下载:
-
土壤是生态系统的重要组成部分。近几十年来，中国土壤重金属污染问题日益突出。2014年环境保护部和国土资源部共同发布的《全国土壤污染状况调查公报》显示：镉和铅污染在中国土壤重金属污染问题中尤为突出，其点位超标率分别高达7.0%和1.5%[1]。由于镉和铅具有高毒性、高持久性、不可生物降解性和隐蔽性等特点[2]，一般通过自然因素(如土壤成土母质中含有的镉和铅矿物的存积)和人为因素(如不合理不科学的污水灌溉，施用化肥、农药和农膜等)导致其在土壤中积累[3]，破坏了土壤生态平衡，严重影响了耕地质量和农产品的安全生产，造成不可估量的经济损失，并且对人类的生命健康造成严重危害。因此，对重金属污染土壤进行治理与修复已刻不容缓。
生物质炭作为一种环境友好型材料，是将生物质废弃物置于缺氧或低氧环境下，经高温热解形成的产物，具有表面官能团丰富、孔隙结构发达和比表面积大等[3]特点。生物质炭对土壤中的重金属具有较强的固定作用，主要包括络合作用、沉淀作用、物理吸附及离子交换作用等[4]，因此，生物质炭的施用可以降低土壤中重金属的生物有效性以及迁移性[5]。目前，已有许多学者在生物质炭对土壤中镉和铅生物有效性和毒性的影响方面开展了研究。李冬琴等[6]研究表明：皇竹草Pennisetum sinese炭的添加分别使土壤中有效态镉和铅的含量降低40.7%和45.4%。周雷等[7]研究发现：施用稻草壳炭显著降低了土壤有效态镉和铅的含量(降低幅度为57.1%和74.6%)。不同源废弃物制备的生物质炭对重金属污染土壤的原位修复效果存在一定的差异。随着中国城市化的快速发展，城市生态文明建设取得了显著进展，旅游、餐饮等服务行业也得到了长足发展。然而，这也造成了城镇园林废弃物和厨余废弃物的大量产生[8-9]，为城市生态环境建设带来了新的挑战。若将富含有机质的园林废弃物和厨余废弃物制备成生物质炭，并将其用于城市周边重金属(如镉和铅)污染农田的治理，不但可以实现废弃物的资源化利用，也将为利用生物质炭修复重金属污染土壤提供新思路和新途径。
国家统计局2014年的环境统计数据显示：中国木材加工等园林废弃物高达255.1万t，其中细叶榕Ficus microcarpa是中国南方典型的城镇园林植物[10]。另外，中国年产厨余垃圾量约6000万t，其中，北京、上海、重庆、广州等超大城市餐厨垃圾的日产量均超过1000 t，且日产量的年增速在10%以上[8]。中国小龙虾Procambarus clarkii餐饮产业发展迅速，现已成为世界上最大的小龙虾消费国。然而，小龙虾壳大多被作为厨余废弃物随意处置，中国每年约10万t的小龙虾壳被丢弃[11]。基于此，本研究从以废治污的角度出发，利用厨余废弃物小龙虾壳和园林废弃物细叶榕修剪枝为供试原材料制成生物质炭，进而通过盆栽试验探究添加不同质量比(1%、3%)的2种生物质炭对土壤有效养分、土壤镉和铅生物有效性以及土壤酶活性的影响，以期为以生物质炭作为钝化剂固定土壤中的重金属和改善作物品质提供理论依据。
-
供试土壤：采集自浙江省绍兴市上虞区(30º00′N，120º79′E)一处水稻Oryza sativa田的表层土壤(0~20 cm)。该稻田毗邻一处废弃的铅锌矿山，因此该区域受到不同重金属复合污染。供试土壤的基本性质：pH 5.8，有机碳为13.3 g·kg−1，碱解氮、有效磷和速效钾分别为118.0、114.0和1.8 mg·kg−1。总镉和总铅分别为0.5和736.2 mg·kg−1，均已超出了GB 15618—2018《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准(试行)》的风险筛选值(总镉为0.4 mg·kg−1，总铅为100.0 mg·kg−1)。将所采土壤剔除碎石及植物根系等杂物，风干后过2 mm不锈钢筛备用。
供试生物质炭制备：细叶榕Ficus microcarpa修剪枝收集自广东省佛山市某公园，将枝条切碎通风晾干。小龙虾壳收集自浙江农林大学附近餐馆，用自来水洗净后于室温下晾干，在105 ℃下烘至恒量。利用小型炭化设备(ECO-8-10，湖州宜可欧环保科技有限公司)在650 ℃限氧条件下热解2 h制得细叶榕炭和小龙虾壳炭，将2种生物质炭研磨并过2 mm筛，混合均匀后取出部分样品用于基本理化性质表征，剩下样品储存备用。
供试植物：小红萝卜Raphanus sativus种子购买于浙江省杭州市种子种苗管理站。
-
盆栽试验于浙江农林大学温室进行。称取3 kg过筛土装入塑料盆(直径为22.6 cm，高为13.5 cm)，参照相关研究[12-13]分别加入质量比为1%和3%的小龙虾壳炭(CSB)和细叶榕炭(FMB)。以不添加生物质炭的土壤为对照(ck)，共5个处理，每个处理重复3次。选用尿素、磷酸二氢钾为基肥，每盆施用0.25 g·kg−1氮，0.32 g·kg−1五氧化二磷和0.2 g·kg−1氧化钾后充分混合均匀。不同处理盆栽按照随机区组方式摆放(盆栽位置定期更换)。初次浇水至田间持水量的70%，平衡3 d后，于2020年9月撒播小红萝卜种子，每盆均匀播种10颗，发芽7 d后间苗，每盆中留下长势相同的健康植株5株。盆栽期间日常管理为定期浇水、松土以及防治病虫，同时隔3 d记录1次植物长势。生长50 d后分别采集土壤样品和植物样品，将采集的一部分土壤样品风干磨细后过2 mm筛待测；取小红萝卜可食用部分，先后用自来水和去离子水洗净，置于105 ℃烘箱内杀青30 min后于65 ℃条件下烘干至恒量，记录其生物量。
-
土壤理化性质的测定参照《土壤农业化学分析方法》[14]。其中，土壤pH和电导率分别采用1.0∶2.5 (质量体积比)和1.0∶5.0 (质量体积比)土水比，用FE20型pH计[梅特勒-托利多仪器(上海)有限公司]和DDS-307型电导率仪(上海虹益仪器仪表有限公司)测定。土壤有机碳质量分数采用重铬酸钾外加热法测定。有效磷质量分数采用Olsen法，用0.5 mol·L−1 碳酸氢钠浸提后，采用分光光度计(UVA132122，Thermo electron corporation，英国)测定。土壤速效钾质量分数经乙酸铵浸提后用火焰光度计(FP640, 上海仪电分析有限公司)法测定。土壤碱解氮质量分数采用碱解扩散法测定。植物镉和铅质量分数采用硫酸-过氧化氢法消解后用ICP-OES测定。
