腐殖酸对土壤中Cd形态的影响及利用研究

目前就腐殖酸对土壤重金属形态影响的研究较少 ,为此本文讨论了腐殖酸及其数量在棕壤上对Cd的赋存形态的影响作用。研究表明 :随腐殖酸投入比的加大 ,可溶态Cd含量明显下降 ,有机态Cd恰反之 ,铁铝 (锰 )氧化态Cd与有机态Cd雷同 ;腐殖酸对可溶态Cd分配比率最高 ,达 19～ 73 % ,分别是有机态Cd和铁铝 (锰 )氧化态Cd的 4.2～ 5 .5倍和1.6～ 3 .8倍。结果说明腐殖酸在棕壤上有明显降低有害的活性Cd之净化功能 ,其作用机制在于腐殖酸具备的络合 (螯合 )能力和胶体特性。研究确认腐殖酸不失为一重金属污染土壤修复的优选材料     

基于Tessier法的土壤中不同形态镉的转化及其影响因素研究进展

土壤重金属形态分析对土壤污染修复具有重要意义。综述了几种常见的重金属形态分析方法并基于Tessier五步连续浸提法分析土壤中Cd形态转化规律,进一步总结了土壤的理化性质对Cd形态的影响。不同类型土壤中Cd形态的含量分配比不同,土壤中的可交换态Cd含量较高,迁移性较强,对生物危害较大,因此可通过改变土壤pH值、土壤有机质和土壤氧化还原条件等土壤理化性质使可交换态Cd向残渣态Cd转化,进而降低土壤中Cd对生物的毒性作用。旨在深化读者对土壤Cd污染的认识,并为土壤Cd污染治理与修复提供参考。     

纳米羟基磷灰石对重金属污染土壤Cu/Cd形态分布及土壤酶活性影响

通过室内培养实验,研究了纳米羟基磷灰石对重金属污染土壤Cu/Cd形态分布及土壤酶活性的影响。结果表明,施加纳米羟基磷灰石显著提高了土壤pH,其中3%和5%添加剂量处理60 d后使土壤pH分别提高了1.23个和1.35个单位;纳米羟基磷灰石显著减少了毒性较强的离子交换态Cu/Cd的含量,增加了毒性中等的碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机结合态及毒性最低的残留态Cu/Cd含量,使Cu/Cd由植物可利用态向潜在可利用态转变;纳米羟基磷灰石不同程度地提高了土壤过氧化氢酶、脲酶和酸性磷酸酶活性。3种酶活性与Cu/Cd形态分布的相关性表明,过氧化氢酶和酸性磷酸酶对土壤重金属Cu/Cd活性变化比较敏感,可以作为重金属Cu/Cd污染土壤的评价指标。     

海南岛砖红壤中铅、镉的化学形态与转化

采用土培实验和连续提取.原子吸收分光光度法,研究了重金属Pb、Cd在海南岛花岗岩砖红壤中的形态组成、外源Pb、Cd污染及化学修复剂磷、钙、硫对土壤重金属形态的影响.结果表明:在供试原土壤中,重金属Pb的化学形态以结合态和残余态为主,土壤有效态Pb含量较低,其中残余态Pb>有机质结合态Pb>铁锰氧化物结合态Pb>碳酸盐结合态Pb>交换态Pb>水溶态Pb,说明土壤Pb的环境风险较低;重金属Cd的化学形态以铁锰氧化物结合态和碳酸盐结合态为主,土壤中交换态Cd含量较高,其中铁锰氧化物结合态Cd>碳酸盐结合态Cd>交换态Cd>有机结合态Cd>残余态Cd>水溶态Cd,说明土壤Cd的环境风险较高.当外源Pb、Cd污染土壤时,有铁锰结合态Pb>残余态Pb>有机态Pb>碳酸盐结合态Pb>交换态Pb>水溶态Pb,交换态Cd>铁锰氧化物结合态Cd>碳酸盐结合态Cd>残余态Cd>有机态Cd>水溶态Cd的趋势.向污染土壤施加化学改良剂过磷酸钙、硫化钠和石灰,能显著降低水溶态Pb、Cd和交换态Pb、Cd的含量,并使有机结合态Pb、碳酸盐结合态Pb和铁锰氧化物结合态Pb含量下降,但残余态Pb、碳酸盐结合态Cd、铁锰氧化物结合态Cd和有机态Cd有增加的趋势,残余态Cd的含量基本稳定.     

