全 文 ：长期种植蔬菜后土壤中氮、磷有效养分
和重金属含量变化*
全摇 智1,2,3摇 吴金水1摇 魏文学1摇 秦红灵1**摇 朱亦君1摇 刘新亮1,4摇 舒荣波4摇 李明德5
( 1中国科学院亚热带农业生态研究所亚热带农业生态过程重点实验室, 长沙 410125; 2中国科学院沈阳应用生态研究所森林
与土壤生态国家重点实验室, 沈阳 110164; 3中国科学院研究生院, 北京 100049; 4湖南农业大学资源环境学院, 长沙
410128; 5湖南省农业科学院土壤肥料研究所, 长沙 410125)
摘摇 要摇 利用区域采样调查的方法,研究了长沙市郊 3 类不同种植年限菜地土壤有效态氮、
磷和重金属的累积差异,并对其累积风险和可能来源作了初步分析. 结果表明: 随着种植年
限的增加,长沙市郊菜地土壤硝态氮(NO3 - 鄄N)、有效磷(Olsen鄄P)和重金属累积量均显著增
加,蔬菜种植 1 ~ 2 年(宁乡县)、10 ~ 15 年(长沙县)和 30 年(开福区)后土壤 NO3 - 鄄N平均含
量分别达 21郾 1、42郾 0 和 49郾 5 mg·kg-1;Olsen鄄P 平均含量分别达 31郾 9、146郾 9 和 219郾 9 mg·
kg-1;重金属以 Cd 累积最明显,平均含量分别达 0郾 33、0郾 52 和 1郾 40 mg·kg-1 .重金属按累积
指数排序为:Cd>>Cu>Pb>Ni>Zn.主成分分析和聚类分析表明,速效钾、pH、有机质、铵态氮等
主要由自然因素决定,而 Olsen鄄P和 NO3 - 鄄N等与重金属具有相似的累积特征,主要受人为施
肥影响.长沙市郊菜地土壤环境和健康质量不容乐观,种植年限越长,氮、磷和重金属累积量
越高,菜地土壤重金属与氮、磷来源相似,可能与菜地长期施肥活动有关.
关键词摇 菜地摇 氮磷摇 重金属摇 累积摇 风险
*国家自然科学基金项目(40801098)、中国科学院知识创新工程重要方向项目(KZCX2鄄YW鄄437)和中国科学院创新团队国际合作伙伴计划项
目(KZCX2鄄YW鄄T07)资助.
**通讯作者. E鄄mail: huniu@ isa. ac. cn
2011鄄02鄄24 收稿,2011鄄08鄄15 接受.
文章编号摇 1001-9332(2011)11-2919-11摇 中图分类号摇 X158郾 3, X825摇 文献标识码摇 A
Change characteristics of soil available nitrogen and phosphorus and heavy metal contents
after long鄄term cultivation of vegetables. QUAN Zhi1,2,3, WU Jin鄄shui1, WEI Wen鄄xue1, QIN
Hong鄄ling1, ZHU Yi鄄jun1, LIU Xin鄄liang1,4, SHU Rong鄄bo4, LI Ming鄄de5 ( 1 Key Laboratory of
Agroecological Processes in Subtropical Region, Institute of Subtropical Agriculture, Chinese Academy
of Sciences, Changsha 410125, China; 2State Key Laboratory of Forest and Soil Ecology, Institute
of Applied Ecology, Chinese Academy of Sciences, Shenyang 110164, China; 3Graduate University of
Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China; 4College of Resource and Environment, Hu鄄
nan Agricultural University, Changsha 410128, China; 5 Institute of Soil and Fertilizer, Hunan
Academy of Agricultural Sciences, Changsha 410125, China) . 鄄Chin. J. Appl. Ecol. ,2011,22(11):
2919-2929.
Abstract: Soil samples were collected from three vegetable fields under different years of cultivation
in Changsha suburbs of Hunan Province, South鄄central China to study the accumulation characteris鄄
tics, risks, and sources of soil available nitrogen and phosphorus and heavy metals in the fields.
With the increasing year of vegetable cultivation, the soil NO3 - 鄄N, Olsen鄄P, and heavy metals con鄄
tents in the fields increased significantly. The average contents of soil NO3 - 鄄N, Olsen鄄P, and Cd in
the vegetable fields having been cultivated for 1 -2 years in Ningxiang County, 10 -15 years in
Changsha County, and 30 years in Kaifu District were 21. 1, 31. 9 and 0. 33 mg·kg-1, 42. 0,
146. 9 and 0. 52 mg·kg-1, and 49. 5, 219. 9 and 1. 40 mg·kg- 1, respectively. The cumulative
index (CI) of soil heavy metals generally followed the sequence of Cd >> Cu > Pb > Ni > Zn.
Principal component analysis and cluster analysis showed that compared with soil NH4OAc鄄extracted
potassium, pH, organic matter and NH4 + 鄄N, that were dominated by natural factors, the soil Olsen鄄
应 用 生 态 学 报摇 2011 年 11 月摇 第 22 卷摇 第 11 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇
Chinese Journal of Applied Ecology, Nov. 2011,22(11): 2919-2929
P and NO3 - 鄄N had the similar accumulation characteristics with the soil heavy metals, being mainly
controlled by fertilization. It was considered that the soil environment and health quality of the vege鄄
table fields in Changsha suburbs were not optimistic. The longer the cultivation year of vegetables,
the more the soil NO3 - 鄄N, Olsen鄄P, and heavy metals accumulated in the fields. The accumulation
of these elements in the fields could be primarily due to the long鄄term fertilization.
Key words: vegetable field; nitrogen and phosphorus; heavy metal; accumulation; risk.
摇 摇 中国蔬菜播种面积从 1980 年的 316 万 hm2增
加到 2008 年的近 1788 万 hm2,增加了 4郾 66 倍,约
占农作物播种面积的 12% [1],蔬菜种植已成为中国
重要的耕地利用方式. 然而,近年来为了获得高产,
大多数菜农在高经济利益的驱使下,长期且过量地
施用化肥和农药,从而导致土壤环境和健康质量的
退化、氮磷流失加剧以及土壤重金属和残留农药大
量累积等严重的环境问题[2-3],因此,了解菜地土壤
环境和健康质量现状及其主控因子,对指导农艺实
践和保护生态环境具有重要意义.
