC含量與TCLP提取態(tài)含量的關(guān)系

施用兩種組配改良劑LS和HZ使土壤的土壤pH值和CEC含量顯著增加(表2),土壤TCLP提取態(tài)含量變化明顯(表3).為研究施用LS和HZ后,土壤pH值和CEC含量對(duì)重金屬TCLP提取態(tài)含量的影響,分別對(duì)土壤pH值和CEC含量與Pb、Cd、Cu和Zn的TCLP提取態(tài)含量之間進(jìn)行相關(guān)分析(圖 2).由圖2可見,施用LS的土壤,隨著土壤pH值的增加,土壤Pb、Cd、Cu和Zn的TCLP提取態(tài)含量逐漸降低,土壤pH值與Cd的 TCLP提取態(tài)含量之間存在極顯著的負(fù)相關(guān)關(guān)系(R2Cd=0.513; n=12, R20.01=0.501).土壤 CEC含量與Cd的TCLP提取態(tài)含量之間存在顯著的負(fù)相關(guān)關(guān)系(R2Cd=0.393; n=12, R20.05=0.332),而與Pb、Cu和Zn的TCLP提取態(tài)含量之間相關(guān)性不明顯.對(duì)于施用HZ的土壤,土壤pH值對(duì)Pb、Cd、Cu和Zn的TCLP提取態(tài)含量影響顯著,土壤Pb、Cd和Zn的TCLP提取態(tài)含量分別與土壤pH值存在極顯著或顯著的負(fù)相關(guān)關(guān)系,相關(guān)系數(shù)R2分別為0.773、0.502和0.459 (n=12, R20.05=0.332, R20.01=0.501),而土壤CEC含量與Pb、Cd、Cu和Zn的TCLP提取態(tài)含量之間均不存在顯著的相關(guān)關(guān)系.

2.5 水稻各部位重金屬含量與土壤TCLP提取

態(tài)含量的關(guān)系

表4 水稻各部位中Pb、Cd、Cu和Zn含量與其土壤TCLP提取態(tài)含量的相關(guān)系數(shù)(R2)Table 4 The correlation of Pb, Cd, Cu, Zn and As concentrations of rice and TCLP extractable concentrations of Pb, Cd, Cu and Zn of soil (R2)

為研究土壤重金屬 TCLP提取態(tài)含量對(duì)水稻各部位重金屬含量的影響,分別對(duì)其做相關(guān)分析(表 4).結(jié)果表明,施用組配改良劑 LS,土壤 Cd的TCLP提取態(tài)含量與水稻糙米、谷殼、莖葉和根系中Cd含量之間存在顯著或極顯著的正相關(guān)關(guān)系,其相關(guān)系數(shù)R2分別為0.390、0.373、0.561和 0.336 (n=12, R20.05=0.332, R20.01=0.501),土壤Pb和Cu的TCLP提取態(tài)含量與水稻糙米和根系中Pb含量之間也存在顯著或極顯著的正的相關(guān)關(guān)系(表4).施用組配改良劑HZ,其相關(guān)關(guān)系與LS相似,土壤Pb、Cd和Cu的TCLP提取態(tài)含量與水稻糙米、谷殼和根系中Pb、Cd和Cu含量之間存在顯著或極顯著的正的相關(guān)關(guān)系(表 4).兩種組配改良劑處理的土壤Zn的TCLP提取態(tài)含量與水稻各部位 Zn含量之間均不存在顯著相關(guān)關(guān)系.

3 討論

美國(guó)EPA的TCLP方法是當(dāng)前國(guó)際上最常用的一種生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)方法,主要用于檢測(cè)固體介質(zhì)或廢棄物中重金屬元素的溶出性和遷移性