改良剂对镉污染酸性水稻土的修复效应与机理研究

为探明田间条件下施用石灰、钙镁磷肥、海泡石和腐殖酸等改良剂对Cd污染酸性水稻土的修复效应和作用机理, 通过在Cd污染区建立田间小区试验, 研究了改良剂单施和与石灰配施对Cd污染酸性水稻土中Cd作物有效性的影响。结果表明, 施用改良剂有效地改变了土壤中Cd的存在形态, 除腐殖酸外, 其他改良剂均使土壤酸提取态Cd不同程度地转化为可还原态Cd和残渣态Cd; 施用改良剂可使0.1 mol·L^-1 NaNO₃和 0.01 mol·L^-1CaCl₂提取态Cd 降低26%~97%, 降低效果为石灰+海泡石>海泡石>石灰+钙镁磷肥>钙镁磷肥>石灰>石灰+腐殖酸>腐殖酸; 改良剂使水稻地上部分的Cd吸收量降低6%~49%。试验结果还显示, 施用改良剂提高土壤pH是引起土壤中Cd作物有效性降低的主要原因之一。根据田间试验的结果, 海泡石可推荐作为Cd污染酸性水稻土的改良剂, 而腐殖酸则不宜使用。     

添加巨大芽孢杆菌与胶质芽孢杆菌对土壤DTPA提取态Cd的影响

采用短期和长期恒温培养的方法,研究巨大芽孢杆菌、胶质芽孢杆菌及两菌混合液对土壤DTPA提取态Cd的影响.结果表明,短期试验中巨大芽孢杆菌对土壤Cd有一定的活化作用,不同Cd污染水平条件下,巨大芽孢杆菌使土壤DTPA提取态Cd增加比例在3.8％～24.4％之间,其中50 mg/kg CdCO3污染水平条件下,巨大芽孢杆菌加菌量为2 ml时活化效果最好,而胶质芽孢杆菌和混合菌则对土壤Cd无显著影响或有一定的钝化作用.长期培养试验中,巨大芽孢杆菌也表现出了对土壤Cd的活化作用,未添加Cd条件下,巨大芽孢杆菌加菌量为10,20 ml时,土壤DTPA提取态Cd较对照分别增加了44.0％,28.9％,而胶质芽孢杆菌和混合菌对土壤Cd无显著影响或有一定的钝化作用.     

