滇西某油用牡丹種植區鎘鉛污染及鈍化修復效果評估①

黃 皓，周 通，吳龍華*，李 華，李加迅

滇西某油用牡丹種植區鎘鉛污染及鈍化修復效果評估①

黃 皓1, 2，周 通2，吳龍華2*，李 華1*，李加迅3

(1 山西大學環境與資源學院，太原 030006；2 中國科學院土壤環境與污染修復重點實驗室(南京土壤研究所)，農業農村部重金屬污染防控重點實驗室，南京 210008；3 蘭坪縣農業農村局農業技術推廣中心，云南怒江 673100)

油用牡丹是一種新型的木本食用油料植物，其在重金屬污染耕地上的生產安全性鮮有報導。本文對云南西部某礦區周邊油用牡丹種植區的土壤和植物鎘(Cd)、鉛(Pb)污染狀況進行調查，并結合田間小區試驗探討中重度污染耕地化學鈍化修復的可行性。結果表明，油用牡丹種植區的土壤和植物可食部分存在嚴重的Cd、Pb污染，土壤全量Cd、Pb較風險篩選值(GB 15618—2018)的超標率分別為100% 和82.8%；油用牡丹籽粒中Cd和Pb含量超標率高達100% 和82.1%(GB 2762—2017)，中藥材牡丹皮中Cd超標率也高達77.1% 以上。鈍化修復顯著提高了中重度污染耕地上油用牡丹根系生物量和根長，但對其成活率和株高無顯著影響。生石灰和海泡石復合鈍化劑施用顯著降低了土壤CaCl2提取態Cd、Pb含量，降幅在56% 和59% 以上，且隨著鈍化劑用量的增加鈍化效果顯著增強。雖然鈍化修復顯著降低了重度污染土壤上牡丹皮Cd含量，但牡丹皮Cd含量仍存在較高的超標風險。為保證中重度污染耕地的油用牡丹生產安全性，應提高鈍化劑施用量以持續降低污染土壤中重金屬有效性，并加強土壤和農產品Cd、Pb的協同監測。

重金屬污染；油用牡丹；化學鈍化修復；黏土礦物

耕地是農業生產的重要資源，對當地居民生產生活具有不可替代的作用。云南省屬山地高原地形，平原、臺地、丘陵和山地面積分別占全省國土面積的4.85%、1.55%、4.96% 和88.64%，滇西區域的耕地面積僅占全省4.64%[1]。受到多金屬礦區采選活動的影響，滇西礦區周邊的土壤均存在不同程度的鎘(Cd)、鉛(Pb)污染，并對當地農業生產安全和人體健康產生較大的危害[2-3]。油用牡丹作為一種新型的木本食用油料植物，由于其觀賞價值、藥用價值、生態效益、經濟效益和社會效益較高，而被廣泛地在山東、河南、湖北等地種植[4-5]。目前，油用牡丹籽已制定了行業標準[6]且牡丹籽油被衛生部批準作為新資源食品[7]，而牡丹皮也是收錄于《中國藥典》的一味傳統中藥。在全國油用牡丹種植蓬勃發展的大形勢下，自2013年起油用牡丹種植在云南興起，并成為高寒山區貧困群眾脫貧致富的扶貧產業和環保生態產業[8-9]。劉嘉[9]的研究認為，油用牡丹種植可改善某鋼廠生活區內的土壤環境質量，但并未考慮到油用牡丹種植可能存在的可食部分重金屬污染狀況。趙曉菊等[10]則發現，礦區周邊的土壤Cu含量過高會影響牡丹籽油品質。因此，需要探明油用牡丹在滇西重金屬污染耕地上的生產安全性，并針對可能存在的Cd、Pb污染風險提出可行的修復技術。

