2021, Vol. 40
2. 河南工业大学环境工程学院, 郑州 450001;
3. 河南省河川工程监理有限公司, 郑州 450000;
4. 河南水利与环境职业学院, 郑州 450008;
5. 中国科学院南京土壤研究所, 南京 210008
2. School of Environmental Engineering, Henan University of Technology, Zhengzhou 450001, China;
3. Henan Hechuan Construction Supervision Co., Ltd, Zhengzhou 450000, China;
4. Henan Vocational College of Water Conservancy and Environment, Zhengzhou 450008, China;
5. Institute of Soil Science, Chinese Academy Sciences, Nanjing 210008, China
随着城市化、工业化进程加快及农业集约化的发展，土壤重金属污染问题日益加剧，严重危害食品安全并威胁人类健康，已成为影响我国社会、经济发展的重要环境问题。Cd是人体非必需营养元素，具有致癌、致畸和致突变作用，会造成骨骼病变、肾功能损伤、肝肾和肺机能不全、遗传及免疫系统等损伤，并诱发多种癌症[1-3]。众所周知的公害病“痛痛病”就是由于日本当地居民长期食用“镉米”和饮用含Cd的水而引起的疾病[4]。2014年我国原环境保护部和原国土资源部公布的《全国土壤污染状况调查公报》指出，全国土壤总超标率为16.1%，污染类型以无机型为主，其中Cd的点位超标率达到7.0%，超标率为无机污染物之首，Cd污染土壤的治理和修复工作迫在眉睫。相对于重金属污染土壤的物理修复和化学修复，利用富集植物将重金属从土壤中提取出来的植物修复技术表现出许多优势，如修复成本低、环境扰动小、不破坏土壤结构、二次污染少或无二次污染、利于污染区域景观恢复、适用于大面积重金属污染场地修复等[5]。而重金属污染严重区域，植物生长因受到重金属胁迫常表现出生长缓慢、生物量低等症状，因此，将生物修复与化学修复相结合的联合修复技术受到研究者推崇，以期通过此方法快速、高效治理重金属污染土壤。
黑麦草是Cd、Zn等重金属的富集植物，虽然其吸收重金属的能力不如超积累植物，但其拥有先锋植物特性，生长快、生物量大、再生能力强、易于种植、抗病虫害能力强、对重金属Cd、Zn等有很强的抗性和蓄积作用，因此常作为修复植物被用于重金属污染土壤的修复研究[6-7]。根系作为植物与土壤直接接触的器官，是植物体吸收和代谢营养物质及毒性物质的器官，一方面植物根系形态会受到环境变化的影响，表现出很好的发育可塑性[8]；另一方面根系形态结构影响着植物对Cd的吸收和木质部装载，进而影响Cd在植物组织中的积累[9-10]。Cd胁迫引起的根损伤可能与其抑制酶活性相关，主要表现为损伤根尖细胞核、抑制核糖核酸酶活性、改变RNA合成；抑制植物根部Fe3+还原酶活性，导致植物Fe2+缺乏；抑制根部硝酸还原酶活性，减少根部对硝酸盐的吸收及向地上部的转运[11]。
植物根系形态、生长和空间分布直接决定着植物对重金属的吸收能力及效率。植物在Cd胁迫下积累过量重金属后，根系生长会受到抑制，从而降低植物对Cd的吸收能力[9, 12]。王效瑾等[13]研究发现，在高浓度Cd处理下，小麦幼苗的根长、根体积和总根尖数降低，但根系平均直径逐渐增加。夏雪姣等[14]研究指出，Cd浓度升至40 mg·L-1时，小麦根的生长受到强烈抑制，中育10号根长下降69%，洛麦23根长下降80%。Ostonen等[15]研究发现花生在Cd胁迫下，其根长、根表面积、根体积和总根尖数均下降，根系平均直径增加。植物根尖是重要的吸收部位，土壤有效态Cd含量高的对照处理，黑麦草根尖数量最低，表明黑麦草根系侧根形成受Cd胁迫的抑制，这是植物对Cd胁迫的重要响应[10, 14]。冯汉青等[16]研究发现，小麦幼苗水培条件下加入Cd会导致小麦幼根根长降低，鲜质量及干质量下降。研究植物根系对重金属Cd胁迫的响应对于揭示植物抵抗重金属胁迫机理具有重要意义。目前，根形态受Cd胁迫影响的研究多为人工添加Cd的水培或土培试验，但条件更为复杂的原位Cd污染土壤研究较少。本研究针对目前严峻的土壤Cd污染形势，通过盆栽试验研究磷灰石、石灰对Cd胁迫下黑麦草生长、根形态、Cd含量、Cd富集量和Cd富集系数等的影响，研究黑麦草根系对Cd胁迫的响应及根形态对黑麦草吸收和转运Cd的影响，为植物修复技术顺利开展提供理论与技术支持。
1 材料与方法 1.1 供试材料供试土壤：土壤样品采集自江西省贵溪市某冶炼厂周边的污染农田，该处田块因重金属污染严重已经废弃数年，土壤沙化及酸化严重。去除土壤表层枯枝落叶等杂物，采集0~20 cm的表层土壤，带回实验室后备用。土壤样品自然风干后，一部分用于后期盆栽试验，一部分用于土壤理化性质检测。土样基本理化指标如下：土壤pH（土水质量比1:2.5）5.60；容重1.32 g·cm-3；有机质1.62 g·kg-1；全氮0.88 g·kg-1；有效磷66.90 mg·kg-1；速效钾45.10 mg·kg-1；全Cd 8.24 mg·kg-1；全Hg 0.06 mg·kg-1；全As 32.30 mg·kg-1；全Pb 60.21 mg·kg-1；全Cr 11.86 mg·kg-1。参照《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB 15618—2018），土壤Hg、As、Pb、Cr含量均低于农用地土壤污染风险筛选值，而Cd含量达到农用地土壤污染风险管制值（5.5 < pH < 6.5，2.0 mg·kg-1）的4.12倍。