生物炭对红壤和褐土中镉形态的影响

【目的】重金属对环境危害的大小主要取决于其形态分布,尤其是生物有效态镉 (Cd) 的含量和存在比例。添加生物炭可以降低Cd超标土壤中生物有效态Cd的含量,本文研究了施用生物炭后红壤和褐土中Cd形态的变化及其与生物炭施用量的关系,以加深对生物炭修复Cd污染土壤机理的认识。【方法】选择红壤 (pH 5.21) 和褐土 (pH 7.75) 两类土壤进行了室内培养试验。将两个过2 mm筛的自然风干土壤各40 kg,分别装于20 L塑料盒中,加Cd(NO₃)₂溶液使土壤外源Cd含量达到5 mg/kg,保持70%田间最大持水量,于25℃条件下平衡两周;之后,在每1000 g土内,分别添加生物炭0、5、10、20 g,均匀混合后,室温培养50 d;在培养1、4、7、14、21、35、49 d时分别取样,测定土壤pH和有机碳含量,利用Tessier分级法测定土壤Cd形态。【结果】红壤pH随生物炭施用量的增加显著升高,培养14天后,生物炭施加量为2%时,土壤由酸性变为弱碱性,生物炭对褐土pH的提高作用不显著。红壤和褐土有机碳含量均随生物炭施用量的增加而升高。培养49天后,红壤可交换态Cd含量的降幅较大,降幅为0.31～0.82 mg/kg,且处理2%的可交换态Cd含量最低,为1.24 mg/kg,生物炭施用量2%的红壤碳酸盐结合态Cd含量最高,为1.06 mg/kg,施用生物炭的红壤碳酸盐结合态Cd和Fe、Mn氧化物结合态Cd所占比例增加了3.14%～14.21%、8.20%～23.96%,施用生物炭的褐土碳酸盐结合态Cd和Fe、Mn氧化物结合态Cd升高了0.94%～2.61%、0.80%～7.90%。褐土的土壤有机碳含量和生物炭施用量与土壤可交换态Cd呈极显著负相关关系,与土壤碳酸盐结合态Cd,土壤Fe、Mn氧化物结合态Cd和土壤有机结合态Cd呈极显著正相关关系;红壤pH、有机碳含量和生物炭施用量均与土壤可交换态Cd呈极显著负相关关系,与土壤其他四种形态Cd呈极显著正相关关系。但在红壤中土壤有机碳和生物炭施用量与各形态Cd的相关系数均大于在褐土中的相关系数。【结论】综合分析两种类型土壤中Cd形态的变化,发现生物炭对红壤的修复效果优于对褐土的修复效果,因此生物炭可以作为Cd污染的酸性土壤的一种修复改良材料。     

添加紫云英和水稻秸秆对稻田污染土壤Cd形态的影响

为给紫云英、水稻秸秆还田综合治理重金属污染土壤提供理论支撑,采用室内培养的方法,设置不添加任何有机物料(CK)、单独添加水稻秸秆0.2 g(R2G0)、添加水稻秸秆0.15 g+紫云英0.05 g(R3G1)、添加水稻秸秆0.1 g+紫云英0.1 g(R1G1)、单独添加紫云英0.2 g(R0G2)共5个处理,研究了紫云英、水稻秸秆对重金属污染稻田土壤中有效态Cd和Cd形态分级的影响。结果表明,随着紫云英添加比例的增加,有效态Cd含量呈降低的趋势;R0G2处理土壤有效态Cd含量比R2G0处理下降34.41%,且差异显著。R0G2和R2G0的残渣态Cd含量显著高于R3G1和R1G1处理,其中R0G2的残渣态Cd比其他处理提高20.00%～51.90%。通过冗余分析(RAD)认为,土壤可溶性氮(DON)和pH均与有效态Cd和弱酸提取态Cd呈负相关关系,有机质与有效态Cd和弱酸提取态Cd呈正相关关系,且DON、有机质和pH对有效态Cd与Cd形态分级的解释量分别为64.6%、17.2%和4.1%,达到显著性相关关系。单独添加紫云英对Cd的稳定具有较好的效果,其主要通过改变土壤DON、有机质和pH影响Cd有效性和形态特征。     

巨大芽孢杆菌LY02对黑麦草修复重金属污染土壤的影响

采用盆栽试验方法,研究了接种巨大芽孢杆菌LY02对黑麦草修复Cd、Cu污染土壤以及二者复合污染土壤效果的影响。结果表明:在Cd、Cu污染土壤及复合污染土壤中接种巨大芽孢杆菌LY02,可显著提高黑麦草地上部生物量,增幅达65.0%~108.3%;促进了黑麦草在3种污染土壤中对重金属的吸收,其中对Cd污染土壤中黑麦草吸收Cd的影响最为显著,地上部Cd吸收量较对照组增加了45.8%(P0.05);3种污染土壤中黑麦草根际土壤有效磷含量显著升高,较对照组分别增加了18.2%,26.7%,16.2%;黑麦草根际土壤中有效态Fe含量显著提高,Cu单一污染土壤中增幅最大,达到152.5%;3种污染土壤中有效态重金属含量升高,在Cu污染土壤中,有效态Cu增幅达到49.7%(P0.05)。综上所述,巨大芽孢杆菌LY02通过增加污染土壤中生物可利用态P和Fe,促进黑麦草生长;通过提高有效态Cd和Cu的含量,增加黑麦草对其吸收,从而提高了黑麦草对Cu、Cd污染土壤的修复效率。     