[24-25].本研究中利用 TCLP方法對(duì)施用組配改良劑處理土壤中重金屬的生物有效性進(jìn)行評(píng)價(jià).施用兩種組配改良劑LS和HZ顯著地降低了土壤中重金屬 TCLP的提取態(tài)含量(表 3),土壤中Pb、Cd的TCLP提取態(tài)含量與水稻根系和糙米中Pb、Cd含量之間存在一定的顯著或極顯著的相關(guān)關(guān)系(表 4).這一研究結(jié)果與王漢衛(wèi)等[26]和王林等[27]的研究結(jié)果相一致,這說明土壤重金屬Pb、Cd的TCLP提取態(tài)含量與水稻植株對(duì)Pb、Cd的吸收累積相符合,土壤Pb、Cd的TCLP提取態(tài)含量能在一定程度上反映土壤中Pb、Cd的生物有效性.施用兩種組配改良劑LS和HZ顯著地降低了土壤中重金屬 TCLP的提取態(tài)含量,降低了土壤中重金屬的生物有效性,其原因可能是施用兩種組配改良劑顯著的改變了土壤的pH值和CEC含量(表2).一些研究表明,土壤pH值對(duì)土壤中重金屬的生物有效性影響顯著,隨著土壤pH值的升高,帶負(fù)電荷的土壤膠體對(duì)帶正電荷的重金屬離子吸附能力增加,另外土壤中的Fe、Mn等離子與OH-結(jié)合形成羥基化合物為重金屬離子提供了更多的吸附位點(diǎn)[13],從而降低了重金屬的生物有效性.對(duì)比兩種組配改良劑LS和HZ對(duì)土壤重金屬有效性和水稻吸收累積的影響可以發(fā)現(xiàn),對(duì)土壤中Cd和Zn的生物有效性的固定效果,組配改良劑LS > HZ (表3),而對(duì)Pb的固定效果則HZ>LS(表3),Cd、Zn和Pb在水稻根系和糙米中的吸收累積也與這個(gè)結(jié)果相一致(圖2).組配改良劑HZ固定Pb的效果比LS更優(yōu),其原因是 HZ中的羥基磷灰石(HA)是一種含有磷酸根的化合物,磷酸鹽對(duì)于 Pb2+具有很好的固定效果.Boisson等[14]的研究也發(fā)現(xiàn),羥基磷灰石能與土壤中的Pb2+形成Pb10(PO4)6(OH)2沉淀,從而降低了Pb2+的遷移能力.組配改良劑LS對(duì)Cd的固定效果較 HZ好的原因可能是,碳酸鈣和海泡石均是堿性物質(zhì),LS比HZ能更大地提高土壤pH值(表 2).另外,一些研究發(fā)現(xiàn),海泡石對(duì)于土壤中Cd的固定效果比含磷化合物好[13].

施用組配改良劑 LS和 HZ后,水稻植株對(duì)Pb、Cd與Cu、Zn的吸收累積規(guī)律不一致,甚至施用HZ使水稻植株中Zn含量逐漸增加(圖1).其原因可能是,由于Pb、Cd是有毒的重金屬元素,不為水稻植株生長(zhǎng)所需要,因此在土壤中這兩種元素生物有效性降低的情況下,水稻植株對(duì)其吸收也會(huì)降低;Cu、Zn雖然也是重金屬元素,但是它們是水稻生長(zhǎng)所必須的微量元素,即使在土壤中Cu、Zn生物有效性降低的情況下,水稻植株還是會(huì)根據(jù)生長(zhǎng)需要主動(dòng)地吸收累積這兩種元素.因此,它們?cè)谒局仓曛械睦鄯e規(guī)律沒有 Pb、Cd那么明顯,甚至?xí)霈F(xiàn)不一致.另外,P的施入(組配改良劑 HZ中的羥基磷灰石)可能是導(dǎo)致水稻植株對(duì) Zn累積逐漸增加的原因之一.在植物體內(nèi) P和 Zn可能存在協(xié)同作用,土壤中大量的 P也可能會(huì)誘導(dǎo)植物對(duì) Zn的吸收累積[28-29].本研究的發(fā)現(xiàn)與一些學(xué)者的研究結(jié)果相一致.據(jù)Zwonitzer等[30]在土壤中施用KH2PO4使蘇丹草地上部分中 Zn含量顯著增加;朱雁鳴等[31]發(fā)現(xiàn),施用磷灰石使大豆植株地上部分中Zn含量顯著高于對(duì)照.