我國當前重金屬污染耕地修復技術主要有工程修復、化學淋洗修復、生物修復、化學鈍化修復、農藝調控、替代種植以及聯合修復等[11-12]。土壤重金屬污染修復需要考慮多種因素，修復方案通常根據重金屬類型、污染程度、土壤性質，以及土地用途等來制定。化學鈍化修復技術一般具有成本低廉、操作簡單、見效快、邊生產邊治理的特點，適合于原位修復大面積的重金屬污染農田。常用的鈍化修復材料主要有黏土礦物、有機物料、含磷物質[13]、生物質炭[14]、堿性物質和氧化物等，而不同材料的結構成分、修復效果以及作用機制并不一致[15]。施用生石灰是一項經濟有效的土壤污染修復措施，通過提高土壤pH來增加土壤對重金屬離子的專性吸附或形成難溶性沉淀，降低重金屬有效性；但大量或長期施用石灰又易造成土壤板結和肥力下降等障礙因子，影響植物生長[11, 16]。海泡石則是一種來源廣泛、價格低廉且比表面積大的纖維狀多孔富鎂硅酸鹽黏土礦物，通過吸附、離子交換、配位反應和共沉淀等反應鈍化土壤中重金屬，并改善土壤環境質量[15, 17-19]。湖南某地的Cd污染農田鈍化修復后發現，石灰與海泡石配施對土壤有效態Cd和水稻Cd吸收的鈍化效果顯著優于單施海泡石和單施石灰處理，且對水稻產量無明顯影響[11, 20]。但在田間條件下，有關生石灰和海泡石應用于油用牡丹種植區土壤Cd、Pb污染修復方面的報道還很鮮見。

本研究擬對滇西某礦區周邊已種植兩年的油用牡丹種植區進行土壤和植物的采樣調查，并選取調查區部分中、重度污染耕地開展化學鈍化修復對油用牡丹生長影響的試驗，通過對土壤全量和有效態Cd、Pb濃度，以及油用牡丹生長性狀和Cd、Pb吸收特征變化的分析，評估油用牡丹種植區的Cd、Pb污染狀況，探討污染耕地化學鈍化修復對油用牡丹安全生產的可行性，指導地方政府的農業扶貧產業。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

油用牡丹種植區地處云南省西部某縣(26° 22￠17￠￠N，99°23￠16￠￠E)，屬低緯山地季風氣候，多年平均氣溫13.7 ℃，年均降水量為1 008 mm，但時空分布不均。油用牡丹種植區上游約4 km處有一座鉛鋅礦，從20世紀80年代初起的無序采選、冶煉活動導致大量重金屬隨著灌溉水、大氣沉降等途徑進入周邊農田，造成了嚴重的土壤重金屬污染。2016年12月依據地方政府的有關工作部署，通過產業結構調整，在礦區周邊的污染耕地推廣了約300畝的油用牡丹種植項目。研究區的土壤類型為紫色砂巖發育的紫色土，其基本性質見表1。

1.2 污染調查

本研究針對約100畝的油用牡丹種植區域，開展土壤和植物的采樣調查工作。2018年8月在油用牡丹生長兩年后采集成熟的油用牡丹籽粒和牡丹皮(去除木質部后的牡丹根表皮)樣品，以及對應點位的表層土壤樣品(0 ~ 20 cm)，共設35個采樣點位。

1.3 鈍化修復試驗

2017年12月，在油用牡丹種植項目推廣一年后，首先選擇緊鄰調查區的約2畝中度污染耕地(全量Cd和Pb分別為2.23 ~ 3.59 mg/kg和100 ~ 165 mg/kg)開展化學鈍化修復對油用牡丹生長和重金屬吸收影響的小區試驗。中度污染耕地鈍化劑為海泡石和生石灰按質量比9:1進行混合，設置對照1(CK1)，10.1 t/hm2海泡石+1.12 t/hm2生石灰(LS1)，20.2 t/hm2海泡石+2.24 t/hm2生石灰(LS2)和40.4 t/hm2海泡石+4.48 t/hm2生石灰(LS3)共4個處理，每個處理設3次重復，共計12個試驗小區，每個小區面積100 m2。在中度污染耕地試驗的基礎上，2018年12月繼續選擇緊鄰調查區約4畝的重度污染耕地(全量Cd和Pb分別為25.0 ~ 68.5 mg/kg和710 ~ 3 098 mg/kg)開展化學鈍化修復試驗，設置對照2(CK2)和22.4 t/hm2海泡石+4.50 t/hm2生石灰的鈍化劑處理(LS4)，每處理設置3次重復，每小區面積400 m2。由于調查區的土壤重金屬污染變異程度較大，試驗小區均采用隨機區組的排列方式。每個試驗小區鈍化劑施用后，機械翻耕使鈍化劑與土壤混合均勻。每個小區施肥、起壟后，移栽油用牡丹種苗，每畝施用60 kg的復合肥做基肥(N:P2O5:K2O=13:5:7)。鈍化劑施用前(鈍化前)，采集試驗小區的土壤表層樣品(0 ~ 20 cm)。2018年8月和2019年8月，分別采集中度和重度污染耕地試驗小區的土壤以及油用牡丹皮、細根等樣品(種植一年的植株未開花結籽，鈍化后)，并測定油用牡丹的成活率與株高等指標。