供试改良剂：石灰购自郑州建材大市场，pH 12.4，Cd含量0.16 mg·kg-1，粒径0.25 mm。磷灰石购自郑州建材大市场，pH 8.2，Cd含量0.07 mg·kg-1，粒径0.16 mm。供试肥料：河南“心连心”牌复合肥（总养分45%，N、P2O5、K2O各为15%）购自河南省新乡市心连心化肥有限公司。供试植物：重金属富集植物黑麦草（Lolium perenne L.）购自河南秋乐种业科技股份有限公司。
1.2 试验设计试验共设置7个处理，每个处理设置3次重复。不添加改良剂的对照处理记为CK，添加低、中、高剂量磷灰石（磷灰石占风干土壤质量比分别为6、12、24 g·kg-1）的处理分别记为L1、L2、L3，添加低、中、高剂量石灰（石灰占风干土壤质量比分别为1、2、4 g·kg-1）的处理分别记为S1、S2、S3。
土样自然风干后过2 mm尼龙筛，选取直径32 cm、高23 cm的塑料花盆进行盆栽试验。每盆称取（4.00±0.05）kg风干土，3.0 g复合肥，施入相应剂量磷灰石和石灰后充分混匀。浇水至田间持水量的70%，根据土壤干湿情况浇水并平衡2周。每盆均匀种植100粒黑麦草种子，覆土厚度0.5 cm左右。此后根据土壤干湿情况适时浇水，保持每盆浇水量一致。待黑麦草生长至刚抽穗时，分地上和根系两部分采集植物样品，并采集根际土壤样品，装入无菌自封袋带回实验室进行相应分析。植物样品按照杜志敏等[17]的方法进行处理，测定黑麦草地上部分、根系干质量和Cd含量，土壤样品风干后过尼龙筛，测定其pH和Cd含量。
1.3 样品分析在黑麦草生长至刚抽穗时（黑麦草播种后45 d），采集植物样品，用去离子水冲洗干净后沥干水，取一部分植物样品置于烘箱中105 ℃杀青30 min，70 ℃烘干至恒质量，分别称量黑麦草地上部分和根系干质量。黑麦草根系样品尽可能完整采集，用去离子水冲洗干净，吸水纸吸干根系表面水分，均匀铺开，使用EPSON全自动根系扫描仪（Seiko Epson，日本）扫描根系，用WinRHIZO PRO 2009（Regent，加拿大）根系图像分析软件分析获得黑麦草根平均直径、根长、根尖数、根表面积和根体积等指标。土壤有效态Cd含量、黑麦草Cd含量按鲁如坤[18]的方法提取，并用原子吸收分光光度计（Hitachi z2000）测定。
Cd在植物体内由根系向地上部分转运的转运系数、富集系数计算公式分别为：
转运系数=植物地上部分Cd含量（mg·kg-1）/植物根系Cd含量（mg·kg-1）
地上部分Cd富集系数=地上部分Cd含量（mg· kg-1）/土壤Cd含量（mg·kg-1）
根系Cd富集系数=根系Cd含量（mg·kg-1）/土壤Cd含量（mg·kg-1）。
1.4 数据处理采用Microsoft Excel 2010和SPSS 19.0对相关试验数据进行统计分析。
2 结果与分析 2.1 磷灰石、石灰对黑麦草生物量的影响CK处理黑麦草出芽率低，出苗5 d后，大部分幼苗枯萎变黄，表现出中毒症状。Cd污染土壤施入磷灰石和石灰后，黑麦草生物量有不同程度增加，结果如图 1所示。黑麦草地上部分及根系生物量增加幅度均随着磷灰石和石灰添加剂量的增加而增大，L2处理黑麦草根系生物量达到CK的38.6倍，L3处理黑麦草地上部分和根系生物量分别达到CK的176.0倍和174.4倍，S2、S3处理地上部分生物量分别达到CK的72.2倍和130.2倍，S1、S2、S3处理根系生物量分别达到CK的53.3、80.1、154.8倍，且均与CK达到显著差异水平。
|
n=3，不同小写字母表示处理间差异显著（P < 0.05）。下同 n=3, the different lowercase letters indicate significant differences among treatments(P < 0.05). The same below 图 1 磷灰石、石灰对黑麦草生物量的影响 Figure 1 Effects of apatite and lime on the biomass of ryegrass |
磷灰石和石灰处理后黑麦草根系形态变化情况如图 2所示。与CK相比，黑麦草根系平均直径显著降低，根长、根尖数、根表面积和根体积有不同程度增加。L2、L3、S2、S3处理黑麦草根长均显著高于CK处理，分别是CK的6.7、20.2、15.2、15.4倍。中、高剂量磷灰石和石灰处理黑麦草根尖细胞分裂增多，根尖数显著增加，其中L3处理根尖数显著高于其他处理，达到CK处理的24.5倍。L3处理黑麦草根表面积和根体积均最高，与CK相比显著增加了21.0倍和21.3倍，与其他6种处理均达到显著差异。
|
图 2 磷灰石、石灰对黑麦草根系形态的影响 Figure 2 Effects of apatite and lime on root morphology of ryegrass |
黑麦草生物量与根形态指标的相关性分析如表 1所示。黑麦草地上部分和根系生物量呈极显著正相关关系，相关系数为0.979；黑麦草地上部分和根系生物量与根长、根表面积、根体积、根尖数均呈极显著正相关关系，与根平均直径呈极显著负相关关系；黑麦草根长、根表面积、根体积和根尖数4种根形态指标两两之间均呈极显著正相关关系；黑麦草根平均直径与根长、根表面积、根体积、根尖数均呈极显著负相关关系，相关系数分别为-0.746、-0.693、-0.651和-0.805。
|
表 1 黑麦草生物量与根形态指标的相关性分析 Table 1 Correlation analysis between biomass and root morphology of ryegrass |
由图 3可知，磷灰石和石灰处理不同程度地降低了黑麦草地上部分和根系的Cd含量。与CK相比，L1、L2和L3处理黑麦草地上部分Cd含量分别下降了36.4%、46.1%和47.1%，L2和L3处理黑麦草根系Cd含量分别下降了29.3%和41.9%，均与CK达到显著差异水平；S2和S3处理黑麦草地上部分Cd含量分别下降了28.2%和36.5%，S1、S2和S3处理黑麦草根系Cd含量分别下降了22.5%、31.5%和42.1%，均与CK达到显著差异水平。
