施用有機(jī)物料對(duì)土壤鎘形態(tài)的影響

陜 紅,劉榮樂(lè),李書(shū)田

(中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與農(nóng)業(yè)區(qū)劃研究所,北京100081)

Cd在土壤中的形態(tài)分布受土壤特性的影響,例如pH、有機(jī)質(zhì)含量、土壤溶液的離子強(qiáng)度、鐵錳氧化物、氧化還原能力及土壤表面吸附能力。這些因素中,最重要的是土壤pH和有機(jī)質(zhì)含量[7]。添加有機(jī)物料作為一種普遍的農(nóng)藝措施不僅可以提高土壤肥力,減輕有機(jī)物對(duì)環(huán)境的壓力,還可以通過(guò)影響土壤pH及有機(jī)質(zhì)的含量和組成而影響重金屬在土壤中的轉(zhuǎn)化,進(jìn)而影響重金屬的活性,因此有機(jī)物料也常用作重金屬污染土壤的改良劑[8]。

目前,已有大量研究表明有機(jī)物料可以影響土壤中重金屬的形態(tài)分布。張亞麗等[9]的研究表明,施用豬糞、稻草和麥稈后促進(jìn)了土壤交換態(tài)Cd向有機(jī)結(jié)合態(tài)和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)轉(zhuǎn)化,因而降低了水稻對(duì)Cd的吸收;張大庚等[8]的研究也表明,添加草炭和豬糞后均降低了土壤中交換態(tài)Cd的含量,而碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)質(zhì)結(jié)合態(tài)Cd含量均增加。然而Narwal等[7]則認(rèn)為,泥炭促進(jìn)了碳酸鹽和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd向交換態(tài)的轉(zhuǎn)化。上述不一致結(jié)論的原因可能與所采用的有機(jī)物料性質(zhì)不同有關(guān),以及有機(jī)物料進(jìn)入土壤后,不同腐解程度的有機(jī)物料對(duì)土壤理化性狀的影響不同,進(jìn)而造成對(duì)Cd形態(tài)分布的影響不同。然而,目前大多數(shù)研究都集中在添加有機(jī)物一段時(shí)間后對(duì)重金屬形態(tài)的影響,將有機(jī)物的腐解與重金屬形態(tài)變化相結(jié)合的研究卻較少。因此,本試驗(yàn)以新鮮的作物秸稈和腐熟豬糞為材料,研究其在分解過(guò)程中對(duì)土壤理化性狀,如pH、有機(jī)質(zhì)組分的動(dòng)態(tài)影響及其與鎘形態(tài)變化的關(guān)系,以期為合理利用有機(jī)物料改良重金屬污染土壤提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

為避免其他重金屬的干擾,采用模擬污染土壤進(jìn)行研究。供試土壤為石灰性潮土和紅壤,分別取自河北省和江西省。土壤經(jīng)風(fēng)干后過(guò)2 mm篩。供試有機(jī)物料為腐熟的豬糞和未經(jīng)腐解的谷子秸稈,經(jīng)風(fēng)干、粉碎后過(guò)2 mm篩。供試土壤和有機(jī)物料主要理化性狀見(jiàn)表1。試驗(yàn)時(shí)將CdSO4溶液加入到土壤中,使土壤外源Cd含量達(dá)到5 mg/kg,混勻后,在70%田間持水量下培養(yǎng)1周后風(fēng)干,過(guò)2 mm篩,作為Cd污染土壤用于試驗(yàn)。采用這種方法模擬污染土壤進(jìn)行研究在國(guó)內(nèi)外已有很多報(bào)導(dǎo)[10-12]。

試驗(yàn)每盆裝土400 g,設(shè)5個(gè)處理:CK(不加有機(jī)物料)、秸稈2%、秸稈5%、豬糞 2%、豬糞5%,重復(fù)20次。其中2%和5%分別表示有機(jī)物料干重占風(fēng)干土重的2%和5%?；旌暇鶆蚝笳{(diào)節(jié)至田間持水量的70%,并在(25±5)℃的條件下進(jìn)行恒溫培養(yǎng) 。于剛培養(yǎng)時(shí)及培養(yǎng)15、30、45、67、90 d 后,各處理分別取4個(gè)重復(fù)的土樣,風(fēng)干、過(guò)篩后待測(cè)。

