鎘鉛的固化對苧麻生長和重金屬吸收的效應(yīng)

劉　金，殷憲強,2，孫慧敏,2，呂家瓏,2，韋革宏，何　磊

(1.西北農(nóng)林科技大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院， 陜西 楊凌 712100; 2.農(nóng)業(yè)部西北植物營養(yǎng)與農(nóng)業(yè)環(huán)境重點實驗室， 陜西 楊凌 712100；3.西北農(nóng)林科技大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院， 陜西 楊凌 712100)

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鎘鉛的固化對苧麻生長和重金屬吸收的效應(yīng)

劉金1，殷憲強1,2，孫慧敏1,2，呂家瓏1,2，韋革宏3，何磊1

(1.西北農(nóng)林科技大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院， 陜西 楊凌 712100; 2.農(nóng)業(yè)部西北植物營養(yǎng)與農(nóng)業(yè)環(huán)境重點實驗室， 陜西 楊凌 712100；3.西北農(nóng)林科技大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院， 陜西 楊凌 712100)

為探明鎘、鉛重金屬污染土壤固化處理對苧麻生長和重金屬吸收的影響，通過盆栽試驗研究了鎘、鉛復(fù)合污染黃褐土中施加硅藻土、膨潤土、石灰石粉和沸石粉對土壤中鎘、鉛各形態(tài)含量的影響以及對苧麻生物量、葉片丙二醛含量及重金屬鎘、鉛積累特性的影響。結(jié)果表明：添加沸石粉和高濃度(9～12 g·kg-1)硅藻土、膨潤土可以顯著減少土壤中鎘的酸可提取態(tài)含量；添加硅藻土、膨潤土和沸石粉對降低土壤中酸可提取態(tài)鉛有很好的效果，降低量可達(dá)43.1%。固化劑的施加使得苧麻各部位吸收鎘、鉛減少，全株鎘、鉛累積量分別降低9.9%～62.7%和5.8%～28.4%，且固化劑施加量達(dá)到9 g·kg-1，對苧麻吸收鎘、鉛影響增大。除石灰石粉外，其他三種固化劑均使得苧麻生長受到的不良影響降低。

污染土壤；固化處理；苧麻；生長；鎘；鉛

土壤是人類賴以生存的主要自然資源之一，也是生態(tài)環(huán)境的重要組成部分，土壤重金屬污染引發(fā)的土壤生態(tài)功能破壞和農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量下降等問題日益受到大眾的關(guān)注，特別是鎘和鉛對土壤的污染尤為突出。鎘具有毒性強、移動性強、易被植物吸收等特性，它不僅抑制農(nóng)作物生長發(fā)育，降低產(chǎn)量，而且土壤中的鎘可以隨食物鏈傳遞最終危害人體健康[1-4]。鉛是生物非必需元素和毒性最強的重金屬污染物之一，主要來自于重金屬礦區(qū)冶煉過程中產(chǎn)生的“三廢”，可抑制植物生長，造成植物失綠、枯死等毒害癥狀，導(dǎo)致一些農(nóng)作物減產(chǎn)，甚至絕收[5-7]。

土壤重金屬污染的修復(fù)難度較大，主要是通過物理、化學(xué)和生物的方法，切斷重金屬向食物鏈的遷徙。其中，土壤重金屬固化是向土壤中加入固化劑，調(diào)節(jié)和改變土壤的理化性質(zhì)，通過沉淀作用、吸附作用、配位作用、有機(jī)絡(luò)合和氧化還原作用等改變重金屬在土壤中的存在形態(tài)和化學(xué)形態(tài)，降低其遷移性和生物有效性，達(dá)到修復(fù)受污染土壤的目的[8]。由于固化材料來源廣泛，許多行業(yè)的廢棄物都可以作為重金屬固化材料，這樣既能治理污染，又能變廢為寶，使得化學(xué)固化技術(shù)成為治理重金屬污染中應(yīng)用愈來愈多的技術(shù)之一。有研究表明，硅藻土、膨潤土、沸石等對重金屬具有良好的吸附作用[9-12]。硅藻土對帶正電荷的重金屬離子具有一定的吸引能力[13]，能使重金屬離子在硅藻土表面發(fā)生表面絡(luò)合吸附[14]，此外，微孔吸附、離子交換吸附、表面配位吸附等作用也可以促進(jìn)硅藻土對重金屬離子的吸附[15]。施用石灰能夠提高土壤pH值，促進(jìn)重金屬形成碳酸鹽、氫氧化物沉淀，降低土壤重金屬的有效性，進(jìn)而降低作物體內(nèi)鎘、鉛含量[16-17]。

