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    厭氧罐沼液對水稻吸收cd的影響
    時(shí)間 : 2019-12-19 瀏覽量 : 167

    山東達禹環(huán)境工程有限公司已在沼氣工程領(lǐng)域深耕十年,有著(zhù)豐富的行業(yè)經(jīng)驗,生產(chǎn)各種沼氣設備,承接大中小各種規模的沼氣工程,承建黑膜沼氣池、紅泥膜沼氣池等各種軟體沼氣池及雙膜氣柜、集雨窯等,同時(shí)生產(chǎn)加工各類(lèi)液袋、水囊、橋梁預壓水袋、森林消防水袋、可拆卸游泳池等,歡迎新老客戶(hù)洽談合作,共謀發(fā)展!

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    摘自《中國沼氣》2018第6期 陳佳苪 楊剛 石慶怡 鄧紅艷 都琳玉


    近年來(lái),隨著(zhù)城市工業(yè)化進(jìn)程的不斷發(fā)展,環(huán)境  污染的現狀越發(fā)嚴峻,其中土壤污染尤其突出。據  2014年《全國土壤污染狀況調查公報》結果顯示,重  金屬Cd污染加重,有93%的地區的土壤被認定為輕度污染土壤(0.3~1.5mg·kg-1)),同時(shí)《四川省土壤污染狀況調查公報》調查發(fā)現,四川省耕地


    土壤的點(diǎn)位超標率為34.3%,其中鎘是土壤污染的主要特征污染物。鎘是一種非必需且生物毒性最強的重金屬元素。它在地殼中的平均濃度約為0.1mgkg-12。它是一種容易通過(guò)水稻的富集作用進(jìn)入食物鏈的重金屬元素。近年來(lái)“鎘大米”事  件頻發(fā),其對人體機體的呼吸系統、肝臟、腎臟,骨


    骼、生殖系統等都會(huì )造成嚴重的傷害;另外,鎘的  遺傳毒性也會(huì )對人體健康造成不同程度的損害,危  及生態(tài)安全,從而引起政府的高度重視,因此對于土  壤鎘污染的修復與治理已到了刻不容緩的地步  日前,對于土壤重金屬Cd的修復主要有物理修復  法、化學(xué)修復法、生物修復法,其中利用鈍化劑原

    位修復重金屬污染土壤因使用便利且有效并且不會(huì )

    改變土壤的理化性質(zhì)而被廣泛應用6

    沼氣厭氧罐沼液作為良好的有機肥,含有大量植物生長(cháng)發(fā)

    育所需的營(yíng)養元素,如氮、磷、鉀、鈣鎂以及有機質(zhì)

    腐植酸等,在改良土壤、提高肥力、保護植被、增  加糧食產(chǎn)量等方面都有積極作用。目前研究發(fā)

    施用沼氣厭氧罐沼液肥對油菜生學(xué)特性以及對油菜養分吸

    收的影響,均起到促進(jìn)作用,并且對土壤肥效也有明

    顯的增加。并且厭氧沼氣發(fā)酵可使沼氣厭氧罐沼液中重金

    形  于沼氣厭氧罐沼液的  資源化利用。另外,高的沼氣厭氧罐沼液施用量能顯著(zhù)降低土

    壤有效態(tài)Cd含量。有研究證明,施用沼氣厭氧罐沼液有利

    修復污灌區棕壤土重金屬危害,污灌區棕壤土重

    屬綜合污染水平由中度污染下降到輕度污染

    但由于沼氣厭氧罐沼液是由有機物料發(fā)酵而成,其原料中重金  屬是否會(huì )隨土壤-作物體系而進(jìn)入食物鏈,從而影

    響人類(lèi)健康成為目前沼氣厭氧罐沼液農用最大的爭議之一2)。

    目前沼氣厭氧罐沼液對土壤重金屬遷移轉化作用研究較少,現

    有研究主要集中于沼氣厭氧罐沼液農用的安全性與生態(tài)風(fēng)險

    上,而沼氣厭氧罐沼液施用對中重度鎘污染土壤的治理效果以

    及其生長(cháng)作物的影響與機理有待深入研究?;诖?本文通過(guò)盆栽試驗研究了沼氣厭氧罐沼液施用對原狀Cd污染土壤中鎘形態(tài)、潛在生態(tài)風(fēng)險以及水稻吸收累積Cd的影響,以期明確沼氣厭氧罐沼液施用是否會(huì )引入環(huán)境風(fēng)險或對重金屬污染土壤具有一定的修復效果,進(jìn)而為沼氣厭氧罐沼液科學(xué)利用提供參考。