表1 供試材料基本理化性狀Table 1 The properties of tested soils and organic materials

1.2 測(cè)定項(xiàng)目與方法

土壤中Cd形態(tài)分級(jí)采用Tessier等[5]提出的5級(jí)分組法,將土壤Cd分為:交換態(tài)(Ex)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)(Carb)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)(Ox)、有機(jī)質(zhì)結(jié)合態(tài)(Org)和殘?jiān)鼞B(tài)(Res)。土壤全鎘含量采用王水-高氯酸消煮,待測(cè)液中Cd用原子吸收分光光度法測(cè)定[13]。

土壤中胡敏酸(HA)和富里酸(FA)用0.1 mol/L NaOH+0.1 mol/L NaP2O7浸提 ,土水比 1∶10,在(60±2)℃下恒溫提取1 h,再用酸沉淀法分離HA和FA[14];HA和FA中有機(jī)碳含量用丘林法測(cè)定[13]。

其他理化性狀的測(cè)定均參照魯如坤的方法[14]。

Key words: new situation; applied undergraduate; financial management; course setting; new thinking

試驗(yàn)數(shù)據(jù)采用SPSS和Excel進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析和圖形制作。

2 結(jié)果與分析

2.1 有機(jī)物對(duì)土壤Cd形態(tài)的影響

試驗(yàn)表明,土壤Cd形態(tài)隨培養(yǎng)時(shí)間而顯著地變化,各處理土壤交換態(tài)Cd濃度均隨培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng)而減少,但從45 d開(kāi)始,交換態(tài)Cd含量下降的幅度減少,并趨于穩(wěn)定。秸稈可減少土壤交換態(tài)Cd含量隨培養(yǎng)時(shí)間降低的幅度;豬糞則增加交換態(tài)Cd含量隨培養(yǎng)時(shí)間降低的幅度。各處理碳酸鹽結(jié)合態(tài)和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd含量均隨培養(yǎng)時(shí)間呈先升高后降低的趨勢(shì);有機(jī)質(zhì)結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量則一直表現(xiàn)為隨培養(yǎng)時(shí)間而增加的趨勢(shì),且秸稈和豬糞均可增加其隨時(shí)間增加的幅度。

圖1可知,施用秸稈和豬糞對(duì)土壤Cd形態(tài)分布具有顯著影響。與未添加有機(jī)物料的對(duì)照相比,秸稈在培養(yǎng)初期對(duì)交換態(tài)Cd含量的影響不顯著,到30 d時(shí)可顯著增加土壤交換態(tài)Cd含量,但隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng),秸稈對(duì)增加交換態(tài)Cd含量的影響逐漸減少。在潮土上秸稈對(duì)交換態(tài)Cd含量的增加作用大于紅壤。與對(duì)照相比,在潮土上,加入2%和5%的秸稈培養(yǎng)至 30 d時(shí),交換態(tài) Cd含量增加了11.5%和14.4%,到 90 d時(shí)僅增加6.8%和 4.7%;在紅壤上與對(duì)照相比,加入2%和5%的秸稈培養(yǎng)30天時(shí),交換態(tài)Cd含量增加4.5%和4.9%,到90天時(shí)反增加0.8%和0.9%。

添加秸稈后,土壤碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd含量顯著降低,但隨培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng),降低影響逐漸減弱。尤其是在潮土,培養(yǎng)至90 d時(shí)添加秸稈的土壤碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd含量與對(duì)照的差異已不顯著。秸稈也顯著降低了土壤中鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd含量,且其降低作用隨時(shí)間逐漸增強(qiáng)。添加秸稈后,土壤有機(jī)質(zhì)結(jié)合態(tài)Cd含量顯著增加,且該影響隨培養(yǎng)時(shí)間逐漸增強(qiáng)。殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量的變化則不顯著。

