伴随阴离子对土壤Cd形态转化的影响

杨兰，李冰，王昌全，肖瑞，杨丽，郑顺强，游来勇

四川农业大学资源学院，四川 成都 611130

伴随阴离子对土壤Cd形态转化的影响

杨兰，李冰，王昌全*，肖瑞，杨丽，郑顺强，游来勇

四川农业大学资源学院，四川 成都 611130

化学性质各异的伴随阴离子通过影响进入土壤的外源 Cd2+后的形态转化，而影响其迁移特性和生物毒性。对此进行了解将有助于采取相应的防治镉污染的技术措施。通过室内连续培养试验（0～70 d），研究了伴随阴离子（NO3-、C1-、SO42-）对Cd2+在土壤中的吸附特性、形态分配与转化特性的影响。结果表明，伴随阴离子对添加外源Cd2+溶液后的土壤Cd吸附作用能力表现为：SO42->NO3->C1-；SO42-处理在20 d时吸附率达最大值（93.61%）；NO3-与C1-处理在30 d时吸附率达最大值，分别为82.25%、67.97%。初始状态土壤中Cd主要以残渣态存在，可交换态Cd含量与比例最低，占总Cd含量不到10%。添加1.0 mmol·L-1外源Cd2+处理后，在培养期内（0～70 d），表现为可交换态Cd含量>铁锰氧化物结合态Cd含量>碳酸盐结合态Cd含量>残渣态Cd含量>有机结合态Cd含量。土壤可交换态Cd在0～70 d分配系数达到38%～61%，其中SO42-处理培养10 d达到最大值（61.09%），NO3-与C1-处理30 d时达到最大值（分别为43.74%和41.80%）。土壤碳酸盐结合态Cd含量在30 d时趋于饱和，其含量（0～70 d）表现为SO42-生物难利用态>生物易利用态。添加1.0 mmol·L-1的外源Cd2+溶液后，SO42-处理的表现为：生物易利用态>生物潜在可利用态>生物难利用态；C1-和 NO3-处理的表现为生物潜在可利用态>生物易利用态>生物难利用态。这表明，镉形态在 SO42-处理伴随下对土壤造成的危害程度相对 C1-和 NO3-处理严重。外源 Cd2+溶液进入土壤主要转化为可交换态 Cd（SO42->NO3->C1-），SO42-处理培养10 d达到最大值（转化系数为61.09%）。可交换态Cd在土壤中具有较强的迁移性，容易被生物吸收利用，对环境影响最大。

镉（Cd）；伴随阴离子；形态转化

中国土壤污染问题日益凸现，对生态环境和人体健康构成严重威胁，其中土壤重金属的危害程度与形态特性密切相关（Römkens等，2011）。研究表明，可溶态外源Cd进入土壤中通过溶解、沉淀、吸附解吸、络合等物理化学过程与胶体物质、碳酸盐、氧化物、有机质和黏粒矿物作用而转化为可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机质结合态和残渣态（韩张雄等，2012；关天霞等，2011；林亲铁等，2013）。可交换态易被生物吸收利用，进入食物链对人体健康造成危害，而残渣态性质较稳定，一般不被生物利用，随着土壤环境条件的变化，各种形态之间可以相互转化，将造成永久性的潜在危害（王新和周启星，2003；李晓晴等，2012）。因此利用重金属的化学形态分布和含量变化来评价重金属元素对环境和生态体系的影响，有利于全面研究重金属的危害性和治理重金属污染（王祖伟等，2012；陈虎等，2013；赵转军等，2010）。

在自然界中，重金属阳离子总是与阴离子共存。向土壤中输入重金属离子的同时，也不可避免地输入阴离子。由于各种阴离子的化学性质不同，不同阴离子对土壤中重金属离子的化学性质及其与土壤之间的相互作用的影响也不一样（Chaignon等，2003；Arias等，2004）。已有一些研究表明，不同类型阴离子对重金属离子在土壤中的吸附和解吸行为的影响明显有差异（汪洁等，2011；邹献中等，2012）。Mohamed等（2014）、刘平等（2007）研究了伴随阴离子对不同土壤类型 Cd2+吸附的影响，指出SO42-的影响较Cl-大；陈苏等（2008）研究了无机阴离子（C1-、SO42-、F-）对Cd解吸的影响，指出影响力为 C1->SO42->F-。但过去这类研究大多是关于吸附解吸，而对阴离子类型影响重金属在土壤中的形态迁移转化的研究报道较少。本文以重金属元素Cd为例，将外源Cd以不同类型伴随阴离子的水溶性镉化合物（CdSO4、Cd(NO3)2、CdC12）混入土壤中，在保持水分恒定状态下，进行静态培养试验，采用修改后的Tessier连续提取分级法，探讨不同培养时间下，伴随阴离子对重金属Cd在土壤中的形态变化的影响。这有利于了解土壤中镉形态转化的环境化学行为，为采取相应的环境治理措施提供参考依据。

