2024, Vol. 56
2. 中国煤炭地质总局煤系矿产资源重点实验室，江苏徐州 221006;
3. 土壤与农业可持续发展重点实验室(中国科学院)，南京 211135
土壤重金属污染是近年来备受关注的环境问题，其中农田土壤镉(Cd)含量超标是当前亟需解决的土壤污染问题之一。重金属Cd具有高毒性、难降解、易积累等特点，会对生态环境造成危害，并严重威胁人类健康[1-5]。因此，农田土壤Cd的防治对于土壤修复和治理来说具有十分重要的意义。近年来，原位钝化修复技术因其成本低、修复效率高和钝化剂易获取等优点，逐渐成为了解决土壤Cd污染的一种重要方法。原位钝化技术主要是通过土施钝化材料，使土壤Cd发生氧化还原、离子交换、沉淀、吸附和络合等物理或化学反应，大幅度降低Cd的有效态含量，从而降低其生物有效性，最终抑制其向食物链的迁移和转化[6-9]。目前国内关于土壤Cd原位钝化技术的研究主要针对南方酸性土壤，其可大幅提高土壤pH，降低土壤Cd的有效态含量，从而降低农作物对Cd的吸收。如已有研究[10-13]报道在酸性Cd污染土壤中通过土施海泡石、微/纳米羟基磷灰石、生物质炭、沸石、磷矿石等材料均可以不同程度降低土壤中有效态Cd的含量，降低其生物活性。而在我国北方，土壤pH主要呈中性或弱碱性，少量施加碱性钝化剂可能难以降低农作物对Cd的吸收和积累，但大量施用又可能导致土壤pH大幅提高，并可能引发土壤板结、土壤盐渍化等风险[14-15]。因此，针对我国北方弱碱性土壤Cd污染的防治，可采用原位钝化联合其他措施，既可以减少对土壤体系的影响，同时又增加对弱碱性土壤中Cd污染的治理效果。
此外，不少研究[16-18]发现叶面喷施阻控剂可以有效降低植物对重金属的吸收和转运，因此关于植物叶面喷施阻控剂抑制重金属吸收的研究也逐渐受到广大研究者的关注。该方法直接应用于植物叶片表面，对其他部位的影响较小，具有较好的局部针对性，与土壤修复等方法相比，叶面喷施可减少对土壤的干扰和破坏，降低破坏土壤生态系统的风险。此外，叶面喷施技术操作简单，易于实施和管理，并且所需的设备和材料成本相对较低，可在一定程度上降低阻控重金属吸收的成本。有研究[19-21]发现通过植物叶片施加Zn肥可以增加植物体内的Zn水平，而植物中较高的Zn水平可以抑制植物对Cd的吸收，从而降低Cd在植物籽实中积累。Zn是小麦植株各部位必需的微量元素，参与植物体内多种酶的合成，并对小麦根系的Cd转运蛋白有一定的影响，对减轻小麦体内Cd的转运和积累具有重要的作用[22]，因此，叶面喷施含Zn阻控剂在重金属Cd污染治理中具有一定的应用潜力。
小麦是我国北方地区主要的粮食作物之一，相较其他谷类农作物，小麦籽粒对Cd的富集能力较强[18]。因此，农田土壤Cd含量超标对我国北方小麦食品安全产生了严重威胁。目前，针对我国北方弱碱性土壤Cd的防治，尤其是探究原位钝化联合叶面喷施ZnO对弱碱性土壤中Cd在不同品种小麦体内转运和积累效应等的相关研究鲜有报道。基于此，本文通过大田试验考察土壤施用铁尾矿和石灰、叶面喷施ZnO及原位钝化联合叶面喷施ZnO对3个小麦品种籽粒Cd积累量的影响，并分析土壤中Cd不同形态的变化及其在小麦不同部位间的转运和富集规律。研究成果可为我国北方弱碱性土壤Cd的防治以及减少碱性钝化剂对弱碱性土壤环境的影响提供理论支撑，并可为弱碱性土壤重金属超标农田修复提供集低积累小麦品种选择、土壤钝化和农艺调控于一体的高效技术方案。
1 材料与方法 1.1 供试材料及试验田土壤理化性质试验所用铁尾矿和石灰均购自安徽金日盛矿业有限责任公司，铁尾矿pH > 12，Cd含量为80.0 μg/kg，Si含量(以SiO2计)为41.0%；石灰pH > 12，Cd含量为230.0 μg/kg，Ca含量(以CaO计)为68.5%；以上材料均研磨至粒径75 μm，其主要化学成分见表 1。叶面喷施所用ZnO购自上海科延实业有限公司，纯度99.9%，粒径(30±5) nm；配置ZnO所用吐温80溶液购自西陇科学股份有限公司，化学纯，密度为1.1 g/mL，pH为5.0 ~ 7.0。
|
表 1 土壤添加剂主要化学成分(%) Table 1 Main chemical composition of soil additives |
供试小麦均选取沿淮地区广泛种植的小麦品种，根据前期团队研究成果，选择了3种Cd积累能力各不相同的小麦品种，分别为烟农19(高积累)、周麦36(中等积累)和华伟305(低积累)，其具体品种特点见表 2。
|
|
表 2 试验种植小麦品种特点 Table 2 Agronomic characteristics of wheat used in experiment |