巨大/胶冻样类芽孢杆菌对印度芥菜修复Cd污染土壤的影响

采用盆栽试验方法,研究了接种巨大芽孢杆菌和胶冻样类芽孢杆菌的混合发酵液对印度芥菜修复Cd污染土壤的影响。结果表明,接种混合菌发酵液可显著增加印度芥菜的生物量,接种20d、接种量为50ml时,总生物量较对照组增加了50.44%;在接种30d时,50ml混合菌发酵液处理的印度芥菜地上部P、K的含量显著高于对照组,分别增加了48.84%和74.90%,同时接种50ml混合菌发酵液可显著提高根际和非根际土壤中有效态Cd含量,使其较对照分别增加了39.29%和32.52%。接种混合菌发酵液可促进印度芥菜对土壤Cd的吸收,接种40d接种量为50ml时Cd吸收总量较对照组显著增加了60.36%。综上所述,接种混合菌发酵液50ml时,可促进印度芥菜的生长,增加土壤有效态Cd含量,从而提高了印度芥菜对Cd污染土壤的修复效率。     

不同质地土壤对镉的吸附特性及影响因子研究

通过Cd~(2+)吸附解吸试验,探究了初始Cd~(2+)浓度、p H、有机质、土壤质地和枯草芽孢杆菌-生物质炭复合体对土壤吸附Cd~(2+)影响。结果表明:土壤对Cd~(2+)的吸附能力随着溶液浓度、p H的升高而增加,土壤有机质可显著提高土壤对Cd~(2+)的固定能力,壤土对Cd~(2+)的吸附能力显著高于砂质壤土。土壤施加枯草芽孢杆菌-生物质炭复合体后,土壤对于Cd~(2+)的吸附能力显著提高,并且施加枯草芽孢杆菌–生物质炭复合体为20 ml/kg时对Cd~(2+)的吸附量提高11.7%;Freundlich模型(R~2=0.997)可以很好地拟合Cd~(2+)吸附过程。枯草芽孢杆菌–生物质炭复合体的施加降低了土壤表面Cd~(2+)的解吸能力,进一步证明复合体能加强土壤对Cd~(2+)的固定稳定化,具有作为钝化剂修复土壤重金属污染、降低食品污染风险的潜力。     

浙西石灰岩地区土壤和稻米镉含量研究

为理解石灰岩地区农田土壤重金属积累特点及污染风险,以浙西石灰岩地区为例,随机选择了153块重金属污染农田,点对点采集了土壤和水稻样品,分析了土壤和糙米中镉的含量及土壤性状,探讨了石灰岩地区污染农田土壤与稻米镉积累特点及其与土壤性状的关系。结果表明,土壤全镉随粘粒含量的增加而增加,随土壤pH的下降而下降;土壤有效镉占全镉的比例与土壤pH呈负相关,糙米中镉含量与土壤有效镉、水溶性镉呈显著正相关;糙米中镉含量与土壤pH、有机质含量及粘粒含量均呈现显著负相关,土壤pH是影响石灰岩地区农田糙米镉积累最为重要的因素。《土壤环境质量－农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB 15618—2018）的污染风险筛选值并不适用于石灰岩地区高pH的土壤。当6.5 < pH ≤ 7.5时,土壤重金属镉含量与农产品中重金属镉超标结果并不一致,其风险筛选值（0.60 mg kg?1）偏低,实际的风险筛选值可能在0.80 mg kg?1以上。土壤水溶性镉较土壤全镉和有效镉能更好地评估石灰岩地区农作物重金属镉的污染风险。     