|
图 3 磷灰石、石灰对黑麦草Cd含量的影响 Figure 3 Effects of apatite and lime on Cd content of ryegrass |
磷灰石、石灰对黑麦草地上部分和根系Cd富集量的影响如图 4所示。CK处理地上部分和根系Cd富集量均最低，施入磷灰石和石灰后Cd富集量有不同程度提高。与CK相比，L2和L3处理黑麦草地上部分Cd富集量分别增加了20.8倍和89.6倍，根系Cd富集量分别增加了27.1倍和100.9倍，均达到显著差异水平；S1、S2和S3处理黑麦草地上部分Cd富集量分别增加了37.3、51.0倍和79.8倍，根系Cd富集量分别增加了41.5、55.3倍和89.3倍，均达到显著差异水平。
|
图 4 磷灰石、石灰对黑麦草Cd富集量的影响 Figure 4 Effects of apatite and lime on Cd accumulation of ryegrass |
黑麦草Cd富集量与干质量、Cd含量的相关性分析结果如表 2所示，黑麦草地上部分与根系Cd富集量呈极显著正相关关系，相关系数为0.980。黑麦草地上部分和根系Cd富集量与地上部分和根系干质量均呈极显著正相关关系，与黑麦草根系Cd含量均呈极显著负相关关系。
|
|
表 2 黑麦草Cd富集量与黑麦草干质量、Cd含量的相关性分析 Table 2 Correlation analysis among Cd accumulation and biomass, root morphology of ryegrass |
本试验结束时CK和磷灰石、石灰处理土壤Cd全量大小范围为7.98~8.24 mg·kg-1，且不同处理间无显著差异（数据未列出）。磷灰石、石灰对土壤有效态Cd含量及pH的影响如图 5所示。CK处理土壤有效态Cd含量为6.89 mg·kg-1，施入磷灰石、石灰后土壤有效态Cd含量出现不同程度降低。与CK相比，L1、L2和L3处理土壤有效态Cd含量分别降低了15.8%、27.2%和36.9%，S1、S2和S3处理土壤有效态Cd含量分别降低了6.3%、13.0%和17.6%，降低幅度随添加剂量增加而增大，均与CK达到显著差异水平。CK处理土壤pH为4.73，施入磷灰石、石灰后土壤pH显著提高，磷灰石和石灰对土壤pH的增加幅度均随添加剂量增加而增大，其中L3和S3处理增加效果最为显著，与其他处理均达到显著差异水平。土壤有效态Cd含量与土壤pH呈极显著负相关关系，相关系数为-0.667，表明土壤有效态Cd含量随土壤pH升高而降低。
|
n=3，图中不同小写字母表示土壤有效态Cd处理间差异显著（P < 0.05）；不同大写字母表示土壤pH处理间差异显著（P <0.05） n=3, the different lowercase（uppercase）letters indicate significant differences in soil available Cd content（soil pH）among treatments(P < 0.05) 图 5 磷灰石、石灰对土壤有效态Cd含量及pH的影响 Figure 5 Effects of apatite and lime on soil available Cd content and pH |
磷灰石、石灰对黑麦草Cd转运系数和富集系数的影响如图 6所示。与CK相比，磷灰石和石灰处理的黑麦草Cd转运系数无显著差异（图 6A）。CK处理黑麦草地上部分和根系Cd富集系数均最高（图 6B和图 6C），施入磷灰石和石灰后，黑麦草地上部分和根系Cd富集系数有不同程度降低，其中中、高剂量磷灰石和石灰处理后地上部分和根系Cd富集系数显著降低。
|
图 6 磷灰石、石灰对黑麦草Cd转运系数和富集系数的影响 Figure 6 Effects of apatite and lime on translocation and bioconcentration factors |
土壤有效态Cd含量、黑麦草Cd含量、Cd富集量与根形态指标的相关性分析如表 3所示。土壤有效态Cd含量与黑麦草地上部分、根系Cd含量均呈极显著正相关关系，与黑麦草地上部分、根系Cd富集量均呈极显著负相关关系；土壤有效态Cd含量与黑麦草根长、根表面积、根体积、根尖数均呈极显著负相关关系，与黑麦草根平均直径呈显著正相关关系。黑麦草地上部分和根系Cd含量与根长、根表面积、根体积、根尖数呈显著或极显著负相关关系，与黑麦草根平均直径呈显著或极显著正相关关系。黑麦草地上部分和根系Cd富集量与黑麦草根长、根表面积、根体积、根尖数均呈极显著正相关关系，与黑麦草根平均直径均呈极显著负相关关系。黑麦草地上部分和根系Cd富集系数与土壤有效态Cd含量呈极显著正相关关系，与根长、根表面积、根体积、根尖数均呈显著或极显著负相关关系，与黑麦草根平均直径呈显著或极显著正相关关系。
|
|
表 3 土壤有效态Cd含量、黑麦草Cd含量、根形态指标的相关性分析 Table 3 Correlation analysis among soil available Cd and root morphology, Cd concentration of ryegrass |