    1沼氣厭氧罐沼液材料與方法

    1.1試驗材料

    供試水稻品種為香粳3號(云南省農科院粳稻育種中心)。

    供試土壤為水稻土,土壤基本理化性質(zhì)及重金屬含量為:pH值8.30,全氮0.124gkg',堿解氮0.28g…kg-,速效磷0.057mg·kg,速效鉀6.08mgkg-,全鉀0.796g·kg-1,全磷12.254gkg-,  有機質(zhì)3.5gkg-1,陽(yáng)離子交換量49.40 cmol. kg1,全  鎘2.68mg·kg。依據土壤環(huán)境質(zhì)量標準


    (GB15618-1995)可知,土壤為中重度Cd污染土壤  供用沼氣厭氧罐沼液由四川正農農業(yè)有限公司提供,系牛  糞尿料厭氧發(fā)酵產(chǎn)物?;纠砘再|(zhì)及重金屬含量  為:全氮0.29gkg-1,全鉀0.13gkg-,全磷0.011  kg,全鎘0.002mgkg-。


    1.2試驗方法

    試驗于2016年5-9月在四川農業(yè)大學(xué)實(shí)驗大棚中進(jìn)行,共設6個(gè)處理,其中1個(gè)常規施肥處理(CK)和5個(gè)純沼氣厭氧罐沼液處理(BS1-B5),詳見(jiàn)表2,每個(gè)處理設置3次重復。

    試驗水稻種子經(jīng)30%的H2O2消毒30min,再用0.1%的次氯酸鈉浸種1d后,撒播于秧田進(jìn)行育苗,當苗齡45d后移栽于盆栽桶中。每個(gè)盆栽桶加入10kg土樣,隨后分別加入沼氣厭氧罐沼液和化肥與土壤混勻,灌水平衡1周后進(jìn)行移栽,移栽時(shí)一穴一苗,共36株,整個(gè)生長(cháng)期均用去離子水澆灌,整個(gè)水稻生長(cháng)過(guò)程按照大田種植習慣方法進(jìn)行管理。


    1.3樣品處理與分析

    1.3.1樣品采集

    水稻成熟期采樣,采用5點(diǎn)取樣法取長(cháng)勢均勻的水稻6株,樣品用自來(lái)水沖洗干凈后,用蒸餾水清洗,并于105℃下殺青0.5h,于75℃烘干至恒量,稱(chēng)量。不銹鋼粉碎機粉碎,分籽粒、莖、葉測定

    水稻不同器官Cd含量。對應采集土壤樣品,風(fēng)干后過(guò)100目尼龍篩,測定土壤Cd全量、土壤各形態(tài)Cd含量。

    3.2樣品分析

    土壤Cd全量:稱(chēng)過(guò)100目篩土樣0.25g于聚四氟乙烯坩堝中,采用HCl-HNO3HCO4全消解的方法,定容后過(guò)濾,用 ICP-MS測定溶液Cd濃度

    土壤Cd形態(tài):采用BCR連續提取法處理樣品,


    具體步驟如下:1)可交換態(tài):稱(chēng)取1g樣品于50mL  丙烯離心管中,加入40mL0.11mod,LHAC提  取液,在室溫下震蕩16h后,離心分離(5000  rmin,10min);將上層清液倒入聚乙烯瓶中,加  入20mL去離子水洗滌殘余物,振蕩20min,離心,  棄去清洗液。2)可還原態(tài):向第1步的殘余物中加  人40mL0.5m1LNH2Om:HC提取液,在室溫  下震蕩16h,離心分離。其余操作同第1步。3)可  氧化態(tài):向第2步的殘余物中加入10mLH2O2,蓋  上離心管蓋,在室溫下消解1h,然后去蓋置于85℃水溶鍋中消解1b,加熱至溶液蒸發(fā)近干,再加入10mLH2O2,加熱至溶液近干。冷卻后,加入50mL1mol-L NH OAC提取液,在室溫下震蕩16h。其余操作同第1步。4)殘渣態(tài):將經(jīng)過(guò)第3步提取后的  殘渣稱(chēng)取0.1g,轉移到50mL聚四氟乙烯燒杯中然后加入10 mL HNO3,1mH和1 mL HCIO4,加蓋后于電熱板上消解至澄清透明??山粨Q態(tài)及可還原態(tài)的重金屬為可移動(dòng)態(tài)重金屬,可氧化態(tài)與殘渣態(tài)為穩定態(tài)重金屬含量