苧麻(Boehmerianivea)是一種多年生經(jīng)濟(jì)纖維作物，在我國已經(jīng)有5000多年的種植歷史，廣泛種植于我國秦嶺以南地區(qū)，該植物一年可收割至少3次，在水、熱條件豐富的條件下，生長速度快，產(chǎn)量高，經(jīng)濟(jì)效益顯著，我國苧麻年產(chǎn)量達(dá)500萬t，占世界總產(chǎn)量的90%[18]。苧麻具有修復(fù)鎘、砷、鉛[19-20]、汞[21]、銻[22]等污染物的潛力，配合螯合劑和有機(jī)改良劑應(yīng)用的研究較多，但是在鎘鉛污染土壤中施加不同固化劑對苧麻生長和重金屬吸收的效應(yīng)的研究較少。本試驗采用土培試驗和盆栽試驗，比較不同施加水平下4種固化劑固化效果及其對苧麻生長和重金屬吸收的影響，為鎘、鉛污染土壤的修復(fù)治理提供理論依據(jù)。

1　材料與方法

1.1供試材料

1.1.1供試土壤本次試驗選擇鎘、鉛高度污染的土壤，采集0～20 cm表層土壤。土壤采自陜西省寶雞市某冶煉廠區(qū)外農(nóng)田，土壤類型為黃褐土，土壤的基本理化性質(zhì)見表1。

表1　供試土壤基本理化性質(zhì)

1.1.2供試固化劑硅藻土(編號G)，化學(xué)純，購自啟東市名成化工有限公司；膨潤土(編號P)，化學(xué)純，購自山東宏源化工有限公司；沸石粉(編號F)，20～40目，化學(xué)純，購自國藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司；石灰石粉(編號S)，分析純，購自北京康普匯維科技有限公司。所有固化劑中均未檢測出鎘、鉛。

1.1.3供試苧麻供試苧麻為湘苧七號，購自湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)苧麻研究所。

1.2試驗方法

1.2.1重金屬形態(tài)實驗將硅藻土(G)、膨潤土(P)、石灰石粉(S)、沸石粉(F)4種固化劑分別與20 g污染土壤混合均勻于塑料瓶中，設(shè)置CK和3，6，9，12 g·kg-14個水平的固化劑施用濃度，共17個處理，每個處理重復(fù)3次，恒溫(20±1℃)培養(yǎng)20 d，培養(yǎng)期間用稱重法補水，維持土壤濕度為田間持水量的70%左右。20天后，用BCR連續(xù)提取法測定土壤中鎘和鉛的形態(tài)和含量[23]。

1.2.2盆栽實驗土壤過2 mm尼龍篩，充分混勻，裝入上緣直徑20 cm，底面直徑16 cm，高25 cm的塑料盆，每盆加土4.5 kg，按0.5 g·kg-1(NH4)2SO4，0.3 g·kg-1KH2PO4，0.5 g·kg-1K2SO4施加底肥，分別將硅藻土(G)、膨潤土(P)、石灰石粉(S)、沸石粉(F)4種固化劑按照3、6、9 g·kg-1土的施用水平均勻混入土壤，設(shè)置CK(只添加底肥)，共13個處理，每個處理4盆。6月上旬，選取株高20 cm左右，長勢良好相近的苧麻進(jìn)行移栽，每盆一株。植株在溫室內(nèi)自然光照條件下生長，溫度18℃～30℃。生長期間每天以稱重法，使用量筒等量加入去離子水使土壤的濕度保持在田間持水量的60%左右。移栽50 d后，采集新鮮葉片，稱重后測定葉片中丙二醛(MDA)含量。在8月下旬，將苧麻植株挖出，用蒸餾水洗凈，將根、莖、葉分開，烘干粉碎備用。

