鈍化劑對(duì)土壤鎘鉛有效性和微生物群落多樣性影響

張 迪，李 婷，方 炫，吳曉霞，丁愛(ài)芳

（南京曉莊學(xué)院環(huán)境科學(xué)學(xué)院，南京211171）

隨著經(jīng)濟(jì)的高速發(fā)展和工業(yè)化進(jìn)程的加速，我國(guó)耕地重金屬污染問(wèn)題日益突出，尤其鎘（Cd）和鉛（Pb）是農(nóng)田土壤重金屬污染的主要元素，對(duì)糧食作物的安全生產(chǎn)構(gòu)成巨大威脅[1-2]。但由于我國(guó)人口壓力大，優(yōu)質(zhì)耕地資源短缺與糧食生產(chǎn)需求矛盾突出，不可能將污染土壤進(jìn)行大規(guī)模休閑或采取工程措施、開(kāi)展植物修復(fù)等；對(duì)農(nóng)田重金屬污染土壤而言，最有效的方式是采取化學(xué)鈍化措施，尤其是對(duì)中輕度污染的農(nóng)田土壤[3]。大量研究發(fā)現(xiàn)海泡石和生物炭是兩種應(yīng)用廣泛的鈍化劑，對(duì)土壤重金屬活性的降低具有較好的效果。例如，添加海泡石可以有效降低土壤可溶態(tài)Cd、Pb 含量和水稻體內(nèi)各部分重金屬含量[4]；生物炭能夠固定土壤中Cd、Pb，同時(shí)降低Cd、Pb 對(duì)薄荷和小白菜等的毒性[5-6]。但是大部分研究主要關(guān)注海泡石和生物炭對(duì)土壤重金屬有效性的影響及在土壤-作物系統(tǒng)中的遷移，而對(duì)土壤微生物功能響應(yīng)的研究較缺乏。

微生物是土壤中最活躍的組分，對(duì)環(huán)境的變化極為敏感，可以用作土壤質(zhì)量變化的預(yù)測(cè)指標(biāo)[7]。土壤微生物生物量、微生物群落碳源代謝活性和功能多樣性一般被用來(lái)作為重金屬污染土壤的敏感指標(biāo)。重金屬污染對(duì)土壤微生物生態(tài)特征的影響結(jié)果存在差異，有促進(jìn)作用、抑制作用或無(wú)明顯影響，這主要是由于土壤微生物體系比較復(fù)雜，且受重金屬種類和濃度以及土壤理化性質(zhì)的共同作用[8]。張雪晴等[9]研究發(fā)現(xiàn)，銅礦區(qū)附近土壤中微生物的生物量隨著重金屬污染程度的增加而明顯下降，群落功能多樣性也降低；郭碧林等[10]研究指出低濃度重金屬污染能夠促進(jìn)微生物生長(zhǎng)，土壤微生物生物量碳、氮隨外源Cd脅迫濃度的增加表現(xiàn)為先上升后下降的趨勢(shì)。鈍化劑的添加在一定程度上能夠改變土壤理化性質(zhì)，降低土壤重金屬活性，影響土壤微生態(tài)環(huán)境。因此，評(píng)價(jià)鈍化劑修復(fù)重金屬污染土壤效果時(shí)，不僅要關(guān)注重金屬有效性的降低，更需要考慮其對(duì)微生物功能的影響。

基于此，本試驗(yàn)以南京某蔬菜地土壤為研究對(duì)象，通過(guò)盆栽試驗(yàn)方法，研究海泡石和生物炭單施及配施對(duì)Cd-Pb復(fù)合污染土壤重金屬有效性、土壤微生物群落多樣性及作物富集Cd、Pb的影響，從土壤環(huán)境質(zhì)量和蔬菜安全食用角度綜合分析，為重金屬污染土壤的修復(fù)提供理論支持。

1 材料與方法

1.1 供試材料

土壤樣品采自南京城郊某蔬菜地，土壤類型為黃棕壤。采集表層0～20 cm 土壤樣品，自然風(fēng)干，過(guò)2 mm 尼龍篩，保存?zhèn)溆谩Ｍ瑫r(shí)用環(huán)刀采集10 cm 和20 cm 處原狀土壤樣品帶回實(shí)驗(yàn)室，測(cè)定土壤田間持水量平均值為21%，土壤pH 值6.34，有機(jī)碳含量26.69 g·kg-1，速效氮含量105.16 mg·kg-1，速效磷含量24.84 mg·kg-1，Cd 和Pb 全量分別為1.37 mg·kg-1和707.82 mg·kg-1，有效態(tài)Cd 和Pb 含量分別為0.53 mg·kg-1和28.45 mg·kg-1。