表1 供試土壤基本性質

1.4 樣品分析與測定

土壤樣品風干后分別過10目和100目網篩，供土壤有效態和全量Cd、Pb濃度測定。油用牡丹的籽粒、牡丹皮和細根樣品用自來水、去離子水分別洗凈，烘干后稱重，然后把烘干的植物樣品用不銹鋼粉碎機粉碎后待測。土壤和植物樣品全量Cd、Pb采用高壓罐密閉消解法，其中土壤樣品采用10 ml 1:1的HCl- HNO3混合液，植物樣品采用8 ml 1:3的H2O2-HNO3混合液。土壤有效態Cd、Pb采用0.01 mol/L CaCl2進行提取，土液比為1︰10。消解液和提取液中Cd和Pb濃度使用ICP-MS(NexIon 2000，美國PerkinElmer)儀器進行測定。土壤pH用電位法測定，土水比為1︰2.5。細根長度利用ImageJ軟件的插件SmartRoot計算。樣品分析過程中采用國家標準參比物質(土壤：GBW07405(GSS-5)；植物：GBW(E)100348)進行分析質量控制，兩種標準參比物質中，全量Cd和Pb的實測濃度均在標準值的允許誤差范圍內。

1.5 數據處理

采用Microsoft Excel 2016及SPSS 22.0軟件進行數據統計分析，中度污染土壤上不同處理間的差異性分析通過單因素方差分析和多重比較(LSD)實現，重度污染土壤上不同處理間的差異性通過成對樣本T檢驗進行分析，顯著性水平定為0.05。如果數據是呈非正態分布，進行對數轉換后再統計分析。

2 結果與分析

2.1 油用牡丹種植區土壤鎘鉛污染狀況

如表2所示，油用牡丹種植區的土壤pH范圍介于4.66 ~ 7.47，酸性至中性。中重度污染耕地土壤全量Cd和Pb介于0.93 ~ 157mg/kg和61.6 ~ 3 948mg/kg，變異系數分別高達181% 和169%，說明油用牡丹種植區的土壤污染變異度極大，污染分布極不均勻。與GB15618—2018《土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準(試行)》比較，土壤全量Cd和Pb超過風險篩選值的比例為100%和82.8%，超過風險管制值的比例也高達97.1% 和20.0%。總體來看，油用牡丹種植區存在著嚴重的土壤Cd和Pb污染，且土壤Cd污染程度高于Pb。

表2 油用牡丹種植區土壤pH和全量 Cd、Pb統計分析

注：“–”表示無數據。

2.2 油用牡丹籽粒和牡丹皮中鎘鉛含量

連續生長兩年后，中重度污染耕地上油用牡丹籽粒的Cd和Pb含量范圍介于1.10 ~ 6.99mg/kg和0.15 ~ 0.69mg/kg，牡丹皮的Cd和Pb含量范圍則介于0.89 ~ 7.44mg/kg和0.20 ~ 5.32mg/kg(表3)。與土壤全量Cd、Pb變異系數比較(表2)，籽粒和牡丹皮的Cd、Pb含量變異系數較小。油用牡丹籽屬于油料類糧食(LS/T 3120—2019)，在GB2762—2017 《食品安全國家標準食品中污染物限量》食品類別說明中油料類食品則屬于堅果及籽類，而堅果及籽類的Pb和Cd限量標準分別為0.2mg/kg和0.5mg/kg。與上述標準比較，油用牡丹籽粒中Pb和Cd含量超標率分別為82.1% 和100%。ISO 18664：2015《中醫藥—中藥材重金屬限量》中規定中藥材的Cd和Pb限值分別為2.0mg/kg和10 mg/kg，2015年版的《中國藥典》則規定中藥材的Cd和Pb限值分別是0.3mg/kg和5mg/kg。依據上述標準，中藥材牡丹皮中Cd濃度較《中醫藥—中藥材重金屬限量》和《中國藥典》的超標率分別為77.1% 和100%，Pb含量則不超標。因此，油用牡丹種植區的籽粒和牡丹皮Cd均超標嚴重，Pb僅在籽粒中超標嚴重。

