土壤主要理化性質(zhì)對(duì)湘粵污染農(nóng)田鎘穩(wěn)定效果的影響①

崔 旭，吳龍華，王文艷

土壤主要理化性質(zhì)對(duì)湘粵污染農(nóng)田鎘穩(wěn)定效果的影響①

崔 旭1,2,3，吳龍華1,2*，王文艷1

(1中國(guó)科學(xué)院土壤環(huán)境與污染修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室(南京土壤研究所)，南京 210008；2中國(guó)科學(xué)院大學(xué)，北京 100049；3山西農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，山西太谷 030801)

利用盆栽試驗(yàn)研究了穩(wěn)定劑(石灰、海泡石聯(lián)合施用)對(duì)湖南、廣東兩省區(qū)不同性質(zhì)土壤上生長(zhǎng)的小青菜(L.)生物量、重金屬吸收以及土壤pH和重金屬提取態(tài)含量的影響，探討了影響鎘(Cd)穩(wěn)定修復(fù)效果的土壤性質(zhì)參數(shù)。結(jié)果表明：施加穩(wěn)定劑對(duì)增加酸性土壤上小青菜生物量效果顯著，土壤pH、有機(jī)質(zhì)(OM)、全量Cd和黏粒是影響小青菜生物量變化的主要因素；土壤pH、陽(yáng)離子交換量(CEC)、OM、黏粒是影響小青菜Cd含量變化的主要因素；土壤pH、CEC、全量Cd和黏粒是影響土壤提取態(tài)Cd含量變化的主要因素。

穩(wěn)定修復(fù)；重金屬；土壤性質(zhì)；小青菜

近年來，我國(guó)農(nóng)田土壤重金屬污染形勢(shì)日趨嚴(yán)重。據(jù)2014年4月17日環(huán)境保護(hù)部和國(guó)土資源部聯(lián)合發(fā)布的《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》報(bào)道，我國(guó)土壤污染物總的點(diǎn)超標(biāo)率為16.1%，無機(jī)污染物超標(biāo)點(diǎn)位占全部超標(biāo)點(diǎn)位的82.8%，其中主要污染物為鎘(Cd)、汞(Hg)、砷(As)、鉛(Pb)、銅(Cu)等重金屬污染物[1]。Cd等重金屬污染物在土壤中移動(dòng)性差、滯留時(shí)間長(zhǎng)，不能被降解且容易被植物吸收，通過食物鏈進(jìn)入人體，從而危害人體健康[2-3]。因此，對(duì)Cd污染農(nóng)田土壤進(jìn)行治理修復(fù)已成為急需解決的問題，并引起了土壤學(xué)和環(huán)境科學(xué)領(lǐng)域工作者廣泛的關(guān)注。

在眾多治理土壤重金屬污染的修復(fù)技術(shù)中，穩(wěn)定修復(fù)由于其簡(jiǎn)單、快速和廉價(jià)等優(yōu)點(diǎn)，能夠滿足中輕度重金屬污染土壤修復(fù)治理的需求[4-6]。該技術(shù)的關(guān)鍵在于選擇合適的穩(wěn)定劑，常用的穩(wěn)定劑種類包括堿性材料、含磷材料、黏土礦物、鐵錳氧化物以及有機(jī)物料等[7]。其中，黏土礦物海泡石和堿性材料石灰是近年來研究和應(yīng)用較多的穩(wěn)定修復(fù)材料。海泡石(Mg4Si6O15(OH)2×6H2O)是一種具有鏈?zhǔn)綄訝罱Y(jié)構(gòu)的纖維狀富鎂硅酸鹽黏土礦物，具有巨大的表面吸附和離子交換能力，對(duì)Cd污染土壤具有良好的穩(wěn)定修復(fù)效果[8-10]。施用石灰主要是通過提高土壤pH，從而促進(jìn)土壤膠體表面對(duì)重金屬離子的吸附作用以及重金屬形成氫氧化物或碳酸鹽結(jié)合態(tài)等鹽類沉淀[11]。研究表明，海泡石和石灰的聯(lián)合施用可以提高修復(fù)效果，減少土壤中有效態(tài)重金屬，降低作物對(duì)Cd的吸收[12-15]。現(xiàn)有的報(bào)道側(cè)重于對(duì)一種或幾種土壤類型的研究，對(duì)一定區(qū)域內(nèi)大量不同類型土壤上穩(wěn)定劑施用效果及影響穩(wěn)定效果的土壤理化性質(zhì)的系統(tǒng)研究則鮮有報(bào)道。