试验田位于江苏省徐州市某区，该试验田为弱碱性Cd污染农田，土壤质地为砂质壤土，pH为7.2 ± 0.4，氮磷较为丰富而钾较缺，其碱解氮、有效磷和速效钾含量分别为138.6、91.4和16.2 mg/kg；根据《中国土壤普查技术》[23]，其有效磷养分水平达到一级，碱解氮达到二级，而有效钾仅达六级。土壤Cd总量为750.0 μg/kg，达到GB 15618—2018《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(试行)》[24]筛选值的2.5倍，存在较大的环境风险。
1.2 试验设计与试剂配置试验Cd钝化剂选择铁尾矿和石灰2种土壤添加剂，每个小麦品种设置空白(CK)、单一铁尾矿处理(T)、单一石灰处理(S)、叶面喷施ZnO (PS)、铁尾矿+叶面喷施ZnO (T-PS) 和石灰+叶面喷施ZnO (S-PS) 6个处理，每个处理3次重复，共18个小区随机区组排列，每个小区间隔1 m，各小区面积为4 m2 (2 m×2 m)。铁尾矿和石灰的土壤施加时间为小麦播种前两周，添加量为小区内表层(0 ~ 20 cm)土壤质量的0.2%，再利用农业机械翻耕搅拌混合均匀。叶面喷施所用的ZnO溶液浓度为25.0 mg/L，分别于小麦拔节期和灌浆期各喷施一次，各小区喷施量均为250.0 mL。
ZnO溶液配置：准确称取25.0 mg ZnO溶解于1 L溶有1.0% Tween 80的去离子水中，为增强粒子的分散性，超声振荡30 min，配制成25.0 mg/L的ZnO溶液。
1.3 样品采集与测定分析小麦成熟期在每个小区按对角线选定5个取样点采集小麦样品，每个取样点采集5株，各小区共采集25株，分出根、茎、叶和籽粒清洗后置于烘箱中(70 ~ 80 ℃)烘干，经粉碎过筛(80 ~ 100目)后待测试分析；土壤样品分别于小麦种植前和小麦成熟期采用对角线取样法采集表层(0 ~ 20 cm)土壤，经风干、过60目筛后待进一步分析。
土壤及添加剂pH根据m: V=1:2.5加入无CO2蒸馏水，使用实验室pH计(PHS-3C)测定；土壤有效磷、水解性氮、速效钾及土壤Cd总量等参照鲁如坤[25]的方法进行测定；土壤Cd有效态根据HJ 804—2016《土壤8种有效态元素的测定》标准[26]提取，采用电感耦合等离子体光谱仪(iCAP-7400)测定；土壤Cd形态分级提取参照Tessier等[27]提出的方法对土壤重金属Cd进行连续分级提取，采用电感耦合等离子体光谱仪(iCAP-7400)测定。小麦植株样品中的Cd含量通过HNO3-HClO4(v∶v=4∶1)消解后，使用电感耦合等离子体光谱仪(iCAP-7400)测定。
1.4 质量控制与保证试验过程中土壤样品Cd含量测定以购自津标(天津)计量检测有限公司和中国地质科学院地球物理地球化学勘查研究所的土壤标准物质(GBW(E) ASA-9、GBW07408)进行误差校正。小麦植株样品中的Cd含量测定使用购于北京物理与地球化学研究所的分析标准物质柑橘叶(GBW10020)以及空白样对实验误差进行校正。
1.5 数据处理与统计分析小麦植株Cd的富集系数(BCF)和转运系数(TF)根据Rezapour等[28]计算，其计算公式为：
BCFM =小麦地上M部位Cd含量/土壤Cd总量
| $ \mathrm{BCF}_{\mathrm{M}}=\text {小麦地上} \mathrm{M} \text {部位} \mathrm{Cd} \text {含量/土壤} \mathrm{Cd} \text {总量}$ | (1) |
TFM-N =小麦N部位Cd含量/小麦M部位Cd含量
| $ \mathrm{TF}_{\mathrm{M}-\mathrm{N}}=\text {小麦} \mathrm{N} \text {部位} \mathrm{Cd} \text {含量/小麦} \mathrm{M} \text {部位} \mathrm{Cd} \text {含量}$ | (2) |
试验数据使用Excel 2019软件整理，Orign 2019软件作图，差异显著性采用SPSS软件分析。
2 结果与分析 2.1 不同处理对小麦籽粒Cd含量的影响小麦籽粒Cd含量见图 1，烟农19品种CK小麦籽粒中Cd含量为110.5 μg/kg，超出WHO规定的谷物Cd安全值(100 μg/kg)，超标率达10.5%。相较于CK，所有处理均显著降低烟农19籽粒中的Cd含量，经T、S、PS、T-PS以及S-PS处理后，烟农19籽粒Cd含量各降为87.5、75.5、79.0、79.5和79.0 μg/kg，全部低于WHO规定的谷物Cd安全值，且分别较CK降低20.8%、31.7%、28.5%、28.1% 和28.5%。由此可见，烟农19小麦品种籽粒对Cd的积累较高，而S处理对烟农19籽粒Cd的降低率最高，PS、T-PS和S-PS处理效果次之，T处理效果最低。