施用有机物料对土壤镉形态的影响

采用室内培养试验,研究作物新鲜秸秆和腐熟猪粪对模拟镉（Cd）污染的土壤中Cd形态转化的动态影响。结果表明,各处理土壤交换态Cd含量随培养时间均逐渐降低。碳酸盐结合态和铁锰氧化物结合态Cd含量先增加后降低, 而有机质结合态和残渣态Cd含量则逐渐增加。添加秸秆可增加土壤交换态Cd含量,但随时间延长,增幅逐渐降低, 猪粪则可降低土壤交换态Cd含量。添加有机物后土壤交换态Cd含量的变化主要是由有机质结合态或残渣态Cd含量的变化而引起。秸秆和猪粪对土壤Cd形态的转化与土壤胡敏酸（HA）和富里酸（FA）的变化有关。秸秆对能活化土壤Cd的FA增加幅度大于对能钝化土壤Cd的HA增加幅度,降低HA/FA比,但降幅随时间逐渐减少; 猪粪在整个培养阶段对HA增加幅度均大于FA的增加幅度,增加HA/FA比。秸秆和猪粪均可降低潮土pH而提高红壤pH,但只有猪粪可通过提高红壤pH降低Cd向交换态转化。添加秸秆和猪粪后,Cd由低活性态向交换态转化与HA/FA呈显著负相关。     

油枯对镉污染土壤的钝化研究

为了研究油枯对镉(Cd)污染土壤的钝化效果,以油枯为外源添加物(质量比:1%、2%、3%、4%、5%),模拟田间条件在塑料桶中进行为期45 d的培养,对镉污染土壤中Cd形态分布特征、DTPA提取态Cd(DTPA-Cd)含量、pH、有机质含量进行分析。结果表明,添加油枯可显著降低镉污染土壤中可交换态镉(Ex-Cd)的比例,提高碳酸盐结合态镉(Cb-Cd)、铁锰氧化物结合态镉(Fe-Mnb-Cd)以及有机质及硫化物晶格态镉(OMb-Cd)的比例,而残渣晶格结合态镉(RLb-Cd)变化不明显。添加油枯显著降低镉污染土壤中DTPA-Cd含量,降幅最高可达49%。镉污染土壤p H值维持在6.0左右,1%~4%添加处理中土壤pH波动幅度较大;而5%添加处理的土壤pH波动幅度小。添加油枯均能显著提高镉污染土壤中有机质含量。由此可见,油枯对镉污染土壤有较好的钝化效果,这为重金属污染土壤的修复和农业废弃物的循环利用提供了参考。     

土壤性质对烟草中镉富集的影响及预测模型研究

利用15个不同性质的土壤进行盆栽试验,研究了土壤性质对烟草中镉(Cd)富集的影响及预测模型。结果表明,影响烟草中Cd的主要土壤因素依次为土壤Cd浓度、pH、有机质含量。酸性土壤中烟草对土壤Cd具有较强的富集作用。外源Cd比土壤中原生Cd更容易被烟草吸收。土壤基本性质与烟草Cd浓度的数量关系为:Log[烟草Cd]=3.04+1.212Log[土壤Cd]-0.270pH-0.264Log[OC],利用此方程能够很好地预测烟草中Cd浓度。通过降低土壤中Cd的浓度或有效性,提高土壤pH等措施可有效降低烟叶中Cd的浓度。     