磷灰石、石灰是常见的重金属污染土壤改良剂，作为碱性改良剂，其降低重金属毒性主要通过提高土壤pH来实现[17, 19]。首先，土壤pH增加会增强土壤中有机/无机胶体及土壤黏粒对重金属离子的吸附能力，使土壤及土壤溶液中活性较高的有效态和交换态重金属离子数量减少，从而降低植物体的重金属含量[20]；其次，土壤pH增加（OH-浓度高时），OH-易与重金属离子形成羟基态金属离子，该形态比自由态金属离子更易与土壤吸附位点结合[20-21]；再次，土壤pH增加，土壤溶液OH-浓度升高，OH-易与重金属阳离子结合并生成难溶的M（OH）n沉淀物，进而降低土壤中重金属有效态含量。本试验结果显示，Cd污染土壤中施入磷灰石、石灰后，土壤pH显著增加，土壤有效态Cd含量显著降低，且土壤pH与土壤有效态Cd含量呈极显著负相关关系，这与前人研究结果一致[22-24]。此外，磷灰石作为常用的基肥，一方面可为植物生长提供磷素营养，另一方面能形成磷酸盐类重金属沉淀，从而降低土壤重金属生物有效性，最终达到促进植物生长的目的。石灰中的Ca2+、Mg2+等离子半径与Cd2+半径接近，对Cd2+有拮抗作用，极大地影响了Cd在土壤中的化学行为[25]。对于酸性及偏中性重金属污染土壤而言，施加磷灰石、石灰等碱性改良剂增加了土壤pH，能有效降低土壤有效态重金属含量，减轻土壤重金属对植物的毒性，达到促进植物生长及增加生物量的效果。
3.2 Cd胁迫对黑麦草生长及根形态的影响Cd是植物生长的非必需营养元素，Cd2+的高度移动性致使其极易进入植物体，累积到一定程度后会损伤细胞膜及细胞活性物质，抑制光合作用及酶活性，影响植物正常新陈代谢，对植物生长产生毒害作用[26-29]。植物生物量是表征植物生长状况最直观的指标，能反映植物受毒害程度[30]。本试验结果显示，CK处理黑麦草地上部分和根系生物量均最低，施入高剂量磷灰石、石灰后，土壤有效态Cd含量显著降低，黑麦草生物量显著增加。这表明CK处理黑麦草遭受Cd毒害作用最大，黑麦草新陈代谢及生长受到严重影响，施入磷灰石、石灰后Cd对黑麦草的毒性降低，Cd对黑麦草生长的抑制作用减弱。
土壤有效态Cd含量与黑麦草根形态指标均呈极显著相关关系，而土壤Cd全量与黑麦草根形态各指标均无显著相关关系。这在一定程度上验证了总量法难以反映土壤重金属的生物有效性和移动性，而土壤有效态重金属可较好反映重金属的生物有效性和移动性，更易被植物吸收并影响植物根系生长及形态发育，对植物产生的毒害作用更强[31-32]。根系作为植物与土壤直接接触的器官，是植物吸收、代谢营养物质及毒性成分的主要器官[13]。根系形态与植物对养分、重金属的吸收能力有密切关系，在响应环境变化方面表现出高度的发育可塑性[9-10]。本试验结果表明，黑麦草生物量与根形态指标均呈极显著相关关系，表明根形态指标对植物吸收营养元素，促进植物生物量增加的重要性。Ostonen等[15]研究指出，花生在Cd胁迫条件下，根长、根表面积、根体积和总根尖数下降，根系平均直径增加。Lu等[10]对5个不同品种花生研究发现，Cd胁迫降低了花生根长、根表面积、比根长、总根尖数，但增加了根系平均直径。CK处理黑麦草根长、根尖数、根表面积和根体积均最低，根系平均直径最大，当土壤有效态Cd含量随着磷灰石、石灰施入而降低后，Cd对黑麦草的毒性降低，黑麦草的根长、根尖数、根表面积和根体积有不同程度增加，根系平均直径降低，即植物受到Cd胁迫后表现出根变短变粗、根毛缺乏、侧根分枝减少等症状，这与前人研究结果[13-16]基本一致。Cd胁迫下植物根系平均直径增加，一方面由于Cd诱导小麦根部皮层细胞数量增多，另一方面由于Cd胁迫下根毛及侧根减少，主根在根系中相对比重增大，使得根系平均直径增加。
3.3 黑麦草根形态与Cd吸收转运的相互关系植物根系形态发育可塑性是植物在特定环境下的生存策略[33]，Cd胁迫严重影响植物的根系发育[34]，而植物根系形态和结构变化又能反过来影响根系对Cd吸收和木质部的装载效率，从而影响Cd在植物体内的转运和积累[9, 35]。修复植物的重金属富集量，特别是地上部分重金属富集量是影响其修复潜力的重要指标。通常认为，作为植物吸收器官的根系越发达，越利于植物对重金属Cd的吸收，这在小麦[13-14, 16]、花生[36]、油菜[32, 37]、拟南芥[34]等多种植物品种或生态型的比较研究中得到证实。本研究结果表明，反映黑麦草根系大小的形态学指标（根长、根表面积、根体积、根尖数）均与地上部分及根部Cd富集量呈极显著正相关关系，根平均直径与地上部分及根部Cd富集量均呈极显著负相关关系，这与前人研究结果[10, 12, 38]基本一致。但与高茜蕾等[38]和Lu等[10]研究结果不同，本研究中黑麦草根形态学指标与地上部分及根系Cd含量呈显著或极显著负相关关系。这一方面由于在黑麦草根形态指标（根长、根表面积、根体积、根尖数）较高的磷灰石、石灰处理中，生物有效性高的土壤有效态Cd含量低，导致植物吸收的Cd含量低；另一方面，黑麦草根形态与植物吸收营养物质密切相关，根长、根表面积、根体积、根尖数等指标与生物量呈极显著正相关关系，较发达的根系可有效促进黑麦草的生长，稀释了黑麦草吸入植株体内的Cd，从而导致磷灰石、石灰处理下黑麦草地上部分及根系Cd含量降低。
转运系数和富集系数是表征植物对重金属转移和吸收能力的重要指标[13]。本研究不同处理间黑麦草对Cd的转运系数（转移能力）无显著差异，黑麦草对Cd的转运系数与根形态指标间均无显著相关性，这表明对于某特定植物种类而言，土壤酸碱性、重金属有效性、植物根形态等变化对其转移重金属能力影响不显著，特定植物转移重金属的能力可能与其本身遗传特征有很大关系。而磷灰石（低剂量磷灰石除外）、石灰处理后黑麦草对Cd的富集系数（吸收能力）显著高于CK处理，这表明磷灰石、石灰处理显著影响了黑麦草对Cd的吸收能力。由黑麦草Cd富集系数的计算方法可知，Cd富集系数由黑麦草Cd含量及土壤Cd含量决定，与黑麦草Cd含量呈正比，与土壤Cd含量呈反比，试验中土壤Cd含量变化不显著，所以Cd富集系数变化主要来自于黑麦草Cd含量的变化。植物根长、根表面积、根体积、根尖数等指标增加，可有效增大植物根系与土壤及土壤溶液接触面积，在促进植物根系对营养物质吸收的同时增加了植物对重金属Cd的吸收，试验结果显示黑麦草Cd富集系数与根长、根表面积、根体积、根尖数均呈极显著负相关关系，这表明植物对营养物质的吸收速率高于其对Cd的吸收速率。
4 结论Cd污染土壤施入中、高剂量磷灰石、石灰后，土壤pH显著增加，土壤有效态Cd含量显著降低，黑麦草地上部分及根系生物量、根长、根表面积、根体积、根尖数均显著增加，但黑麦草根平均直径显著降低；黑麦草地上部分及根系Cd含量显著降低，Cd富集量显著增加，黑麦草Cd富集系数显著降低。