表3 油用牡丹籽粒和牡丹皮的Cd、Pb含量變化

2.3 中度污染土壤鈍化修復

如圖1所示，不同用量的鈍化劑施用后土壤pH均顯著上升，但土壤CaCl2提取態Cd和Pb含量顯著下降。與鈍化前土壤比較，LS1、LS2和LS3鈍化劑施用量下，土壤pH升高了1.35、1.46和1.94個單位，土壤CaCl2提取態Cd含量顯著降低55.8%、63.3% 和71.5%，土壤CaCl2提取態Pb含量則顯著降低59.2%、60.1% 和80.6%。隨著鈍化劑施用量的增加，中度污染土壤的pH增加量和CaCl2提取態Cd、Pb含量降低率顯著上升。

如表4所示，不同用量鈍化劑對中度污染土壤上油用牡丹成活率和株高均無明顯的抑制作用，但牡丹皮和細根生物量(干重)以及細根長度顯著增加了113% ~ 176%、794% ~ 1838% 和442% ~ 714%，且LS3處理的細根生物量和根長最高。與CK1比較，鈍化處理對牡丹皮Cd和Pb含量以及細根Cd含量均無顯著影響，但顯著降低了細根Pb含量的45.3% ~ 63.0%。綜上所述，LS3處理下土壤有效態Cd、Pb含量以及油用牡丹的細根生物量最大，但LS1和LS2處理也具有較高的土壤有效態Cd和Pb鈍化效率且差異較小。結合成本分析，中度污染耕地施用10.1 t/hm2海泡石+1.12 t/hm2生石灰(LS1)即可取得較好的修復效果。

2.4 重度污染土壤鈍化修復

參考中度污染土壤的鈍化修復結果，重度污染土壤鈍化劑(LS4)用量提高至22.4 t/hm2海泡石+4.5 t/hm2生石灰。試驗結果表明，鈍化處理對重度污染土壤上油用牡丹成活率和株高也無顯著影響，但顯著提高了牡丹皮和細根生物量(干重)以及細根長度的8.08%、275% 和514%(表5)。與對照2(CK2)比較，鈍化修復顯著降低牡丹皮和細根Cd含量的60.1% 和59.6%，但對牡丹皮和細根Pb含量無顯著影響。與鈍化前土壤比較，22.4 t/hm2海泡石+4.5 t/hm2生石灰(LS4)鈍化處理后的土壤pH提高了0.92個單位，土壤CaCl2提取態Cd和Pb含量則從3.91 mg/kg和0.81 mg/kg下降至1.46 mg/kg和0.21 mg/kg，顯著降低了62.6% 和73.6%。

(圖中小寫字母不同表示處理間差異達P<0.05顯著水平)