4 結(jié)論

4.1 施用2～8g/kg組配改良劑LS和HZ均能使土壤 pH值和 CEC含量顯著增加,中濃度處理(4g/kg)和高濃度處理(8g/kg)的土壤pH值和CEC含量與對(duì)照之間均存在極顯著的差異(P<0.01),兩種組配改良劑相比,LS比HZ對(duì)土壤pH值和CEC含量的影響更加顯著.

4.2 施用2～8g/kg的組配改良劑LS能使土壤中Pb、Cd、Cu和Zn的TCLP提取態(tài)含量分別降低25.7%～52.2%、12.7%～25.7%、6.4%～17.2%和8.6%～23.4%;施用2～8g/kg HZ使土壤中Pb、Cd、 Cu和Zn的TCLP提取態(tài)含量分別降低57.6%～80.1%、7.0%～40.9%、2.3%～22.7%和4.5%～33.2%. 4.3 2種組配改良劑均能顯著的降低水稻植株對(duì)Pb、Cd的吸收.土壤Pb、Cd和Cu的TCLP提取態(tài)含量與水稻根系和糙米中Pb、Cd和Cu的含量之間存在顯著或極顯著的正相關(guān)關(guān)系,TCLP提取態(tài)含量能較好的表示重金屬在土壤中的生物有效性.

[1] 曾希柏,徐建明,黃巧云,等.中國(guó)農(nóng)田重金屬問題的若干思考[J]. 土壤學(xué)報(bào), 2013,50(1):186-193.

[2] Sharma R K, Agrawal M, Marshall F. Heavy metal contamination of soil and vegetables in suburban areas of Varanasi, India [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2007,66(2):258-266.

[3] Boularbah A, Schwartz C, Bitton G, et al. Heavy metal contamination from mining sites in South Morocco: 2. Assessment of metal accumulation and toxicity in plants [J]. Chemosphere, 2006,63(5):811-817.

[4] Goyer R A. Lead toxicity: current Concerns [J]. Environmental Health Perspectives, 1993,100(4):177-187.

[5] Klaassen C D, Liu J, Choudhuri S. Metallothionein: An intracellular protein to protect against cadmium toxicity [J]. Annual Review of Pharmacology and Toxicology, 1999,39(1): 267-294.

[6] Patrick L. Toxic metals and antioxidants: Part II. The role of antioxidants in arsenic and cadmium toxicity [J]. Alternative Medicine Review, 2003,8(2):106-128.

[7] 江巧君,周 琴,韓亮亮,等.有機(jī)肥對(duì)鎘脅迫下不同基因型水稻鎘吸收和分配的影響 [J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2013,32(1):9-14.

[8] Gray C W, Dunham S J, Dennis P G, et al. Field evaluation of in situ remediation of a heavy metal contaminated soil using lime and red-mud [J]. Environmental Pollution, 2006,142(3):530-539. [9] Theodoratos P, Papassiopi N, Xenidis A. Evaluation of monobasic culcium phosphate for the immobilization of heavy metals in contaminated soils from Lavrion [J]. Journal of Hazardous Materials, 2002,94(2):135-146.

[10] Qian G, Chen W, Lim T T, et al. In-situ stabilization of Pb, Zn, Cu, Cd and Ni in the multi-contaminated sediments with ferrihyrite and apatite composite additives [J]. Journal of Hazardous Materials, 2009,170(2/3):1093-1100.

[11] Chlopecha A, Adriano D C. Influence of zeolite, apatite and Fe-oxide on Cd and Pb uptake by crops [J]. Science of the Total Environment, 1997,30(2/3):195-206.

[12] 周 航,曾 敏,劉 俊,等.施用碳酸鈣對(duì)土壤鉛、鎘、鋅交換態(tài)含量及在大豆中累積分布的影響 [J]. 水土保持學(xué)報(bào), 2010, 24(4):123-126.

[13] 朱奇宏,黃道友,劉國(guó)勝,等.改良劑對(duì)鎘污染酸性水稻土的修復(fù)效應(yīng)與機(jī)理研究 [J]. 中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2010,18(7):847-851.