选取土壤pH、有效态Cd含量、植物生物量、Cd含量、Cd富集量、根形态、Cd富集系数等指标综合考察Cd污染土壤“改良剂-植物”联合修复技术的效果，表明磷灰石和石灰等改良剂能显著降低土壤有效态Cd含量，促进植物的生长及其对Cd的富集，进而保证植物修复技术更好地实施，其中施入24 g·kg-1剂量磷灰石并种植黑麦草的联合修复技术对Cd污染土壤的修复效果显著，适于在酸性、中度Cd污染土壤上推广应用。
| [1] |
彭少邦, 蔡乐, 李泗清. 土壤镉污染修复方法及生物修复研究进展[J]. 环境与发展, 2014, 26(3): 86-90. PENG Shao-bang, CAI Le, LI Si-qing. Remediation methods of cadmium contaminated soil and research progress on bioremediation[J]. Environment and Development, 2014, 26(3): 86-90. DOI:10.3969/j.issn.1007-0370.2014.03.030 |
| [2] |
Qing Y, Yang J Q, Zhu Y S, et al. Cancer risk and disease burden of dietary cadmium exposure changes in Shanghai residents from 1988 to 2018[J]. Science of the Total Environment, 2020, 734: 139411. DOI:10.1016/j.scitotenv.2020.139411 |
| [3] |
Gustin K, Tofail F, Vahter M, et al. Cadmium exposure and cognitive abilities and behavior at 10 years of age:A prospective cohort study[J]. Environment International, 2018, 113: 259-268. DOI:10.1016/j.envint.2018.02.020 |
| [4] |
Yoshida F. Environmental restoration of Minamata:New thinking brings new advances[J]. Sustainability Science, 2007, 2(1): 85-93. DOI:10.1007/s11625-006-0017-2 |
| [5] |
Rizwan M, Ali S, Zia ur Rehman M, et al. Cadmium phytoremediation potential of Brassica crop species:A review[J]. Science of the Total Environment, 2018, 631/632: 1175-1191. DOI:10.1016/j.scitotenv.2018.03.104 |
| [6] |
盛洁. 黑麦草对重金属的响应及修复调控研究进展[J]. 作物研究, 2014, 28(8): 948-952. SHENG Jie. Research progress of ryegrass response to heavy metals and remediation regulation[J]. Crop Research, 2014, 28(8): 948-952. |
| [7] |
Hu Z Y, Wang Y F, Fang Z G, et al. Italian ryegrass-rice rotation system for biomass production and cadmium removal from contaminated paddy fields[J]. Journal of Soils and Sediments, 2020, 20: 874-882. DOI:10.1007/s11368-019-02470-9 |
| [8] |
Malamy J E. Intrinsic and environmental response pathways that regulate root system architecture[J]. Plant Cell and Environment, 2005, 28(1): 67-77. DOI:10.1111/j.1365-3040.2005.01306.x |
| [9] |
Lux A, Martinka M, Vaculík M, et al. Root responses to cadmium in the rhizosphere:A review[J]. Journal of Experimental Botany, 2011, 62(1): 21-37. DOI:10.1093/jxb/erq281 |
| [10] |
Lu Z, Zhang Z, Su Y, et al. Cultivar variation in morphological response of peanut roots to cadmium stress and its relation to cadmium accumulation[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2013, 91: 147-155. DOI:10.1016/j.ecoenv.2013.01.017 |
| [11] |