|
(图中小写字母不同表示同一小麦品种不同处理间差异显著(P < 0.05)) 图 1 不同处理小麦籽粒Cd含量 Fig. 1 Concentrations of Cd in wheat grains under different treatments |
周麦36品种CK小麦籽粒Cd含量为101.0 μg/kg，与WHO规定的谷物Cd安全值相近，高出1.00%。总体上，较于CK，所有处理虽然可以不同程度降低周麦36品种籽粒中的Cd含量，但各处理间差异并不显著。经T、S、PS、T-PS以及S-PS处理后，周麦36品种籽粒Cd含量各降为98.5、91.0、93.0、89.5和96.5 μg/kg，均降至WHO规定的谷物Cd安全值以下，且分别较CK降低2.5%、9.9%、7.9%、11.4% 和4.5%。可以看出，铁尾矿联合叶面喷施ZnO处理(T-PS)对周麦36小麦籽粒Cd降低率最高，其他处理对周麦36籽粒Cd降低率效果表现为S > PS > S-PS > T。
华伟305品种CK小麦籽粒Cd含量为87.0 μg/kg，明显低于WHO规定的谷物Cd安全值，相较烟农19和周麦36品种，华伟305籽粒Cd积累量最低。总体上，较于CK，所有处理虽然可以不同程度降低华伟305品种籽粒中的Cd含量，但各处理间差异并不显著，这与不同处理对周麦36品种籽粒Cd的影响情况相似。经T、S、PS、T-PS以及S-PS处理后，华伟305品种籽粒Cd含量各降为77.5、79.5、81.8、82.0和81.5 μg/kg，各比CK降低10.9%、8.6%、6.0%、5.7% 和6.3%。因此，T处理对华伟305小麦籽粒Cd的降低率最高，S处理次之。
2.2 叶面喷施ZnO对Cd在小麦植株不同部位积累和转移的影响PS处理后3种小麦植株不同部位Cd含量测定结果见图 2。总体而言，Cd在小麦各部位含量表现为根 > 叶 > 茎 > 籽粒。相较于CK，叶面喷施ZnO可显著降低烟农19品种茎和籽粒的Cd含量，但同时增加了其叶中Cd含量，对其根部Cd含量没有显著影响(图 2A)；其中，CK的根、茎、叶和籽粒Cd含量分别为855.6、107.0、149.6和110.5 μg/kg，PS处理后其茎和籽粒中Cd含量较CK显著降至91.7和79.0 μg/kg，降低率为14.3% 和28.5%，而叶中Cd含量(170.0 μg/kg)较CK增加了13.6%，根部Cd含量为861.4 μg/kg。对于周麦36，其CK根、茎、叶和籽粒中的Cd含量分别为960.9、132.3、156.7和101.0 μg/kg (图 2B)；PS处理小麦根、茎和叶中的Cd含量较CK显著降低，分别为930.9、98.8和126.2 μg/kg，降低率分别为3.1%、25.3% 和19.5%，其籽粒Cd含量为93.0 μg/kg，较CK差异不显著。叶面喷施ZnO对华伟305品种各部位Cd含量的影响与周麦36相似(图 2C)。
|
(A：烟农19；B：周麦39；C：华为305。图中小写字母不同表示差异显著(P < 0.05)) 图 2 小麦植株不同部位Cd含量 Fig. 2 Concentrations of Cd in different parts of wheat |
为了进一步研究叶面喷施ZnO对小麦植株各部位Cd自下而上的转运能力和小麦根系对土壤Cd的吸收能力的影响，计算Cd从土壤到植株各部位的转运系数(TF)和生物富集系数(BCF)，结果见表 3。总体上，CK中3个品种的Cd转运因子均表现为TF(茎–叶) > TF(茎–籽) > TF(叶–籽) > TF(根–茎)，其Cd富集系数均表现为BCF(根) > BCF(叶) > BCF(茎) > BCF(籽)，其中烟农19的TF(茎–叶)、TF(叶–籽)、TF(茎–籽)和BCF(籽)最高，周麦36的TF(根–茎)、BCF(茎)和BCF(叶)最高；华伟305的TF(根–茎)、TF(茎–叶)、TF(叶–籽)和TF(茎–籽)均较低，而BCF(根)最高。
|
|
表 3 小麦植株各部位Cd的转运系数(TF)及富集系数(BCF) Table 3 Transfer factors (TF) and bioconcentration factors (BCF) of Cd in different parts of wheat |