表4 不同用量鈍化劑對中度污染土壤油用牡丹生長和Cd、Pb吸收的影響

注：結果以平均值±標準差表示。同一列不同小寫字母表示處理間一元方差分析差異顯著(<0.05)。

表5 鈍化處理對重度污染土壤油用牡丹生長和Cd、Pb 吸收的影響

注：結果以平均值±標準差表示。同一行不同小寫字母表示處理間配對樣本T檢驗差異顯著(<0.05)；“–”表示無數據。

3 討論

受礦區長期采選活動的影響，100畝油用牡丹種植區的耕地土壤已受到嚴重的Cd和Pb污染，土壤Cd和Pb超過風險篩選值(GB15618—2018)的比例高達100% 和82.8%。趙筱青等[21]采集同一個礦區周邊農田的14個土壤樣品，以國家GB15618—1995《土壤環境質量標準》Ⅱ級標準衡量，土壤Cd 和Pb的超標率為 100% 和 66.7%，本研究結果與此較為一致。即使與風險管制值比較(GB15618—2018)，油用牡丹種植區的土壤Cd和Pb超標率也高達97.1% 和20.0%。進一步分析發現，油用牡丹籽粒Cd和Pb含量的超標率高達100% 和82.1%(GB2762—2017)，牡丹皮Cd含量也較ISO 18664：2015《中醫藥—中藥材重金屬限量》和《中國藥典》的限量超標高達77.1% 和100%。油用牡丹可食部分Cd和Pb含量嚴重超標，一方面與土壤嚴重污染有關，另一方面也與油用牡丹較高的Cd和Pb吸收能力有關。與調查區周邊農田種植的油料作物以及發表文獻中的油料作物比較(表6)，本研究油用牡丹籽粒Cd和Pb生物富集系數分別為0.97和0.002 1，均高于調查區周邊農田種植的油菜、蘇麻等油料植物。油用牡丹籽粒的Cd生物富集系數高達0.97，與積累植物的生物富集系數(> 1)相近[22]。除花生果仁外[23]，油用牡丹籽粒的Cd生物富集系數同樣也高于文獻資料報道的油菜、大豆等油料植物可食部分的Cd生物富集。除了籽粒外，牡丹皮的Cd生物富集系數也高于山東、安徽等地采集的牡丹皮[24]。因此，油用牡丹是一種對土壤Cd、Pb具有較強富集能力的油料植物。牡丹皮的Cd生物富集系數顯著高于Pb，這也可解釋調查區的牡丹皮Cd含量超標率較高但Pb含量并未超標的現象。鑒于油用牡丹較高的Cd、Pb富集能力，采用鈍化修復技術降低污染土壤的重金屬有效性則是抑制油用牡丹Cd、Pb吸收的重要途徑，以確保其可以安全利用。

表6 研究區以及文獻報道的不同油料植物可食部分的Cd、Pb 生物富集系數

注：生物富集系數=植物可食部分含量(mg/kg)/土壤中含量(mg/kg)；“–”表示無數據。

不同用量鈍化劑均顯著提高了土壤pH并降低有效態Cd和Pb含量，這一結果與朱奇宏等[20]和Cao等[30]的報道結果基本一致。土壤pH的升高一方面會引起土壤顆粒表面負電荷的增加，提高重金屬的吸附能力；另一方面也利于金屬氧化物的存在，降低土壤可交換態Cd含量的同時提高可還原態和殘渣態Cd含量[20, 31]。此外，海泡石擁有較大的比表面積，通過對土壤溶液中重金屬的吸附也可降低其有效性[32]。中度污染土壤有效態Cd和Pb的鈍化修復效率隨著鈍化劑用量的增加效果增強，這與朱奇宏等[20]和孫約兵等[17]的研究結果也一致。鈍化修復對污染耕地上油用牡丹的成活率和株高均無顯著影響，但卻顯著提高了牡丹皮和細根生物量以及細根長度，說明鈍化修復對種植一年的油用牡丹根部生長的影響顯著高于地上部。這一方面與鈍化修復降低土壤Cd和Pb的生物毒性有關，另一方面也與黏土礦物海泡石改善了污染土壤結構差、生物活性低等性質相關[17-18]，進而促進油用牡丹根系的生長。本研究中，牡丹皮主要采自油用牡丹的主根系，這些主根系是隨著種苗一同移栽入土壤，而細根主要為移栽一年內從種苗主根系重新生長出的根系。與牡丹皮比較，細根生物量和根長的增加效果更顯著，這進一步說明鈍化修復可促進污染耕地上油用牡丹根系的生長。朱奇宏等[20]和Cao等[30]的研究結果表明，鈍化修復條件下水稻、小青菜等植物體內的Cd含量與土壤有效態Cd存在顯著的正相關。雖然鈍化修復顯著降低了土壤CaCl2提取態Cd和Pb含量，但中度污染土壤上牡丹皮Cd和Pb含量以及重度污染土壤上牡丹皮Pb含量并未出現顯著下降，這說明土壤有效態重金屬并不是影響本研究中油用牡丹Cd、Pb吸收的主要因素。因為鈍化修復促進油用牡丹根系生長的同時，反而可能會導致根系從污染土壤中吸收更多的Cd和Pb。

無論是中度還是重度污染土壤，雖然鈍化修復后的牡丹皮Cd含量(1.63 ~ 1.87 mg/kg)略低于ISO 18664：2015《中醫藥—中藥材重金屬限量》中2.0mg/kg的Cd限量，但仍高于2015年版《中國藥典》的中藥材Cd限值(0.3mg/kg)。因此，污染耕地鈍化修復后的牡丹皮仍存在較高Cd超標風險。GB15618—2018 《土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準(試行)》中指出，當土壤中Cd、Pb含量高于風險管制值時，食用農產品不符合質量安全標準等農用地土壤污染風險高，且難以通過安全利用措施降低食用農產品不符合質量安全標準等農用地土壤污染風險，原則上應當采取禁止種植食用農產品、退耕還林等嚴格管控措施。為了實現礦區周邊中重度污染耕地的安全利用，一方面可提高鈍化劑的施用量來進一步降低土壤Cd和Pb的生物有效性，減少重金屬向油用牡丹可食部分的遷移，并加強土壤和農產品重金屬的協同監測；另一方面則建議采取污染耕地禁止種植食用農產品的嚴格管控措施，用非食用的經濟植物替代油用牡丹的種植，降低重金屬通過食物鏈傳遞對人體健康的威脅。