本研究選取我國(guó)Cd污染較為嚴(yán)重的南方湖南、廣東地區(qū)，采集兩省Cd中低污染農(nóng)田土壤，添加相同水平穩(wěn)定劑，研究其對(duì)污染土壤Cd的修復(fù)效果，以期探明在不同土壤上Cd的穩(wěn)定效果及影響因素，揭示穩(wěn)定劑對(duì)土壤重金屬的穩(wěn)定修復(fù)規(guī)律，探討Cd的穩(wěn)定機(jī)理，為農(nóng)田土壤Cd污染的穩(wěn)定修復(fù)提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

供試土壤采自湖南、廣東中輕度Cd污染農(nóng)田0 ~ 15 cm耕層，自然風(fēng)干，棄去雜質(zhì)，過10目尼龍篩備用。供試28個(gè)土壤的具體采樣地點(diǎn)及基本性質(zhì)見表1。海泡石購(gòu)買于河北石家莊，基本性質(zhì)為：pH 8.75，礦物組成(以質(zhì)量分?jǐn)?shù)計(jì))為方解石48%、海泡石15%、滑石9%、蒙脫石8%、長(zhǎng)石6%、蛭石4% 等，研磨過200目篩備用。供試作物為小青菜(L.)，品種為上海青，購(gòu)于南京市場(chǎng)。

表1 供試土壤基本性質(zhì)

注：土壤編號(hào)按pH升序排列。

1.2 試驗(yàn)方法

采用室外盆栽試驗(yàn)，通過在供試土壤中添加穩(wěn)定劑來設(shè)置穩(wěn)定修復(fù)處理。試驗(yàn)共設(shè)兩個(gè)處理，分別為：①CK(對(duì)照：不添加穩(wěn)定修復(fù)材料)；②T(添加1 g/kg 石灰+ 20 g/kg海泡石)，每處理4次重復(fù)。

將穩(wěn)定修復(fù)材料與土壤混勻后裝入花盆(上下口內(nèi)徑為13.5、8.5 cm，高10 cm)中，每盆裝土1.5 kg，同時(shí)施入尿素0.65 g/kg和磷酸氫二鉀0.39 g/kg(以風(fēng)干土壤質(zhì)量計(jì))作為底肥。平衡10周后，于2015年5月10日播種，在初期出苗階段進(jìn)行不定期的間苗，最后每盆保留4株長(zhǎng)勢(shì)相當(dāng)?shù)挠酌纭Ｔ囼?yàn)于中國(guó)科學(xué)院南京土壤研究所溫室培養(yǎng)，自然光照。小青菜生長(zhǎng)過程中，每日以去離子水澆灌，控制土壤含水量為最大田間持水量的60% 左右。小青菜生長(zhǎng)45 d后收獲地上部分，同時(shí)采集對(duì)應(yīng)的土壤樣品。

1.3 樣品分析與數(shù)據(jù)處理

植物樣品帶回實(shí)驗(yàn)室后，稱量鮮重，然后用自來水和去離子水洗凈，濾紙擦干后放入烘箱105℃殺青30 min，然后在70℃烘干至恒重。使用小型粉碎機(jī)粉碎后稱取0.500 0 g左右樣品，加8 ml HNO3-H2O2(3∶1，)混合液105℃高壓消化6 h后趕酸，定容，過濾，待測(cè)。

土壤采回后自然風(fēng)干，磨碎后分別過10目、60目和100目篩，進(jìn)行pH和提取態(tài)重金屬、全量重金屬的測(cè)定。土壤pH用酸度計(jì)(上海雷磁儀器，PHS-3B)測(cè)定。土壤提取態(tài)Cd含量采用0.01 mol/L CaCl2溶液提取(土液比1∶10，振蕩2 h，離心，過濾)待測(cè)。稱取0.200 0 g左右100目土壤樣品，加10 ml HCl-HNO3(1∶1，)混合液105℃消化6 h后，趕酸，定容，過濾，待測(cè)土壤全量Cd。所有樣品溶液中的重金屬用原子吸收分光光度計(jì)(Varian SpectrAA 220FS火焰，220FZ石墨爐)進(jìn)行測(cè)定。