相较于CK，PS处理显著降低了烟农19品种的TF(根–茎)、TF(叶–籽)、TF(茎–籽)、BCF(茎)和BCF(籽)，降低率分别为14.8%、37.0%、17.2%、14.3% 和28.4%，而其BCF(根)较于CK差异不显著。PS处理使周麦36品种的TF(根–茎)、BCF(茎)、BCF(叶)和BCF(籽)较CK分别显著降低了22.9%、25.4%、19.5% 和7.9%，而其TF(茎–叶)、TF(叶–籽)和BCF(根)较于CK差异并不显著。相较于CK，PS处理使华伟305品种所有部位的富集系数均显著降低，降低率分别为20.3%、30.2%、26.7% 和6.0%，但其TF(茎–叶)较于CK差异并不显著。
2.3 原位钝化及其联合叶面喷施ZnO对土壤pH及Cd形态变化的影响图 3为土壤pH及有效态Cd含量测定结果，由图 3A可知，CK土壤pH为7.1，相较于CK，T、S、T-PS以及S-PS处理均显著提高了表层土壤的pH，分别为7.5、8.0、7.5和7.9，比CK分别提高了0.4、0.9、0.4和0.8个单位。此外，T-PS和S-PS处理土壤pH相较于T和S处理差异不显著，即叶面喷施ZnO对土壤pH无影响，土壤pH的变化主要受铁尾矿和石灰处理的影响。由图 3B可知，CK土壤Cd有效态含量最高，其含量高达266.0 μg/kg，总体上所有处理均可一定程度降低土壤Cd的有效态含量，其中T-PS处理效果最好，其有效态Cd含量降至236.1 μg/kg，较CK降低11.2%；T处理效果次之，其土壤Cd有效态含量为237.7 μg/kg，较CK降低10.6%；S和S-PS处理土壤Cd有效态含量分别为246.9和238.6 μg/kg，较CK分别降低了7.2% 和10.3%。
|
(图中小写字母不同表示处理间差异显著(P < 0.05)) 图 3 土壤pH及有效态Cd含量 Fig. 3 pH values and Cd availability in soil |
为进一步探究原位钝化及其联合叶面喷施ZnO处理对土壤Cd各形态的影响，对其土壤样品进行Cd形态分级提取，主要分为离子交换态(EXC)、碳酸盐结合态(CA)、铁锰氧化物结合态(Fe-Mn)、有机结合态(OM)和残渣态(RES) 5种形态，土壤Cd形态分级提取测定结果见图 4。
|
图 4 土壤Cd形态分级提取结果 Fig. 4 Morphologically-graded extraction results of Cd in soil |
由图 4可以看出，总体上，相较于CK，T、S、T-PS以及S-PS处理主要降低了活性最高的EXC态Cd含量，增加了中度活性的CA态Cd含量，而对土壤Cd的Fe-Mn态、OM态及RES态含量影响并不显著。所有处理中，CK土壤中EXC态Cd含量最高，为199.7 μg/kg，占土壤总Cd含量26.6%，CA态Cd含量最低，为86.4 μg/kg，占土壤总Cd含量11.5%；T处理土壤Cd的EXC态(167.4 μg/kg)和CA态(119.9 μg/kg)各占总Cd的22.3% 和16.0%，且各较于CK降低和增加了32.3 μg/kg和33.5 μg/kg。同时，T-PS处理、S处理和S-PS处理土壤Cd的EXC态和CA态含量变化情况均与T处理相似。
此外，T-PS处理和S-PS处理土壤EXC态Cd含量相较于T和S处理分别增加了3.4和12.8 μg/kg；同时，T-PS处理土壤CA态Cd含量较T处理增加了21.0%，S-PS处理土壤的CA态Cd含量较S处理降低了12.3%。
3 讨论本研究结果表明，原位钝化联合叶面喷施ZnO可以降低土壤Cd的生物有效性，同时对小麦体内的部分转运系数和富集系数产生不同程度的影响，从而减少Cd在小麦体内自下而上的转运和积累，并最终降低小麦籽粒中的Cd含量。本研究通过添加铁尾矿和石灰，发现两者均可不同程度提高土壤pH，同时一定程度降低土壤Cd活性最高的EXC态含量，增加中度活性的CA态含量，并显著降低其有效态含量。这是因为本次试验投加的铁尾矿和石灰两者pH较高(pH > 12)，从而提高了土壤pH，提升了土壤体系的负电荷量，增加了土壤体系对Cd2+的吸附能力，并促进Cd2+形成碳酸盐或氢氧化物等难溶性沉淀[29]；这也可能是导致土壤Cd的碳酸盐结合态含量增加，而对残渣态Cd含量未产生显著影响的原因之一。因此两者施加于土壤后均可一定程度降低Cd的生物有效性，从而减少Cd在土壤–小麦体系的迁移和转化。此外，相较于空白，叶面喷施ZnO可对Cd在烟农19、周麦36和华伟305体内的部分转运系数和富集系数产生不同程度的降低效果，并最终降低小麦籽粒Cd的积累量。Qin等[30]研究也发现相似情况，原因可能为：①由于Cd2+和Zn2+有相似的外层电子结构，化学性质相似，因此，当小麦根系从土壤吸收金属离子时，小麦体内的Zn2+与Cd2+存在着拮抗关系，Zn2+含量的增加可能会减少小麦根系的转运蛋白的结合点位，从而对Cd2+从根部向籽粒的转运产生抑制作用[31]；②叶面喷施ZnO还可能对小麦的蒸腾作用产生一定的抑制性，进而对Cd在小麦体内的吸收、转运和二次分配产生一定影响[32-33]；③小麦体内的细胞壁中可能含有[Si-半纤维素-Zn]等络合物，从土壤转运至小麦体内的Cd2+可能与该络合物发生共沉淀反应，从而被固定在小麦的细胞壁中[34-35]，Zn元素的增加可能会促进小麦细胞壁中的[Si-半纤维素-Zn]络合物的合成，从而抑制了Cd在小麦体内的转运和富集。