1.3測定項目和方法

土壤風(fēng)干后過0.15 mm(100目)尼龍篩備用。土壤有機(jī)質(zhì)(OM)、陽離子交換量(CEC)以及氮、磷、鉀等基本性質(zhì)測定方法參照《土壤農(nóng)化分析》[24]，土壤全鎘、全鉛測定方法為用EPA3052方法消解(硝酸-氫氟酸消煮)，萃取，然后用原子吸收分光光度計火焰法測定[25]；土壤pH值采用電位法(水土比為2.5∶1)測定。對于植物樣品先用去離子水洗凈，擦干，稱鮮重，105℃殺青后80℃烘干至恒重，粉碎備用。植株鎘含量采用HNO3-HClO4(V1∶V2=4∶1)消解，原子吸收分光光度法測定(Hitachi Z-5000)。丙二醛含量的測定用硫代巴比妥酸法[26]。

用Excel 2013和SPSS 18.0進(jìn)行數(shù)據(jù)統(tǒng)計與處理。采用的統(tǒng)計方法為LSD法，差異顯著水平為5%。

2　結(jié)果與分析

2.1施用固化劑對土壤中鎘、鉛各形態(tài)含量的影響

由圖1、圖2可知，試驗采用的污染土壤中不同形態(tài)的鎘含量為殘渣態(tài)、酸可提取態(tài)>可還原態(tài)>可氧化態(tài)，不同形態(tài)的鉛含量為可還原態(tài)>殘渣態(tài)>酸可提取態(tài)、可氧化態(tài)，在施加固化劑20天后，土壤中鎘、鉛各形態(tài)含量均受到不同程度的影響。由圖1可知，硅藻土在施用濃度較高(12 g·kg-1)時可顯著減少鎘的酸可提取態(tài)含量，低濃度時影響不顯著；隨著硅藻土施用濃度的增加，可還原態(tài)鎘和可氧化態(tài)鎘含量顯著增加，而殘渣態(tài)鎘含量無顯著變化，表明硅藻土的施用使得酸可提取態(tài)鎘向可還原態(tài)鎘和可氧化態(tài)鎘轉(zhuǎn)化。膨潤土在施用濃度較高(9～12 g·kg-1)時，土壤中酸可提取態(tài)鎘含量顯著減少，對可還原態(tài)鎘含量影響不顯著，殘渣態(tài)鎘含量增加。石灰石粉的施用除對可氧化態(tài)鎘含量產(chǎn)生影響外，對其他形態(tài)鎘含量影響不顯著。施用沸石粉使得可提取態(tài)鎘含量顯著減少，最高減少了11%，可還原態(tài)鎘、可氧化態(tài)鎘以及殘渣態(tài)鎘含量均隨著沸石粉施用濃度的增加而增加，表明沸石粉對各形態(tài)鎘的轉(zhuǎn)化影響較大，對土壤鎘的潛在固化效果較好。

注：不同字母表示不同處理間差異顯著(P<0.05)，下同

Note: Different letters mean significant difference at 0.05 level, the followed figure was the same

圖1固化劑對土壤中不同鎘形態(tài)含量的影響

Fig.1Effects of curing agents on every form of Cd content

由圖2可知，土壤中酸可提取態(tài)鉛的含量均隨著硅藻土、膨潤土、沸石粉施用濃度的增加顯著減低，分別減少了18.7%～43.1%、14.9%～35.5%以及8.7%～31.1%，而石灰石粉對酸可提取態(tài)鉛的含量影響不顯著。4種固化劑對可還原態(tài)鉛含量影響均不顯著，此外，除硅藻土外，其他三種固化劑的施用均顯著增加了可氧化態(tài)鉛含量，且隨著施用濃度的增加，可氧化態(tài)鉛含量增加，其中膨潤土處理增加最為明顯，最高使得可氧化態(tài)鉛含量增加了32.2%。隨著硅藻土和沸石粉施用濃度的增加，殘渣態(tài)鉛含量顯著增加，增加幅度分別為6.8%～28.5%、7.5%～24.0%。由此可知，硅藻土、膨潤土和沸石粉對土壤中各形態(tài)鉛的影響較大，潛在固化效果較好，石灰石粉效果較差。