分析過程所用試劑均為優(yōu)級(jí)純，試驗(yàn)用水為超純水。土壤分析過程中加入國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)土壤GBW 07416，植物分析過程加入國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)參比物質(zhì)GBW 10015。本試驗(yàn)測(cè)定結(jié)果均符合質(zhì)量控制要求。土壤基本理化性質(zhì)按照土壤農(nóng)化常規(guī)分析方法測(cè)定[16]。海泡石的礦物組成采用X射線衍射(XRD)法測(cè)定。

試驗(yàn)數(shù)據(jù)采用Excel 2010與SPSS 16.0進(jìn)行處理和分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 添加穩(wěn)定劑對(duì)小青菜生長(zhǎng)和地上部鎘含量的影響

不同土壤中添加穩(wěn)定劑對(duì)小青菜地上部干物質(zhì)量及重金屬含量的影響見圖1和圖2。由圖1可見，不同性質(zhì)土壤添加相同量穩(wěn)定劑對(duì)小青菜地上部干物質(zhì)量影響不同。與不添加修復(fù)劑的對(duì)照相比，28個(gè)土壤中有11個(gè)土壤上添加穩(wěn)定劑處理能夠顯著提高小青菜生物量(<0.05)，其中在3、4號(hào)土壤上增加量最大，增幅分別達(dá)到546%、562%；在4個(gè)土壤(1、2、9、24號(hào))的對(duì)照處理中不能生長(zhǎng)小青菜，添加穩(wěn)定劑處理中能夠生長(zhǎng)小青菜；在13個(gè)土壤上，添加穩(wěn)定劑處理小青菜生物量增加不顯著。總體來看，在酸性土壤中添加穩(wěn)定劑的效果優(yōu)于中性土壤。

由圖2可見，施加相同量穩(wěn)定劑，小青菜體內(nèi)Cd含量在不同性質(zhì)土壤中表現(xiàn)出一定的差異性。與對(duì)照相比，在12個(gè)土壤中施加穩(wěn)定劑后可以顯著降低小青菜地上部Cd含量(<0.05)，且12個(gè)土壤中降低不顯著。總體來看，相同穩(wěn)定劑處理對(duì)酸性土壤中小青菜Cd含量的降低效果優(yōu)于中性土壤。

圖1 施加穩(wěn)定劑后對(duì)小青菜生物量的影響

圖2 施用穩(wěn)定劑后小青菜Cd含量的變化

2.2 添加穩(wěn)定劑對(duì)土壤pH和提取態(tài)鎘含量的影響

圖3為小青菜收獲后，不同土壤的pH變化。從圖3可以看出，相比中性土壤，在酸性土壤中添加穩(wěn)定劑更能顯著提高土壤pH，隨著對(duì)照土壤pH的升高，土壤pH升高幅度逐漸變小。

圖4顯示了施加穩(wěn)定劑對(duì)不同性質(zhì)土壤提取態(tài)Cd含量的影響。結(jié)果表明，施加穩(wěn)定劑后23個(gè)土壤提取態(tài)Cd含量顯著降低(<0.05)。施加穩(wěn)定劑在不同Cd含量的土壤中表現(xiàn)出一定的差異性：高污染土壤提取態(tài)Cd含量降低顯著，低污染土壤提取態(tài)Cd含量降低不顯著。

圖3 施加穩(wěn)定劑后土壤pH變化

圖4 施加穩(wěn)定劑對(duì)土壤氯化鈣提取態(tài)Cd含量的影響

2.3 小青菜相對(duì)生物量、相對(duì)鎘含量、土壤相對(duì)提取態(tài)鎘含量與土壤理化性質(zhì)的關(guān)系

穩(wěn)定劑的加入顯著影響了土壤pH、提取態(tài)Cd含量、小青菜生物量和體內(nèi)Cd含量，將添加穩(wěn)定劑處理各測(cè)定值與對(duì)照測(cè)定值比值作為響應(yīng)值[17]，即相對(duì)值，對(duì)各相對(duì)值與土壤理化性質(zhì)(除土壤pH以外，其他數(shù)據(jù)均取以10為底的對(duì)數(shù))做相關(guān)分析，結(jié)果如表2所示。由表2可見，施加相同量穩(wěn)定劑后，不同土壤中小青菜相對(duì)生物量與土壤初始pH、有機(jī)質(zhì)(OM)、全量Cd、黏粒含量呈顯著相關(guān)關(guān)系，相關(guān)系數(shù)分別為–0.633、0.215、–0.271和0.318；小青菜地上部相對(duì)Cd含量與土壤初始pH、CEC、OM和黏粒含量呈現(xiàn)顯著相關(guān)關(guān)系，相關(guān)系數(shù)分別為–0.195、–0.277、0.307和 –0.235；土壤中相對(duì)提取態(tài)Cd含量與土壤初始pH、CEC、全量Cd和黏粒含量呈顯著相關(guān)關(guān)系，相關(guān)系數(shù)分別為0.206、0.256、–0.195和0.210。