    水稻糙米及根莖葉Cd含量:稱(chēng)樣0.3g于消煮管中,分別加人HNO35mL,H2O21ml,微波消解  定容后過(guò)濾,用 ICP-MS測定Cd含量。以上所有樣品均做平行樣  1.3.3施肥后土壤Cd含量降低率分析  施肥后土壤Cd含量降低率計算方程為:

    降低率(%)=(m1-m,)×100m

    式中:m,為施肥前土壤Cd含量;m為施肥后土壤Cd含量

    1.3.4土壤重金屬生態(tài)風(fēng)險評價(jià)  采用由 Hakanson提出的潛在生態(tài)風(fēng)險指數法來(lái)評價(jià)沼氣厭氧罐沼液施加后土壤中的重金屬生態(tài)風(fēng)險

    C=C/C

    E= T

    R=∑E  式中:R/為沉積物中重金屬的綜合潛在生態(tài)風(fēng)  險指數;E,是單個(gè)重金屬i的潛在生態(tài)風(fēng)險系數;  C為重金屬i的污染指數;C1與C為分別為可移動(dòng)  態(tài)重金屬含量與穩定態(tài)重金屬含量。Cd毒性系數  7,為301。重金屬的潛在生態(tài)風(fēng)險分級標準見(jiàn)


    1.3.5數據統計與分  采用Excl和SPSs軟件對沼氣厭氧罐沼液進(jìn)行數據統處理,比較采用LSD法


    2結果與分析

    2.1沼氣厭氧罐沼液和化肥施用對土壤Cd總量的影響

    從圖1可知,與原土相比,各處理均不同程度地減少了重金屬鎘的含量。其中,CK處理土壤Cd含量最高,為1.484mgkg1,降低了44.02%,明顯低于各沼氣厭氧罐沼液處理(P<0.05)。而各沼氣厭氧罐沼液處理下土壤中重金屬鎘含量均降低了53.16%,51.57%,48.88%,61.57%,63.16%。說(shuō)明沼肥的施用可以在一定程度上降低土壤Cd含量,并且隨著(zhù)沼氣厭氧罐沼液施用量的增加,土壤Cd含量呈先增加后減少的趨勢。BS3處理下土壤Cd含量最高,為1.321mgkg

    CK處理土壤相比處理BS3增加了8.77%,說(shuō)明當沼氣厭氧罐沼液施用量在32~38gkg時(shí),可使土壤Cd含量  處于相對較低的水平,降低污染風(fēng)險。由于試驗土壤Cd含量本底值較高,為中重度Cd污染土壤,在此基礎上根據土壤環(huán)境質(zhì)量標準(GB15618-1995)的二級標準(Cdmg·kg-≤0.6),各沼氣厭氧罐沼液處理組和CK處理的土壤Cd含量均高于土壤限定二級標準。


    2.2施用沼氣厭氧罐沼液和化肥對土壤Cd形態(tài)的影響

    重金屬的形態(tài)分為4類(lèi),分別是可交換態(tài)


    (F1)、可還原態(tài)(F2)、可氧化態(tài)(F3)殘渣態(tài)(F4)  由圖2可知,隨著(zhù)沼氣厭氧罐沼液的施加,F與H2的總量大體  成下降趨勢,而F3與F4的含量成上升趨勢。這說(shuō)  明沼氣厭氧罐沼液對于重金屬Cd的鈍化作用是通過(guò)把不穩定  態(tài)的重金屬Cd(F1和F2)轉化為較為穩定態(tài)的重  金屬Cd(F3和F4)。

    由上述圖2可知,常規化肥處理組土壤中Cd  各形態(tài)含量的分配順序為可還原態(tài)>可交換態(tài)>  殘渣態(tài)>可氧化態(tài)。原土樣中Cd各形態(tài)含量所占