菜地利用强度大,投入和产出高,受人类活动影
响剧烈.随着工业化和城镇化的发展,有关菜地土壤
环境和健康质量的研究备受关注[4-6] . 高强度的蔬
菜种植使土壤累积大量氮磷和重金属[7-9],增加了
污染物向周围水体迁移的风险[7,10],同时也降低了
土壤微生物活性[11],使土壤环境和健康质量持续下
降[4-5],直接导致了菜地生产力和蔬菜品质的降
低[12-14] . Ju 等[15]对比研究了中国北方大棚蔬菜与
小麦玉米轮作条件下土壤环境状况的差异,发现大
棚菜地养分严重过剩,造成土壤 pH 降低,电导率
(EC)升高,Cd 大量累积,土壤环境破坏加速. 郭朝
晖等[16]研究了湘江中下游农田和蔬菜土壤的重金
属污染,结果表明,与中国《土壤环境质量标准》 [17]
中 II级标准(pH 6郾 5 ~ 7郾 5)相比,Cd、Cu、Ni、Pb 和
Zn 含量的超标率分别为 68郾 5% 、 2郾 7% 、 2郾 7% 、
8郾 7%和 15郾 1% ,表现为以 Cd为主的多种重金属混
合污染.曾希柏等[18]收集了 1989 年以来有关中国
菜地土壤重金属污染的数据,认为中国菜地土壤 Cd
含量超标问题较为严重,全国约有 24郾 1%的菜地 Cd
含量超标,菜地土壤重金属含量超标率排序为:Cd>
Hg>As>Zn>Cu>Cr>Pb.
主成分分析(PCA)是通过方差和协方差矩阵的
特征量,将多个变量通过降维转化为少数几个综合
变量的统计分析方法. 由于其在对高维变量系统进
行最佳的综合与简化、客观地确定各个指标的权重
和避免主观随意性方面的突出特点,已被引入土地
资源的开发与保护、环境脆弱性与环境退化研究等
诸多领域[19-20] . Mic佼 等[21]采用主成分分析研究了
西班牙菜地土壤重金属的来源,认为土壤 Fe、Mn、
Cr、Zn、Ni主要来源于土壤母质,与土壤基本性质显
著相关,而土壤 Pb、Cd、Cu主要与种菜活动有关,与
土壤基本性质相关关系较小. Chen 等[5]研究了杭州
市郊菜地土壤的微量元素含量,认为 Cr、Ni、Mn 主
要来自成土因素,而 As、Cd、Cu、Hg、Pb 则主要受人
为因素控制,并表现出较强的空间变异性. Chen
等[22]、王志楼等[23]、李莲芳等[24]的研究也得到了相
似的结论.
但前人的研究多集中在对区域调查土壤氮、磷
及重金属的累积性评价或空间变异性评价方
面[2,12-16],未对其进行有效的综合比较分析.本文通
过对不同年限菜地土壤氮、磷和重金属累积的时空
变异性研究,以明确长沙市郊菜地土壤氮、磷和重金
属累积的时间和空间特征,并利用主成分分析和聚
类分析方法探讨其可能来源,为探索合理的农艺实
践措施和生态环境保护技术提供理论依据.
1摇 研究地区与研究方法
1郾 1摇 调查区域和取样方法
研究区位于湖南省长沙市郊的开福区、长沙县
和宁乡县,根据各区县距离长沙城区的远近,分别选
择属于 3 个不同种植年限的蔬菜基地作为调查对
象,基地蔬菜成片种植,大多为散户经营. 该区气候
属亚热带大陆性季风气候,年均温 17郾 2 益,年降水
量 1360 mm.土壤母质为第四纪红色黏土和河流(湘
江)冲积物,质地以砂壤为主.开福区蔬菜基地属于
老菜地,位于浏阳河下游与湘江交汇处,已有 30 年
左右的种植年限,面积约 70 hm2 . 长沙县蔬菜基地
的种植年限相对较短,为 10 ~ 15 年,位于浏阳河中
下游,地处浏阳河一级阶地,地势平坦,面积约 1300
hm2 .宁乡县蔬菜基地是一个新兴的蔬菜基地,种植
年限只有 1 ~ 2 年,位于沩水上游的低山丘陵区,面
积约 330 hm2 . 开福区和长沙县蔬菜基地由于多年
种菜,土壤肥力水平和复种指数都较高,主要种植类
型为绿叶类蔬菜,包括空心菜、莴苣、海蒜、小白菜、
0292 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 22 卷
芹菜、香菜等,每年 5 ~ 10 茬;宁乡县蔬菜基地因为
是新兴蔬菜基地,土壤肥力水平较低(表 1),主要种
植茄果类、瓜果类蔬菜,包括辣椒、花椰菜、南瓜等.
虽然不同农户及不同蔬菜类型的施肥差异较大,
但该区域总体施肥量大,施肥主要以基肥为主,包括
复合肥(包括含 N、P2O5、K2O 各 16%或 15%的各类
品牌复合肥等)、钙镁磷肥(12% P2O5)、有机肥[包括
商品有机肥(N鄄P2O5鄄K2O逸6郾 0%,有机质逸35%)、菜
饼肥、畜禽粪便等]等. 复合肥平均每季 1125 ~ 1500
kg·hm-2,钙镁磷肥平均每季 1500 ~ 3750 kg·hm-2,
有机肥平均每季 1125 ~2250 kg·hm-2 .
2008 年 8 月中旬,以 130 m伊130 m网格采样法
在每个节点半径 10 m 内采集 10 个 0 ~ 20 cm 表层
土壤混合为 1 个土壤样品,用 GPS 确定精确经纬度
和海拔高度,采样节点为非菜地时忽略,不采集土
样.宁乡县和长沙县因蔬菜基地面积较大,仅选择具
有代表性的中心区域进行采样. 研究区域内共采集
土壤样品 118 个,其中在宁乡县采集 31 个土壤样
品,长沙县 49 个,开福区 38 个.