同时，本研究发现叶面喷施ZnO对Cd在不同品种小麦各部位间的转运及积累的影响因小麦品种不同而表现出一定的差异性，这可能与Cd在不同小麦品种各不同部位间的转运和富集特性存在一定的差异有关。Zhou等[36]研究表明小麦对重金属离子具有不同的吸收、富集和转运机制，该机制主要取决于小麦的品种特性。另外，小麦籽粒对Cd积累能力越强(如烟农19)，则原位钝化联合叶面喷施ZnO对其籽粒Cd含量的降低效果越显著，这可能是因为Cd低积累小麦籽粒中的Cd含量已经处于较低水平，原位钝化联合叶面喷施ZnO难以更大幅度降低其籽粒中的Cd含量，而对Cd高积累品种则会产生更显著的降低效果。因此，本研究试验田可选择种植Cd低积累品种小麦(如华伟305品种)即可大幅降低小麦籽粒Cd积累量，但种植其他高积累品种或在其他Cd污染风险更高的弱碱性土壤中，原位钝化联合叶面喷施ZnO处理可能会对小麦籽粒Cd积累产生更明显的抑制效果。
此外，综合土壤pH测定及Cd形态提取结果可知，叶面喷施ZnO对土壤pH几乎无影响，这说明土壤pH的变化主要受铁尾矿和石灰处理的影响，且铁尾矿对土壤pH的影响低于石灰，考虑到石灰中Cd含量远高于铁尾矿，长期施用可能会导致土壤Cd含量增加，在弱碱性土壤中应尽量避免或减少此类石灰的使用。原位钝化联合叶面喷施ZnO处理(T-PS和S-PS)土壤的高活性EXC态Cd含量较两个单一原位钝化处理(T和S)有不同程度的增加，这可能是因为叶面喷施ZnO后降低了小麦对Cd的吸收，从而减少土壤活性态Cd向小麦植株体内的迁移，因此会增加土壤活性较高的EXC态Cd含量，这在一定程度上进一步说明了原位钝化联合叶面喷施ZnO对小麦根系从土壤吸收Cd过程较单一钝化处理有更好的抑制作用。因此，在后续的研究中可以通过减少碱性钝化剂施加量和增加叶面喷施阻控剂量或次数，既能减少对土壤环境影响同时又提升对小麦籽粒Cd积累量的降低效果。
4 结论1) 通过实施原位钝化联合叶面喷施ZnO的策略，显著降低了弱碱性土壤中Cd的生物有效性，并有效减少了Cd在3种小麦品种体内的转运和富集，进而降低了籽粒中Cd的含量。
2) 在对Cd积累能力较强的小麦品种(如烟农19)的应用中，原位钝化联合叶面喷施ZnO在减少籽粒Cd含量方面的效果尤为突出。同时，叶面喷施ZnO对Cd在小麦各部位的转运和积累作用因小麦品种而异，表明品种特性对Cd积累有显著影响。
3) 综合评估不同处理对土壤pH及Cd活性的影响，以及对小麦植株Cd转运和富集的作用，种植Cd低积累品种(如华伟305)或对其他品种采用铁尾矿施用与叶面ZnO喷施的组合措施，是控制Cd积累的有效管理策略。特别是在Cd污染风险较高的北方弱碱性土壤中，结合华伟305品种、铁尾矿施用和叶面ZnO喷施的综合防治模式，可能成为整合低积累小麦品种选择、土壤钝化和农艺调控的高效技术方案。
| [1] |
陈卫平, 杨阳, 谢天, 等. 中国农田土壤重金属污染防治挑战与对策[J]. 土壤学报, 2018, 55(2): 261-272 (  0) |
| [2] |
Chen H Y, Yuan X Y, Li T Y, et al. Characteristics of heavy metal transfer and their influencing factors in different soil–crop systems of the industrialization region, China[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2016, 126: 193-201 DOI:10.1016/j.ecoenv.2015.12.042 ( 0) |
| [3] |
张力浩, 白姣杰, 田瑞云, 等. 中国北方碱性农田土壤镉污染修复: 现状与挑战[J]. 土壤学报, 2024, 61(2): 348-360 ( 0) |
| [4] |