1 材料与方法

1.1 试验土壤

供试土壤采自四川德阳市旌阳区天元镇。土壤类型为灰棕色冲积物发育的潴育型水稻土，该土壤土层深厚。土壤容重1.20 g·cm-3，pH 7.12，有机质质量分数22.57 g·kg-1，全氮2.41 g·kg-1，碱解氮97.64 mg·kg-1，速效磷 32.67 mg·kg-1，速效钾 72.75 mg·kg-1，CEC 16.67 cmol·kg-1，物理性黏粒质量分数 58.84%，黏粒（<0.001 mm颗粒）质量分数26.48%。原始土壤Cd全量及其Cd形态分布如表1所示，各级形态含量中以残渣态为主，Fe、Mn氧化物结合态次之。

表1 供试土壤中重金属Cd形态Table 1 The speciations of Cd in the tested soil mg·kg-1

1.2 试验设计与样品采集

静态培养试验于2013年5─9月进行，设置4个处理：对照（去离子水处理）、CdSO4、CdCl2、Cd(NO3)2，镉化合物处理浓度均为 1.0 mmol·L-1Cd2+，每处理重复3次。

每个培养盆装过2 mm筛的土壤1.0 kg，在培养箱中进行培养，静态培养时长为70 d。土壤培养期间含水量设定为田间持水量的70%，每10天加入Cd2+溶液体积分别为100、100、100、50、50、50、50 mL；每天通过称质量补充添加溶液，使土壤水分保持恒定。温度控制在23～25 ℃。每10天采集1次土壤样品。各处理均取3个重复的土样，将采集土样置于通风阴凉处风干、研磨，过1.0 mm尼龙网筛备用。

1.3 样品测定

土壤理化性质及Cd总量参考土壤农化常规分析法测定（鲁如坤，1999）。土壤Cd形态测定采用朱嬿婉（1989）修改后的Tessier连续提取法。可交换离子态用1.0 mol·L-1MgCl2溶液提取，碳酸盐结合态用1.0 mol·L-1NaAc溶液提取，铁锰氧化物结合态用0.04 mol·L-1NH2OH·HCl溶液（以φ=25%的HAc溶液溶解，pH 2.0）提取，有机结合态用0.02 mol·L-1HNO3和φ=30% H2O2溶液提取，残留态用差减法计算。根据土壤重金属5种形态的生物可利用性大小，将其划分为生物易利用态、潜在生物可利用态、生物难利用态。生物易利用态包括可交换离子态 Cd；潜在生物可利用态包括碳酸盐结合态Cd、铁锰氧化物结合态 Cd、有机结合态；生物难利用态一般指残留态Cd（雷鸣等，2007）。

提取液中的Cd形态含量采用ICP-MS（安捷伦7700x），插入国家标准物质中心提供的标准土壤样品 GBWO7443(GSF-3)进行测定结果校验。形态分析方法的精密度，以同1份样品重复测定8次，计算各形态重复分析的相对标准偏差 RSD，要求RSD≤30%；形态分析方法的准确度是以土壤中元素全量分析作为标准，与各形态之和比较，计算其相对偏差RE：

式中，C全是元素全量；C总是元素形态总量。要求RE≤40%。所有的样本土壤中Cd的形态分析的相对偏差RE的范围在0%～30%。

1.4 数据处理方法

数据处理采用Microsoft Excel 2007，数据统计分析采用SPSS 17.0中LSD方法进行显著性检验（P<0.05）。

2 结果与分析

2.1 伴随阴离子对土壤吸附Cd总量的影响

高浓度Cd污染条件下，不同伴随阴离子对土壤中 Cd2+的化学性质及其与土壤之间的吸附作用能力有一定的差异（表2）。添加1.0 mmol·L-13种伴随阴离子（SO42-、Cl-、NO3-）的外源Cd2+溶液，土壤Cd累计吸附总量在培养周期内，呈持续上升的趋势，且用不同伴随阴离子处理后，土壤吸附Cd总量上存在显著性差异。培养周期结束后，以CdSO4累计吸附总量最大，达 43.42 mg·kg-1；CdCl2累计吸附总量最小，达33.74 mg·kg-1。