1郾 2摇 土壤样品处理与分析
土壤样品采集后,用四分法取部分新鲜土壤样
品过 2 mm孔径土筛,如果土壤样品过湿,可将其风
干,手感较为干燥时(含水量 20% 左右)再过筛,
0 益 ~4 益保存,用于土壤硝态氮(NO3 - 鄄N)、铵态氮
(NH4 + 鄄N)、有效磷(Olsen鄄P)的测定.剩余土样再用
四分法取部分自然风干,按分析项目过1 mm、0郾 2
mm孔径土筛.
土壤样品 NO3 - 鄄N、NH4 + 鄄N 含量采用 1 mol·
L-1的 KCl 浸提(土液比 1 颐 10),流动注射仪( FI鄄
Astar 5000)分析测定;土壤 Olsen鄄P 含量采用 0郾 5
mol·L-1的 NaHCO3(pH 8郾 5)浸提(土水比 1 颐 20),
钼锑抗比色法测定[25];土壤全量重金属( Zn、Cu、
Pb、Ni、Cd)采用王水鄄高氯酸消煮,原子吸收分光光
度计测定. 土壤样品的其他指标测定均参照文献
[26]进行,其中有机质采用油浴加热,K2Cr2O7容量
法;速效钾采用 NH4OAc 浸提,原子吸收分光光度
法;pH采用 pH计电位法;土壤水分采用烘干法.
重金属分析过程所用试剂均为优级纯,所用水
均为超纯水,同时加入中国国家标准土壤参比物质
(GSS鄄5)进行质量控制,分析结果符合质控要求.
1郾 3摇 数据处理
参照 Chen等[22]的方法,引入单累积指数(CI)和
综合累积指数(ICI)评价重金属的环境现状.其中,CI
为土壤中某重金属元素含量与该重金属元素的背景
值之比,本研究依照的是湖南省土壤背景值,根据 CI
可以将重金属累积状况分为 3 级,CI臆1 为未累积或
低累积,低风险;1 CI>3为高累积,高风险. ICI 为 5 种重金属所有样品
CI值的算术平均值,根据 ICI值同样将重金属污染分
为 3级:ICI臆1为低累积,低风险;1积,中等风险;ICI>2为高累积,高风险.
试验所测每一组数据都采用格拉布斯(Grubbs)
检验法检测,剔除异常值.利用 Origin 7郾 5 软件进行
正态分布检验(Shapiro鄄Wilk检验,P<0郾 05),对不服
从正态分布的数据进行对数转换. 符合正态分布条
件的数据利用 SPSS 16郾 0 软件进行方差分析( one鄄
way ANOVA). 并进行多重比较(Duncan 法). 主成
分分析(PCA)和聚类分析(HCA)均采用标准化以
后的数据,主成分的提取以大于 85%的累积方差贡
献率为标准,聚类分析采用以欧式距离为统计量的
系统聚类法.对于满足对数正态分布的数据采用几
何均值进行比较.
2摇 结果与分析
2郾 1摇 不同年限菜地土壤有效态氮、磷累积状况
菜地土壤氮、磷有效养分主要以 NO3 - 鄄N 和
Olsen鄄P形式累积(表 2),随着种植年限的增加,累
积量不断增大 . 若按225 伊104 kg·hm-2耕层土壤
表 1摇 调查土壤基本理化性状
Table 1摇 Basic physical and chemical properties of test soils (mean依SD)
地点
Site
pH 有机质
Organic matter
(g·kg-1)
全氮
Total N
(g·kg-1)
全磷
Total P
(g·kg-1)
全钾
Total K
(g·kg-1)
硝态氮
NO3 - 鄄N
(mg·kg-1)
有效磷
Olsen鄄P
(mg·kg-1)
速效钾
Extracted K
(mg·kg-1)
宁乡县 (n=31)
Ningxiang County
5郾 94依0郾 91 24郾 75依7郾 15 1郾 35依0郾 34 0郾 59依0郾 06 11郾 89依2郾 27 32郾 86依24郾 29 31郾 43依18郾 07 100郾 80依40郾 35
长沙县 (n=49)
Changsha County
5郾 59依0郾 60 23郾 49依3郾 98 1郾 80依0郾 25 1郾 81依0郾 49 21郾 21依0郾 46 48郾 93依27郾 00 146郾 93依51郾 59 146郾 37依54郾 99
开福区 (n=38)
Kaifu District
6郾 45依0郾 70 26郾 28依3郾 69 1郾 65依0郾 14 2郾 64依0郾 38 20郾 81依0郾 47 59郾 69依36郾 04 219郾 89依43郾 32 91郾 46依30郾 11
全氮、全磷和全钾含量为随机抽取部分样品进行的测定 The contents of total N, total P and total K were tested from the samples selected randomly
(n=6).
129211 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 全摇 智等: 长期种植蔬菜后土壤中氮、磷有效养分和重金属含量变化摇 摇 摇 摇 摇 摇
表 2摇 不同年限菜地土壤有效态氮、磷累积状况
Table 2摇 Accumulation of available nitrogen and phosphorus in the vegetable soils with different cultivation years
项目
Item
地点
Site
样本数
n
最小值
Minmum
最大值
Maxmum
中值
Median
算术均值
Arithmetic
mean
标准差
Standard
deviation
几何均值
Geometric
mean
变异系数
CV
(% )
分布类型*
Distribution
type
硝态氮
NO3 - 鄄N
宁乡县
Ningxiang County
30 7郾 16 103郾 73 15郾 95 28郾 10 24郾 29 21郾 12 86郾 4 LGN
(mg·kg-1) 长沙县
Changsha County
49 11郾 59 112郾 52 41郾 98 48郾 93 27郾 00 41郾 97 55郾 2 LGN
开福区
Kaifu District
37 11郾 48 143郾 99 45郾 91 59郾 69 36郾 04 49郾 49 60郾 4 LGN
综合
Total
116 7郾 16 143郾 99 39郾 39 46郾 98 31郾 72 37郾 04 67郾 5 LGN
铵态氮
NH4 + 鄄N
宁乡县
Ningxiang County
29 0郾 00 21郾 64 6郾 07 7郾 13a 5郾 20 0郾 00 72郾 9 N
(mg·kg-1) 长沙县
Changsha County
43 0郾 00 25郾 94 8郾 49 7郾 96a 6郾 28 0郾 00 78郾 9 N
开福区
Kaifu District
34 0郾 00 11郾 53 1郾 96 3郾 53b 3郾 38 0郾 00 95郾 8 N
综合
Total
105 0郾 00 21郾 64 4郾 75 6郾 13 5郾 19 0郾 00 84郾 7 N
有效磷
Olsen鄄P
宁乡县
Ningxiang County
30 6郾 89 70郾 45 27郾 18 31郾 94c 18郾 07 26郾 97 56郾 6 N
(mg·kg-1) 长沙县
Changsha County
47 49郾 77 284郾 27 150郾 12 146郾 93b 51郾 59 137郾 17 35郾 1 N
开福区
Kaifu District
36 131郾 01 304郾 56 213郾 86 219郾 89a 43郾 32 215郾 62 19郾 7 N
综合
Total
113 6郾 89 304郾 56 152郾 44 139郾 64 83郾 45 102郾 87 59郾 8 N
*N为正态或近似正态分布,LGN为对数正态分布 N was normal or near normal distribution, and LGN was lognormal distribution. 不同字母表示差
异显著(P<0郾 05) Different small letters meant significant difference at 0郾 05 level. 下同 The same below.