Shi G R, Xia S L, Liu C F, et al. Cadmium accumulation and growth response to cadmium stress of eighteen plant species[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2016, 23: 23071-23080. DOI:10.1007/s11356-016-7545-9 |
| [12] |
Dawuda M M, Liao W, Hu L, et al. Root tolerance and biochemical response of Chinese lettuce(Lactuca sativa L.)genotypes to cadmium stress[J]. PeerJ, 2019, 7: e7530. DOI:10.7717/peerj.7530 |
| [13] |
王效瑾, 高巍, 赵鹏, 等. 小麦幼苗根系形态对镉胁迫的响应[J]. 农业环境科学学报, 2019, 38(6): 1218-1225. WANG Xiao-jin, GAO Wei, ZHAO Peng, et al. Changes to wheat seedling root morphology in response to cadmium stress[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2019, 38(6): 1218-1225. |
| [14] |
夏雪姣, 菅明阳, 韩玉翠, 等. 镉胁迫对小麦形态发育及生理代谢的影响[J]. 农业生物技术学报, 2018, 26(9): 1494-1503. XIA Xue-jiao, JIAN Ming-yang, HAN Yu-cui, et al. Effects of cadmium stress on morphological development and physiological metabolism in wheat(Triticum aestivum)[J]. Journal of Agricultural Biotechnology, 2018, 26(9): 1494-1503. |
| [15] |
Ostonen I, Püttsepp Ü, Biel C, et al. Specific root length as an indicator of environmental change[J]. Plant Biosystems, 2007, 141(3): 426-442. DOI:10.1080/11263500701626069 |
| [16] |
冯汉青, 杜变变, 王庆文, 等. 镉胁迫下活性炭对小麦幼根的保护作用[J]. 生态学报, 2016, 36(10): 2962-2968. FENG Han-qing, DU Bian-bian, WANG Qing-wen, et al. The role of activated carbon in protecting the roots of wheat seedlings under cadmium stress[J]. Acta Ecologica Sinica, 2016, 36(10): 2962-2968. |
| [17] |
杜志敏, 郝建设, 周静, 等. 四种改良剂对铜和镉复合污染土壤的田间原位修复研究[J]. 土壤学报, 2012, 49(3): 508-517. DU Zhimin, HAO Jian-she, ZHOU Jing, et al. Field in-situ remediation of Cu-Cd polluted soil by four amendments[J]. Acta Pedologica Sinica, 2012, 49(3): 508-517. |
| [18] |
鲁如坤. 土壤农业化学分析方法[M]. 北京: 中国农业科技出版社, 1999. LU Ru-kun. Analytical methods of soil and agro-chemistry[M]. Beijing: China Agricultural Science and Technology Press, 1999. |
| [19] |
Jin Z H, Zhang M, Li R, et al. Spent mushroom substrate combined with alkaline amendment passivates cadmium and improves soil property[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2020, 27: 16317-16325. DOI:10.1007/s11356-020-08099-3 |
| [20] |
Cao X Y, Hu P J, Tan C Y, et al. Effects of a natural sepiolite bearing material and lime on the immobilization and persistence of cadmium in a contaminated acid agricultural soil[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2018, 25: 22075-22084. DOI:10.1007/s11356-018-1988-0 |
| [21] |
Xu L, Cui H B, Xing X Y, et al. Long-term stability and risk assessment of copper and cadmium in a smelter-impacted soil treated by four amendments[J]. Chemistry and Ecology, 2018, 34(9): 871-883. DOI:10.1080/02757540.2018.1501478 |