供試鈍化劑：海泡石為天然黏土礦物材料，含少量的白云石和滑石等雜質(zhì)，主要成分為SiO2、MgO 和CaO，pH 值8.54，比表面積24.32 m2·g-1，孔徑1.90 nm，Cd 和Pb 均未檢出。生物炭采用水稻秸稈制備，在密閉環(huán)境下500 ℃高溫炭化，并過(guò)0.149 mm 篩，密封備用[11]。生物炭pH 值7.87，有機(jī)碳含量154.84 mg·kg-1，Cd 和Pb 含量分別為0.026 mg·kg-1和1.25 mg·kg-1。

供試植物：小五櫻蘿卜（Raphanus sativusL.）和小白菜（Brassica chinensisL.），購(gòu)于南京秋田種業(yè)研究所。兩種作物生育期為40～50 d。

1.2 盆栽試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)共設(shè)7 個(gè)處理：對(duì)照處理（T0），1.0%海泡石處理（T1），2.5%海泡石處理（T2），1.0%生物炭處理（T3），2.5%生物炭處理（T4），0.5%海泡石與0.5%生物炭配施處理（T5），1.25%海泡石與1.25%生物炭配施處理（T6），每個(gè)處理重復(fù)3 次，其中海泡石和生物炭均按照質(zhì)量比添加至土壤中。布置盆栽試驗(yàn)時(shí)，按照每盆4 kg土裝入圓柱形塑料盆中（盆高和內(nèi)徑均為30 cm），同時(shí)加入鈍化劑和化肥，攪拌均勻。化肥分別施用尿素（N≥46.4%）、鈣鎂磷肥（P2O5≥12%）和氯化鉀（K2O≥60%），化肥用量為：每千克土壤施入0.4 g N、0.5 g P 和0.4 g K。水分調(diào)節(jié)至土壤田間持水量的65%，穩(wěn)定一周后，分別將蘿卜種子和小白菜種子播入土壤中，待其生長(zhǎng)至幼苗期后將每盆定植為3 株，隨機(jī)擺放在溫室中。試驗(yàn)期間定期用去離子水給作物澆水，49 d后蘿卜和小白菜成熟收獲。

1.3 樣品采集及分析方法

1.3.1 樣品采集

蘿卜和小白菜成熟后整株收獲，分別收集可食部位鮮樣，帶回實(shí)驗(yàn)室充分沖洗后，稱取可食部位鮮質(zhì)量。將鮮樣放入鼓風(fēng)干燥箱，經(jīng)105 ℃殺青30 min，70 ℃下烘干至恒質(zhì)量、稱量，計(jì)算出蘿卜和小白菜含水量分別為91%和95%，然后用粉碎機(jī)粉碎植物樣品，保存?zhèn)溆谩２杉参飿悠返耐瑫r(shí)，從每個(gè)盆中取土壤樣品約100 g 置于封口袋中，并帶到實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行下一步處理。將采取的土壤樣品分為兩部分：一部分土壤樣品經(jīng)自然風(fēng)干后，剔除生物殘骸、植物碎片、碎石等，過(guò)2 mm尼龍篩后測(cè)定土壤pH值和有效態(tài)重金屬含量，過(guò)0.149 mm 篩后測(cè)定土壤有機(jī)碳含量及進(jìn)行重金屬化學(xué)形態(tài)分析；另一部分直接磨碎過(guò)2 mm篩測(cè)定土壤含水量和微生物指標(biāo)。

2）水位流量關(guān)系單值化后系統(tǒng)誤差及隨機(jī)不確定度分析計(jì)算。依據(jù)《水文巡測(cè)規(guī)范》（SL195-2015）4.5.2規(guī)定。系統(tǒng)誤差不大于3%，允許隨機(jī)不確定度見(jiàn)表1。

