【摘要】：隨著工農(nóng)業(yè)的快速發(fā)展,我國耕地重金屬污染問題日益嚴(yán)重。湖南省是有色金屬之鄉(xiāng),礦產(chǎn)資源的開采、冶煉給生態(tài)環(huán)境造成了極大影響,嚴(yán)重地制約著區(qū)域內(nèi)農(nóng)產(chǎn)品安全。如何治理Cd、Ni和As復(fù)合污染農(nóng)田土壤及控制水稻對其的吸收是一個(gè)亟待解決的環(huán)境問題。本研究圍繞農(nóng)田土壤Cd、Ni和As復(fù)合污染的修復(fù),以湖南某鎮(zhèn)Cd、Ni和As復(fù)合污染土壤為研究對象,通過鈍化劑篩選試驗(yàn)、水稻盆栽試驗(yàn),研制一種組配鈍化劑SF(海泡石+鐵錳復(fù)合氧化物)較系統(tǒng)的闡述了應(yīng)用SF降低Cd、Ni和As生物有效性的機(jī)制。主要研究結(jié)果如下:(1)研制出以海泡石和鐵錳復(fù)合氧化物為材料,按一定質(zhì)量比例進(jìn)行組配的鈍化劑SF,其對土壤Cd、Ni和As均有較好的鈍化效果,有效態(tài)含量分別降低30.9%、25.2%和60.1%。(2)鎘鎳砷復(fù)合污染土壤上施用組配鈍化劑SF提高了土壤pH和陽離子交換量(CEC),降低了土壤Cd、Ni和As有效態(tài)含量。組配鈍化劑SF處理,土壤pH值升高0.18~0.93(早稻)和0.13~0.79(晚稻)個(gè)單位,土壤CEC含量升高25.6%~59.7%(早稻)和20.4%~63.3%(晚稻)。SF處理土壤Cd和Ni有效態(tài)含量分別降低11.5%~80.8%、10.5%~73.7%(早稻)和20.0%~88.0%、17.1%~58.5%(晚稻)。SF施用量在0.5~2 g·kg~(-1)之間時(shí)土壤有效態(tài)砷含量分別顯著降低17.4%~24.0%(早稻)和24.4%~34.8%(晚稻),SF施用量2.0 g·kg~(-1)時(shí),土壤有效態(tài)As含量與對照(CK)無顯著差異(p0.05)。土壤pH值和CEC含量與土壤Cd和Ni有效態(tài)含量顯著正相關(guān)(p0.05),土壤pH值與土壤As有效態(tài)含量正相關(guān)(p0.05)。SF處理降低土壤Cd、Ni和As的有效性是土壤pH升高和CEC增加的共同作用,其中土壤pH升高是主要影響因素。(3)SF處理顯著降低了水稻各部位Cd、Ni和As含量,早晚稻糙米Cd含量降低28.1%~56.5%和24.3%~48.5%,Ni含量降低12.3%~50.1%和21.6%~45.5%,As含量降低26.2%~82.9%和22.7%~64.7%。組配鈍化劑SF施用量為0.5 g·kg~(-1)時(shí),早晚稻糙米Cd、Ni和As含量均較低,成本也較低。早稻糙米Cd、Ni和As含量與土壤Cd、Ni和As有效態(tài)含量均呈顯著正相關(guān)關(guān)系(p0.05);晚稻糙米Cd和Ni含量與土壤Cd和Ni有效態(tài)含量極顯著正相關(guān)(p0.01),糙米As含量與土壤有效態(tài)As含量正相關(guān)(p0.05)。SF處理通過降低土壤Cd、Ni和As的有效態(tài)含量,從而降低水稻糙米對其的吸收累積。(4)組配鈍化劑SF處理早晚稻根表鐵膜中Fe含量分別降低8.7%~25.8%和12.2%~27.1%,根表鐵膜中Mn含量分別升高0.8%~32.1%和3.8%~40.9%,根表鐵膜中Cd含量分別提高6.4%~37.0%和1.5%~43.7%,根表鐵膜中Ni含量分別提高7.3%~37.5%和11.7%~46.3%,根表鐵膜中As含量分別降低2.6%~27.6%和3.8%~40.9%。水稻根表鐵膜Fe含量與Cd含量顯著負(fù)相關(guān),與As含量顯著正相關(guān),與根Cd、Ni和As含量顯著正相關(guān)(p0.05);根表鐵膜Mn含量與Ni含量顯著負(fù)相關(guān),與根Cd和Ni含量顯著負(fù)相關(guān)(p0.05)。SF處理通過影響根表鐵膜及其Fe、Mn含量而影響水稻根表鐵膜對Cd、Ni和As的吸附固定,進(jìn)而影響水稻對其的吸收。(5)SF處理降低水稻對Cd、Ni和As的富集系數(shù)BAF(Bio-accumulation Factor),同時(shí)提高了水稻根到莖的Cd、Ni和As轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)TF(Translocation Factor),對其他部位的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)有先降低后升高的作用。
【圖文】：