采用荧光微孔板检测技术测定土壤β-1,4-葡萄糖苷酶(β-1,4-glucosidase, BG)、亮氨酸氨基肽酶(leucine amino peptidase, LAP)、β-N-乙酰基氨基葡萄糖苷酶(β-1-4-N-acetyl-glucosaminidase, NAG)和β-木糖苷酶的酶(β-1,4-xylosidase, XYL)活性。原理是利用底物与酶水解进行荧光检测，以荧光强度反映酶的活性[15]。具体操作步骤如下：将2.0 g土壤鲜样称入100 mL离心管，加入40 mL醋酸缓冲液(50 mol·L−1, pH 5.0)，振荡30 min (25 ℃，180 r·min−1)。将振荡好的溶液用60 mL醋酸缓冲液(50 mol·L−1, pH 5.0)洗入烧杯中，制成土壤均质悬浊液。将混有酶和底物混合物的微孔板放入25 ℃培养箱里，在黑暗环境中培养3 h，培养后用多功能酶标仪(SynergyTM H1, Biotek，美国)在荧光激发波长365 nm和检测光波长450 nm下测定反应液荧光值。
供试生物质炭的pH采用炭水比1∶20 (质量体积比)法制备悬浊液，用FE20型pH计[梅特勒-托利多仪器(上海)有限公司]测定；灰分使用ASTM D1726-84法测定；碳(C)、氢(H)和氮(N)质量分数采用元素分析仪(Flash EA1112, Thermo Finnigan，意大利)测定；比表面积(BET)在77 K氮气条件下用比表面分析仪(TristarII3020，Micromeritica Instrument Corporation，美国)测定；利用X射线能量色谱仪(EDS) (K-Alpha+; Thermo Fisher Scientific，美国)测定生物质炭的矿物元素组成；表面形貌特征采用扫描电镜(SEM)分析仪(SU-8010，日立公司，日本)测定；表面官能团采用傅里叶红外光谱仪(FTIR) (NICOLET iS10，Thermo Fisher Scientific，美国)测定。供试生物质炭重金属全量采用硝酸-氢氟酸-高氯酸消解法，用ICP-MS测定。
-
应用Excel 2010和SPSS 19.0进行数据处理和分析，采用单因素方差分析和Duncan多重比较分析不同处理间土壤理化性质、有效养分和重金属有效态质量分数的差异显著性(P＜0.05)，相关性分析采用皮尔逊(Pearson’s)相关分析法进行检验确定显著性，并用Origin 2021作图。
-
由表1可知：与细叶榕炭相比，小龙虾壳炭具有更高的pH和灰分，这主要取决于原材料属性和热解温度[16]。研究表明：小龙虾壳主要由碳酸钙(约40%)、甲壳素(30%~35%)、蛋白质(25%~30%)以及微量脂类物质组成[17]。碳酸钙等矿物组分在热解过程中可以被保留和浓缩，使得所制得的生物质炭灰分较高[18]，生物质炭的碱性主要与这些碳酸盐类矿物组分有关。有研究表明：随热解温度升高，生物质炭中的碳酸盐总量增加，从而使其pH有所提高[16]。此外，小龙虾壳在高温热解过程中酸性官能团(如—COOH)的破坏分解也会导致生物质炭pH升高。与小龙虾壳炭相比，细叶榕炭具有更大的比表面积和孔径(表1)。这是由于细叶榕所含纤维素、半纤维素和木质素等物质在高温热解过程中出现分解和结构塌陷所致[19]，从而形成了更多的微孔结构(图1A)。
表 1 供试生物质炭的基本理化性质
Table 1. Selected physicochemical properties of the biochars studied
生物质炭 pH 灰分/
(g·kg−1)碳/
(g·kg−1)氮/
(g·kg−1)氢/
(g·kg−1)铁/
(mg·kg−1)锰/
(mg·kg−1)铜/
(mg·kg−1)锌/
(mg·kg−1)镉/
(mg·kg−1)铅/
(mg kg−1)比表面积/
(m2·g−1)孔径/
nm小龙虾壳炭 10.6 477.9 254.7 13.3 8.2 1 891.0 319.0 48.0 91.0 0.3 2.9 12.1 16.5 细叶榕炭 9.6 84.6 762.7 5.2 22.5 779.0 16.0 11.0 52.0 0.1 3.8 21.6 153.5 
图 1 小龙虾壳炭(CSB)和细叶榕炭(FMB)的扫描电镜(SEM)图谱(A)、傅里叶变换红外(FTIR)图谱(B)和X射线能谱分析(EDS)图谱(C)
Figure 1. Scanning electron microscope (SEM) images (A), Fourier transform infrared (FTIR) spectra(B) and energy dispersive X-ray spectra (EDS) spectra (C) of crawfish shell biochar (CSB) and F. microcarpa biochar (FMB)
SEM图谱(图1A)显示：与小龙虾壳炭相比，细叶榕炭表面呈现出较为光滑的不规则块状骨架结构，这可能是因为经过炭化后，细叶榕本身的导管结构被部分保存[20]。小龙虾壳炭表面呈现出较为粗糙的团簇结构，且表面附着大量颗粒状物质。由于较高温度下生物质炭表面形成的孔隙结构出现破裂和塌陷，这些团簇颗粒可能是因生物质在热解过程中物理破碎而形成[21]。通过FTIR图谱可知(图1B)：2种生物质炭上均检出—OH(3420 cm−1)、芳香性官能团C=O(1380 cm−1)、醚类官能团C—O—C(1050~1100 cm−1)和烯烃(650~1000 cm−1)等基团的特征峰。此外，与小龙虾壳炭相比，细叶榕炭还含有芳香族C=C(1596 cm−1)。这可能是在高温热解过程中细叶榕炭的芳香化程度逐渐增强所致[9]。小龙虾壳在热解过程中，随着挥发分的析出，碱性矿物元素(如钾、钠、钙等)被保留和富集。EDS图谱(图1C)也显示：与细叶榕炭相比，小龙虾壳炭中钙、钠较高，而细叶榕炭的碳质量分数明显高于小龙虾壳炭。
-
与ck相比，不同生物质炭处理下土壤pH均有显著提高(P＜0.05)(图2A)，且随着配施比例的增加而增加(pH从高到低依次为3%CSB、1%CSB、3%FMB、1%FMB、ck)，这是由于CSB(pH 10.6)和FMB (pH 9.6)本身呈碱性，将其施入土壤后可直接提高土壤pH。此外，3%CSB处理下土壤pH较ck增加最为显著(增幅为25.8%)，这可能与CSB在热解过程中形成较多的碳酸盐(MgCO3和CaCO3)有关。这些碳酸盐进入土壤后通过水解作用产生OH−从而提高pH[16]。
图 2 施用小龙虾壳炭(CSB)和细叶榕炭(FMB)对土壤pH(A)、电导率(B)和有机碳(C)质量分数的影响