表2 伴随阴离子处理下土壤吸附Cd总量变化Table 2 The change of soil cadmium adsorption under the anionic treatment

伴随阴离子（SO42-、Cl-、NO3-）对土壤Cd吸附率也有较大影响，培养周期（0～70 d）内，土壤对Cd的吸附率均表现为先升高后降低的趋势，吸附能力表现为：SO42-处理>NO3-处理>C1-处理。在培养周期20 d时，SO42-处理的土壤Cd吸附率达到了93.61%，之后开始陡然下降；NO3-与C1-处理有相似的吸附变化趋势。在培养30 d时，吸附率最高，分别为82.25%、67.97%，之后土壤Cd吸附逐渐趋于饱和，C1-处理吸附能力弱于 NO3-处理。培养30～50 d，SO42-处理与NO3-处理间差异不显著，说明Cd污染土壤在培养周期延长后，SO42-处理的土壤Cd吸附能力快速下降，发生较为明显的解吸；NO3-处理的土壤Cd吸附能力变化相对较平稳。

表3 伴随阴离子对土壤Cd形态分配的影响Table 3 Effect of anion on the distribution of cadmium forms in soil mg·kg-1

2.2 伴随阴离子对土壤Cd形态分配的影响

原状土壤中5种Cd形态随培养周期的延长，含量变化不明显（表3）。其中，可交换态Cd含量较低，占总Cd含量不到10%，绝大多数为残渣态。当添加浓度为 1.0 mmol·L-1Cd2+不同伴随阴离子（Cl-、SO42-和NO3-）的Cd化合物处理后，在0～70 d培养周期内，土壤中Cd形态分配发生了较大变化（表3），表现为可交换态Cd含量>铁锰氧化物结合态Cd含量>碳酸盐结合态Cd含量>残渣态Cd含量>有机结合态Cd含量。土壤可交换态Cd含量在培养周期（0～70 d）持续增加，SO42-处理在10 d、Cl-和NO3-处理在30 d增长最快，之后开始缓慢降低；培养后期（第50～70天）可交换态含量逐渐趋于饱和；在培养周期结束，伴随阴离子对Cd2+转化为可交换态的作用表现为：SO42-处理>NO3-处理>C1-处理。其中，SO42-处理达到23.14 mg·kg-1，分别是Cl-处理的1.8倍、NO3-处理的1.5倍。不同伴随阴离子的外源镉溶液对土壤碳酸盐结合态 Cd含量变化的影响显著，表现为Cl-、SO42-和NO3-处理随外源镉溶液的添加，土壤碳酸盐结合态Cd含量持续增加（在0～70 d培养周期内），土壤碳酸盐结合态 Cd含量的大小表现为 SO42-处理

3种伴随阴离子处理对土壤铁锰氧化物结合态Cd的影响效应相似，都表现为随培养时间的增加，该结合态Cd含量逐渐增加，且在培养处理50 d之前，相互之间无显著性差异，而培养 50 d之后，NO3-和 Cl-处理之间存在显著差异。培养周期内（0～70 d），土壤Fe、Mn氧化物结合态Cd含量整体表现为：NO3-处理>SO42-处理>C1-处理，培养周期结束后其土壤铁锰氧化物结合态 Cd质量分数（9.75～11.18 mg·kg-1）低于可交换态 Cd质量分数（12.91～23.14 mg·kg-1）。3种伴随阴离子处理的土壤有机结合态Cd含量在培养周期内逐渐增加，但其增加量较小，以NO3-处理的增加速率较为明显（在第 70天时，土壤有机结合态Cd质量分数达 2.82 mg·kg-1）；SO42-处理的增加速率最为缓慢（在第70天时，土壤有机结合态 Cd质量分数达 1.69 mg·kg-1）。在培养处理50 d前，各处理间的土壤有机结合态Cd含量均存在显著性差异。C1-处理在培养50 d后土壤有机结合态Cd含量上升较快；当培养周期70 d时，与NO3-处理间无显著性差异；培养周期内（0～70 d）土壤有机结合态Cd含量整体表现为：NO3-处理>C1-处理>SO42-处理。随培养时间的延长，添加外源Cd2+后土壤中Cd转化为残渣态含量较少且变化幅度小，以NO3-和Cl-处理的增加效应相对明显，且彼此间无显著性差异。总体来说，Cl-、SO42-和NO3-这3种处理添加外源Cd2+溶液后，土壤中 Cd转化为有机结合态和残渣态 Cd虽有随着培养时间的延长而逐步增加的趋势，且不同处理间也存在一定的显著性差异，但其吸收、转化、分配的比例相对可交换态、碳酸盐结合态和铁锰氧化物结合态低。