圖2固化劑對土壤中不同鉛形態(tài)含量的影響

Fig.2Effects of curing agents on every form of Pb content

2.2施用固化劑對苧麻生長的影響

生物量是反映植物生長狀況的重要指標(biāo)，由圖3可以看出，不同固化劑對苧麻生物量生長的影響不同，施加石灰石粉使得苧麻生物量減小，全株生物量最高減小了10.9%，且苧麻地上部分和根部生物量隨著石灰石施用濃度的增加而減小，根部生物量減小更為顯著，說明高濃度石灰石粉的施加對苧麻根部正常生長造成了不良影響，并且在盆栽試驗中也發(fā)現(xiàn)高濃度石灰石粉處理水平的苧麻生長過程中出現(xiàn)莖稈細(xì)，葉片發(fā)黃、易脫落等現(xiàn)象。施加其他三種固化劑，均不同程度地促進(jìn)了苧麻生物量的增加，低濃度下生物量增加不顯著，隨著固化劑施用量的增加，全株生物量增加。硅藻土的施用使得地上部分和根部生物量均有所增加，全株生物量最高增加了14.1%；膨潤土和沸石粉的施用對苧麻地上部生物量影響不大，主要促進(jìn)了苧麻根部生物量的增加，高濃度沸石粉處理使得根部生物量最高增加了27.1%，表明不同固化劑對苧麻生物量的影響不同。施用濃度相同時，硅藻土和沸石粉對提高苧麻生物量的效果最好，膨潤土其次，石灰石粉則減少了苧麻生物量。

植物器官衰老或在逆境下遭受傷害，往往發(fā)生膜脂過氧化作用，而丙二醛(MDA)是膜脂過氧化的最終分解產(chǎn)物，其含量可以反映植物遭受逆境傷害的程度，所以可以通過葉片丙二醛含量反映苧麻所受逆境脅迫程度。由圖4可知，與CK相比，隨著硅藻土施用量的增加，苧麻葉片中丙二醛含量顯著降低，降低幅度在5.2%～32.2%之間，表明硅藻土的施用導(dǎo)致苧麻所受重金屬的脅迫傷害減輕。膨潤土在施用濃度為3 g·kg-1時，對葉片丙二醛含量影響不顯著，施用濃度增加，葉片中丙二醛含量降低13.8%～15.8%。沸石粉在施用濃度為3 g·kg-1時，對葉片丙二醛含量影響也不顯著，隨著沸石粉施用濃度增加，葉片中丙二醛含量降低，降低幅度為9.4%～24.5%。石灰石粉在高濃度(9 g·kg-1)施用量時，導(dǎo)致葉片中丙二醛含量上升了14.5%，同樣表明高施用量石灰石粉會對苧麻生長產(chǎn)生不良影響。

2.3施用固化劑對苧麻吸收鎘、鉛的影響

由表2可知，施用固化劑都會不同程度地降低鎘、鉛在苧麻植株各部位的含量，并且鎘在苧麻植株含量分布為根>莖>葉，鉛在苧麻植株含量分布為根>葉>莖。其中，隨著硅藻土施用濃度的增加，苧麻植株各部位的Cd、Pb含量降低，相比CK，苧麻葉中Cd含量降低了5.4%～27.2%，Pb含量降低了29.6%～65.2%；莖中Cd含量降低了18.6%～46.6%，Pb含量變化不顯著；根中Cd含量降低了

圖3　施用固化劑對苧麻生物量的影響

圖4施用固化劑對葉片中丙二醛含量的影響

Fig.4Effects of curing agent applications on MDA

contents in leaves of ramie

17.8%～22.8%，不同施用濃度間無顯著差異，Pb含量降低了15.5%～35.9%；表明硅藻土的施加抑制了苧麻各部位對Cd和Pb的吸收。膨潤土的施用也使得苧麻葉、莖、根中的鎘含量降低，降低幅度分別為3.9%～20.7%、16.4%～39.7%、27.3%～40.4%；苧麻莖中Pb含量變化不顯著，葉和根中Pb含量均隨著膨潤土施加量的增加而降低，分別降低34.6%～65.6%和9.6%～32.5%。石灰石粉的施用同樣使得苧麻葉、莖、根中的鎘含量降低，降低幅度分別為23.6%～39.5%、21.0%～53.0%、6.3%～59.6%；苧麻莖和根中Pb含量只有在高濃度施加量下才顯著減少，葉中Pb含量隨石灰石粉施加量的增加而減小。沸石粉的施用使得苧麻葉、莖、根中的鎘和鉛含量降低，且施用量越大，鎘和鉛含量降低越顯著，其中莖中Cd含量最多可降低55.2%。4種固化劑的施用均使得苧麻植株各部分的鎘和鉛含量降低，表明固化劑的施用可能抑制了苧麻對土壤中重金屬鎘、鉛的吸收富集。同等施用濃度下，沸石粉對苧麻植株各部分鎘含量影響更大，石灰石粉對苧麻植株各部分鉛含量影響最小。