Figure 2. Effect of crawfish shell biochar (CSB) and F. microcarpa biochar (FMB) applications on soil pH(A), electrical conductivity(B) and organic carboncontent(C)
土壤电导率通常情况下可以反映土壤的盐分状况，是影响土壤养分循环和土壤微生物活性的主要因素之一。本研究表明：施用不同比例的FMB后，土壤电导率较ck并无显著差异，而施用CSB则显著提高了土壤电导率(增幅为116.9%~277.1%)，且随施用量提高效果更显著(图2B)。这是因为CSB属于动物源生物质炭，其本身灰分较高(表1)。另外，在热解小龙虾壳的过程中，随着挥发分的析出，碱性矿物元素(如钾、钠、钙等)被保留和富集(图1C)，将CSB施入土壤后引入了较多的盐基离子，从而提高土壤电导率[22]。有研究表明：较高的土壤电导率可能会对作物的生长造成负面影响[23]。对于施用CSB对土壤盐分和电导率的潜在影响还需后续进一步探索，比如如何通过调整CSB的施用方式、施用比例，或者将其改性等措施以避免因其施用向土壤中引入过多的盐分。
与ck相比，除1%CSB处理外，其余生物质炭处理下土壤的有机碳质量分数均显著提高(P＜0.05) (图2C)，且FMB处理下土壤有机碳质分数显著高于CSB处理。这是因为FMB是植物源类生物质炭，其碳质量分数较高且芳香化结构稳定[24]，因此将其施入土壤后可直接提高土壤有机碳质量分数。其次，FMB相较于CSB有更大的比表面积和更丰富的孔径结构(表1)，因而具有更强的吸附能力，可将土壤中的小分子有机物吸附至其孔径内，从而在一定程度上有利于提高土壤的固碳能力。此外，3%的FMB处理下土壤有机碳提升效果最显著，较ck升高了76.5%。曾爱等[25]研究发现：土壤有机碳含量的提高幅度与生物质炭的施用量呈显著正相关。
-
与ck相比，施用不同比例的FMB后，土壤速效钾质量分数显著(P＜0.05)提高，且3%FMB处理效果最显著，较ck提高了174%，而施入不同比例的CSB后，土壤速效钾质量分数无显著变化(图3A)。FMB中含有植物生长所必需的钾元素(图1C)，施入土壤后，其释放的可溶性钾可直接增加土壤速效钾质量分数[26]。与ck相比，不同施炭处理均提高了小红萝卜可食用部分的钾质量分数(图3B)，提升效果从大到小依次为3%FMB(208.1%)、3%CSB(187.7%)、1%CSB(157.4%)、1%FMB(143.9%)。这是因为生物质炭施入土壤后，一方面可以直接释放有效钾，另一方面可以通过吸附作用间接减少土壤中钾的淋溶损失[27]，从而提高土壤中钾素的有效性，促进小红萝卜可食用部分对土壤中钾的吸收。
图 3 施用小龙虾壳炭(CSB)和细叶榕炭(FMB)对土壤有效养分和小红萝卜可食用部分的氮、磷和钾质量分数的影响
Figure 3. Effect of crawfish shell biochar (CSB) and F. microcarpa biochar (FMB) applications on N, P and K availability and their uptake in the edible part of radish
施用不同生物质炭后，土壤中有效磷质量分数提高了9.7%~37.3%(图3C)。其中3%生物质炭处理提高土壤有效磷的效果较1%处理更显著。与ck相比，3%FMB处理下土壤有效磷质量分数提高幅度达37.3%。这一方面是由于FMB含有较高的磷(图1A)，另一方面与3%FMB处理下土壤pH显著提高有关。DELUCA等[28]发现：生物质炭可以通过提高土壤pH和阳离子交换量促进磷素有效性的提高，且生物质炭的施用可通过减少铁和铝的交换量增加磷的活性。同时，与ck相比，3%FMB处理显著(P＜0.05)提高了小红萝卜可食用部分的磷质量分数(图3D)，这与土壤中有效磷升高有关。此外，生物质炭的施用可提高微生物活性，进而将难以被植物利用的有机磷矿化为无机磷，从而可被植物吸收利用[29]。
与ck相比，施用不同生物质炭后土壤碱解氮质量分数均显著(P＜0.05)降低(图3E)，且随两者比例的增加而降低。可能是由于CSB和FMB用量的增加提高了土壤pH，进而可以通过调控土壤碳氮比影响氮素的有效性[30]。ASAI等[31]研究发现：随着生物质炭用量的增加，土壤中碳氮比升高，氮有效性降低。此外，与对照相比，不同施炭处理均显著(P＜0.05)降低了小红萝卜可食用部分的氮质量分数(图3F)，这可能是由于不同施炭处理均降低了土壤碱解氮质量分数，从而间接影响了小红萝卜可食用部分氮的积累。
-
与ck相比，施用CSB和FMB均显著(P＜0.05)降低了土壤有效态镉，降幅从大到小依次为3%CSB(91.1%)、1%CSB(73.3%)、3%FMB(64.3%)、1%FMB(60.7%)(图4A)。首先，施用CSB和FMB后使得土壤pH升高，增加了土壤胶体表面的负电荷，从而提高土壤对Cd2+的吸附能力[7]。其次，相较于FMB处理，CSB处理对土壤pH的增幅更大(图2A)，促进CdCO3、Cd3(PO4)2和Cd(OH)2等难溶物质的形成[32]，从而降低土壤有效态镉质量分数；并且相较于FMB处理，CSB显著提高了土壤电导率(图2B)，引入了较多的盐基离子，可提高土壤的盐基离子饱和度，促进重金属的离子交换，进而提高生物质炭对镉的吸附[22]。此外，土壤有效态镉和pH、电导率均呈极显著(P＜0.01)负相关(图5)也证实了这一观点。与此同时，生物质炭具有较大的比表面积、丰富的孔隙结构，通过静电吸附将镉吸附至生物质炭表面，降低镉的移动性[32]。另外，生物质炭表面的官能团(图1B)(如氨基、烃基和羟基等)也可与镉发生络合反应从而降低土壤有效态镉含量[33]。与ck相比，施用3%CSB、1%FMB和3%FMB可使小红萝卜可食部分中的镉质量分数显著(P＜0.05)降低(图4B)。这是由于生物质炭的施用显著降低了土壤中镉的有效性，并且由于生物质炭表面具有多孔性结构和较强的表面吸附能力，通过吸附土壤中的重金属而影响镉在土壤-植物体系的迁移能力[34]，从而降低小红萝卜可食用部分镉的富集。此外，1%CSB处理下小红萝卜可食部分中的镉质量分数显著(P＜0.05)提高，这可能由于施用一定量的生物质炭改变了土壤环境，在植物根际作用下原本被钝化的镉可能再次转化为植物可吸收利用态[35]。另外，郭荣荣等[36]研究发现：红油麦菜Lactuca sativa可食部位重金属的变化还与其根系生理、根际微生物代谢活动及重金属由根系向地上部的转移有关。然而，1%CSB对植物吸收镉的促进作用的相关机制还需结合其他手段(如微生物、镉结合形态等)进行进一步探讨。