1.3.2 分析方法

土壤：pH 值采用無(wú)CO2蒸餾水1∶2.5 土水比浸提，pH 計(jì)（Orion Star ?A211，美國(guó)）測(cè)定；有機(jī)碳（SOC）含量采用水合熱重鉻酸鉀氧化-比色法測(cè)定[12]。Cd 和Pb 有效態(tài)含量采用0.01 mol·L-1CaCl2以1∶5土水比提取[13]，形態(tài)分布采用BCR 連續(xù)提取法[14]，Cd 和Pb 含量用ICP-MS（Agilent 7500，美國(guó)）測(cè)定。土壤樣品分析時(shí)插入國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)GBW07450 進(jìn)行質(zhì)量控制。

表1 鈍化劑對(duì)種植蘿卜和小白菜的土壤pH 值和SOC含量的影響Table 1 Effects of passivating agents on soil pH and SOC with radish and pakchoi

土壤微生物量碳、氮含量采用氯仿熏蒸-浸提，所得濾液用TOC 儀（Multi N/C 3100，德國(guó)）測(cè)定微生物生物量[15-16]。

微生物生物量碳（MBC）=（熏蒸碳-未熏蒸碳）×2.64

微生物生物量氮（MBN）=（熏蒸氮-未熏蒸氮）×1.85

土壤微生物群落功能多樣性的測(cè)定采用Biolog平板分析法，將接種的ECO 板于25 ℃培養(yǎng)，分別于24、48、72、96、120、144、168 h 在590 nm 測(cè)定吸光度（OD）值[17]。Biolog ECO 微平板和Biolog Reader 購(gòu)自美國(guó)BIOLOG公司（BIOLOG，Hayward，美國(guó)）。

植物：蘿卜和小白菜可食部位的重金屬含量測(cè)定用HNO3和H2O2（4 mL/3 mL）消化，消化液用ICP-MS（Agilent 7500，美國(guó)）測(cè)定。植物樣品分析時(shí)插入國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)GBW10015（菠菜）進(jìn)行質(zhì)量控制。

1.4 數(shù)據(jù)處理方法

數(shù)據(jù)的方差分析和相關(guān)分析均采用SPSS 16.0軟件，處理間差異顯著性分析采用LSD 檢驗(yàn)法，用Origin 8.5 作圖，分析結(jié)果采用多次重復(fù)實(shí)驗(yàn)的平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤差表示。

2 結(jié)果與分析

2.1 鈍化劑對(duì)土壤pH值和SOC含量的影響

2.2 鈍化劑對(duì)土壤Cd和Pb有效性及形態(tài)變化的影響

鈍化劑施用對(duì)種植蘿卜和小白菜的土壤Cd 和Pb 有效態(tài)含量的影響如圖1 所示。與T0 處理相比，所有添加鈍化劑處理的土壤有效態(tài)Cd 和Pb 含量均顯著降低，種植蘿卜的土壤有效態(tài)Cd 和Pb 含量降幅分別為49.12%～75.44%和57.94%～84.52%；種植小白菜的土壤有效態(tài)Cd 和Pb 含量降幅分別為42.19%～71.88%和54.85%～81.21%。Cd 和Pb 含量最大降幅均在T2處理。

本研究以種植蘿卜土壤的Cd 和Pb 化學(xué)形態(tài)變化為研究對(duì)象，探討鈍化劑施用對(duì)土壤Cd 和Pb 化學(xué)形態(tài)的影響。由圖2 可見(jiàn)，T0 處理中，土壤4 種形態(tài)Cd 的分布規(guī)律是酸溶態(tài)＞可還原態(tài)＞可氧化態(tài)＞殘留態(tài)，添加鈍化劑后土壤酸溶態(tài)Cd 含量降低，殘留態(tài)Cd含量增加；其中單施海泡石處理（T1和T2）Cd殘留態(tài)增幅最大，較T0處理增加1.11～1.28倍。但1.0%和2.5%鈍化劑用量下，土壤Cd 各化學(xué)形態(tài)占比無(wú)明顯差異。與Cd 形態(tài)分布不同，T0 處理4 種形態(tài)Pb 的分布規(guī)律是可還原態(tài)＞酸溶態(tài)＞可氧化態(tài)＞殘留態(tài)，添加鈍化劑后可還原態(tài)Pb 含量和殘?jiān)鼞B(tài)Pb 含量都呈現(xiàn)出增加趨勢(shì)，與T0 處理相比，單施海泡石處理（T1 和T2）和海泡石與生物炭配施處理（T5 和T6）的酸溶態(tài)Pb 含量顯著降低，降幅分別為45.74%～51.87%和47.65%～48.77%。