| [22] |
冉洪珍, 郭朝晖, 肖细元, 等. 改良剂连续施用对农田水稻Cd吸收的影响[J]. 中国环境科学, 2019, 39(3): 1117-1123. RAN Hongzhen, GUO Zhao-hui, XIAO Xi-yuan, et al. Effects of continuous application of soil amendments on cadmium availability in paddy soil and uptake by rice[J]. China Environmental Science, 2019, 39(3): 1117-1123. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2019.03.027 |
| [23] |
李明, 陈宏坪, 王子萱, 等. 石灰钝化法原位修复酸性镉污染菜地土壤[J]. 环境工程学报, 2018, 12(10): 2864-2873. LI Ming, CHEN Hong-ping, WANG Zi-xuan, et al. In-situ lime immobilization of cadmium in vegetable field of acid soil zone[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2018, 12(10): 2864-2873. DOI:10.12030/j.cjee.201804036 |
| [24] |
范玉超, 吴求刚, 崔红标, 等. 磷灰石和石灰稳定化修复对污染土壤铜和镉垂直迁移的影响[J]. 土壤, 2017, 49(6): 1187-1194. FAN Yu-chao, WU Qiu-gang, CUI Hong-biao, et al. Vertical migration of Cu and Cd in soils immobilized by lime and apatite[J]. Soils, 2017, 49(6): 1187-1194. |
| [25] |
Chen Y H, Xie T H, Liang Q F, et al. Effectiveness of lime and peat applications on cadmium availability in a paddy soil under various moisture regimes[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2016, 23: 7757-7766. DOI:10.1007/s11356-015-5930-4 |
| [26] |
陈辰, 朱园辰, 喇乐鹏, 等. 典型黑土环境下的高、低镉积累白菜品种筛选及耐性比较[J]. 农业环境科学学报, 2020, 39(3): 462-472. CHEN Chen, ZHU Yuan-chen, LA Yue-peng, et al. Screening and tolerance comparison of high and low cadmium accumulating cabbage cultivars in a typical black soil[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2020, 39(3): 462-472. |
| [27] |
He S, Yang X, He Z, et al. Morphological and physiological responses of plants to cadmium toxicity:A review[J]. Pedosphere, 2017, 27(3): 421-438. DOI:10.1016/S1002-0160(17)60339-4 |
| [28] |
Kumbhakar D V, Datta A K, Das D, et al. Assessment of oxidative stress, antioxidant enzyme activity and cellular apoptosis in a plant based system(Nigella sativa L.; black cumin)induced by copper and cadmium sulphide nanomaterials[J]. Environmental Nanotechnology, Monitoring and Management, 2019, 11: 100196. DOI:10.1016/j.enmm.2018.100196 |
| [29] |
张欣, 王华忠, 王利, 等. 不同品种小麦幼苗耐镉差异[J]. 江苏农业科学, 2018, 46(7): 61-65. ZHANG Xin, WANG Hua-zhong, WANG Li, et al. Different varieties of wheat seedling resistance to cadmium[J]. Jiangsu Agricultural Sciences, 2018, 46(7): 61-65. |
| [30] |
Zhang X, Gao B, Xia H. Effect of cadmium on growth, photosynthesis, mineral nutrition and metal accumulation of bana grass and vetiver grass[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2014, 106: 102-108. DOI:10.1016/j.ecoenv.2014.04.025 |