此外，4種固化劑的施用都降低了苧麻植株對鎘和鉛的累積量。其中硅藻土和膨潤土各水平處理間，植株鎘累積量變化無顯著差異，隨著石灰石粉和沸石粉施用量的增加，單株苧麻鎘累積量隨之降低，分別降低12.3%～62.7%和9.9%～36.0%。施用濃度為3 g·kg-1時，固化劑對苧麻鎘累積量的影響，膨潤土>硅藻土、石灰石粉>沸石粉。高濃度下，石灰石粉降低苧麻鎘累積量最大，膨潤土、沸石粉其次，硅藻土對苧麻鎘累積量影響相對較小。苧麻植株鉛累積量隨著固化劑施用量的增加而降低，硅藻土、膨潤土、石灰石粉、沸石粉處理植株中鉛累積量分別降低11.2%～28.4%，12.2%～25.1%，5.8%～28.0%，12.2%～16.2%。施用濃度為3 g·kg-1時，不同固化劑處理之間苧麻鉛累積量差異不顯著，施用濃度為9 g·kg-1時，沸石粉對苧麻鉛累積量影響相對較小。

苧麻收割后，土壤中鎘、鉛含量發(fā)生變化(圖5、圖6)，相比CK，不同固化劑處理的土壤中鎘、鉛含量相對較高，同樣反映出固化劑的施用抑制了苧麻對鎘、鉛的吸收。相比CK，施用硅藻土處理的土壤中鎘和鉛含量最大可高出8.9%和38.2%，且隨著硅藻土施用濃度的增加顯著增加，膨潤土、沸石粉也顯現(xiàn)出相同趨勢。相比CK，除9 g·kg-1石灰石粉處理土壤鉛的含量高出37.1%外，其他石灰石處理對土壤鎘和鉛含量的影響均不顯著，這可能是高濃度石灰石粉影響了土壤的正常理化性質(zhì)造成的。

表2　施用固化劑對苧麻吸收鎘、鉛的影響

注：同列中不同字母表示差異顯著(P<0.05)。

Note: Different letters in the same column mean significant difference at 0.05 level.

圖5　苧麻收割后土壤中鎘的含量

圖6苧麻收割后土壤中鉛的含量

Fig.6The concentrations of Pb in the soil after ramie harvest

3　結(jié)論與討論

3.1討論

根據(jù)BCR逐級提取法，土壤中的重金屬分為酸可提取態(tài)、可還原態(tài)(氧化結(jié)合態(tài))、可氧化態(tài)(有機(jī)結(jié)合態(tài))、殘渣態(tài)。其中，酸可提取態(tài)可以較好地反映土壤中重金屬的生物有效性和移動性，通過酸可提取態(tài)重金屬的含量可以衡量添加固化劑的修復(fù)效果[27-29]。本試驗中，硅藻土、沸石粉、高濃度(9～12 g·kg-1)膨潤土的施用均使得土壤中酸可提取態(tài)鎘和鉛含量降低，3種固化劑都表現(xiàn)出對鎘和鉛的良好固化效果。此外，有研究表明，石灰石的添加可使得土壤的pH值增加，使得土壤中的重金屬形成氫氧化物沉淀，生物可以利用的重金屬形態(tài)降低，從而降低了重金屬污染的風(fēng)險，表現(xiàn)出良好的固化效果[30-32]。但本試驗中，土壤本身pH值為7.8，石灰石粉的施用對土壤中酸可提取態(tài)鎘和鉛的含量影響并不顯著，固化效果不佳，所以利用石灰石等堿性物料作為固化劑修復(fù)土壤重金屬污染，要充分考慮土壤本身的理化性質(zhì)。