Obiora S C, Chukwu A, Davies T C. Heavy metals and health risk assessment of arable soils and food crops around Pb–Zn mining localities in Enyigba, southeastern Nigeria[J]. Journal of African Earth Sciences, 2016, 116: 182-189 DOI:10.1016/j.jafrearsci.2015.12.025 ( 0) |
| [5] |
崔红标, 吴求刚, 张雪, 等. 粉煤灰对污染土壤中铜镉的稳定化[J]. 土壤, 2016, 48(5): 971-977 ( 0) |
| [6] |
余琼阳, 李婉怡, 张宁, 等. 农田土壤重金属污染现状与安全利用技术研究进展[J]. 土壤, 2024, 56(2): 229-241 ( 0) |
| [7] |
Bolan N, Kunhikrishnan A, Thangarajan R, et al. Remediation of heavy metal(loid)s contaminated soils–To mobilize or to immobilize?[J]. Journal of Hazardous Materials, 2014, 266: 141-166 DOI:10.1016/j.jhazmat.2013.12.018 ( 0) |
| [8] |
Guo G L, Zhou Q X, Ma L Q. Availability and assessment of fixing additives for the in situ remediation of heavy metal contaminated soils: A review[J]. Environmental Monitoring and Assessment, 2006, 116(1/2/3): 513-528 ( 0) |
| [9] |
Rahman I M M, Begum Z A, Sawai H. Solidification/stabilization: A remedial option for metal-contaminated soils// Hasegawa H, Rahman I M M, Rahman M A. Environmental remediation technologies for etal-contaminated soils[M]. Tokyo: Springer Japan, 2016
( 0) |
| [10] |
Sun Y B, Sun G H, Xu Y M, et al. Assessment of natural sepiolite on cadmium stabilization, microbial communities, and enzyme activities in acidic soil[J]. Environmental Science and Pollution Research International, 2013, 20(5): 3290-3299 DOI:10.1007/s11356-012-1261-x ( 0) |
| [11] |
Dong A L, Ye X X, Li H Y, et al. Micro/nanostructured hydroxyapatite structurally enhances the immobilization for Cu and Cd in contaminated soil[J]. Journal of Soils and Sediments, 2016, 16(8): 2030-2040 DOI:10.1007/s11368-016-1396-3 ( 0) |
| [12] |
Xu C, Chen H X, Xiang Q, et al. Effect of peanut shell and wheat straw biochar on the availability of Cd and Pb in a soil–rice (Oryza sativa L.) system[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2018, 25(2): 1147-1156 DOI:10.1007/s11356-017-0495-z ( 0) |
| [13] |