[14] Boisson J, Ruttens A, Mench M, et al. Evaluation of hydroxyapatite as a metal immobilizing soil additive for the remediation of polluted soils. Part 1. Influence of hydroxyapatite on metal exchangeability in soil, plant growth and plant metal accumulation [J]. Environmental Pollution, 1999,104(2):225-233.

[15] 王春峰,李健生,王連軍,等.粉煤灰合成NaA型沸石對(duì)重金屬離子的吸附動(dòng)力學(xué) [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2009,29(1):36-41.

[16] 金蘭淑,佟亞歐,林國(guó)林,等.4A沸石對(duì)土壤鉛濃度及形態(tài)的影響[J]. 水土保持學(xué)報(bào), 2010,24(6):177-180.

[17] 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):1361-1366.

[18] 朱奇宏,黃道友,劉國(guó)勝,等.改良劑對(duì)鎘污染酸性水稻土的修復(fù)效應(yīng)與機(jī)理研究 [J]. 中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2010,18(7):847-851. [19] 劉維濤,周啟星.不同土壤改良劑及其組合對(duì)降低大白菜鎘和鉛含量的作用 [J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2010,30(9):1846-1853.

[20] 曾 卉,徐 超,周 航,等.幾種固化劑組配修復(fù)重金屬污染土壤 [J]. 環(huán)境化學(xué), 2012,31(9):1368-1374.

[21] Liu H Y, Probst A, Liao B H. Metal contamination in soils and crops affected by the Chenzhou lead/zinc mine spill (Hunan, China) [J]. Science of the Total Environment, 2005,339(1/3):153-166.

[22] Lei M, Zhang Y, Khan S, et al. Pollution, fractionation, and mobility of Pb, Cd, Cu, and Zn in garden and paddy soils from a Pb/Zn mining area [J]. Environmental Monitoring and Assessment, 2010,168(1-4):215-222.

[23] 魯如坤.土壤農(nóng)化分析方法 [M]. 北京:中國(guó)農(nóng)業(yè)科技出版社,

2000:13,22,29,108.

[24] 孫葉芳,謝正苗,徐建明,等.TCLP法評(píng)價(jià)礦區(qū)土壤重金屬的生

態(tài)環(huán)境風(fēng)險(xiǎn) [J]. 環(huán)境科學(xué), 2005,26(3):152-156.

[25] 孫約兵,徐應(yīng)明,史 新,等.污灌區(qū)鎘污染土壤鈍化修復(fù)及其生

態(tài)效應(yīng)研究 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2012,32(8):1467-1473. [26] 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.

[27] 王 林,徐應(yīng)明,梁學(xué)峰,等.廣西刁江流域Cd和Pb復(fù)合污染稻田土壤的鈍化修復(fù) [J]. 生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào), 2012,28(5):563-568.

[28] 黃德明,徐秋明,李亞星,等.土壤氮、磷營(yíng)養(yǎng)過剩對(duì)微量元素鋅、錳、鐵、銅有效性及植株中含量的影響 [J]. 植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào), 2007,13(5):966-970.

[29] 劉世亮,劉忠珍,劉 芳,等.石灰性土壤中磷鋅對(duì)小麥生長(zhǎng)及鋅吸收分配的影響 [J]. 生態(tài)環(huán)境, 2008,17(1):363-367.

[30] Zwonitzer J C, Pierzynski G M, Hettiarachchi G M, et al. Effects of phosphorus additions on lead, cadmium, and zinc bioavailabilities in a metal-contaminated soil [J]. Water, Air, and Soil Pollution, 2003,143(1/4):193-209.

[31] 朱雁鳴,韋朝陽(yáng),馮人偉,等.三種添加劑對(duì)礦冶區(qū)多種重金屬污染土壤的修復(fù)效果評(píng)估—大豆苗期盆栽實(shí)驗(yàn) [J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2011,31(6):1277-1284.