化肥减施配施微生物菌剂对鲜食玉米生长和土壤肥力的影响

本试验研究了化肥减施配施EM微生物菌剂对鲜食玉米产量、品质和土壤肥力的影响。共设置不施加任何肥料和菌剂（CK）、全量化肥（依据当地化肥施用量，CF）、减施40%化肥（RCF）、减施40%化肥和灌施加喷施EM菌剂（RCF+EM）、减施40%化肥和灌施加喷施清水（RCF+W）5个处理。结果表明，RCF+EM处理的玉米产量高于CF处理，但未达到显著水平；玉米可溶性糖、可溶性蛋白和维生素C含量都高于CF处理，其中可溶性蛋白含量达到显著水平，增幅为11.79%；RCF+EM处理下的土壤pH、有机质、速效养分和微生物碳氮均高于CF处理，其中pH、速效钾和微生物氮达到显著水平，增幅依次是20.08%、15.81%、59.96%；RCF+EM处理的土壤真菌数量显著低于CF处理，而细菌、放线菌数量则显著高于CF处理，增幅分别达到153.42%和124.17%。综上，减施化肥配施EM菌剂对使鲜食玉米产量无显著影响，但可显著提高果实品质，改善土壤肥力、提高土壤微生物菌群数量。     

土壤镉吸附的研究进展

综述了土壤镉吸附的机理和土壤pH、有机质含量、粘粒矿物类型及含量、土壤溶液中竞争性阳离子、共存阴离子、土壤温度等土壤性质对土壤镉吸附的影响；总结了土壤镉的吸附量随土壤pH增加、温度升高及有机质、铁锰氧化物和粘土矿物含量增加而增加的机理；竞争性阳离子的存在抑制镉的吸附，土壤溶液中共存阴离子对镉吸附的影响取决于阴离子种类和土壤类型。     

田间施用石灰和有机肥对水稻吸收镉的影响

通过大田试验探究不同用量的有机肥与石灰对土壤pH、有机质和Cd有效态含量以及不同生育期水稻各器官中积累Cd的动态变化。结果表明:成熟期水稻各器官Cd含量规律为根>茎>叶片>稻壳>糙米。石灰的施用能显著提高土壤pH,在分蘖期时,低用量石灰与高用量石灰处理下土壤pH分别提高1.35,1.84个单位;有机肥的施用可以增加有机质含量,与对照相比,高用量有机肥处理在分蘖期时有机质含量提高6.60 g/kg,在成熟期提高2.72 g/kg。灌浆期是水稻吸收积累Cd的重要时期,石灰和有机肥的施用均能降低灌浆期土壤中有效态Cd含量,高用量有机肥与高用量石灰处理下土壤有效态Cd含量显著降低,分别降低52.05%和46.87%。有机肥和石灰均能显著降低糙米Cd含量,降Cd效果为高用量有机肥>高用量石灰>低用量有机肥>低用量石灰,高用量有机肥处理的效果最好,糙米Cd含量降低68.20%。     

改良剂对滴灌棉田镉分布及迁移特征的影响

通过田间桶栽试验研究了高浓度镉(40mg/kg)条件下,4种改良剂(有机—无机复合稳定剂、无机高分子复配材料、聚丙烯酸盐复配材料、有机高分子复配材料)对棉田土壤剖面中土壤pH、阳离子交换量(CEC)、镉含量及其形态分布迁移的影响。结果表明:(1)4种改良剂均显著提高了棉田土壤剖面各层的pH和CEC,无机高分子复配材料在0—20cm土层效果最好,分别增加了0.43个单位和4.43cmol/kg;(2)改良剂促进土壤可交换态镉向其余4种形态的转化,相关分析表明碳酸盐结合态与可交换态镉含量呈极显著负相关(P0.01),在0—20cm和20—40cm土层中效果尤为突出,以无机高分子复配材料对土壤可交换态镉的降低效果最好,降低了3.61mg/kg;(3)各土层中的pH和CEC均与可交换态镉呈负相关,与其他形态呈正相关。即改良剂通过改变土壤pH和CEC,影响土壤镉的分布及迁移,从而降低镉的有效性,达到改善土壤环境的目的。