4 結論

1)油用牡丹種植區的耕地土壤Cd和Pb污染嚴重，與風險篩選值(GB15618—2018)相比超標率高達100% 和82.8%。油用牡丹生長兩年后，籽粒與牡丹皮的Cd和Pb含量也存在較高的超標率，這一方面與土壤污染嚴重有關，另一方面也與油用牡丹較高的Cd和Pb吸收能力有關。

2)田間試驗結果表明，鈍化劑施用對污染耕地上油用牡丹成活率和株高無顯著影響，但顯著提高了其根部生物量和根系長度。不同用量鈍化劑均可顯著降低土壤CaCl2提取態Cd和Pb含量，但對牡丹皮Pb含量影響不顯著。鈍化修復后，牡丹皮中Cd含量仍存在較高的超標風險。因此，中重度污染耕地上應加大鈍化修復的強度以保證油用牡丹的生產安全，或者考慮非食用植物的替代種植技術。

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Assessment on Cd and Pb Pollution and Remediation by Chemical Stabilization in Oil Peony Planting Land in West Yunnan Province

HUANG Hao1, 2, ZHOU Tong2, WU Longhua2*, LI Hua1*, LI Jiaxun3

(1 College of Environmental & Resource Sciences of Shanxi University, Taiyuan 030006, China; 2 Key Laboratory of Soil Environment and Pollution Remediation, Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Key Laboratory of Heavy Metal Pollution Control, Ministry of Agriculture and Rural Affairs, Nanjing 210008, China; 3 Agricultural Technology Extension Center, Lanping County Agricultural and Rural Bureau, Nujiang, Yunnan 673100, China)

Oil peony (Andr) is the new woody edible oil plant in China, but the safe production of oil peony growing in heavy metal polluted soil is still unclear. In this study, a survey of cadmium (Cd) and lead (Pb) pollution in oil peony planting land around a mining area in west of Yunnan Province was conducted, and the field experiments were also carried out to study the feasibility of chemical stabilization remediation for safe production of oil peony in moderately and severely polluted soils. The survey results showed that Cd and Pb pollution were very serious in the soils and plant edible parts of oil peony planting land, and there were 100% and 82.8% soil samples with Cd and Pb concentrations exceeding the risk screening value (GB 15618—2018), respectively. Due to the serious soil pollution, Cd and Pb concentrations in oil peony seeds and Cd concentration in peony barks sampled from the polluted soils all had high exceeding rates. In the moderately and severely polluted soils, chemical stabilization remediation had no significant effects on the survival rate and plant height of oil peony, but increased the root biomass and root length of oil peony. The combined application of lime and sepiolite decreased soil CaCl2extracted Cd and Pb concentrations by 55.8% and 59.2%, respectively, and the efficiency of stabilization increased with the dosage of stabilizing agents. No significant differences was found in Pb concentrations in peony bark, but soil remediation decreased Cd concentration in peony bark significantly. However, Cd concentration in peony bark was still high in the severely polluted soils after remediation. Thus, more stabilizing agent should be applied to ensure the safe production of oil peony in moderately and severely polluted soils, and the cooperative monitoring of Cd and Pb in soil and agricultural products should be enhanced.

Heavy metal pollution; Oil peony; Chemical stabilization; Clay minerals

X53

A

10.13758/j.cnki.tr.2020.05.008

黃皓, 周通, 吳龍華, 等. 滇西某油用牡丹種植區鎘鉛污染及鈍化修復效果評估. 土壤, 2020, 52(5): 927–934.

云南省科技廳重點研發計劃項目(2018BC003、2018BB017)和國家重點研發計劃項目(2018YFC1802600)資助。

黃皓(1994—)，男，江蘇揚州人，碩士研究生，主要從事土壤重金屬修復工作。E-mail: 1575907496@qq.com