表2 土壤基本性質(zhì)與小青菜相對(duì)生物量、相對(duì)鎘含量、土壤相對(duì)提取態(tài)Cd含量之間的相關(guān)系數(shù)

注：*、**和***分別代表在<0.05、<0.01和<0.001水平顯著相關(guān)。

3 討論

土壤性質(zhì)影響著穩(wěn)定劑的重金屬修復(fù)效果，其中土壤pH的變化和穩(wěn)定劑的修復(fù)效果密切相關(guān)。隨著土壤pH的升高，土壤膠體和黏粒吸附重金屬離子的能力增強(qiáng)，同時(shí)增加了土壤表面的可變負(fù)電荷，有利于重金屬以氫氧化物或碳酸鹽的形式沉淀[18-19]。有研究表明，石灰可顯著提高土壤pH[20]，添加石灰可以增加酸性土壤上作物的生物量[21-23]，但對(duì)中性堿性土壤上作物生物量影響不大[24]，本試驗(yàn)研究結(jié)果與之相似，其原因可能是所用的穩(wěn)定劑為堿性物質(zhì)，能顯著提高酸性土壤pH，而對(duì)中性土壤pH提高不明顯。土壤pH上升，增加土壤膠體和黏粒表面負(fù)電荷，增強(qiáng)其對(duì)土壤中Cd離子的吸附能力，從而降低交換態(tài)Cd含量及其生物有效性，減少植物的吸收；土壤pH的升高，也使土壤中Cd由活性較高的可提取態(tài)向活性較低的有機(jī)結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化態(tài)結(jié)合態(tài)及殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化，且交換態(tài)Cd含量與土壤pH之間存在顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系[9,25-26]，本研究中土壤有效態(tài)Cd含量隨著pH增加而下降的趨勢(shì)與這些研究結(jié)論一致。

施加穩(wěn)定劑不僅能提高土壤pH，同時(shí)還能增加土壤膠體的陽(yáng)離子交換量(CEC)，這是由于海泡石具有較大的比表面積，能夠增加土壤膠體的吸附性能，其層狀結(jié)構(gòu)之間含有大量的可交換的陽(yáng)離子(Ca2+、Mg2+、Si4+)[9, 27]。林大松等[28]的試驗(yàn)研究表明，提高土壤pH，使海泡石表面可變負(fù)電荷數(shù)增加，促進(jìn)海泡石與重金屬離子的吸附或絡(luò)合物的形成，減弱重金屬離子的有效性。施加穩(wěn)定劑導(dǎo)致土壤pH升高，使土壤CEC增加，降低了土壤重金屬有效性，減少了Cd在小青菜體內(nèi)的遷移與積累。本試驗(yàn)結(jié)果表明，CEC與小青菜相對(duì)Cd含量呈顯著負(fù)相關(guān)，而與土壤相對(duì)提取態(tài)Cd含量呈顯著正相關(guān)。土壤中CEC越高，其重金屬有效性越低，植物的Cd吸收量相應(yīng)也越小。

土壤有機(jī)質(zhì)對(duì)重金屬在土壤中的轉(zhuǎn)化也有重要作用。土壤有機(jī)質(zhì)含量是影響土壤重金屬有效性重要的因素，對(duì)重金屬吸收的影響程度與土壤類型、特性和污染物的種類及含量等有關(guān)[29]。一般認(rèn)為，結(jié)構(gòu)簡(jiǎn)單的小分子有機(jī)酸與土壤重金屬形成溶解度較高的有機(jī)絡(luò)合物時(shí)，會(huì)提高土壤重金屬的移動(dòng)性和生物活性；而當(dāng)大分子有機(jī)酸與重金屬生成溶解度低的有機(jī)螯合物時(shí)，重金屬被土壤膠體吸附，生物有效性下降[30]。本試驗(yàn)中，有機(jī)質(zhì)與植物相對(duì)生物量以及Cd的吸收顯著正相關(guān)，表明在有機(jī)質(zhì)含量較高的土壤中植物的生物量也比較大，同時(shí)也可能造成Cd吸收量的增大。