图 4 施用小龙虾壳炭(CSB)和细叶榕炭(FMB)对土壤有效态镉和铅质量分数和小红萝卜可食用部分的镉和铅质量分数的影响
Figure 4. Effect of crawfish shell biochar (CSB) and F. microcarpa biochar (FMB) applications on the availability of Cd and Pb and their accumulation in the edible part of radish
图 5 土壤理化性质、酶活性和有效态镉和铅的相关性分析
Figure 5. Correlation analyses between soil physicochemical properties, enzyme activities and concentrations of available Cd and Pb
与ck相比，CSB和FMB处理均显著(P＜0.05)降低了土壤有效态铅质量分数。降低幅度由大到小依次为1%FMB(26.1%)、1%CSB(23.9%)、3%CSB(21.2%)、3%FMB(21.0%)(图4C)。首先，与ck相比较，生物质炭的施加均提高了土壤pH，使得Pb2+与土壤中的OH−在碱性条件下形成沉淀[37]。其次，铅可以与土壤中OH−和
${\rm{PO}}_{4}^{{\rm{3-}}}$ 相结合，形成Pb9(PO4)6及Pb3(CO3)OH2等不溶性氢氧化物和磷酸盐[38]，从而降低了土壤有效态铅质量分数。总体而言，FMB的施用对降低土壤铅有效性的效果优于CSB。这是因为在土壤中施用FMB后，土壤的有效磷质量分数增加，铅可与${\rm{PO}}_{4}^{{\rm{3-}}}$ 离子形成难溶性的磷酸盐[39]。另外，由于FMB具有较大的比表面积和丰富的孔隙结构(表1和图1A)，为表面或界面相关反应提供丰富的活性位点[12]，更有利于生物质炭对土壤中铅的物理吸附，从而降低土壤溶液中铅的有效性[5]。在本研究中，不同生物质炭处理下，土壤中有效态铅质量分数和小红萝卜可食用部分铅质量分数(图4D)也具有较大差异，其原因可能是由于铅质量分数在小红萝卜不同器官内的占比不同所致。与此相似，陈新红等[40]研究发现：由于铅在稻谷各器官中的处理比例不同，稻谷中铅质量分数与土壤中铅质量分数也存在较大差异。 -
与ck相比，3%CSB处理均显著(P＜0.05)提高了土壤中β-葡萄糖苷酶、亮氨酸氨基肽酶和β-N-乙酰基氨基葡萄糖苷酶活性(图6A~C)，较ck分别提高了79.7%、30.3%和1668.6%。1%CSB处理可提高β-N-乙酰基氨基葡萄糖苷酶活性(图6C)，但不同施用量的FMB对β-N-乙酰基氨基葡萄糖苷酶活性均无显著影响。另外，与ck相比，1%FMB处理提高了β木糖苷酶活性(图6D)，而对β-葡萄糖苷酶和β-N-乙酰基氨基葡萄糖苷酶活性无显著影响。β-葡萄糖苷酶、亮氨酸氨基肽酶、β-N-乙酰基氨基葡萄糖苷酶和β木糖苷酶均属于水解酶，能够催化土壤中糖类和蛋白质的分解，在土壤碳氮循环过程中起着重要影响[15]。相关性分析表明(图5)：土壤中有效态镉与土壤中β-葡萄糖苷酶和亮氨酸氨基肽酶活性呈显著(P＜0.05)负相关，与土壤中的β-N-乙酰基氨基葡萄糖苷酶呈极显著负(P＜0.01)相关；而土壤中有效态铅质量分数和土壤酶活性无显著相关性。施用3%CSB后土壤酶活性提高的原因主要归因于土壤中有效态镉的降低(图4A)，从而降低了重金属对土壤微生物的胁迫，并且由于CSB含有较高的灰分及碳、氮等营养元素(表1)，能够促进微生物的活性及其对底物的利用速率，当施加3%CSB后在一定程度上促进了土壤养分循环，微生物生长环境因子得以改善，进而提高土壤酶活性[41]。而1%FMB和3%FMB处理对土壤酶活性没有显著影响，原因可能是FMB本身难降解(表1、图1)，易分解组分质量分数低，惰性炭质量分数高并不能作为促进土壤微生物活性的可利用底物，从而无法诱导土壤酶活性提高[15]。与此同时，FMB相较于CSB具有更大的比表面积和孔径表面积(表1)，吸附能力强，迫使更多的酶与生物质炭结合或导致酶活性位点改变，进而阻碍了酶与底物的结合，从而影响酶活性[42]。
图 6 施用小龙虾壳炭(CSB)和细叶榕炭(FMB)对土壤酶活性的影响
Figure 6. Effect of crawfish shell biochar (CSB) and F. microcarpa biochar (FMB) applications on soil enzyme activities
-
由图7可知：与ck相比，除1%CSB外，其余生物质炭的施用均显著(P＜0.05)提高了小红萝卜可食用部分的生物量，且3%CSB提升效果最佳，较ck提高了171.48%。这是由于将CSB和FMB施入土壤后钝化了污染土壤中的镉和铅，降低了其对土壤和植物的胁迫作用，从而提高了小红萝卜可食用部分生物量。此外，由于生物质炭(尤其CSB)含有较高的中微量元素(如铁、锰、锌等)(表1)，将其施入土壤后可以直接提高土壤养分水平并促进作物对这些养分的吸收，进而促进作物生长。张丽娜[43]研究发现：中微量元素(如钙、镁、锌、硼、铁等)可以通过参与小红萝卜肉质根可溶性蛋白质、可溶性糖、维生素C等多种物质的合成促进小红萝卜生长和产量提升。另一方面，施用生物质炭后，土壤中磷、钾等养分的有效性显著提高，从而促进小红萝卜生长，增加其可食用部分的生物量[44]。另外，CSB的施用显著提高了土壤中各种生物酶的活性(图6A~C)，促进了土壤中的养分循环，从而可以有效促进小红萝卜的生长和生物量的提高。同样，LEBRUN等[45]发现：以白桦Betula platyphylla 为原材料制得的1%和3%的生物质炭均可提高亚麻Linum usitatissimum生物量，且3%生物质炭处理对促进亚麻生长具有较好效果。刘晓霞等[46]研究亦表明：施用高配比的骨炭(300和400 kg·hm−2)促进小红萝卜产量的效果优于低配比(150 kg·hm−2)。
图 7 施用小龙虾壳炭(CSB)和细叶榕炭(FMB)对小红萝卜可食用部分生物量的影响