| [31] |
章明奎, 方利平, 周翠. 污染土壤重金属的生物有效性和移动性评价:四种方法比较[J]. 应用生态学报, 2006, 17(8): 1501-1504. ZHANG Ming-kui, FANG Li-ping, ZHOU Cui. Evaluation of heavy metals bioavailability and mobility in polluted soils:A comparison of four methods[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2006, 17(8): 1501-1504. DOI:10.3321/j.issn:1001-9332.2006.08.028 |
| [32] |
王凌, 张国印, 张小龙, 等. 蔬菜土壤重金属生物有效性及有效态与全量相关性研究[J]. 华北农学报, 2011, 26(增刊): 85-88. WANG Ling, ZHANG Guo-yin, ZHANG Xiao-long, et al. Study on the bioavailability of heavy metal and correlation between the available concentration and the total in vegetable soil[J]. Acta Agriculturae Boreali-Sinica, 2011, 26(Suppl): 85-88. |
| [33] |
王艺霖, 周玫, 李苹, 等. 根系形态可塑性决定黄栌幼苗在瘠薄土壤中的适应对策[J]. 北京林业大学学报, 2017, 39(6): 60-69. WANG Yi-lin, ZHOU Mei, LI Ping, et al. Root morphological plasticity determing the adaptive strategies of Cotinus coggygria seedlings in barren soil environment[J]. Journal of Beijing Forestry University, 2017, 39(6): 60-69. |
| [34] |
陈杰, 许长征, 曹颖倩, 等. 不同重金属对拟南芥根系特征的影响比较[J]. 应用与环境生物学报, 2017, 23(6): 1122-1128. CHEN Jie, XU Chang-zheng, CAO Ying-qian, et al. Heavy-metal-induced morphological changes of root characteristics in Arabidopsis thaliana[J]. Chinese Journal of Applied and Environmental Biology, 2017, 23(6): 1122-1128. |
| [35] |
Vaculík M, Konlechner C, Langer I, et al. Root anatomy and element distribution vary between two Salix caprea isolates with different Cd accumulation capacities[J]. Environmental Pollution, 2012, 163: 117-126. DOI:10.1016/j.envpol.2011.12.031 |
| [36] |
曹莹, 周国驰, 王晓旭, 等. 生物炭对镉胁迫下花生根系形态学特性及根镉含量的影响[J]. 土壤通报, 2018, 49(1): 197-203. CAO Ying, ZHOU Guo-chi, WANG Xiao-xu, et al. Effects of biochar on root morphology and cadmium content in peanut under cadmium stress[J]. Chinese Journal of Soil Science, 2018, 49(1): 197-203. |
| [37] |
杨志新, 钟伟, 秦丽, 等. 9个油菜品种根系形态与镉铅累积关系及机理初步分析[J]. 云南农业大学学报(自然科学), 2018, 33(5): 916-924. YANG Zhi-xin, ZHONG Wei, QIN Li, et al. Relationship between root morphology and Cd/Pb accumulation characteristics of nine rape varieties and its mechanism[J]. Journal of Yunnan Agricultural University (Natural Science), 2018, 33(5): 916-924. |
| [38] |
高茜蕾, 郑瑞伦, 李花粉. 蒸腾作用及根系特征对不同品种油菜吸收镉的影响[J]. 生态学杂志, 2010, 29(9): 1794-1798. GAO Qian-lei, ZHENG Rui-lun, LI Hua-fen. Effects of transpiration rate and root character on cadmium absorption by pakchoi cultivars[J]. Chinese Journal of Ecology, 2010, 29(9): 1794-1798. |