(0 ~ 20 cm)计算[27],宁乡县、长沙县和开福区菜地
耕层土壤累积的 NO3 - 鄄N 分别达 47郾 52、94郾 43 和
111郾 35 kg·hm-2,Olsen鄄P 分别达 71郾 86、330郾 59 和
494郾 75 kg·hm-2 . 根据相应的种植年限 (分别按
1郾 5、12郾 5、30 年计算),若将土壤 NO3 - 鄄N 和 Olsen鄄P
的累积看成一个线性模型,通过计算,线性方程分别
为 Y = 2郾 12X + 53郾 30 (R2 = 0郾 85)和 Y = 14郾 34X +
88郾 78 (R2 = 0郾 93),由此估计 NO3 - 鄄N 和Olsen鄄P的
年平均积累速率分别为 2郾 12 和 14郾 34 kg·hm-2 .
摇 摇 氮素在土壤中转化较快,容易通过大气和流水
损失,因此耕层土壤 NO3 - 鄄N 的积累速率低于
Olsen鄄P. 开福区土壤 NO3 - 鄄N 的平均含量(几何均
值)为 49郾 49 mg·kg-1,比宁乡县和长沙县分别高
99郾 2%和 17郾 9% . 旱地土壤 NH4 +鄄N 容易硝化为
NO3 -鄄N,因此菜地土壤 NH4 +鄄N含量较小,变异较大,
宁乡县、长沙县含量稍高,开福区含量则较小,这可能
与土壤 pH有关,较高的 pH促进了 NH3的挥发损失,
减少了 NH4 +在土壤中的累积.开福区菜地土壤 Ols鄄
en鄄P含量算术平均值为 219郾 89 mg·kg-1,比长沙县
高 49郾 7%,是宁乡县的近 7 倍,其最大含量为 304郾 56
mg·kg-1,超过长沙市郊菜地土壤Olsen鄄P流失临界
值[28](80 mg·kg-1 )的 2郾 8 倍,最小含量为 131郾 01
mg·kg-1,比宁乡县最大含量(85郾 38 mg·kg-1)还高
53郾 4% .开福区 100%的土壤样品大于 80 mg·kg-1的
Olsen鄄P临界值,长沙县 89郾 4%的土壤样品大于临界
值,宁乡县全部土壤样品低于临界值.
随着种植年限的增加,土壤 Olsen鄄P 的变异系
数从 56郾 6%分别下降到 35郾 1%和 19郾 7% ,表现出明
显的下降趋势;而土壤 NO3 - 鄄N 的变异系数从
86郾 4%下降到 55郾 2%后再没下降,反而略微升高到
60郾 4% .这表明种植年限(人为投入)对菜地土壤
Olsen鄄P的影响较大,且种植年限越长影响越大,其
他因素的影响相对减弱;而 NO3 - 鄄N 则由于受到多
种因素的影响,变异较大,变异系数没有持续下降.
2郾 2摇 不同年限菜地土壤全量重金属累积状况
与宁乡县相比,长沙县、开福区菜地土壤 5 种重
金属( Zn、Cu、Pb、Ni、Cd)都存在不同程度的累积
(表 3),增幅显著(P<0郾 05),其中以 Cd 和 Cu 累积
最为明显,长沙县分别增加 57郾 1%和 107郾 5% ,开福
区分别增加 322郾 7%和 231郾 2% .重金属 Ni和 Pb 在
长沙县与开福区土壤之间的积累差异未达到显著水
平(P>0郾 05).