    總量的比例為:可還原態(tài)>可交換態(tài)>可氧化態(tài)>

    殘渣態(tài),這與原土樣中各形態(tài)所占比例大致相同,這

    沒(méi)有太大變化。根據圖2,處理組BSI和Bs3土壤

    中Cd各形態(tài)含量的分配順序均為:殘渣態(tài)>可還  原態(tài)>可交換態(tài)>可氧化態(tài)。處理組BS4和BS5

    土壤中Cd各形態(tài)含量的分配順序均為:殘渣態(tài)>

    可交換態(tài)>可還原態(tài)>可氧化態(tài)。與原土樣相比

    沼氣厭氧罐沼液試驗組可交換態(tài)(F1)、可還原態(tài)含量(F2)及其

    所占比例有所降低,可氧化態(tài)(B3)、殘渣態(tài)含量

    (F4)及其所占比例有所上升,其中殘渣態(tài)含量提高

    較為明顯。與原土樣相比較,處理組Bs1和Bs5的

    殘渣態(tài)含量分別增加了998%,11.9%,97.5%

    92.1%,96.5%;與常規化肥組相比,分別增加了

    25.6%,33.8%,24.1%,20.7%,23.5%。與常規化

    肥組相比,沼氣厭氧罐沼液處理組的非有效態(tài)Cd含量(F3+

    F4)分別增加了32.68%,37.22%,31.42%  32.46%,34.61%。說(shuō)明一定量沼氣厭氧罐沼液的施加可以減  少可吸收態(tài)Cd的含量,增加土壤Cd殘渣態(tài)含量  促進(jìn)重金屬Cd的形態(tài)由有效性向非有效性轉化。進(jìn)一步作各形態(tài)之間的相關(guān)關(guān)系分析,土壤可交換  態(tài)Cd含量在不同處理間顯著(zhù)性不明顯。不同處理  間土壤可還原態(tài)Cd含量差異不顯著(zhù)。說(shuō)明沼氣厭氧罐沼液的施用量對土壤可交換態(tài)Cd和可還原態(tài)Cd的含量影響不大。土壤中可氧化態(tài)Cd含量在不同處理間存在極顯著(zhù)差異(F=6.731,p=0.003),常規化肥處理與其它處理間的可氧化態(tài)和殘渣態(tài)差異均達到顯著(zhù)水平。由此說(shuō)明,沼氣厭氧罐沼液處理相比常規化肥處理對中重度鎘污染土壤中可氧化態(tài)和殘渣態(tài)Cd含量有顯著(zhù)影響,在一定程度上可以增加可氧化態(tài)和殘渣態(tài)Cd的含量。因此,沼氣厭氧罐沼液的施加在一定程度上  增加了較為穩定的可氧化態(tài)(F3)和殘渣態(tài)Cd(F4)  的含量,達到了一定的鈍化效果。


    2.3沼氣厭氧罐沼液施加后土壤中重金屬的生態(tài)風(fēng)險

    C1和E,的值決定了重金屬的風(fēng)險水平,由表4可以看出,CK處理組中Cd的C值為3.17,為輕度金屬污染;沼氣厭氧罐沼液處理組Bs1-Bs5中Cd的C值分別為2.32,2.11,2.36,2.32,2.37,為輕微金屬污染,表明沼氣厭氧罐沼液處理后金屬污染降低,由輕度金屬污染降為輕微金屬污染。同樣,CK處理組的Cd潛在風(fēng)險指數(Fr)值為94.95,為較強生態(tài)風(fēng)險程度;沼氣厭氧罐沼液處理組(BS1-BS5)的潛在風(fēng)險指數(E,)值分別為69.52,63.40,70.68,69.58,71.18,均處于中等生態(tài)風(fēng)險程度。經(jīng)過(guò)沼氣厭氧罐沼液處理,生態(tài)風(fēng)險程度由CK處理組的較強生態(tài)風(fēng)險程度降低到中等生態(tài)風(fēng)險程度,說(shuō)明與施用常規化肥相比,沼氣厭氧罐沼液的施用降低了該土壤中重金屬的生態(tài)風(fēng)險。同時(shí),未經(jīng)處理的土壤的潛在風(fēng)險指數(Er)值為51.24,為中等生態(tài)風(fēng)險程度,說(shuō)明沼氣厭氧罐沼液的施用并未增加其生態(tài)風(fēng)險。