2.3 伴随阴离子对土壤镉形态转化影响

根据生物对重金属不同形态的吸收难易程度，将重金属形态分为3类：生物易利用态、潜在生物可利用态和生物难利用态（雷鸣等，2007）。生物易利用态（可交换态）Cd具有较大的迁移性，最容易被生物吸收利用，可作为重金属毒害的直接评价指标。如图1原状土中，生物易利用态Cd占总量不到10%的比例，但在整个培养周期内，镉形态的生物利用度表现为潜在生物可利用态>生物难利用态>生物易利用态。而当添加1.0 mmol·L-1的Cd2+溶液处理，不同伴随阴离子对镉形态的生物利用度系数表现不一，SO42-处理表现为生物易利用态>潜在生物可利用态>生物难利用态；Cl-和NO3-处理表现为潜在生物可利用态>生物易利用态>生物难利用态。生物易利用态Cd含量在培养前期（0～10 d）陡然上升，占总量比例达 38%～61%；SO42-处理在培养 10 d时易利用态 Cd转化系数达到最大（61.10%）；Cl-和NO3-处理在培养30 d时生物易利用态 Cd转化系数达到最大，分别为 41.80%和43.74%，之后开始缓慢下降，生物易利用态镉可能向其他活性较低的形态转化。

图1 伴随阴离子对土壤Cd形态转化影响Fig. 1 Effect of anion on the transformation of cadmium forms in soil

潜在生物可利用态（碳酸盐结合态Cd、铁锰氧化物结合态Cd、有机结合态Cd 等3种形态之和）在适当的环境条件下可以释放出来，成为生物易利用态。原状土中，潜在生物可利用态镉占总镉含量50%左右；土壤外源Cd2+溶液处理后，其潜在生物可利用态占Cd总量为33%～53%。Cl-和NO3-处理在培养周期内变化趋势类似，在培养周期内（0～70 d）生物潜在可利用态较稳定。SO42-处理在0～10 d内潜在生物可利用态系数快速下降，可能由于可交换态Cd含量快速上升的结果所导致；之后却呈现出缓慢上升。生物难利用态（残渣态 Cd）对土壤Cd的迁移和生物可利用性贡献不大。原状土中，生物难利用态镉占总镉含量的40%左右，伴随阴离子对土壤外源Cd转化为难利用态Cd的影响效应表现为：SO42-处理

3 讨论

Cd2+进入土壤后占据相应的吸附点位，而当土壤吸附阴离子后，土壤颗粒表面增加了净负电荷，使重金属离子不断以静电吸附的方式吸附在土壤颗粒周围。邹献中（2012）研究表明，随着土壤电负性的增加，土壤对重金属离子的吸附将随之增大。本研究也表明，Cd2+在不同伴随阴离子的存在下，水稻土对其吸附的总量大小表现为：SO42-处理>>C1-处理≈ NO3-处理。NO3-、Cl-属于非专性吸附的阴离子（Yu等，2005），Cl-不易被土壤胶体表面吸附且和 Cd之间有极强的络合能力（Collins等，1999），易形成稳定的络合物，抑制土壤对Cd的吸附。NO3-加入土壤后，土壤溶液电导率增大，Cd2+进入吸附点位后土壤释放 H+，从而增大土壤Cd的游离度（徐明岗等，2006），土壤吸附Cd的容量将会减少。SO42-属于专性吸附的阴离子，不仅可以通过内层和外层络合作用增加表面负电荷，还可以与土壤颗粒表面、Cd之间形成三重表面络合物（Zhang和Peak，2007），从而促进Cd的吸附，使得在相同Cd污染条件下土壤Cd2+吸附总量最大。