Figure 7. Effect of crawfish shell biochar (CSB) and F. microcarpa biochar (FMB) applications on the biomass of the edible part of radish
-
施用的3%小龙虾壳炭可以显著改善土壤肥力，提高土壤中养分的有效性，进而显著提高小红萝卜可食用部分生物量和土壤酶活性，在改善土壤肥力，促进作物品质和产量提升方面具有较大应用潜力。
施用小龙虾壳炭和细叶榕炭均显著降低了土壤有效态镉和铅的质量分数，且小龙虾壳炭效果更明显，因此，小龙虾壳炭是一种可作为修复镉和铅复合污染土壤的良好土壤改良剂。
综上所述，将农林废弃物细叶榕和厨余废弃物小龙虾壳炭化还田均可有效改善土壤肥力并缓解土壤重金属污染状况。同时，与细叶榕炭相比，小龙虾壳炭的应用前景更佳，为利用生物质炭修复重金属复合污染农田土壤提供了新思路。
Effects of biochar from Procambarus clarkii shells and Ficus microcarpa branches on soil nutrients and bioavailability of Cd and Pb
-
摘要:
目的 探讨施用小龙虾Procambarus clarkii壳炭(CSB)和细叶榕Ficus microcarpa炭(FMB)对复合污染土壤理化性质及作物生长的影响。 方法 在 650 ℃限氧条件下热解制备厨余废弃物小龙虾壳炭和园林废弃物细叶榕炭。以不同质量比(0、1%、3%)施入小红萝卜Raphanus sativus盆栽土壤，测定和分析施用小龙虾壳炭和细叶榕炭对土壤中镉和铅有效性、养分转化、土壤酶活性及小红萝卜生长的影响。 结果 3%FMB处理对土壤有机碳、有效磷和速效钾质量分数提升效果最显著(P＜0.05)，较对照的增幅分别为135.8%、35.4%和173.7%。除1%CSB处理外，其余生物质炭处理下土壤中有效态镉和铅质量分数较对照均显著降低(P＜0.05)，降幅分别为60.7%~91.1%和21.0%~26.1%。3%CSB处理对土壤β-葡萄糖苷酶、亮氨酸氨基肽酶和β-N-乙酰基氨基葡萄糖苷酶活性提升效果最显著(P＜0.05)，较对照分别提高79.7%、30.3%和1 668.5%。不同比例CSB和FMB的施用均显著(P＜0.05)提高了小红萝卜可食部分的生物量，且3%CSB处理的提升效果最显著(P＜0.05)，较对照提高了171.5%。 结论 与细叶榕炭相比，小龙虾壳炭在提高土壤酶活性，降低土壤中镉和铅生物有效性以及提升作物品质和产量方面效果更为优越，更适合作为镉-铅复合污染土壤修复的潜在应用材料。图7表1参46 Abstract:Objective This study aims to investigate the effects of biochar derived from Procambarus clarkii shells (CSB) and Ficus microcarpa (FMB) on physicochemical properties of contaminated soil and plant growth. Method The biochar was prepared by pyrolysis of both typical kitchen and garden wastes at 650 ℃ with limited oxygen supply. A pot trial was conducted using Raphanus sativus with different mass ratios (0, 1%, 3%) to investigate the effects of different doses of CSB and FMB on cadmium (Cd) and lead (Pb) bioavailability in soil, nutrient transformation, soil enzyme activity, and R. sativus growth. Result 3% FMB treatment had the most significant effect on improving contents of soil organic carbon, available phosphorus and available potassium (P＜0.05), which increased by 135.8%, 35.4%, and 173.7% respectively compared with the control. Except 1% CSB treatment, other biochar treatments significantly (P＜0.05) decreased the concentrations of available Cd by 60.7%−91.1% and Pb by 21.0%−26.1%. 3% CSB treatment showed significant increase in soil enzyme activities such as β-glucosidase, leucine aminopeptidase and β-N-acetylglucosamine (P＜0.05), which were 79.7%, 30.3% and 1668.5% higher than that of the control, respectively. All biochar treatments significantly (P＜ 0.05) increased the biomass of the edible part of R. sativus. 3% CSB treatment had the most significant improvement effect (P＜ 0.05), which increased by 171.5% compared with the control. Conclusion The CSB is more effective than the FMB in improving soil enzyme activity, reducing Cd and Pb bioavailability in soil, and improving crop quality and yield. It is more suitable as a potential material for the remediation of soils co-contaminated with Cd and Pb. [Ch, 7 fig. 1 tab. 46 ref.] -