添加豬糞可顯著降低潮土和紅壤交換態(tài)Cd含量,但隨培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng),影響逐漸減少。在培養(yǎng)15 d時(shí),與不加有機(jī)物的對(duì)照相比,添加2%和5%的豬糞使潮土交換態(tài) Cd含量分別減少 15.7%和36.0%,培養(yǎng)至 90 d時(shí),則分別減少 5.1%和13.0%。豬糞對(duì)紅壤交換態(tài)Cd含量的影響隨時(shí)間延長(zhǎng)變化不顯著,但豬糞對(duì)紅壤交換態(tài)Cd含量的降低作用大于潮土。添加豬糞后,土壤中其余4種形態(tài)Cd的含量均增加,但潮土中鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd含量則表現(xiàn)為在培養(yǎng)的前45 d高于未添加有機(jī)物料的對(duì)照處理,45 d之后則低于對(duì)照處理。

圖1還看出,潮土上各處理的交換態(tài)Cd含量均顯著低于紅壤,但碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd含量則顯著高于紅壤。

2.2 有機(jī)物對(duì)土壤pH的影響

潮土pH在施用秸稈初期變化不顯著,但從45d開(kāi)始,秸稈顯著地降低潮土pH,且降幅隨時(shí)間逐漸增大,在第67 d時(shí)降幅最大。與對(duì)照相比,添加2%和5%的秸稈,潮土pH分別降低了0.19和0.24個(gè)單位。秸稈可顯著地增加紅壤pH,但后期又逐漸下降。豬糞施入潮土初期同樣對(duì)pH的影響不顯著,但從第67 d開(kāi)始,豬糞顯著地降低了潮土pH,但降低幅度小于秸稈。豬糞可增加紅壤pH,且豬糞對(duì)紅壤pH的增加幅度大于相應(yīng)的秸稈處理(圖2)。

2.3 有機(jī)物對(duì)土壤HA和FA的影響

有機(jī)物料可對(duì)土壤HA和FA產(chǎn)生顯著影響(圖3)。隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng),施用各有機(jī)物料處理的土壤HA含量逐漸增加,FA的含量則逐漸下降。與對(duì)照相比,秸稈和豬糞均顯著地增加了土壤HA和FA的含量。豬糞對(duì)HA的增加幅度大于秸稈;而秸稈對(duì)FA的增加幅度則大于豬糞。在潮土上,培養(yǎng)90 d時(shí),施用2%和5%的秸稈使土壤HA比對(duì)照增加了88.3%和106.3%,FA增加96.8%和115.9%;而施用2%和5%的豬糞,土壤HA增加96.9%和153.7%,FA增加41.3%和73.0%。在紅壤上,培養(yǎng)90 d后,施用2%和5%的秸稈使土壤HA比對(duì)照增加了32.8%和46.7%;FA增加38.0%和55.0%。而施用2%和5%的豬糞使土壤HA增加68.0%和108.2%,FA增加3.9%和27.9%。因此豬糞顯著地增加土壤HA/FA比值;秸稈則顯著地降低土壤HA/FA比值,但這種降低作用隨時(shí)間逐漸減弱,培養(yǎng)至90 d時(shí)HA/FA比值與對(duì)照接近。

圖3還看出,不同土壤的HA和FA含量也有顯著差異。潮土上各處理的HA和HA/FA均大于紅壤;紅壤上各處理的FA含量則大于潮土。各有機(jī)物料對(duì)潮土HA和FA的增加幅度大于紅壤。

2.4 土壤Cd形態(tài)轉(zhuǎn)化與土壤pH及有機(jī)質(zhì)組分的關(guān)系

對(duì)土壤交換態(tài)Cd含量與其他形態(tài)Cd含量之間進(jìn)行多元逐步回歸分析表明,施用有機(jī)物后土壤交換態(tài)Cd的變化與有機(jī)質(zhì)結(jié)合態(tài)或殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量的變化有關(guān)(表2)。

圖1 有機(jī)物料對(duì)土壤Cd形態(tài)的影響Fig.1 The effect of organic materials on the fraction of Cd in soils

圖2 有機(jī)物料對(duì)土壤pH的影響Fig.2 The effect of organic materials on soil pH

圖3 有機(jī)物料對(duì)土壤HA和FA的影響Fig.3 The effect of organic materials on soil HA and FA