Bashir S, Shaaban M, Hussain Q, et al. Influence of organic and inorganic passivators on Cd and Pb stabilization and microbial biomass in a contaminated paddy soil[J]. Journal of Soils and Sediments, 2018, 18(9): 2948-2959 DOI:10.1007/s11368-018-1981-8 ( 0) |
| [14] |
Wang F, Wang Z H, Kou C L, et al. Responses of wheat yield, macro- and micro-nutrients, and heavy metals in soil and wheat following the application of manure compost on the North China Plain[J]. PLoS One, 2016, 11(1): e0146453 DOI:10.1371/journal.pone.0146453 ( 0) |
| [15] |
Zhao S C, Qiu S J, He P. Changes of heavy metals in soil and wheat grain under long-term environmental impact and fertilization practices in North China[J]. Journal of Plant Nutrition, 2018, 41(15): 1970-1979 DOI:10.1080/01904167.2018.1485158 ( 0) |
| [16] |
段雪娇, 马倩倩, 武均, 等. 土壤镉污染条件下叶面硒肥对生菜镉积累的影响[J]. 中国土壤与肥料, 2023(4): 170-177 ( 0) |
| [17] |
刘奇, 王晟, 赵炫越, 等. 不同叶面阻控剂对玉米Cd、Pb积累与转运差异研究[J]. 农业环境科学学报, 2023, 42(6): 1247-1256 ( 0) |
| [18] |
Rizwan M, Ali S, Zaheer Akbar M, et al. Foliar application of aspartic acid lowers cadmium uptake and Cd-induced oxidative stress in rice under Cd stress[J]. Environmental Science and Pollution Research International, 2017, 24(27): 21938-21947 DOI:10.1007/s11356-017-9860-1 ( 0) |
| [19] |
代晶晶, 徐应明, 王林, 等. 不同锌营养下喷施锌肥对油菜生长和元素含量的影响[J]. 环境化学, 2017, 36(5): 1017-1025 ( 0) |
| [20] |
Wang H, Xu C, Luo Z C, et al. Foliar application of Zn can reduce Cd concentrations in rice (Oryza sativa L.) under field conditions[J]. Environmental Science and Pollution Research International, 2018, 25(29): 29287-29294 DOI:10.1007/s11356-018-2938-6 ( 0) |
| [21] |
Zhu J H, Li J F, Shen Y, et al. Mechanism of zinc oxide nanoparticle entry into wheat seedling leaves[J]. Environmental Science: Nano, 2020, 7(12): 3901-3913 DOI:10.1039/D0EN00658K ( 0) |
| [22] |
Liu Y M, Liu D Y, Zhao Q Y, et al. Zinc fractions in soils and uptake in winter wheat as affected by repeated applications of zinc fertilizer[J]. Soil and Tillage Research, 2020, 200: 104612 DOI:10.1016/j.still.2020.104612 ( 0) |
| [23] |
全国土壤普查办公室. 中国土壤普查技术[M].