本研究原状土中可交换态Cd含量较低，占总Cd含量的比例不到 10%，绝大多数为残渣态。添加外源Cd2+于土壤后，在培养周期（0～70 d）内，土壤Cd趋于一个新的分配比例，总体表现为：可交换态含量>Fe、Mn氧化物结合态含量>碳酸盐结合态含量>残渣态含量>有机结合态含量，这与刘丽娟等（2013）、徐龙君和袁智（2009）、Sun等（2007）的研究结果类似。在培养初期，外源Cd2+主要是通过静电引力（王祖伟等，2008）而吸附于土壤胶体表面，可交换态Cd含量较高，但随着培养处理时间的延长，Cd2+与土壤发生各种物理化学反应而逐渐向活性较低的化学形态转化，且随着活性形态含量比例趋于稳定，活性较低的化学形态又向活性更低的化学形态缓慢转化。Cd2+的这种稳定化作用对动植物的可利用性也逐渐下降（胡星明等，2012；）。但不同的无机阴离子由于其对土壤Cd的形态变化的影响效应不同，其迁移转化效率存在较大的差异。在SO42-处理培养10 d，NO3-与C1-各培养30 d时，添加外源Cd2+后土壤中Cd向可交换态转化的效率最大。其中，可交换态Cd含量上升幅度以SO42-处理效应最为显著。碳酸盐结合态Cd含量的增加效应则以NO3-处理最为明显，碳酸盐结合态Cd含量总体呈现先增加（0～30 d）后缓慢减少的趋势，说明培养初期交换态向碳酸盐态的转化效率大于向其他形态的转化效率。3种伴随阴离子处理对铁锰氧化物结合态Cd的影响效应相似，都随培养时间的增加，该结合态Cd含量逐渐增加，其原因可能是由于3种处理都是长时间在饱和的水分条件下培养，铁锰氧化物及其新生表面对Cd的吸持（李义纯和葛滢，2009）。有机结合态含量虽逐渐增加，以 NO3-处理的增加效应较为明显，但其增长量微小。这可能是由于土壤有机质中的基团如羧基、酚羟基等使有机胶体带负电荷，具有较强的离子代换性能，致使镉在土壤溶液中以简单离子或简单络合离子存在，形成部分可交换态，同时Cd2+与有机配位体形成配合物的能力很弱，在分析测试时可能受提取剂作用等因素的影响（侯青叶等，2008），导致外源Cd2+进入土壤向其他形态转化分配较少。残渣态Cd含量在培养过程中变化不大，说明外源Cd2+较难进入土壤矿物晶格中（Jalali和Khanlari，2008）。

高浓度的外源重金属进入土壤后，向生物易利用态转化容易且周期短，向紧结合态转变的过程则较漫长。从培养过程来看，生物易利用态Cd的比例随外源Cd2+加入量的增加而大幅度增加，且在培养前期（0～30 d内）变化剧烈，这与Zhou等（2002）的报道结果类似。

综上分析可以看出，重金属元素在土壤中通过形态变化实现迁移转化，伴随阴离子对其形态迁移转化效应在处理前期（0～30 d内）最为明显，只有充分掌握这个过程中的转化规律，才能更好地了解重金属对土壤及生物的污染机理，才能提出可行的土壤重金属污染修复方案。

4 结论

（1）伴随阴离子对添加外源Cd2+溶液后的土壤Cd吸附作用的能力表现为：SO42-处理>NO3-处理>C1-处理。SO42-处理在培养20 d时吸附率最高，达93.61%；NO3-与C1-处理在培养30 d时吸附率最高，分别为82.25%、67.97%。

（2）原状土随着培养周期的延长，镉形态含量变化不明显，其中可交换态Cd含量较低，占总Cd含量不到10%，绝大多数为残渣态。添加外源Cd2+溶液处理后（培养0～70 d），表现为可交换态Cd含量>铁锰氧化物结合态 Cd含量>碳酸盐结合态 Cd含量>残渣态Cd含量>有机结合态Cd含量。土壤可交换态Cd在0～70 d分配系数达到38%～61%，其中SO42-处理培养 10 d达到最大（61.09%），NO3-与C1-处理培养30 d时达到最大（分别为43.74%和41.80%）。土壤碳酸盐结合态Cd含量在培养30 d时趋于饱和，土壤碳酸盐结合态Cd含量（0～70 d）表现为SO42-处理SO42-处理>C1-处理。有机结合态Cd和残渣态Cd含量随着培养周期的延长而逐步增加，但其吸收转化分配比例相对可交换态、碳酸盐结合态和铁锰氧化物结合态低。由此表明，外源Cd2+进入土壤主要转化为可交换态 Cd，其含量为 SO42-处理>NO3-处理>C1-处理。可交换态Cd由于它在土壤中具有较强的迁移性，也容易被生物吸收利用，对环境影响最大。