圖1 鈍化劑對(duì)蘿卜和小白菜土壤有效態(tài)Cd和Pb含量的影響Figure 1 Effects of passivating agents on the concentrations of soil available Cd and Pb

2.3 鈍化劑對(duì)土壤微生物性質(zhì)的影響

由表2 可知，施用鈍化劑不同程度地增加了土壤MBC 和MBN 的含量。與T0 處理相比，單施海泡石處理（T1 和T2）MBC 和MBN 含量略有增加，但未達(dá)到顯著水平；單施生物炭處理（T3 和T4）和海泡石與生物炭配施處理（T5 和T6）MBC 和MBN 含量增加顯著（P＜0.05），其中，T4 處理MBC 和MBN 含量最高，分別為167.24 mg·kg-1和60.05 mg·kg-1，較T0 處理分別增加0.87 倍和1.55 倍。但T3、T4 和T6 處理間差異不顯著。

鈍化劑對(duì)土壤微生物平均吸光值（AWCD）的影響如圖3 所示。所有處理土壤微生物群落AWCD 值在24 h之前均很低且沒(méi)有明顯變化，從24 h后開(kāi)始出現(xiàn)差異，96 h 后出現(xiàn)明顯差異，總體趨勢(shì)是單施生物炭處理（T3 和T4）AWCD 值高于其他處理。根據(jù)圖3中AWCD 值的變化情況，選擇培養(yǎng)96 h 的AWCD 值計(jì)算微生物群落功能多樣性指數(shù)（表2）。通過(guò)表2可以看出，鈍化劑的添加一定程度上增加了Shannon 指數(shù)、Simpson 指數(shù)和Pielou 指數(shù)，其指數(shù)值分別比對(duì)照增加1%～10%、1%～6%和1%～16%，均未達(dá)到顯著差異水平。

圖2 鈍化劑對(duì)土壤Cd和Pb化學(xué)形態(tài)的影響Figure 2 Effects of passivating agents on fractions of soil Cd and Pb

圖3 鈍化劑對(duì)土壤微生物平均吸光值（AWCD）的影響Figure 3 Effects of passivating agents on average well color development（AWCD）of microbial

2.4 鈍化劑對(duì)蘿卜和小白菜累積Cd和Pb的影響

鈍化劑對(duì)蘿卜和小白菜可食部位Cd 和Pb 含量（以鮮樣計(jì)）累積的影響如圖4 所示。添加鈍化劑顯著降低了蘿卜和小白菜可食部位Cd 和Pb 的含量。與T0 處理相比，蘿卜可食部位Cd 含量下降32.64%～82.61%，Pb 含量下降45.37%～94.44%，且在T2 和T6 處理下蘿卜可食部位Cd 和Pb 含量均滿足《食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)》（GB 2762—2017）（最大限值Cd≤0.1 mg·kg-1、Pb≤0.1 mg·kg-1）。小白菜可食部位Cd 和Pb 含量較T0 處理分別下降26.92%～69.23%和37.57%～81.50%，但僅在T2 處理小白菜可食部位Cd含量滿足《食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)》最大限值（Cd≤0.2 mg·kg-1），所有鈍化劑處理小白菜Pb 含量均超過(guò)該標(biāo)準(zhǔn)最大限值（0.3 mg·kg-1）。

表2 鈍化劑對(duì)土壤微生物量碳、氮和微生物群落功能多樣性指數(shù)的影響Table 2 Effects of passivating agents on soil MBC，MBN and microbial community diversity indices

2.5 鈍化劑對(duì)蘿卜和小白菜產(chǎn)量的影響

鈍化劑對(duì)蘿卜和小白菜產(chǎn)量的影響如圖5 所示。由圖5 可見(jiàn)，添加鈍化劑不同程度的增加了蘿卜和小白菜產(chǎn)量（鮮質(zhì)量），與T0處理相比，T3、T4和T6處理增加顯著，T1、T2與T5處理差異不顯著。