摇 摇 经单个样本的 t检验,宁乡县菜地土壤 Pb和 Ni
含量显著低于湖南省背景值[29](P<0郾 05),Cd含量
2292 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 22 卷
表 3摇 不同年限菜地土壤重金属累积状况
Table 3摇 Accumulation of heavy metals in the vegetable soils with different cultivation years
项目
Item
地点
Site
样本数
n
最小值
Minmum
最大值
Maxmum
中值
Median
算术均值
Arithmetic
mean
标准差
Standard
deviation
几何均值
Geometric
mean
变异系数
CV
(% )
分布类型
Distribution
type
Zn
(mg·kg-1)
宁乡县
Ningxiang County
26 32郾 64 81郾 99 55郾 94 55郾 56c 11郾 67 54郾 34 21郾 0 N
长沙县
Changsha County
34 105郾 34 158郾 77 122郾 64 124郾 51b 13郾 54 123郾 82 10郾 8 N
开福区
Kaifu District
25 52郾 36 189郾 89 154郾 80 142郾 10a 37郾 85 135郾 42 26郾 6 N
综合
Total
87 32郾 64 253郾 11 116郾 38 111郾 05 45郾 60 100郾 57 41郾 1 N
背景值
Background value
507 20郾 80 320郾 00 - 94郾 40 34郾 80 88郾 60 31郾 3 LGN
Cu
(mg·kg-1)
宁乡县
Ningxiang County
31 13郾 26 22郾 25 18郾 67 17郾 99c 2郾 52 17郾 81 14郾 0 N
长沙县
Changsha County
49 28郾 96 45郾 54 37郾 36 37郾 32b 3郾 74 37郾 13 10郾 0 N
开福区
Kaifu District
34 45郾 50 76郾 24 59郾 11 59郾 59a 7郾 25 59郾 16 12郾 2 N
综合
Total
116 13郾 26 87郾 46 37郾 48 39郾 50 17郾 45 35郾 48 44郾 2 N
背景值
Background value
507 2郾 50 118郾 40 - 27郾 30 10郾 80 25郾 40 39郾 6 LGN
Pb
(mg·kg-1)
宁乡县
Ningxiang County
31 17郾 40 48郾 87 26郾 68 26郾 65b 5郾 79 26郾 12 21郾 7 N
长沙县
Changsha County
49 28郾 96 62郾 18 43郾 06 43郾 80a 6郾 70 43郾 31 15郾 3 N
开福区
Kaifu District
37 35郾 12 55郾 62 43郾 15 44郾 07a 4郾 22 43郾 88 9郾 6 N
综合
Total
118 17郾 40 63郾 85 41郾 53 39郾 55 9郾 78 38郾 20 24郾 7 N
背景值
Background value
507 6郾 00 234郾 00 - 29郾 70 13郾 40 27郾 30 45郾 1 N
Ni
(mg·kg-1)
宁乡县
Ningxiang County
31 18郾 14 43郾 95 31郾 92 31郾 16b 4郾 99 30郾 76 16郾 0 N
长沙县
Changsha County
48 33郾 46 53郾 25 43郾 68 44郾 38a 4郾 30 44郾 17 9郾 7 N
开福区
Kaifu District
38 30郾 07 54郾 55 41郾 50 42郾 25a 4郾 70 42郾 00 11郾 1 N
综合
Total
118 18郾 14 54郾 55 41郾 31 40郾 08 7郾 23 39郾 36 18郾 0 N
背景值
Background value
507 1郾 00 264郾 00 - 31郾 90 14郾 00 29郾 20 43郾 9 LGN
Cd
(mg·kg-1)
宁乡县
Ningxiang County
31 0郾 10 0郾 46 0郾 36 0郾 33c 0郾 10 0郾 31 29郾 0 N
长沙县
Changsha County
49 0郾 18 0郾 89 0郾 53 0郾 52b 0郾 18 0郾 49 34郾 4 N
开福区
Kaifu District
38 0郾 89 2郾 49 1郾 28 1郾 40a 0郾 43 1郾 34 30郾 6 N
综合
Total
118 0郾 10 2郾 49 0郾 59 0郾 75 0郾 53 0郾 60 70郾 0 LGN
背景值
Background value
507 0郾 002 4郾 50 - 0郾 13 0郾 15 0郾 08 121郾 4 LGN
则显著高于背景值(P<0郾 05),这可能与土壤母质等
自然因素造成的局部差异有关.开福区菜地土壤 Cd
含量算术平均值高达 1郾 40 mg·kg-1,分别是长沙县
和宁乡县菜地土壤的 2郾 7 倍和 4郾 2 倍,最大值 2郾 49
mg·kg-1,分别是《土壤环境质量标准》 [17]二级标准
(pH<6郾 5)和《土壤环境质量标准》二级标准( pH
6郾 5 ~ 7郾 5 ) 的 8郾 3 倍和 4郾 2 倍,其最小值 0郾 89
mg·kg-1也达到湖南省背景值(几何均值)的 11郾 2
倍,由此可见,长沙市郊菜地特别是种植年限稍长的
菜地 Cd的累积较为明显.
329211 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 全摇 智等: 长期种植蔬菜后土壤中氮、磷有效养分和重金属含量变化摇 摇 摇 摇 摇 摇
表 4摇 重金属超标情况
Table 4摇 Excessive number and rate of heavy metals
重金属
Heavy
metal
测定样品
个数
Total
number of
samples
超背景值
个数
Number
beyond
background
超标[17]
样品个数
Number
beyond
standard
超标率
Standard
rate
(% )
Zn 87 57 1 1郾 1
Cu 116 87 18 15郾 3
Pb 118 102 0 0摇
Ni 118 105 59 50郾 0
Cd 118 118 103 87郾 3
摇 摇 根据超标率(表 4)对重金属进行排序:Cd>Ni>
Cu> Zn > Pb. 其中 Cd 超标最为严重,超标率达
87郾 3% .比较分析不同年限菜地 Cd 的差异,开福区
超标率为 100% , 长沙县为 89郾 8% , 宁乡县为
71郾 0% .
摇 摇 按单累积指数平均值(图 1)对重金属进行排
名:Cd>>Cu>Pb>Ni>Zn.其中以 Cd 最大,单累积指
数高达 9郾 546,其中 92郾 4%的样品 Cd处于高风险等
级(CI>3);Cu对整体风险也有一定贡献,有 3 个样
品达到高风险等级,占 2郾 6% ;Pb、Ni和 Zn风险相对
较小,没有样品达到高风险等级.
按综合累积指数平均值进行排名:开福区>长
沙县 >宁乡县. 开福区综合累积指数平均高达
5郾 369,100%的样品处于高风险等级;而长沙县只有
43 个样品达到高风险等级,占 87郾 76% ;宁乡县风险
较小,高、中、低风险等级的样本分别占 6郾 5% 、
80郾 7%和 12郾 9% .
2郾 3摇 长沙市郊菜地土壤测定指标的主成分分析
(PCA)和聚类分析(HCA)
比较各相关系数(表 6),以 NO3 - 鄄N、Olsen鄄P 与
重金属以及重金属各元素之间的相关性较好,特别
是 Olsen鄄P与 Cu及 Cu与 Cd之间,相关系数分别达
到0郾 866和0郾 773,说明重金属与氮、磷的累积具有
图 1摇 不同年限菜地土壤重金属单累积指数(CI)
Fig. 1摇 Cumulative index (CI) of heavy metals in the vegetable soils with different cultivation years.
玉:宁乡县 Ningxiang County; 域:长沙县 Changsha County; 芋:开福区 Kaifu District. 下同 The same below.