（3）原状土中，镉形态的生物利用度系数表现为生物潜在可利用态>生物难利用态>生物易利用态。添加1.0 mmol·L-1的外源Cd2+溶液后，镉形态的生物利用度系数在 SO42-处理中表现为生物易利用态>生物潜在可利用态>生物难利用态，在 Cl-和NO3-处理中表现为生物潜在可利用态>生物易利用态>生物难利用态；从镉形态的生物利用度系数来评价，SO42-处理对土壤造成的污染较为严重。

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Effect of Accompanying Anions on the Cd2+Fraction Transformation in Soils

YANG Lan, LI Bing, WANG Changquan, XIAO Rui, YANG Li, ZHENG Shunqiang, YOU Laiyong
College of Resources, Sichuan Agricultural University, Chengdu 611130, China

When the heavy metal ions were entered into soil, it would inevitably carry anion. Due to the various anions with different chemical feature, it will affect heavy metals transformation and result in differences on the mobility and toxicity of heavy metals in soil. Researches on effect of inorganic ligands to heavy metals will advance the understanding of the mechanism of heavy metal’s forms changes and the controls in heavy metals contamination. The plain paddy soil in Chengdu was performed in this study by adding the exogenous Cd2+to investigate the anionic (NO3-, C1-and SO42-）effects on the uptake, the form distribution and transformation of cadmium. The results showed that the Cd absorption capacity in the soil was expressed the tendency of SO42->NO3->C1-, when added exogenous Cd2+solution. After 20 days, the absorption capacity of Cd reached at 93.61% under the SO42-treatment. After 30 days, the absorption capacity of Cd reached at 82.25% and 67.97% under the NO3-and C1-treatments, respectively. The initial state of cadmium in soil is mainly the residual form and the exchangeable cadmium content is very low, about less than 10% of total Cd content. To add 1 mmol·L-1exogenous Cd2+during the treatment of 0～70 day, the content of cadmium form was showed the trend of the exchangeable Cd>Fe-Mn oxide bound Cd>carbonate bound Cd>residual Cd>organic bound Cd. Cadmium in soil is mainly the form of exchangeable bound and its distribution coefficient reached at 38%～61%. The distribution coefficient reached at 61.09% under SO42-treatment of 10 days, 43.74% under NO3-treatment of 30 days, and 41.80% under C1-treatment of 30 days. The content of carbonate bound Cd expressed saturation at the end of 30 days, and its content was showed the tendency of SO42-bioavailability Cd>inert bioavailability Cd in the initial state of the soil. To add 1 mmol·L-1exogenous Cd2+, the SO42-treatment led to the expression of bioavailability Cd>potential bioavailability Cd>inert bioavailability Cd, whereas the NO3-and C1-treatment resulted in the expression of potential bioavailability Cd>bioavailability Cd>inert bioavailability Cd. In conclusion, the SO42-treatment caused more serious pollution that did the NO3-and C1-treatments. Exogenous Cd2+was mainly transformed into exchangeable bound and showed the tendency of SO42->NO3->C1-. At the end of 10 days, the transformation coefficient reached at 61.09% under the SO42-treatment. As the exchangeable bound Cd was likely to transfer and be absorbed by organisms, it will possess great impact on the environment.

cadmium; anion; form transformation

10.16258/j.cnki.1674-5906.2015.05.022

X53

A

1674-5906（2015）05-0866-07

杨兰，李冰，王昌全，肖瑞，杨丽，郑顺强，游来勇. 伴随阴离子对土壤Cd形态转化的影响[J]. 生态环境学报, 2015, 24(5): 866-872.

YANG Lan, LI Bing, WANG Changquan, XIAO Rui, YANG Li, ZHENG Shunqiang, YOU Laiyong. Effect of Accompanying Anions on the Cd2+Fraction Transformation in Soils [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2015, 24(5): 866-872.

国家科技支撑计划项目（2012BAD14B18）；四川省科技厅项目（2011NZ0063；2012JZ0003）；四川省教育厅项目（12ZA278）

杨兰（1993年生），女，硕士研究生，主要研究方向土壤重金属污染修复治理。E-mail: lany93@163.com *通信作者：王昌全（1962年生），男，教授，主要从事土壤与环境可持续研究。E-mail: w.changquan@163.com

2015-01-31