Key words:
- biochar /
- heavy metal /
- soil contamination /
- in-situ remediation /
- waste disposal
-
在城市化快速发展的背景下，城镇建设用地的扩张导致生态空间衰减、系统结构失衡、生态功能下降等问题凸显[1]，生态环境面临多重压力和干扰，引起的景观生态风险值得关注。绿色空间是城镇地域范围内对于改善区域生态环境、维持生态系统物质能量循环具有重要作用的生态空间，是由耕地、林地、草地、水域等不同土地单元镶嵌而成的复合生态系统[2−4]。当前，国内外学者对绿色空间的研究主要集中在绿色空间结构与功能[5]、景观格局动态演化[6−7]及生态环境效益[8−9]等方面。景观生态风险评价用于评估自然或人为因素干扰对生态系统及其组分产生不利影响的可能性及损失[10]，基于景观格局指数构建景观生态风险评价模型能够定量揭示生态环境健康程度及风险压力的时空分布特征[11]。现有研究主要集中于景观生态风险的静态分析，对时空动态分析视角下景观生态风险演变特征的分析相对薄弱，且研究尺度集中在城市[12−13]、城市群[14−15]、流域[16−17]等典型地区，对具有特殊地域特征的苏南水网地区的研究相对较少。
苏南水网地区位于经济发达、人口密集的长江三角洲，河流、湖荡众多，水系纵横交错，形成了独特的地域生态空间特征。随着城镇建设用地的迅速扩张，苏南水网地区绿色空间日趋破碎化，生态系统稳定性下降。本研究以苏南水网地区江苏省昆山市为研究对象，利用2000、2010、2020年土地利用数据，定量测度其绿色空间景观格局变化引起的景观生态风险，并探究景观生态风险时空演变特征，依据风险等级转移变化特征划定绿色空间管控分区，提出分区调控策略，为优化水网地区空间景观布局，保护地区生态安全，合理开发绿色空间资源提供理论依据，也为地区景观生态风险管理提供决策支持。
1. 研究区概况与数据来源
1.1 研究区概况
昆山市位于长江三角洲地区江苏省苏州市东部，31°06′~31°32′N，120°48′~121°09′E，全市下辖周庄镇、锦溪镇、淀山湖镇等10个镇，总面积为931 km2。根据《昆山市统计年鉴》，2000—2020年昆山市户籍总人数增加47.3万人，城镇化率由57.31%提升至78.95%，国内生产总值(GDP)增长4 075.96亿元，经济建设水平居于全国经济百强县首位。昆山市境内地势平坦，属北亚热带季风性湿润气候，四季分明，雨量充沛。境内河港纵横交错，湖荡星罗棋布，水域面积占16.4%，包含白莲湖、傀儡湖、明镜荡等湖荡，水网地区风貌特征明显。
1.2 数据来源及处理
采用2000、2010、2020年3期 Landsat TM/OLI 遥感影像，数据集来源于地理空间数据云平台(
http://www.gscloud.cn/ )，空间分辨率为30 m×30 m。利用ENVI 5.3软件对各期遥感影像数据进行校准、图像拼接裁剪等处理。参考中国科学院土地利用/土地覆盖分类系统及GB/T 21010—2017《土地利用现状分类》相关标准，结合苏南水网地区地域特点，将研究区划分为耕地、林地、草地、水域、建设用地和未利用地等6类土地利用类型，其中耕地、林地、草地和水域为绿色空间，建设用地和未利用地为非绿色空间。对解译后的土地利用类型数据进行精度验证，Kappa系数均＞0.85，符合解译精度要求。2. 研究方法
2.1 风险小区的划分
为了便于景观生态风险指数的空间化表达，本研究基于ArcGIS的渔网分析功能划分景观生态风险小区。依据研究区面积大小及数据精度，采用等间距采样的方法将研究区划分为1.5 km×1.5 km正方形格网，共划分景观生态风险样本小区489个(图1)，利用 Fragstats 4.2软件计算各个样本小区内的生态风险指数，作为每个风险小区中心点的景观生态风险值。
2.2 景观生态风险评价模型
景观格局指数是反映景观结构组成和空间配置特征的定量指标[18]。基于景观格局指数的生态风险评价方法能够有效评估生态系统受到外部干扰的强弱和内部抵抗力的大小[19]。根据相关研究成果[20−21]，依据景观格局与生态风险之间的关联，选取景观干扰度指数($ {E}_{i} $)、景观脆弱度指数($ {V}_{i} $)和景观损失度指数($ {R}_{i} $)来构建景观生态风险评价模型。
各景观格局指数计算方法及生态学含义详见表1。
表 1 景观格局指数及计算方法Table 1 Landscape pattern index and their calculation methods指数名称 计算方法 生态学含义 土地利用生态风险指数
(IERk)${I_{{\text{ER}}k}} = \displaystyle \sum \limits_{i = 1}^N \dfrac{{{A_{ki}}}}{{{A_k}}} \times {R_i} $ Aki为第k个风险小区内土地利用类型i的面积；Ak为第k个风险小区的面积；Ri为第i类景观的景观损失度指数 景观损失度指数(Ri) Ri=Ei×Vi Ei为景观干扰度指数，Vi为景观脆弱度指数 景观干扰度指数($ {E}_{i} $) $ {E}_{i}={aC}_{i}+{bN}_{i}+{cD}_{i} $ 表示不同类型景观生态系统所受外界干扰的程度，主要与人类的开发活动有关。其中：$ a、b、c $分别为$ {C}_{i} $、$ {N}_{i}{\mathrm{、}D}_{i} $的权重，且$ a+b+c= $1，参考前人研究[11, 22]，将$ a、b、c $分别赋值为0.5、0.3和0.2 景观破碎度指数($ {C}_{i} $) $ {C}_{i}=\dfrac{{n}_{i}}{{A}_{i}} $ 表示景观被分割的破碎化程度，值越大表明景观破碎程度越高 景观分离度指数($ {N}_{i} $) $ {N}_{i}=\dfrac{A}{2{A}_{i}}\sqrt{\dfrac{{n}_{i}}{A}} $ 表示某一景观类型中不同斑块间的分离程度，值越大表明景观空间分布越离散，景观结构稳定性越低。