表 5摇 不同年限菜地土壤重金属综合累积指数(ICI)
Table 5摇 Integrated cumulative index (ICI) of heavy metals in the vegetable soils with different cultivation years
地点
Site
综合累积指数 ICI
最小值
Minimum
最大值
Maximum
平均值
Mean
样品数 Number of samples
低 Low
(ICI<1)
中 Middle
(1高 High
(ICI>2)
宁乡县 Ningxiang County 0郾 874 2郾 170 1郾 558 4 25 2
长沙县 Changsha County 1郾 657 4郾 051 2郾 619 0 6 43
开福区 Kaifu District 3郾 585 11郾 630 5郾 369 0 0 38
4292 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 22 卷
明显的相关关系,重金属和氮、磷的累积可能具有相
似的来源.
摇 摇 本研究中各指标存在多种相关关系,尤其是在
NO3 - 鄄N、Olsen鄄P和重金属之间. 为解决这种多重共
线性问题,对 11 个指标进行了主成分分析(PCA)和
聚类分析(HCA).经分析,KMO和 Bartlett球形检验
值分别为 0郾 712 和 0,说明对这 11 个指标进行主成
分分析是非常适合的. 利用旋转以后的因子载荷矩
阵(表 7),从 11 个指标中挑选出 6 个主成分:第 1
主成分主要表达 Cd、Cu、Olsen鄄P 的信息,对 NO3 - 鄄N
也有一定表达,方差贡献率为 23郾 9% ;第 2 主成分
主要表达 Pb、Zn、Ni的信息,方差贡献率为 23郾 7% ;
第 3 主成分主要表达 NH4 + 鄄N和 NO3 - 鄄N的信息,方
差贡献率为 12郾 1% ;第 4 主成分主要表达速效钾的
信息,方差贡献率为 10郾 2% ;第 5 主成分主要表达
pH的信息,方差贡献率为 9郾 9% ;第 6 主成分主要
表达有机质的信息,方差贡献率为 9郾 4% .
第 1 主成分和第 2 主成分主要体现土壤
Olsen鄄P、NO3 - 鄄N和重金属的信息,旋转以后的累积
方差贡献率达 47郾 6% ,是长沙市郊菜地土壤环境变
异的主要形式.与速效钾、pH、有机质、NH4 + 鄄N 等自
然因素决定占主导的因子相比,Olsen鄄P 和 NO3 - 鄄N
等人为施肥决定的因子在土壤中表现出与重金属更
相似的累积特性(图 2).
利用相关参数(因子载荷、特征根)及标准化的
表 6摇 土壤养分和重金属各指标的相关系数(Pearson相关, n=77, 双尾)
Table 6摇 Correlation coefficients of soil nutrient and heavy metals (Pearson correlation, n=77, two鄄tailed)
摇 OM 摇 pH 摇 EXT郾 K 摇 摇 NO3 - 鄄N 摇 NH4 + 鄄N 摇 摇 Olsen鄄P 摇 Zn 摇 Cu 摇 Pb 摇 Ni 摇 摇 Cd
OM 1
pH 0郾 011 1
EXT郾 K 0郾 142 -0郾 189 1
NO3 - 鄄N 0郾 219 -0郾 016 0郾 329** 1
NH4 + 鄄N 0郾 175 -0郾 418** 0郾 133 0郾 190 1
Olsen鄄P 0郾 051 0郾 135 0郾 263* 0郾 518** -0郾 073 1
Zn 0郾 112 0郾 126 0郾 084 0郾 304** -0郾 007 0郾 697** 1
Cu 0郾 156 0郾 213 0郾 115 0郾 460** -0郾 152 0郾 866** 0郾 726** 1
Pb 0郾 129 0郾 127 0郾 226* 0郾 330** 0郾 057 0郾 644** 0郾 703** 0郾 623** 1
Ni 0郾 064 -0郾 091 0郾 221 0郾 424** 0郾 107 0郾 490** 0郾 616** 0郾 503** 0郾 557** 1
Cd 0郾 270* 0郾 184 -0郾 058 0郾 378** -0郾 198 0郾 658** 0郾 580** 0郾 773** 0郾 288* 0郾 275* 1摇
OM:有机质 Organic matter; EXT郾 K:速效钾 Extracted K郾 下同 The same below郾 由于 NO3 - 鄄N 和 Cd 的分布不满足正态分布,故表中涉及到
NO3 - 鄄N和 Cd的相关分析采用非参数的 Spearman秩相关方法(双尾)As the NO3 - 鄄N and Cd were not normal distribution, so the Spearman nonpara鄄
metric correlation method (Two鄄tailed) was taken related to NO3 - 鄄N and Cd in the table. *P<0郾 05;** P<0郾 01.
表 7摇 因子载荷
Table 7摇 Component matrix
测定指标
Index
因子载荷 Component matrix
1 2 3 4 5 6
旋转后的因子载荷 Rotated component matrix
1 2 3 4 5 6
变量共同度
Communality
OM 0郾 219 0郾 233 0郾 727 0郾 300 0郾 485 -0郾 175 0郾 107 0郾 035 0郾 114 0郾 077 0郾 014 0郾 977 0郾 987
pH 0郾 172 -0郾 704 0郾 164 0郾 256 0郾 099 0郾 576 0郾 132 0郾 028 -0郾 183 -0郾 107 0郾 947 0郾 018 0郾 960
EXT. K 0郾 235 0郾 519 -0郾 159 0郾 739 -0郾 254 -0郾 041 -0郾 009 0郾 141 0郾 077 0郾 959 -0郾 104 0郾 079 0郾 962
NO3 - 鄄N 0郾 540 0郾 449 0郾 342 -0郾 126 -0郾 408 0郾 287 0郾 506 0郾 084 0郾 741 0郾 250 0郾 020 0郾 025 0郾 875
NH4 + 鄄N -0郾 019 0郾 792 0郾 166 -0郾 349 0郾 121 0郾 294 -0郾 263 0郾 112 0郾 834 -0郾 045 -0郾 280 0郾 144 0郾 878