    2.4施用沼氣厭氧罐沼液和化肥對水稻重金屬Cd含量的影響

    由表5可見(jiàn),處理組BS1~BS5水稻器官Cd含量為根部>糙米>根莖葉>稻米殼,以根部為主,且隨著(zhù)沼氣厭氧罐沼液量的增加有所上升,籽粒對Cd的積累量相對較低。這與CK組中Cd在各器官中分配情況相同,這說(shuō)明沼氣厭氧罐沼液的施加不會(huì )影響重金屬Cd在各


    器官中的分配情況。隨著(zhù)沼氣厭氧罐沼液量的增加,各處理組  中的水稻莖葉部分、糙米以及根部的Cd含量均成  增加趨勢,但處理組BS1~BS5均小于CK組的Cd  含量。在沼氣厭氧罐沼液處理組中,處理組Bs3的稻米中Cd  含量最高,達0.356mgkg1。其變化趨勢與施肥  后土壤中Cd含量的變化趨勢大致相同,均表現為  先升高后降低。CK與處理組BS3相比,其糙米Cd含量增加了1.69%。

    水稻地下部分Cd含量在不同沼氣厭氧罐沼液施用量處理之間差異顯著(zhù)(F=25.867,p=0.000),常規化肥處理與沼氣厭氧罐沼液處理組BS3和BS5差異不顯著(zhù)(p>0.05),與處理組B1和BS2差異顯著(zhù)(p<0.05)說(shuō)明沼氣厭氧罐沼液施用量對水稻地下部分Cd含量的影響顯


    在盆栽實(shí)驗中,將沼氣厭氧罐沼液代替常規化肥施用,對土  壤和農作物均有一定影響。段然研究表明,沼氣厭氧罐沼液  中N,P,K等營(yíng)養物質(zhì)含量豐富,施用沼氣厭氧罐沼液后,土壤  中N,P,K均高于未施土壤,長(cháng)期施用可以提高土壤  養分,培肥土壤。本研究表明,以牛糞尿厭氧發(fā)酵產(chǎn)  物作底肥,不同量的沼氣厭氧罐沼液栽培水稻情況下,施用沼氣厭氧罐沼液  后,土壤速效磷和速效鉀含量有著(zhù)顯著(zhù)的提高,速效  磷與速效鉀的增加有利于植物的吸收,對植物的生  長(cháng)有著(zhù)促進(jìn)的作用,說(shuō)明施用沼氣厭氧罐沼液有利于提高土壤  中速效鉀和速效磷的含量,從而提高土壤的養分含  量。沼氣厭氧罐沼液施用在增加土壤養分的同時(shí),沼氣厭氧罐沼液農用也  會(huì )造成農作物中重金屬含量的增加,重金屬污染是影響沼氣厭氧罐沼液農用的一大問(wèn)題。沼氣厭氧罐沼液農用會(huì )造成農作物中重金屬含量的增加,因此研究不同沼氣厭氧罐沼液量處理的農作物中重金屬含量可以為沼氣厭氧罐沼液農用提供理論依據。有研究表明,沼氣厭氧罐沼液中的重金屬隨沼氣厭氧罐沼液施用量的  增加,其在土壤-植物系統中累積量也會(huì )隨之加大,  從而對土壤和植物產(chǎn)生一定的環(huán)境壓力。曹鐵  華等研究指出,有機肥的施人能顯著(zhù)增加土壤重  金屬的積累,單獨施用化肥的效果不顯著(zhù)。陳曉  紅8研究發(fā)現,Cd2+與施用的沼肥引入的的相伴陰  離子(C1-,NO3,O2)形成可溶性絡(luò )合離子,使土  壤固相中的Cd大量進(jìn)入土壤溶液,從而降低了土