$ {n}_{i} $为景观类型$ i $的斑块个数；$ {A}_{i} $为景观类型$ i $的面积；$ A $为景观总面积 景观优势度指数($ {D}_{i} $) $ {D}_{i}=\dfrac{\left(\dfrac{{n}_{i}}{N}+\dfrac{{q}_{i}}{Q}\right)}{4}+\dfrac{{A}_{i}}{2A} $ 表示斑块在景观中的地位，值越大代表斑块对景观格局演变影响越大。$ {q}_{i} $为景观类型$ i $斑块出现的样方数；$ Q $为样方总数；$ N $为斑块总数 景观脆弱度指数($ {V}_{i} $) $ {V}_{i}={I}_{{\mathrm{LS}}}\times \left(1-{I}_{{\mathrm{LA}}}\right) $ 表示不同景观类型抵抗外界干扰的敏感程度。其中：ILS为景观敏感度指数，可通过景观干扰度指数和景观易损度指数相乘而得，景观易损度指数根据前人研究成果[23−24]，结合研究区实际情况赋以权重：未利用地为6，水域为5，耕地为4，草地为3，林地为2，建设用地为1；ILA为景观适应度指数，由斑块丰富密度指数、香农多样性指数、香农均匀度指数相乘而得。3种指数均由Fragstats软件计算而得 3. 结果与分析
3.1 昆山市绿色空间演变特征分析
3.1.1 绿色空间面积组成对比分析
通过ArcGIS软件对遥感影像图进行分类处理，得到昆山市2000、2010和2020年3个时期土地利用类型图(图2)，并统计得到各土地利用类型面积与占比(表2)。从分析结果来看：2000—2020年昆山市各绿色空间类型面积发生了较大变化，其中耕地面积下降明显，减少20 203.11 hm2，占比下降21.70%；水域面积在2000—2010年小幅增加，占比上升2.24%，2010—2020年水域面积明显下降，减少了
5905.17 hm2，占比下降6.34%；林地面积共减少72.90 hm2，而草地面积则增加了143.64 hm2，两者在绿色空间中占比很小。总体而言，研究期间昆山市绿色空间总面积明显减少，反映了建设用地扩张不断侵占市域内的绿色空间，以耕地面积的缩减最为突出。
图 2 2000—2020年昆山市土地利用类型示意图Figure 2 Land use type map of Kunshan City from 2000 to 2020表 2 2000—2020年昆山市各用地类型面积变化Table 2 Changes in the area of various land types in Kunshan City from 2000 to 2020土地利用类型 2000年 2010年 2020年 面积/hm2 百分比/% 面积/hm2 百分比/% 面积/hm2 百分比/% 绿色空间 耕地 68 884.11 73.98 51 240.51 55.03 48 681.00 52.28 林地 122.85 0.13 112.59 0.12 49.95 0.05 草地 36.36 0.04 78.66 0.08 180.00 0.19 水域 15 156.36 16.28 17 247.87 18.52 11342.70 12.18 合计 84 199.68 90.43 68 679.63 73.75 60253.65 64.70 非绿色空间 建设用地 8 833.95 9.49 24 386.49 26.19 32828.04 35.26 未利用地 81.36 0.09 48.96 0.05 33.39 0.05 合计 8 915.31 9.58 24 435.45 26.24 32861.43 35.31 3.1.2 绿色空间面积转移矩阵分析
为了进一步揭示昆山市绿色空间用地类型的时空演变规律，本研究采用土地利用转移矩阵对昆山市各用地类型之间的转移方向和转换数量进行分析，结果如表3所示。2000—2020年昆山市各绿色空间类型转移存在明显差异：耕地净转出量最大，总量达33 918.84 hm2，主要流向建设用地，转出面积达26 327.86 hm2，转出贡献率为77.62%，反映出建设用地侵占耕地现象普遍；水域面积整体呈现先小幅增加后逐渐减少的趋势，其中2000—2010年水域面积小幅增加了2 091.51 hm2，主要由耕地转入，2010—2020年，水域面积持续减少，主要向耕地和建设用地转出，转出总面积为7 150.64 hm2。总体来看，2000—2020年昆山市绿色空间类型转移以耕地和水域的转出为主，均主要转向建设用地。这反映出昆山市在经济社会快速发展下人为开发建设活动对绿色空间侵占现象较为明显，耕地和水域等绿色空间面临较大生态压力。
表 3 2000—2020年昆山市地类转移矩阵Table 3 Land class transfer matrix in Kunshan City from 2000 to 2020时间段 土地利用类型 绿色空间/hm2 非绿色空间/hm2 转出合
计/hm2面积变化
合计/ hm2耕地 林地 草地 水域 建设用地 未利用地 2000—2010 绿色空间 耕地 46 613.56 41.62 71.57 6 168.10 15 825.59 6.48 68 726.91 −17 577.88 林地 46.23 41.28 0.07 29.54 5.62 0.00 122.74 −10.60 草地 14.15 0.00 0.16 15.64 6.29 0.11 36.36 42.30 水域 3 464.97 28.70 5.97 10 742.95 853.90 2.02 15 098.51 2 033.98 非绿色空间 建设用地 975.40 0.53 0.90 174.01 7 672.25 0.20 8 823.28 15 544.60 未利用地 34.72 0.00 0.00 2.25 4.23 40.15 81.36 −32.40 转入合计 51 149.03 112.14 78.66 17 132.48 24 367.89 48.96 92 889.16 − 时间段 土地利用类型 绿色空间/hm2 非绿色空间/hm2 转出合
计/ hm2面积变化