Olsen鄄P 0郾 901 -0郾 041 -0郾 068 0郾 030 -0郾 240 -0郾 011 0郾 722 0郾 523 0郾 092 0郾 237 0郾 089 -0郾 095 0郾 877
Zn 0郾 845 -0郾 054 -0郾 196 -0郾 123 0郾 260 -0郾 039 0郾 428 0郾 805 -0郾 008 -0郾 066 0郾 035 0郾 059 0郾 840
Cu 0郾 932 -0郾 193 0郾 080 -0郾 049 -0郾 122 -0郾 124 0郾 821 0郾 505 -0郾 013 0郾 050 0郾 098 0郾 057 0郾 945
Pb 0郾 764 0郾 095 -0郾 283 0郾 101 0郾 312 0郾 221 0郾 174 0郾 849 0郾 106 0郾 158 0郾 201 0郾 053 0郾 830
Ni 0郾 667 0郾 261 -0郾 368 -0郾 080 0郾 246 -0郾 068 0郾 167 0郾 798 0郾 094 0郾 099 -0郾 192 -0郾 015 0郾 720
Cd 0郾 754 -0郾 351 0郾 374 -0郾 162 -0郾 178 -0郾 219 0郾 914 0郾 185 -0郾 051 -0郾 153 0郾 103 0郾 175 0郾 937
特征根
Eigenvalue
4郾 417 1郾 890 1郾 130 0郾 901 0郾 820 0郾 652 2郾 627 2郾 608 1郾 328 1郾 122 1郾 093 1郾 032
方差百分比
Percentage of variance
40郾 2 17郾 2 10郾 3 8郾 2 7郾 5 5郾 9 23郾 9 23郾 7 12郾 1 10郾 2 9郾 9 9郾 4
累积贡献率
Cumulative (% )
40郾 2 57郾 3 67郾 6 75郾 8 83郾 3 89郾 2 23郾 9 47郾 6 59郾 7 69郾 9 79郾 8 89郾 2
529211 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 全摇 智等: 长期种植蔬菜后土壤中氮、磷有效养分和重金属含量变化摇 摇 摇 摇 摇 摇
测定值计算主成分值. 不同种菜年限土壤第 1、2 主
成分值差异较大(图 3),经方差分析,均达极显著水
平(P<0郾 01).其中宁乡县菜地土壤第 1 主成分值最
低,极显著低于长沙县和开福区(P<0郾 01),说明种
菜仅 1 ~ 2 年的宁乡县菜地土壤,对引起土壤环境质
量变化最大的氮、磷和重金属累积的贡献相对较少,
这可能与宁乡县蔬菜基地由稻田改为菜地的年限较
短、复种指数低及农资投入较少有关.
摇 摇 对 11 个指标进行聚类分析(图 4),首先聚类的
是 Olsen鄄P与 Cu,其次是与 Cd,然后与 Zn、Pb,再与
Ni,最后才与土壤其他养分指标聚合. 若把 11 个指
标分成 3 类,则 Olsen鄄P 和重金属聚为一类,有机质
和 NO3 - 鄄N、NH4 + 鄄N、速效钾聚为一类,而 pH 单独成
为一类.聚类分析的结果进一步说明菜地土壤重金
属的积累与 Olsen鄄P 的积累有一定的相似性,尤其
是 Olsen鄄P与 Cu、Cd之间.
图 2摇 各指标第 1 主成分和第 2 主成分因子载荷散点图
Fig. 2摇 Factor loading plots of the indices on component 1 and
component 2.
图 3摇 样品第 1 主成分值和第 2 主成分值散点图
Fig. 3摇 Scatter plots of values of component 1 and component 2.
图 4摇 不同年限菜地土壤各指标系统聚类树形图
Fig. 4 摇 Dendrogram of HCA of indices in the vegetable soils
with different cultivation years.
3摇 讨摇 摇 论
3郾 1摇 长沙市郊菜地土壤氮、磷累积风险
氮素在土壤环境中转化较快,普通尿素或铵态
氮肥通常在 1 ~ 2 周内完成硝化[7] . 本研究中,长沙
市郊菜地土壤硝态氮含量处于<10 mg·kg-1、10 ~
30 mg·kg-1、30 ~ 50 mg·kg-1和>50 mg·kg-1 4 个
等级的分布频率分别为 3郾 4% 、33郾 6% 、27郾 6% 和
35郾 3% ,表现出向高含量累积的趋势.土壤中高含量
的 NO3 - 鄄N 很容易随流水进入水体环境引起水体富
营养化,或经反硝化进入大气环境,影响全球气候变
化.施入土壤的磷素化学固定作用强烈,大部分以闭
蓄态形式累积到土壤中,但当土壤磷素累积到一定
程度后,淋失强度会迅速增加.从不同种植年限土壤
磷含量的分布频率可知,开福区 100%土壤样品大
于 80 mg·kg-1的 Olsen鄄P临界值,长沙县稍少,但仍
有 89郾 4%的样品大于临界值,而宁乡县样品最大含
量仅为 70郾 45 mg·kg-1,全部都在临界值以下. 因
此,开福区和长沙县菜地土壤中氮、磷的流失风险巨
大,需要引起足够重视,应采取积极措施从根源上减
少氮、磷来源,并提高植物吸收. 相关措施包括施用
缓控释肥,添加脲酶抑制剂 /硝化抑制剂,喷洒土壤
调理剂 /植物生理调节剂等.
3郾 2摇 长沙市郊菜地土壤重金属累积
土壤不仅是供植物生长的介质和吸纳包容各种
废弃物的库(汇),同时还是一些化学物质传输到大
气、水体和生物体内的重要媒介(源) [5] . 一旦土壤
遭到污染,污染物质就能迅速转移到其他环境中去,
6292 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 22 卷
通过接触、呼吸和食物链引起人体暴露,带来健康风
险[30-32] .我国菜地土壤重金属污染严重,土壤重金
属平均含量为: Zn 99郾 86 mg · kg-1, Cu 29郾 97
mg·kg-1,Pb 29郾 52 mg·kg-1,Cd 0郾 28 mg·kg-1,As
8郾 03 mg · kg-1, Hg 0郾 12 mg · kg-1, Cr 49郾 79
mg·kg-1 [18],与之相比,长沙市郊菜地土壤 Zn、Cu、
Pb、Cd 含量分别高出 11郾 2% 、 31郾 8% 、 35郾 8% 和
169郾 3% .这说明长沙市郊菜地土壤重金属累积状况
堪忧,而且由于地处南方酸性土壤环境,重金属有效
性增加,由高量重金属累积造成的环境风险加大.