圖4 鈍化劑對(duì)蘿卜和小白菜可食部位Cd、Pb含量的影響（以鮮樣計(jì)）Figure 4 Effects of passivating agents on Cd and Pb concentrations in edible part of radish and pakchoi

圖5 鈍化劑對(duì)蘿卜和小白菜可食部位生物量的影響Figure 5 Effects of passivating agents on the biomass of radish and pakchoi in edible part

3 討論

本研究中，本底土壤Cd 的含量介于土壤污染風(fēng)險(xiǎn)篩選值和風(fēng)險(xiǎn)管制值之間，Pb 含量高于土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管制值。添加不同用量的海泡石和生物炭后，有效態(tài)Cd和Pb含量顯著下降，其中2.5%海泡石處理土壤Cd和Pb有效態(tài)含量降幅最大，分別由0.53 mg·kg-1和28.45 mg·kg-1降低到0.12 mg·kg-1和3.49 mg·kg-1，降幅高達(dá)77.36%和87.73%。海泡石和生物炭作為重金屬修復(fù)常用的鈍化劑，一方面是由于添加后能夠提高土壤pH值，增加土壤膠體和黏粒表面負(fù)電荷，增強(qiáng)其對(duì)土壤中Cd2+和Pb2+的吸附能力；而且土壤中的Fe、Mn 等離子與OH-結(jié)合形成的羥基化合物為重金屬離子提供了更多的吸附位點(diǎn)，降低了重金屬的生物有效性[18]，同時(shí)促進(jìn)氫氧化物、碳酸鹽和磷酸鹽沉淀的形成，有利于Cd 和Pb 由生物有效態(tài)轉(zhuǎn)變?yōu)闅堅(jiān)鼞B(tài)[19]。本實(shí)驗(yàn)的結(jié)果也證實(shí)了施用鈍化劑后Cd和Pb的殘?jiān)鼞B(tài)含量大幅度提高，這與袁興超等[20]研究結(jié)果一致。另一方面，海泡石和生物炭都具有較強(qiáng)的吸附作用。海泡石具有巨大的比表面積和特殊的孔結(jié)構(gòu)，硅氧四面體外緣存在的大量Si-OH 可以與重金屬離子形成表明絡(luò)合，減弱重金屬的擴(kuò)散性；內(nèi)表面積不僅可吸附交換性離子，重金屬離子還可以進(jìn)入海泡石晶格內(nèi)部取代鎂氧八面體中的Mg，從而發(fā)生同晶置換作用，將重金屬陽(yáng)離子吸持在層間的晶架結(jié)構(gòu)內(nèi)成為固定離子，抑制污染物質(zhì)參與再循環(huán)[21]。生物炭表面豐富的含氧官能團(tuán)也起到吸附重金屬的作用，但對(duì)重金屬離子的吸附作用結(jié)合力較弱，易發(fā)生解吸，修復(fù)作用的效果和持久性相對(duì)于海泡石較弱[22-23]。該實(shí)驗(yàn)研究也證實(shí)單施生物炭處理土壤Cd、Pb 有效性和作物對(duì)Cd、Pb的積累量均高于單施海泡石處理。

重金屬污染土壤的修復(fù)不僅要關(guān)注重金屬有效性的降低，更要考慮土壤微生物活性和微生物群落功能多樣性的改變。本研究中添加海泡石和生物炭的處理均能有效降低土壤Cd 和Pb 生物有效性，提高微生物碳源利用能力，增強(qiáng)微生物代謝活性。說(shuō)明土壤重金屬濃度的降低對(duì)土壤微生物產(chǎn)生保護(hù)作用，提高細(xì)胞活性，促進(jìn)微生物生長(zhǎng)。但僅添加生物炭的處理顯著提高土壤微生物量碳、氮含量，可能是由于微生物性質(zhì)的變化不僅與重金屬濃度有關(guān)，而且與土壤性質(zhì)也密切相關(guān)[24]。研究表明，重金屬毒性的大小隨著土壤中有機(jī)物質(zhì)含量的升高而降低[25]，本試驗(yàn)中施加生物炭的處理有機(jī)質(zhì)含量較對(duì)照和施加海泡石的處理顯著提高，可能是導(dǎo)致生物炭處理微生物量顯著提高的原因之一。而且生物炭物理結(jié)構(gòu)空間大，能夠直接吸附土壤微生物于孔隙中，成為土壤微生物生活的載體，同時(shí)供給N、P、K、Ca 等土壤微生物生長(zhǎng)代謝必不可少的營(yíng)養(yǎng)元素，直接促進(jìn)微生物生物量的增加[26]。