著提高 0.35 和 0.36 個(gè)單位，而單施鐵錳復(fù)合氧化物處理土壤 pH 值并未顯著提高能是因?yàn)楹Ｅ菔蜕锾孔陨?pH 達(dá)到 9.07 和 10.27，而鐵錳復(fù)合氧化物 pH 只有所致。與對照相比，所有鈍化劑組配處理均在一定程度上提高了土壤 pH 值，其提度各不相同；組配處理 7、處理 8、處理 14 和處理 15 未顯著提高土壤 pH 值，而其配處理顯著提高土壤 pH 值；可見，當(dāng)海泡石和生物炭分別與鐵錳復(fù)合氧化物組配錳復(fù)合氧化物用量≥4 g·kg-1時(shí)，對土壤 pH 無影響。海泡石與鐵錳復(fù)合氧化物組配處理土壤 pH 值低于單施海泡石處理、而高于單施鐵錳復(fù)合氧化物處理，此 5 個(gè)處壤 pH 隨著海泡石用量的減少而降低。海泡石與生物炭組配 5 個(gè)處理土壤 pH 均低施海泡石處理和單施鐵錳復(fù)合氧化物處理，但無顯著差異。鐵錳復(fù)合氧化物與生物配 5 個(gè)處理土壤 pH 值高于單施鐵錳復(fù)合氧化物處理，此 5 個(gè)處理土壤 pH 隨著鐵合氧化物用量的減少而提高。海泡石+鐵錳復(fù)合氧化物+生物炭 3 者組配處理 19、 21、處理 23 和處理 25 土壤 pH 值均顯著高于單施海泡石、鐵錳復(fù)合氧化物和生物理，與對照相比，分別提升 0.49、0.44、0.44 和 0.46 個(gè)單位。

顯著降低 39.9%和 31.9%，單施鐵錳復(fù)合氧化物處理對土壤 CaCl2-Cd 含量略有差異不顯著；可見，海泡石和生物炭在鈍化土壤鎘上效果顯著、鐵錳復(fù)合氧化壤鎘效果不理想。與對照相比，所有鈍化劑組配處理均顯著降低土壤 CaCl2-C其降低幅度在 14.3%~39.7%之間。海泡石與鐵錳復(fù)合氧化物 5 個(gè)組配處理土-Cd 含量均低于鐵錳復(fù)合氧化物單施處理而高于海泡石單施處理；海泡石與生物5 個(gè)處理與其單施處理間 CaCl2-Cd 含量無顯著差異；鐵錳復(fù)合氧化物與生物炭個(gè)處理土壤 CaCl2-Cd 含量均低于鐵錳復(fù)合氧化物單施處理；海泡石、鐵錳復(fù)合生物炭三者組配處理 19 和處理 25 土壤 CaCl2-Cd 含量與海泡石和生物炭單施顯著差異，與對照相比，其土壤 CaCl2-Cd 含量分別顯著降低 31.7%和 32.0%。比，，土壤 CaCl2-Cd 含量降低幅度大于 30%的有：處理 1（39.9%）>處理 13（39.7%9（37.5%）>處理 11（35.5%）>處理 10（35.1%）>處理 12（33.6%）>處理 18（33.4%）25（32.0%）>處理 3（31.9%）>處理 19（31.7%）>處理 4（30.9%）。
【學(xué)位授予單位】：湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)
【學(xué)位級別】：碩士
【學(xué)位授予年份】：2018
【分類號】：X53

【參考文獻(xiàn)】

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本文編號：2660431