土壤中污染物含量的高低也是影響穩(wěn)定修復(fù)效率的一個(gè)因素，本試驗(yàn)研究顯示土壤中Cd含量與小青菜相對(duì)生物量和土壤相對(duì)提取態(tài)Cd含量呈顯著負(fù)相關(guān)，表明較高的污染物含量會(huì)降低穩(wěn)定修復(fù)效果。土壤中黏粒含量也是影響穩(wěn)定修復(fù)效率的一個(gè)因素，合適的黏粒組分能夠使植物正常生長(zhǎng)，同時(shí)固定重金屬元素，減輕重金屬對(duì)植物的毒害，從而提高植物生物量。

4 結(jié)論

石灰和海泡石施用能提高土壤pH，降低土壤中有效態(tài)重金屬的含量，減少植物體內(nèi)重金屬含量，并對(duì)作物有一定增產(chǎn)作用。在酸性土壤中施用的效果要好于中性土壤。

土壤pH、有機(jī)質(zhì)、全量Cd、黏粒是控制小青菜生物量變化的主要因素，土壤pH、CEC、有機(jī)質(zhì)、黏粒是影響小青菜Cd含量變化的主要因素，土壤pH、CEC、全量Cd和黏粒是影響提取態(tài)Cd含量變化的主要因素。

[1] 環(huán)境保護(hù)部和國(guó)土資源部.全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)[Z].2014-4-17.http://www.zhb.gov.cn/gkml/hbb/qt/201404/ W020140417558995804588.pdf

[2] Cai Q Y, Mo C H, Li H Q, et al. Heavy metal contaminations in urban soils and dusts in Guangzhou, South China[J]. Environmental Monitoring and Assessment, 2013, 185(2): 1095–1106

[3] Turgut C, Pepe M K, Cutright T J, et al. The effect of EDTA and citric acid on phytoremediation of Cd, Cr, and Ni from soil using[J]. Environmental Pollution, 2004, 131(1): 147–154

[4] Guo G L, Zhou Q X, Ma L N. Availability and assessment of fixing additives for the in situ remediation of heavy metal contaminated soils[J]. Environmental Monitoring and Assessment, 2006, 116(13): 513–528

[5] 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): 1214–1222

[6] Jurate K, Anders L, Christian M. Stabilization of As, Cr, Cu, Pb and Zn in soil using amendments-A review[J]. Waste Management, 2008, 28(1): 215–225

[7] 王林, 徐應(yīng)明, 孫國(guó)紅, 等. 海泡石和磷酸鹽對(duì)鎘鉛污染稻田土壤的鈍化修復(fù)效應(yīng)與機(jī)理研究[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2012, 21(2): 314–320

[8] 杭小帥, 周健民, 王火焰, 等. 粘土礦物修復(fù)重金屬污染土壤[J]. 環(huán)境工程學(xué)報(bào), 2007, 1(9): 113–120

[9] 孫約兵, 徐應(yīng)明. 海泡石對(duì)鎘污染紅壤的鈍化修復(fù)效應(yīng)研究[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2012, 32(6): 1465–1472

[10] Sun Y B, Sun G H, Xu Y M, et al. Assessment of sepiolite for immobilization of cadmium-contaminated soils[J]. Geoderma, 2013, s193/194(2):149–155

[11] Derome J. Detoxification and amelioration of heavy-metal contaminated forest soils by means of liming and fertilization[J]. Environmental Pollution, 2000, 107(1): 79– 88

[12] 史新. 海泡石對(duì)鎘污染土壤鈍化修復(fù)效應(yīng)研究[D]. 長(zhǎng)春: 吉林大學(xué), 2013

[13] 周歆, 周航, 曾敏, 等. 石灰石和海泡石組配對(duì)水稻糙米重金屬積累的影響[J]. 土壤學(xué)報(bào), 2014, 51(3): 555–563

[14] 朱維, 周航, 吳玉俊, 等. 組配改良劑對(duì)稻田土壤中鎘鉛形態(tài)及糙米中鎘鉛累積的影響[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2015, 35(11): 3688–3694

[15] 朱奇宏, 黃道友, 劉國(guó)勝, 等. 石灰和海泡石對(duì)鎘污染土壤的修復(fù)效應(yīng)與機(jī)理研究[J]. 水土保持學(xué)報(bào), 2009, 23(1):111–116

[16] 鮑士旦. 土壤農(nóng)化分析[M]. 北京: 中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社, 2000