相關(guān)分析表明,施用有機(jī)物料后土壤有機(jī)質(zhì)結(jié)合態(tài)Cd含量與有機(jī)質(zhì)組分的含量呈顯著的正相關(guān)關(guān)系。潮土pH與有機(jī)質(zhì)結(jié)合態(tài)Cd含量呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系;紅壤pH則與有機(jī)質(zhì)結(jié)合態(tài)Cd含量呈顯著正相關(guān)關(guān)系(表3)。土壤殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量與土壤HA含量和HA/FA比呈顯著正相關(guān),與FA含量關(guān)系不顯著。添加秸稈后土壤pH與土壤殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量間呈顯著的負(fù)相關(guān)。施用豬糞后,潮土殘?jiān)鼞B(tài)Cd與pH呈顯著負(fù)相關(guān);而在紅壤上則呈顯著正相關(guān)(表3)。

對(duì)土壤交換態(tài)Cd含量與土壤pH、有機(jī)質(zhì)組分之間進(jìn)行逐步回歸分析表明,施用有機(jī)物對(duì)土壤交換態(tài)Cd的影響主要是通過(guò)土壤HA/FA的變化而起作用,并與HA/FA比呈顯著負(fù)相關(guān)(表4)。

表2 土壤交換態(tài)Cd含量與其他形態(tài)Cd含量的關(guān)系Table 2 Regression analysis between exchangeable Cd and other Cd fractions

表3 土壤有機(jī)質(zhì)結(jié)合態(tài)Cd或殘?jiān)鼞B(tài)Cd與土壤pH和有機(jī)質(zhì)組分的關(guān)系(r)Table 3 Correlation coefficients between organic bound Cd or Residual Cd and soil pH,component of organic matter

表4 土壤交換態(tài)Cd含量與土壤pH和有機(jī)質(zhì)組分之間的回歸關(guān)系Table 4 Multiple regression analysis between exchangeable Cd and soil pH,organic components

3 討論

通常土壤重金屬對(duì)作物危害程度并不與土壤中該元素的總濃度相關(guān),而與該元素在土壤中有效態(tài)含量有關(guān)。在Tessier等[5]提出的分組法中,交換態(tài)為生物易利用態(tài),碳酸鹽態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)態(tài)為中等可利用態(tài),殘效態(tài)主要為礦物質(zhì)結(jié)合態(tài),屬于生物難利用態(tài)。由于外源Cd是以鹽溶液的形式加入土壤,在培養(yǎng)的初期主要是通過(guò)靜電引力而吸附于土壤膠體表面,因此活性態(tài)含量較高。隨著時(shí)間的延長(zhǎng),Cd與土壤發(fā)生各種反應(yīng)逐漸向活性較低的形態(tài)轉(zhuǎn)化,因此交換態(tài)Cd含量逐漸降低,而碳酸鹽結(jié)合態(tài)等形態(tài)含量逐漸增加。添加秸稈可減少土壤交換態(tài)Cd隨培養(yǎng)時(shí)間降低的幅度,而豬糞則可增加其幅度,這主要是由于秸稈對(duì)土壤Cd起活化作用,增加了交換態(tài)Cd含量,而豬糞則降低交換態(tài)Cd含量。

由于碳酸鹽和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)是介于活性態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)之間的中等可利用形態(tài),因此在培養(yǎng)初期隨著活性態(tài)含量的急劇降低而升高。但隨著活性態(tài)含量趨于穩(wěn)定,該兩種形態(tài)又向活性更低的有機(jī)質(zhì)結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化,于是碳酸鹽和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)含量又逐漸降低,而有機(jī)質(zhì)結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)含量始終呈增加的趨勢(shì)。添加有機(jī)物后,提高有機(jī)質(zhì)結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量隨培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng)而增加的幅度則是由于秸稈和豬糞均可增加有機(jī)質(zhì)結(jié)合態(tài)Cd含量。