對苧麻生長的影響方面，硅藻土、沸石粉和膨潤土處理都使得苧麻生物量增加，葉片中丙二醛含量降低，這可能與硅藻土、沸石粉和膨潤土降低土壤中的酸可提取態(tài)重金屬含量，降低重金屬對作物的生長脅迫有關(guān)。而石灰石粉則減少了苧麻生物量，并且在高濃度(9 g·kg-1)施用量時，導(dǎo)致葉片中丙二醛含量上升了14.5%，對苧麻生長表現(xiàn)出不良影響，這可能是因為高濃度的石灰石粉的施加導(dǎo)致土壤pH值增高，土壤理化性質(zhì)受到一定影響，從而使得苧麻生長不良。

固化劑的施加使得苧麻植株各部分鎘和鉛的含量降低，雖然植株的生物量增加，但是植株對鎘和鉛的累積量卻隨著固化劑施用量的增加而降低。施用濃度為3 g·kg-1時，沸石粉處理的苧麻鎘累積量降低較少，其他處理濃度下，硅藻土處理的苧麻鎘累積量降低相對較少，沸石粉處理植株鉛累積量降低相對較少，對苧麻的累積量影響相對較小。這可能是因為沸石是一種含水的堿性金屬或堿土金屬的多孔鋁硅酸礦物，內(nèi)部充滿了細(xì)微的孔穴和通道，具有極高的吸附能力、離子交換能力和催化能力。Lin的研究表明，沸石的加入能有效增加土體pH值?；旌贤馏w中離子交換能力的增強以及pH值的增加都使得Cd的運移性降低從而達(dá)到改良Cd污染土的目的[33]。此外需要注意的是沸石的粒徑也是有一定影響的，對于砂土而言，添加沸石降低了平均粒徑，使得水導(dǎo)率降低，進(jìn)而使得Cd的運移性降低，相反，對于粘土而言，添加沸石會增加水導(dǎo)率。此外，陳炳睿等[30]研究表明，沸石能有效固定土壤中的重金屬鎘和鉛，當(dāng)添加量為8 g·kg-1時，鎘和鉛的交換態(tài)含量分別下降40.1%和26.4%，浸出量分別下降17.7%和17.3%，對土壤中的鎘和鉛表現(xiàn)出很好的固化效果，這與本試驗研究結(jié)果類似。

3.2結(jié)論

(1) 添加沸石粉和高濃度(9～12 g·kg-1)硅藻土、膨潤土可以顯著減少土壤中鎘的酸可提取態(tài)含量。添加硅藻土、膨潤土和沸石粉對降低土壤中酸可提取態(tài)鉛有很好的效果，且固化效果硅藻土>膨潤土>沸石粉。單獨施用同一固化劑，添加量越多對土壤中鎘和鉛固化效果越好，石灰石粉對鎘和鉛酸可提取態(tài)含量影響不顯著，固化效果不佳。

(2) 不同固化處理對苧麻生長產(chǎn)生的影響不同，其中，石灰石粉的施加抑制了苧麻的生長，硅藻土、膨潤土、沸石粉的施加降低了苧麻受到的不良影響，促進(jìn)了苧麻生物量增加。

(3) 土壤固化處理使得苧麻各部位吸收鎘、鉛減少，全株鎘、鉛累積量降低，且隨著固化劑添加量的增加，苧麻吸收富集鎘、鉛的量降低。不同施用水平下，四種固化劑對苧麻吸收鎘、鉛的影響不同，在利用固化劑對鎘、鉛污染土壤進(jìn)行固化處理時，應(yīng)充分考慮土壤和自然環(huán)境，選擇合適的固化劑和施用水平進(jìn)行治理修復(fù)。

[1]陳濤,常慶瑞,劉釗,等.長期污灌農(nóng)田土壤重金屬污染及潛在環(huán)境風(fēng)險評價[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報,2012,31(11):2152-2159.

[2]周啟星,宋玉芳.污染土壤修復(fù)原理與方法[M].北京：科學(xué)出版社,2004.

[3]Varalakshmi L, Ganeshamurthy A. Phytotoxicity of cadmium in radish and its effects on growth, yield, and cadmium uptake[J]. Communications in Soil Science and Plant Analysis. 2013,44(9):1444-1456.

[4]周建斌,鄧叢靜,陳金林,等.棉稈炭對鎘污染土壤的修復(fù)效果[J]. 生態(tài)環(huán)境，2008,17(5):1857-1860.