土壤微生物群落功能是反映土壤穩(wěn)定性和生態(tài)機(jī)制的重要敏感性指標(biāo)。本實(shí)驗(yàn)中添加海泡石的處理對(duì)土壤微生物群落功能多樣性無(wú)影響，說(shuō)明雖然添加鈍化劑可以降低土壤重金屬有效性，但重金屬含量并不是唯一制約因素。先前也有研究指出，影響微生物群落功能變化的因素復(fù)雜，土壤理化性質(zhì)與微生物群落的變化可能具有更強(qiáng)的相關(guān)性[27]。添加生物炭的處理一定程度上能夠緩解并提升微生物代謝功能多樣性，但提升效果并不顯著，主要是因?yàn)橥寥牢⑸镏荒芾蒙锾恐幸恍〔糠忠追纸獾奶荚碵28]；而且該試驗(yàn)周期短，生物炭的添加可能對(duì)微生物群落功能的變化短期影響較小。

海泡石和生物炭均能顯著降低蘿卜和小白菜可食部位Cd、Pb 的積累，且隨鈍化劑用量的增加而降低，可能與土壤重金屬Cd、Pb有效性降低有關(guān)。尤其是添加2.5%海泡石后蘿卜可食部位Cd 和Pb 含量及小白菜可食部位Cd 含量均滿足《食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)》，僅小白菜Pb 含量超出最大限值，可能與本底土壤Pb 含量高達(dá)707.82 mg·kg-1有關(guān)。從蔬菜安全角度考慮，需要采取進(jìn)一步措施，例如提高鈍化劑用量、延長(zhǎng)鈍化時(shí)間等，或者調(diào)整作物種類，優(yōu)先種植蘿卜等對(duì)重金屬富集能力相對(duì)較低的蔬菜。生物炭單施和1.25%生物炭與1.25%海泡石配施處理顯著增加蘿卜和小白菜產(chǎn)量，一方面是由于生物炭含有豐富的土壤養(yǎng)分元素N、P、K、Ca、Mg 及微量元素，施用后能夠直接增加土壤養(yǎng)分，提高土壤肥力，促進(jìn)作物生長(zhǎng)，增加作物產(chǎn)量[29]；另一方面，海泡石和生物炭施用后都能夠改善土壤理化性質(zhì)，增加土壤pH值，此條件更有利于作物生長(zhǎng)[30]，且二者均具有降低重金屬Cd、Pb生物有效性的作用，能夠抑制蘿卜和小白菜對(duì)Cd、Pb的吸收，減輕對(duì)作物的毒害，因此在一定程度上可以提高作物產(chǎn)量[31]。但該研究只針對(duì)一季作物表層土壤鈍化效果進(jìn)行分析，需要進(jìn)一步開(kāi)展長(zhǎng)期試驗(yàn)研究鈍化劑對(duì)土壤環(huán)境質(zhì)量的影響；而且由于本底土壤Pb 含量較高，后期考慮在高鈍化劑用量下開(kāi)展海泡石和生物炭配施的試驗(yàn)研究。

4 結(jié)論

（1）海泡石和生物炭單施、配施均不同程度地提高了土壤pH 值，促進(jìn)Cd、Pb由酸溶態(tài)向殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化，降低土壤Cd、Pb有效性；2.5%海泡石單施和1.25%海泡石與1.25%生物炭配施土壤Cd、Pb鈍化效率最高。

（2）海泡石和生物炭的添加顯著降低蘿卜和小白菜可食部位Cd、Pb含量，且小白菜相對(duì)于蘿卜更容易富集Cd、Pb，從蔬菜安全角度考慮，建議優(yōu)先考慮種植蘿卜類蔬菜。

（3）生物炭的添加有效增加土壤微生物活性和作物產(chǎn)量，從土壤環(huán)境質(zhì)量改善和作物增產(chǎn)角度綜合考慮，建議采取海泡石和生物炭配合施用進(jìn)行重金屬Cd-Pb污染土壤的修復(fù)。