目前关于土壤重金属积累风险评价的方法很
多,但或多或少存在缺陷.对于一般农田、蔬菜地、茶
园、果园、牧场等,为了保障农业生产,维护人体健
康,并使土壤质量对植物和环境基本上不造成危害
和污染,国内研究大多依据国家环保总局《土壤环
境质量标准》 [17]中的 II 级标准. 由于中国地域广
阔,成土母质差异很大,统一的标准难免会影响到特
定区域的评价效果.生态环境风险评价法[33]因其依
赖于参加评价的指标数目,更适合用于比较全面的
重金属生态风险评价;国家环保行业标准《土壤环
境监测技术规范》中的综合污染指数法由于考虑了
环境标准、背景值及污染物的化学形态(氧化数),
被认为是比较全面综合的评价方法,但该方法有赖
于样本容量,也有一定局限性,更适合于总体内不同
重金属指标的相对风险分析. 本研究借鉴 Chen
等[22]的评价方法,直接与背景值进行比较,能更客
观地反映当地的重金属累积水平.
3郾 3摇 长沙市郊菜地土壤重金属来源
近年来,土壤的污染源确认及污染物分布特征
的定量评价开始受到关注,不同来源污染物在土壤
中的分布特点及其相互关系的定量化研究成为环境
研究的重要课题[19] . 公认的造成土壤氮、磷累积的
来源主要是施肥,包括化肥和有机肥等的投入,但有
关土壤中重金属的来源一直存在争议. 虽然本研究
中宁乡县菜地土壤部分重金属(Zn、Cu、Pb、Ni)平均
含量低于湖南省背景值,但种菜年限较长的长沙县、
开福区菜地土壤重金属含量却普遍高于湖南省背景
值,且种菜年限越长积累越明显. 相关分析表明,土
壤重金属与 Olsen鄄P和 NO3 - 鄄N呈极显著正相关,主
成分分析和聚类分析结果也都指向“来源相似冶,这
进一步说明频繁的种菜活动很可能是造成长沙市郊
菜地土壤重金属累积的主要原因.
有机肥和化学磷肥的施用,对土壤中重金属的
贡献较大,据估计,西方国家化学磷肥施入的 Cd 占
土壤 Cd 来源的 54% ~ 58% [34] . 国产磷肥 Cd 含量
一般较低,普通农田施用不会造成土壤 Cd 污染[35];
而进口磷肥 Cd 含量相对较高,随着我国磷肥进口
的不断增加,长期频施含 Cd 磷肥会导致土壤大量
Cd累积[33],并通过食物链增加其风险.也有研究指
出,农用薄膜在制作过程中为提高其热塑性通常添
加含重金属的硬脂酸镉,而菜地农膜使用频繁,这也
可能是 Cd 累积的一个重要原因[36] . Cu 的来源则更
可能是来自有机肥,Cu是规模化养殖中一种重要的
添加剂,用以提高动物免疫力,增强疾病预防能力,
Cu在动物体内的吸收效率仅为 5%左右,大量的 Cu
以动物粪便形式排出,再经有机肥带入菜地,造成土
壤 Cu累积[37] .
笔者采集了长沙市郊农资市场上 9 种不同品牌
的商品有机肥,并测定其 Zn、Cu、Pb、Ni、Cd 含量,结
果表明, 其平均值 依 标准差分别达 ( 364郾 18 依
140郾 25)、 ( 121郾 97 依 68郾 43 )、 ( 16郾 34 依 14郾 87 )、
(17郾 74依9郾 61)、(1郾 15依1郾 03) mg·kg-1,若按每年
种菜 7 季,每季施有机肥 1800 kg·hm-2计算,则有
机肥带入土壤的 Zn、Cu、Pb、Ni、Cd 每年平均可达
4郾 59、1郾 54、0郾 206、0郾 224、0郾 0145 kg·hm-2,若不考
虑植物吸收与流失,折算到耕层土壤中每年平均可
增 加 2郾 04、 0郾 683、 0郾 0915、 0郾 0994、 0郾 00646
mg·kg-1 .城郊菜地大多为散户种植,菜地施肥差异
较大,特别是有机肥(商品有机肥、堆肥、菜籽饼、污
泥、人粪尿等),而且历史施肥数据的获取较为困
难,因此有关菜地土壤重金属的具体来源还有待进
一步研究.
4摇 结摇 摇 论
长沙市郊菜地土壤氮、磷有效养分主要以
NO3 - 鄄N和 Olsen鄄P形式累积,随着种植年限的增加,
累积量不断增加. 开福区种菜 30 年的土壤 NO3 - 鄄N
平均含量高达 49郾 49 mg·kg-1,比长沙县种菜 10 ~
15 年的菜地土壤高 17郾 9% ,比宁乡县种菜仅 1 ~ 2
年的菜地土壤高 99郾 2% ;而 Olsen鄄P累积更加明显,
开福区菜地土壤 Olsen鄄P 平均含量达 219郾 89
mg·kg-1,比长沙县菜地土壤高 49郾 7% ,是宁乡县
菜地土壤的近 7 倍.
与宁乡县菜地土壤相比,长沙县、开福区菜地土
壤 5 种重金属都存在不同程度的累积,增幅显著(P
<0郾 05),其中以 Cd 和 Cu 的累积最为明显. 5 种重
金属根据超标率排序为:Cd>Ni>Cu>Zn>Pb;根据单
累积指数排序为:Cd>>Cu>Pb>Ni>Zn;根据综合累
729211 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 全摇 智等: 长期种植蔬菜后土壤中氮、磷有效养分和重金属含量变化摇 摇 摇 摇 摇 摇
积指数排序为:开福区>长沙县>宁乡县.
Olsen鄄P、NO3 - 鄄N 和重金属是长沙市郊菜地土
壤环境变异的主要形式. 与速效钾、pH、有机质和
NH4 + 鄄N等自然因素决定占主导的因子相比,Olsen鄄
P和 NO3 - 鄄N等人为施肥决定的因子在土壤中表现
出与重金属更为相似的累积特性,尤其是在 Olsen鄄P
与 Cu和 Cd之间,这说明造成长沙市郊菜地土壤重
金属累积的主要原因可能是各种含重金属农用物资
的投入.
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作者简介摇 全摇 智,男,1985 年生,博士研究生.主要从事土
壤环境与农业生态工程研究. E鄄mail: bawang20001996 @
126. com
责任编辑摇 张凤丽
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