[5]呂建波,徐應(yīng)明,賈堤,等.土壤鎘、鉛污染對油菜生長行為及重金屬累積效應(yīng)的影響[J].天津城市建設(shè)學(xué)院學(xué)報，2005,11(2):107-110.

[6]杜連彩.鉛對蘋果砧木平邑甜茶、八楞海棠的毒害機(jī)理及耐性比較研究[D].濟(jì)南：山東師范大學(xué),2006.

[7]劉家女,周啟星,孫挺.Cd-Pb復(fù)合污染條件下3種花卉植物的生長反應(yīng)及超積累特性研究[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2006,26(12):2039-2044.

[8]孫朋成,黃占斌,唐可,等.土壤重金屬污染治理的化學(xué)固化研究進(jìn)展[J].環(huán)境工程,2014,32(1):158-161.

[9]Zhu J, Wang P, Wu X, et al. Adsorption of Pb2+ions on diatomite modified by polypropylene acetamide and barium chloride in aqueous solution[J]. African Journal of Agricultural Research, 2012,(24):3614-3620.

[10]Yang W, Wang P, Luo W L, et al. The diatomite modified by PAM and applied to adsorb Pb (II) in the simulated wastewater[J]. Advanced Materials Research, 2011,233-235:382-389.

[11]朱健,王韜遠(yuǎn),王平,等.硅藻土甚多孔吸附填料的制備及其對Pb2+的吸附[J].環(huán)境科學(xué),2012,32(12):2205-2212.

[12]朱健,王平,雷明婧,等.液/固體系中硅藻土對Pb2+和Cd2+的吸附機(jī)制研究[J].環(huán)境工程學(xué)報,2012,6(11):4123-4128.

[13]沈巖柏,朱一民,王忠安,等.硅藻土對水相中Cd2+的吸附[J].東北大學(xué)學(xué)報(自然科學(xué)版),2003,24(10):982-985.

[14]袁笛,王瑩,李國宏,等.硅藻土吸附工業(yè)廢水中汞離子的研究[J].環(huán)境保護(hù)科學(xué),2005,128(2):27-29.

[15]Wu J L, Yang Y S, Lin J H. Advanced tertiary of municipal wastewater after using raw and modified diatomite[J]. Joural of hazardous materials, 2005,127(3):196-203.

[16]張建新,納明亮,徐明崗.土壤Cu、Zn、Pb污染對蔬菜根伸長的抑制及毒性效應(yīng)[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報,2007,26(3):945-949.

[17]Lee T M, Lai H Y, Chen Z S. Effect of chemical amendments on the concentration of cadmium and lead in long-term contaminated soils[J]. Chemosphere, 2004,57:1459-1471.

[18]Liu Feihu, Li Zongju, Liu Qiyuan, et al. Introduction to the wild resources of the genusBoehmeriaJacq. in China[J]. Genetic Resources and Crop Evolution, 2003,50(8):793-797.

[19]She Wei, Jie Yucheng, Xing Hucheng, et al. Absorption and accumulation of cadmium by ramie (Boehmerianivea) cultivars: A field study[J]. Acta Agriculturae Scandinavica, Section B-Soil & Plant Science, 2011,61(7):641-647.

[20]Wang Xing, Liu Yunguo, Zeng Guangming, et al. Subcellular distribution and chemical forms of cadmium inBechmerianivea(L.) Gaud[J]. Environmental and Experimental Botany, 2008,62(3):389-395.

[21]龍育堂,劉世凡,熊建平,等.苧麻對稻田土壤汞凈化效果研究[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境保護(hù),1994,13(1):30-33.

[22]佘瑋,揭雨成,邢虎成,等.湖南冷水江銻礦區(qū)苧麻對重金屬的吸收和富集特性[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2010,29(1):91-96.

[23]Davidson C M, Duncan A L, Littlejohn D, et al. A critical evaluation of the three-stage BCR sequential extraction procedure to assess the potential mobility and toxicity of heavy metals in industrially-contaminated land[J]. Analytica Chimica Acta, 1998,363(1):45-55.

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

[25]Smith C, Hopmans P, Cook F. Accumulation of Cr, Pb, Cu, Ni, Zn and Cd in soil following irrigation with treated urban effluent in Australia[J]. Environmental Pollution, 1996,94(3):317-323.