    壤對Cd的吸附。本研究土壤中重金屬Cd含量大幅降低,且均高于常規化肥組的降低值,并且化肥施用量較少,說(shuō)明一定量的沼氣厭氧罐沼液施入能降低土壤中Cd含量。當沼氣厭氧罐沼液施用量為32-38gkg時(shí),施肥后土壤Cd含量的值處于較低水平,并且沼氣厭氧罐沼液的施用并未增加土壤重金屬Cd的生態(tài)風(fēng)險。劉秀珍等研究發(fā)現機肥的施用能夠促進(jìn)土壤中可交換態(tài)Cd和碳酸鹽結合態(tài)Cd向鐵錳氧化物結合態(tài)、有機結合態(tài)和殘留態(tài)轉化,即土壤中Cd的形態(tài)由生物有效性轉化為非生物有效性。劉文科研究表明,在高鎘土壤上,沼氣厭氧罐沼液的施用會(huì )降低有效鎘的含量。本試驗研究結果顯示,施用不同量沼氣厭氧罐沼液后,土壤Cd的分級形態(tài)產(chǎn)生變化,各處理組土壤中Cd可交換態(tài)、可還原態(tài)均有所減少,而使難吸收的殘渣態(tài)和可氧化態(tài)顯著(zhù)增加。這與劉秀珍等人的研究結果一致。由于殘渣態(tài)Cd極難被作物吸收利用2,這表明施用沼氣厭氧罐沼液有利于土壤中Cd由活性態(tài)轉化為非活性態(tài),不易被作物吸收,從而控制土壤重金屬污染的風(fēng)險。本研究中,各沼氣厭氧罐沼液處理組的水稻糙米的Cd含量均超標,且各處理間差異顯著(zhù),隨著(zhù)沼氣厭氧罐沼液量的增加糙米中Cd含量呈降低的趨勢,均低于常規化肥組的Cd含量。說(shuō)明與常規化肥的施用相比,一定量  的沼氣厭氧罐沼液施用能降低水稻對Cd的積累量。由于本試  驗用土為中重度Cd污染土壤,另外,本試驗采用的  施肥方式為穴施,施用的沼氣厭氧罐沼液和化肥均在植株根系


    周?chē)?提高了植株吸收重金屬的幾率2)。因此,本試驗中,受土壤影響,沼氣厭氧罐沼液處理組的糙米中以及水稻地下部分Cd總量均大于國家限定標準。

    隨著(zhù)沼氣技術(shù)的快速發(fā)展,在全國范圍內建設了大量沼氣工程,在產(chǎn)生沼氣的同時(shí)伴隨著(zhù)大量副

    物的產(chǎn)生,即沼氣厭氧罐沼液,沼氣厭氧罐沼液的資源化利用是沼氣工程綜合應用的關(guān)鍵之一。沼氣厭氧罐沼液作為一種具有大量的氨基酸、B族維生素、水解酶等營(yíng)養全面、肥效穩定的有機肥2,其有效利用可以解決當前復合肥料濫用的問(wèn)題。本試驗結果僅為在中重度Cd污染土壤上,不同量沼氣厭氧罐沼液灌溉對水稻吸收積累Cd含量、土壤養分含量和重金屬Cd含量與形態(tài)分析的初步結論。由于沼氣厭氧罐沼液成分的復雜性和沼氣厭氧罐沼液對土壤一作物體系重金屬的遷移與積累的影響的多樣性,因此沼氣厭氧罐沼液的長(cháng)期農用對作物中重金屬積累遷移的影響應進(jìn)步研究,從而真正使養殖業(yè)所產(chǎn)生的副產(chǎn)物達到生態(tài)化、無(wú)害化、再利用的目的

    4結論

    (1)與施加常規化肥相比,沼氣厭氧罐沼液的施加能顯著(zhù)降低土壤Cd含量,降低土壤重金屬污染風(fēng)險,其l幅為48.88%~61.6%,且隨著(zhù)施用沼氣厭氧罐沼液量的增加土壤Cd含量呈降低的趨勢,當沼氣厭氧罐沼液施用量在3234gkg'時(shí),土壤Cd含量處于較低水平

    (2)沼氣厭氧罐沼液的施加能有效降低有效態(tài)Cd含量,增加非有效態(tài)Cd含量,達到了一定的鈍化重金屬Cd的效果。采用 Hakanson的潛在生態(tài)風(fēng)險指數法對種植后土壤的重金屬Cd生態(tài)風(fēng)險進(jìn)行了評價(jià),處理組BS1和B5的潛在生態(tài)風(fēng)險指數的范圍為63.40-71.18,為中等生態(tài)風(fēng)險程度,與原土相比,并未增加土壤的潛在生態(tài)風(fēng)險。

    (3)沼氣厭氧罐沼液的施加能降低糙米中的Cd含量,從而降低重金屬Cd在水稻糙米中的積累量。


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