农业出版社, 北京, 1992
( 0) |
| [24] |
生态环境部, 国家市场监督管理总局. 土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准: GB 15618—2018[S]. 北京: 中国标准出版社, 2018.
( 0) |
| [25] |
鲁如坤. 土壤农业化学分析方法[M].
中国农业科学技术出版社, 北京, 2000
( 0) |
| [26] |
中华人民共和国环境保护部. 土壤8种有效态元素的测定二乙烯三胺五乙酸浸提–电感耦合等离子体发射光谱法: HJ 804—2016[S]. 北京: 中国环境科学出版社, 2016.
( 0) |
| [27] |
Tessier A, Campbell P G C, Bisson M. Sequential extraction procedure for the speciation of particulate trace metals[J]. Analytical Chemistry, 1979, 51(7): 844-851 DOI:10.1021/ac50043a017 ( 0) |
| [28] |
Rezapour S, Atashpaz B, Moghaddam S S, et al. Cadmium accumulation, translocation factor, and health risk potential in a wastewater-irrigated soil-wheat (Triticum aestivum L.) system[J]. Chemosphere, 2019, 231: 579-587 DOI:10.1016/j.chemosphere.2019.05.095 ( 0) |
| [29] |
吴求刚, 王彦君, 赵恒, 等. 淹水条件下赤铁矿对羟基磷灰石钝化土壤铜镉的影响[J]. 生态与农村环境学报, 2020, 36(6): 796-802 ( 0) |
| [30] |
Qin S Y, Liu H E, Nie Z J, et al. Toxicity of cadmium and its competition with mineral nutrients for uptake by plants: A review[J]. Pedosphere, 2020, 30(2): 168-180 ( 0) |
| [31] |
Kandhol N, Rai P, Pandey S, et al. Zinc induced regulation of PCR1 gene for cadmium stress resistance in rice roots[J]. Plant Science, 2023, 337: 111783 ( 0) |
| [32] |
Wu C, Dun Y, Zhang Z J, et al. Foliar application of selenium and zinc to alleviate wheat (Triticum aestivum L.) cadmium toxicity and uptake from cadmium-contaminated soil[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2020, 190: 110091 ( 0) |
| [33] |
Zheng S, Xu C, Lv G H, et al. Foliar zinc reduced Cd accumulation in grains by inhibiting Cd mobility in the xylem and increasing Cd retention ability in roots1[J]. Environmental Pollution, 2023, 333: 122046 ( 0) |
| [34] |
Ma J, Cai H M, He C W, et al. A hemicellulose-bound form of silicon inhibits cadmium ion uptake in rice (Oryza sativa) cells[J]. New Phytologist, 2015, 206(3): 1063-1074 ( 0) |
| [35] |
Ma J, Zhang X Q, Wang L J. Synergistic effects between[Si-hemicellulose matrix]ligands and Zn ions in inhibiting Cd ion uptake in rice (Oryza sativa) cells[J]. Planta, 2017, 245(5): 965-976 ( 0) |
| [36] |
Zhou Z, Zhang B, Liu H T, et al. Zinc effects on cadmium toxicity in two wheat varieties (Triticum aestivum L.) differing in grain cadmium accumulation[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2019, 183: 109562 ( 0) |
2. Key Laboratory of Coal Resources and Mineral Resources, China National Administration of Coal Geology, Xuzhou, Jiangsu 221006, China;
3. Key Laboratory of Soil and Sustainable Agriculture, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 211135, China