《中國(guó)環(huán)境科學(xué)》獲評(píng)“2012中國(guó)最具國(guó)際影響力學(xué)術(shù)期刊”

2012年12月,《中國(guó)環(huán)境科學(xué)》被評(píng)為“2012中國(guó)最具國(guó)際影響力學(xué)術(shù)期刊”.

“中國(guó)最具國(guó)際影響力學(xué)術(shù)期刊”是中國(guó)科學(xué)文獻(xiàn)計(jì)量研究中心、清華大學(xué)圖書館依據(jù)《CAJ國(guó)際引證報(bào)告》,按2011年度中國(guó)學(xué)術(shù)期刊被SCI期刊、SSCI期刊引用的總被引頻次排序并經(jīng)40多位期刊界專家審議,遴選出的TOP5%期刊.獲評(píng)“中國(guó)最具國(guó)際影響力學(xué)術(shù)期刊”的科技類期刊共156種.統(tǒng)計(jì)分析結(jié)果表明,從定量分析的角度看,“中國(guó)最具國(guó)際影響力學(xué)術(shù)期刊”的國(guó)際影響力已經(jīng)達(dá)到國(guó)際中等以上水平,跨入了國(guó)際品牌學(xué)術(shù)期刊行列.

《中國(guó)環(huán)境科學(xué)》編輯部

Effects of two combined amendments on heavy metal bioaccumulation in paddy soil.

ZHOU Hang1,2, ZHOU Xin1,

ZENG Min1, LIU Li1, YANG Wen-tao1, WANG Ying-jie1, LIAO Bo-han1*(1.Institute of Environment Science and Engineering, Central South University of Forestry and Technology, Changsha 410004, China；2.College of Bioscience and Technology, Hunan Agricultural University, Changsha 410128, China). China Environmental Science, 2014,34(2)：437～444

heavy metal；combined amendment；bioavailability；rice；TCLP；soil

：Stabilization of heavy metals in situ was investigated. Two combined amendments (LS, limestone + sepiolite; HZ, hydroxyhistidine + zeolite) were applied to paddy soil with multi-metal (Pb, Cd, Cu, and Zn) contamination at ratios of 0.2%, 0.4%, and 0.8% (w/w). The effects of these two combined amendments on heavy metal bioavailability in soil, and on uptake and accumulation of heavy metals in rice plants were investigated. The experiment results indicated that application of LS and HZ significantly increased soil pH values and cation exchange capacity contents, while the organic matter contents did not change obviously. Higher soil pH values and CEC contents were observed with LS treatment soils than HZ. Application LS and HZ resulted in a reduction in toxicity characteristic leaching procedure (TCLP) extract metal contents of amended soils. Compared with the control soil, contents of Pb, Cd, Cu, and Zn in TCLP extracts were decreased by 25.7%～52.2%, 12.7%～25.7%, 6.4%～17.2%, and 8.6%～23.4%, respectively, as a result of 0.2% to 0.8% addition of LS and decreased by 57.6%～80.1%, 7.0%～40.9%, 2.3%～22.7%, and 4.5%～33.2%, respectively, as a result of 0.2% to 0.8% addition of HZ. LS and HZ significantly decreased the bioavailability of Pb, Cd, Cu, and Zn in the paddy soils, and inhibited the bioaccumulation of heavy metals in rice organs, resulting in decreasing the concentrations of Pb, Cd, and Cu of rice roots, shoots, husks, and brown rice. Significant positive linear correlations were found between heavy metal concentrations in TCLP extracts and those in rice tissues (roots and brown rice) except for Zn. Extracting heavy metals with TCLP was a suitable method for estimating heavy metal bioavailability concentrations of amended soil.

周 航(1984-),男,湖南益陽(yáng)人,湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)博士研究生,主要從事土壤污染控制研究.

2013-06-10

環(huán)保公益性科研專項(xiàng)(201009047);國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(41201530);湖南省科技計(jì)劃項(xiàng)目(2013FJ3042);湖南省重點(diǎn)學(xué)科建設(shè)項(xiàng)目(2006180)

* 責(zé)任作者, 教授, liaobh1020@163.com

X53,S153

：A

：1000-6923(2014)02-0437-08