有機(jī)物料對(duì)土壤Cd形態(tài)轉(zhuǎn)化的影響主要是通過(guò)土壤pH和有機(jī)質(zhì)組分的變化來(lái)實(shí)現(xiàn)。通常在較高的pH情況下,土壤溶液中多價(jià)陽(yáng)離子和氫氧離子的離子積增大,因而生成Cd(OH)2沉淀的機(jī)會(huì)增大,這些沉淀增大了土壤對(duì)Cd2+的吸附力;除此之外,較高的pH還可減少H+與Cd2+之間的競(jìng)爭(zhēng)吸附[15]。因此,當(dāng)pH升高時(shí)利于Cd由高活性態(tài)向低活性態(tài)轉(zhuǎn)化。在本研究中,只有當(dāng)豬糞施入紅壤后,可通過(guò)增加土壤pH而促進(jìn)交換態(tài)Cd含量的降低和有機(jī)質(zhì)結(jié)合態(tài)及殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量的增加。這就說(shuō)明只有當(dāng)豬糞施入紅壤后可通過(guò)pH的升高來(lái)促進(jìn)交換態(tài)Cd向有機(jī)質(zhì)結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化。在其他處理中有機(jī)物并未通過(guò)pH的變化來(lái)影響Cd形態(tài)的轉(zhuǎn)化,這主要與pH變化程度有關(guān)。有研究表明,土壤pH的改變并不一定會(huì)造成Cd形態(tài)的相應(yīng)改變[16]。這是由于土壤膠體為兩性膠體,只有當(dāng)pH小于零點(diǎn)電荷時(shí),膠體表面帶正電,產(chǎn)生的專(zhuān)性吸附作用隨著產(chǎn)生正電荷的增加而削弱,從而對(duì)重金屬的吸附能力增加非常緩慢;當(dāng)pH升高到氧化物的零點(diǎn)電荷以上時(shí),膠體表面帶負(fù)電荷,對(duì)重金屬的吸附能力必然急劇增加[17]。因此,只有當(dāng)pH的變化達(dá)到一定程度時(shí)才會(huì)對(duì)重金屬的形態(tài)產(chǎn)生顯著影響。另外,紅壤上各處理交換態(tài)Cd含量高于潮土也與紅壤pH低于潮土有關(guān)。

秸稈和豬糞對(duì)土壤pH的影響則主要與有機(jī)物料本身的性質(zhì)有關(guān)。秸稈為未腐熟的有機(jī)物,進(jìn)入土壤后,有機(jī)物的分解可產(chǎn)生有機(jī)酸,從而導(dǎo)致土壤pH隨著時(shí)間的延長(zhǎng)而下降;而豬糞為腐熟的有機(jī)物料,其pH已基本穩(wěn)定,因此在其施入土壤的整個(gè)培養(yǎng)時(shí)期pH變化不大。另外,由于秸稈和豬糞本身的pH均低于潮土而高于紅壤(表1),因此秸稈和豬糞均降低了潮土的pH而增加了紅壤的pH。

有機(jī)物料對(duì)交換態(tài)Cd的影響還可能與其對(duì)土壤有機(jī)質(zhì)的影響有關(guān)。土壤中的有機(jī)質(zhì)可通過(guò)螯合等作用影響重金屬的有效性。而腐殖質(zhì)作為有機(jī)質(zhì)的主要成分大約占土壤有機(jī)質(zhì)的60%～80%[18],必然對(duì)重金屬的有效性有著重要的影響。腐殖質(zhì)可以分為胡敏素、胡敏酸(HA)、富里酸(FA)3個(gè)組分,其中胡敏酸和富里酸在一定的條件下可以溶解,而且含有大量與金屬離子發(fā)生反應(yīng)的功能團(tuán),因此對(duì)重金屬的溶解、遷移及有效性起著重要作用[19-21]。HA和FA均含有大量的功能團(tuán),如-COOH、-OH、-C=O、-NH2、-SH等。這些功能團(tuán)使它們能與金屬離子和金屬水合氧化物發(fā)生廣泛的反應(yīng),不僅可以直接與Cd發(fā)生絡(luò)合作用,而且易與粘土、氧化物形成顆粒有機(jī)物或有機(jī)膜而表現(xiàn)出較大表面和高度的表面活性;能有效地絡(luò)合金屬離子,增強(qiáng)了粘土對(duì)重金屬的吸附,從而影響Cd的有效性[22]。