[26]王學(xué)奎.植物生理生化實驗原理和技術(shù)[M].北京：高等教育出版社，2006.

[27]Ranhawa H S, Singh S P. Zinc fractions in soils and their availabitily to maize[J]. India Society of Soil Science, 1995,43(2):293-294.

[28]Wallace A, Berry W L. Dose-Response Curves for Zinc, Cadmium, and Nickel in Combinations of One, Two, or Three[J]. Soil Science, 1989,147(6):411-412.

[29]章明奎,方利平,周翠.污染土壤重金屬的生物有效性和移動性評價:四種方法比較[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報,2006,17(8):1501-1504.

[30]陳炳睿,徐超,呂高明,等.6種固化劑對土壤Pb Cd Cu Zn的固化效果[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報,2012,31(7):1330-1336.

[31]丁凌云,藍(lán)崇鈺,林建平,等.不同改良劑對重金屬污染農(nóng)田水稻產(chǎn)量和重金屬吸收的影響[J].生態(tài)環(huán)境,2006,15(6):1204-1208.

[32]李瑞美, 王果,等.鈣鎂磷肥與有機(jī)物料配施對作物鎘鉛吸收的控制效果[J].土壤與環(huán)境,2002,11(4):348-351.

[33]Lin Z, Harsbo K, Ahlgren M, et al. The source and fate of Pb in contaminated soils at the urban area of Falun in central Sweden[J]. Science of the Total Environment, 1998,209(1):47-58.

Effect of Cd and Pb immobilization by natural soil amendments on growth and heavy metal uptake of ramie (Boehmerianivea)

LIU Jin1, YIN Xian-qiang1,2, SUN Hui-min1,2, LU Jia-long1,2, WEI Ge-hong3, HE Lei1

(1.CollegeofNaturalResourcesandEnvironment,NorthwestA&FUniversity,Yangling,Shaanxi712100,China;2.KeyLaboratoryofPlantNutritionandtheAgri-environmentinNorthwestChina,MinistryofAgriculture,Yangling,Shaanxi712100,China; 3.CollegeofLifeScience,NorthwestA&FUniversity,Yangling,Shaanxi712100,China)

Pot experiments under greenhouse condition were carried out to evaluate the growth and heavy metal uptake of ramie in heavy metal contaminated yellow-cinnamon soils amended with diatomite, bentonite, limestone, zeolite at different application rates. In our study, the biomass, leaf malondialdehyde (MDA) content, the concentrations of Cd and Pb in different parts of ramie, and fractionations of Cd and Pb in soils were determined. The results showed that zeolite, diatomite (12 g·kg-1) and bentonite (9～12 g·kg-1) amendment significantly reduced acid-extractable Cd concentration in soil. Furthermore, diatomite, bentonite and zeolite at all rates reduced acid-extractable Pb concentrations by up to 43.1%. Application of amendments decreased total Cd and Pb concentrations in different parts of ramie plants. Cd and Pb concentrations in whole plants grown in amended soils were reduced by 9.9%～62.7% and 5.8%～28.4%, respectively. Least Cd and Pb uptake was attained at application rate of 9 g·kg-1. Except for limestone, other amendments alleviated the inhibitory effects of heavy metals on plant growth.

contaminated soil; immobilization; ramie (Boehmerianivea); growth; lead; cadmium

1000-7601(2016)04-0266-08

10.7606/j.issn.1000-7601.2016.04.40

2015-06-20

國家高技術(shù)研究發(fā)展計劃(863計劃)(2012AA101402)；國家自然科學(xué)基金(201207106；201207107)；陜西省自然科學(xué)基礎(chǔ)研究計劃項目 (2012JQ5012；2014JQ5184)；中央高?；究蒲袠I(yè)務(wù)專項項目(QN2011017; QN2011151)

劉金(1989—)，男，河北唐山人，碩士研究生，主要從事土壤污染及修復(fù)研究。E-mail：sauking0@sina.cn。

殷憲強(1977—)，副教授，主要從事微量元素遷移轉(zhuǎn)化和土壤污染及修復(fù)方面的研究工作。E-mail：xianqiangyin@yahoo.com。

S153.6+1; S563.1

A