[17] Dayton E A, Basta N T, Payton M E, et al. Evaluating the contribution of soil properties to modifying lead phytoavailability and phytotoxicity[J]. Environmental Toxicology & Chemistry, 2006, 25(25): 719–725

[18] Friesl W, Friedl J, Platzer K, et al. Remediation of contaminated agricultural soils near a former Pb/Zn smelter in Austria: Batch, pot and field experiments[J]. Environ-mental Pollution, 2006, 144(1): 40–50

[19] Singh B R, Myhr K. Cadmium uptake by barley as affected by Cd sources and pH levels[J]. Geoderma, 1998, 84(1): 185–194

[20] 何飛飛, 曾建兵, 吳愛平, 等. 改良劑修復(fù)利用鎘污染菜地土壤的田間效應(yīng)研究[J]. 中國(guó)農(nóng)學(xué)通報(bào), 2012, 28(31): 247–251

[21] 張青, 李菊梅, 徐明崗, 等. 改良劑對(duì)復(fù)合污染紅壤中鎘鋅有效性的影響及機(jī)理[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2006, 25(4): 861–865

[22] 陳曉婷, 王果, 張亭旗, 等. 石灰與泥炭配施對(duì)重金屬污染土壤上小白菜生長(zhǎng)和營(yíng)養(yǎng)元素吸收的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2002, 21(5): 453–455

[23] 杜志敏, 郝建設(shè), 周靜, 等. 四種改良劑對(duì)銅和鎘復(fù)合污染土壤的田間原位修復(fù)研究[J]. 土壤學(xué)報(bào), 2012, 49(3): 508–517

[24] 郭利敏, 艾紹英, 唐明燈, 等. 不同改良劑對(duì)土壤-葉菜系統(tǒng)Cd遷移累積的調(diào)控作用[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2010, 29(8): 1520–1525

[25] Pardo T, Bernal M P, Clemente R. Efficiency of soil organic and inorganic amendments on the remediation of a contaminated mine soil: I. Effects on trace elements and nutrients solubility and leaching risk[J]. Chemosphere, 2014, 107: 121–128

[26] 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(4): 141–166

[27] 徐應(yīng)明, 梁學(xué)峰, 孫國(guó)紅, 等. 酸和熱處理對(duì)海泡石結(jié)構(gòu)及吸附Pb2+、Cd2+性能的影響[J]. 環(huán)境科學(xué), 2010, 31(6): 1560–1567

[28] 林大松, 劉堯, 徐應(yīng)明, 等. 海泡石對(duì)污染土壤鎘、鋅有效態(tài)的影響及其機(jī)制[J]. 北京大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2010, 46(3): 346–350

[29] Kirkham M B. Cadmium in plants on polluted soils: Effects of soil factors, hyperaccumulation, and amendments[J]. Geoderma, 2006, 137(1): 19–32

[30] Hartley W, Dickinson N M, Riby P, et al. Arsenic mobility in brownfield soils amended with green waste compost or biochar and planted with Miscanthus[J]. Environmental Pollution, 2009, 157(10): 2654–2662

Effects of Soil Properties on Cadmium Immobilization of Contaminated Soils in Guangdong and Hunan Provinces Using Sepiolite and Lime

CUI Xu1,2,3, WU Longhua1,2*, WANG Wenyan1

(1 Key Laboratory of Soil Environment and Pollution Remediation, Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China; 2 University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China; 3 College of Resources and Environment, Shanxi Agricultural University, Taigu, Shanxi 030801, China)

In this study, a pot experiment was conducted and pH value and CaCl2extractable cadmium (Cd) were determined to investigate the effects of combined amendments (lime and sepiolite) on the plant dry biomass and Cd accumulation ofL. The results showed that the remediation effects in acid soils were greater than those in calcareous soils. Correlation analysis showed that soil pH, organic matter (OM) contents, clay contents and total Cd were the key factors affecting the biomass of. Soil pH, CEC, OM and clay contents were the key factors affecting Cd concentration in. Soil pH, CEC, total Cd and clay contents were the key factors controlling soil extractable Cd concentrations.

Immobilization;Heavy metals; Soil properties;L.

國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目（41325003）資助。

(lhwu@issas.ac.cn)

崔旭(1978—)，男，山西介休人，博士，主要從事土壤污染與修復(fù)研究。E-mail: sxaucx@126.com

X171.5；X131.3

A

10.13758/j.cnki.tr.2019.03.016