通常土壤HA的分子量大于FA,且不溶于水,與Cd形成的絡(luò)合物也不溶于水,難以被植物吸收。而FA的分子量較小,有較大的可溶性,其溶液的酸性較強(qiáng),富里酸-金屬的絡(luò)合物穩(wěn)定性較低,從而導(dǎo)致富里酸-金屬絡(luò)合物在土壤環(huán)境中具有較強(qiáng)的遷移能力和較高的生物有效性[23-24]。因此,在本試驗(yàn)中秸稈可通過(guò)降低土壤HA/FA即增加對(duì)Cd起活化作用的FA相對(duì)含量而增加Cd由低活性態(tài)向交換態(tài)轉(zhuǎn)化。而且隨著秸稈對(duì)HA/FA降低影響的減弱,向交換態(tài)Cd轉(zhuǎn)化的幅度也降低。豬糞則可通過(guò)增加HA/FA而增加有機(jī)質(zhì)結(jié)合態(tài)Cd等形態(tài)的含量,進(jìn)而降低交換態(tài)Cd含量。另外,紅壤上各處理交換態(tài)Cd含量高于潮土也與紅壤HA/FA低于潮土有關(guān)。

秸稈和豬糞對(duì)土壤HA、FA影響也與有機(jī)物本身的性質(zhì)有關(guān)。大量的研究證明,在有機(jī)物料的腐解過(guò)程中,最初FA的形成速度大于HA,隨著時(shí)間的延長(zhǎng)FA轉(zhuǎn)化為HA[25-26]。未腐熟的秸稈施入土壤,由于其還處于腐解初期,形成較多的FA,因此降低了土壤的HA/FA。但隨著秸稈的腐熟,FA逐漸向HA轉(zhuǎn)化,秸稈對(duì)HA/FA的降幅影響減少。而豬糞為腐熟的有機(jī)物料,施入土壤后對(duì)HA的增加幅度大于FA,因此使土壤HA/FA增加。

秸稈對(duì)潮土交換態(tài)Cd含量的增加幅度大于紅壤主要與土壤本身的pH有關(guān)。由于有機(jī)物氧化分解的適宜pH為6～8,因此秸稈在潮土中的氧化分解更為強(qiáng)烈,由此引起的對(duì)Cd活化作用也就更強(qiáng)。豬糞對(duì)紅壤交換態(tài)Cd含量的影響大于潮土也與土壤本身的pH有關(guān)。豬糞可降低潮土pH,對(duì)有機(jī)質(zhì)組分降低交換態(tài)Cd含量的影響有一定削弱作用;而豬糞可增加紅壤pH,因此對(duì)有機(jī)質(zhì)組分降低交換態(tài)Cd含量的影響有增強(qiáng)作用。

各處理土壤碳酸鹽和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd含量的增減則與交換態(tài)的含量互為消長(zhǎng)。當(dāng)有機(jī)物料降低交換態(tài)Cd含量時(shí),由于交換態(tài)Cd轉(zhuǎn)化為碳酸鹽或鐵錳氧化物結(jié)合態(tài),因此增加了該兩種形態(tài)的含量。當(dāng)有機(jī)物料增加交換態(tài)Cd含量時(shí),由于交換態(tài)Cd由碳酸鹽或鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)轉(zhuǎn)化而來(lái),因此降低了該兩種形態(tài)的含量。其中,秸稈可顯著降低鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Cd含量還與秸稈進(jìn)入土壤后進(jìn)行氧化分解有關(guān)。由于秸稈的氧化分解,微生物奪取有機(jī)質(zhì)中所含的氧,同時(shí)形成各種各樣的還原物質(zhì),使氧化鐵、錳還原成二價(jià)鐵錳,與有機(jī)質(zhì)形成絡(luò)合態(tài)亞鐵和絡(luò)合態(tài)錳,并釋放出其吸附的Cd,從而使鐵錳氧化物態(tài)Cd含量降低[27]。

總之,本研究為合理利用有機(jī)物料降低鎘有效性提供了理論依據(jù)。但由于實(shí)際污染土壤與模擬污染土壤之間有一定差異,因此還需要進(jìn)一步研究與驗(yàn)證。

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