合计/ hm2耕地 林地 草地 水域 建设用地 未利用地 2010—2020 绿色空间 耕地 39 356.15 8.54 127.00 1 161.04 10 502.27 6.64 51 161.64 −2 650.12 林地 65.13 25.78 0.13 17.69 3.57 0.00 112.30 −62.47 草地 2.17 0.00 1.46 0.00 74.73 0.30 78.66 101.34 水域 6 482.98 14.97 37.18 9 906.54 667.66 6.89 17 116.24 −5 812.93 非绿色空间 建设用地 2 592.59 0.53 14.22 217.65 21 538.87 1.19 24 365.05 8 439.75 未利用地 12.50 0.00 0.00 0.38 17.71 18.37 48.96 −15.57 转入合计 48 511.52 49.82 180.00 11 303.31 32 804.80 33.39 92 882.85 − 说明：−表示无此项。 3.2 昆山市绿色空间景观生态风险时空演变分析
3.2.1 绿色空间景观格局指数时序变化
运用Fragstats软件计算得到昆山市2000、2010、2020年各绿色空间类型景观格局指数。统计结果表明：2000—2020年昆山市绿色空间景观格局发生了较大变化(表4)。①研究期间耕地破碎度和分离度指数显著上升，表明建设用地快速扩张，促使耕地空间分布趋于离散，破碎化程度加剧，景观优势度不断降低，受外界干扰程度增加。景观损失度逐年上升。②水域破碎度指数先下降后上升，总体呈上升趋势，景观优势度降低，且水域周边城镇较为密集，易受人为活动干扰，使景观脆弱程度不断增加，损失度上升。③林地破碎度、干扰度、脆弱度指数均先下降后上升，总体呈下降趋势，表明林地斑块分布逐渐聚集，景观结构稳定性提升。④草地破碎度指数先上升后下降，表明草地斑块在空间上趋于集聚与整合，抗外界干扰能力提高，景观脆弱度与损失度有所降低。
表 4 2000—2020年昆山市绿色空间景观格局指数变化Table 4 Change of green space landscape pattern index in Kunshan City from 2000 to 2020土地利用类型 年份 斑块数量 斑块面积/hm2 破碎度 分离度 优势度 干扰度 脆弱度 损失度 耕地 2000 1378 68 884.11 0.020 0.973 0.647 0.431 0.082 0.035 2010 4401 51 240.51 0.086 0.987 0.602 0.459 0.087 0.040 2020 4667 48 681.00 0.096 0.992 0.597 0.465 0.088 0.041 林地 2000 494 122.85 4.021 1.000 0.092 2.329 0.222 0.516 2010 355 112.59 3.153 1.000 0.076 1.892 0.180 0.340 2020 172 49.95 3.443 1.000 0.046 2.031 0.193 0.392 草地 2000 56 36.36 1.540 1.000 0.025 1.075 0.153 0.165 2010 195 78.66 2.479 1.000 0.017 1.551 0.221 0.343 2020 123 180.00 0.683 1.000 0.047 0.651 0.093 0.060 水域 2000 4128 15 156.36 0.272 1.000 0.417 0.520 0.124 0.064 2010 3566 17 247.87 0.207 1.000 0.399 0.483 0.115 0.056 2020 3770 11 342.70 0.332 1.000 0.365 0.539 0.128 0.069 3.2.2 绿色空间景观生态风险时空分布格局
基于景观生态风险评价指标计算结果，在ArcGIS 10.2中利用克里金插值法对昆山市生态风险值进行空间插值，得到昆山市绿色空间景观生态风险空间分布图，使用自然断点法将景观生态风险值(IERk)划分为5个等级：低生态风险(0＜IERk≤0.026)、较低生态风险(0.026＜IERk≤0.031)、中生态风险(0.031＜IERk≤0.037)、较高生态风险(0.037＜IERk≤0.041)和高生态风险(IERk＞0.041)，结果如图3，并统计得到不同景观生态风险等级的面积及占比(表5)。
图 3 2000—2020年昆山市绿色空间景观生态风险空间分布示意图Figure 3 Spatial distribution of ecological risks in green space landscape of Kunshan City from 2000 to 2020表 5 2000—2020年昆山市绿色空间景观生态风险等级面积及比例Table 5 Area and proportion of landscape ecological risk level of green space in Kunshan City from 2000 to 2020年份 低风险区 较低风险区 中等风险区 较高风险区 高风险区 面积/hm2 比例/% 面积/hm2 比例/% 面积/hm2 比例/% 面积/hm2 比例/% 面积/hm2 比例/% 2000 1 116.90 25.66 1 830.87 42.06 918.09 21.09 345.15 7.93 141.48 3.25 2010 642.78 19.94 1 210.41 37.55 745.56 23.13 409.32 12.70 215.82 6.69 2020 452.70 15.93 961.02 33.81 692.64 24.37 455.58 16.03 280.26 9.86 2000—2020年昆山市绿色空间景观生态风险整体呈上升趋势，呈现“南北高，中间低”的空间分布特征。高、较高风险区面积明显上升，面积占比分别增加8.10%、6.61%，主要分布于淀山湖、白莲湖等湖荡密集地区，且不断向湖荡周围辐射扩张。该区域绿色空间类型以水域为主，由于围网养殖等人为活动对水域干扰程度加大，景观损失度逐年增加，使区域风险等级不断升高。中风险区面积小幅上升，面积占比增加3.28%，集中分布于渡头村、双洋潭等地区，并逐步沿较高风险区外围向四周扩散，区域内耕地、水域交错分布，受人为活动干扰较大，生态稳定性下降。较低、低风险区面积明显缩减，占比分别减少8.25%和9.73%，主要分布于研究区中部白渔潭村、荣家厍及北部范潭村、横泾等地区，且分布逐渐变得零散破碎，人为开发建设活动频繁，绿色空间不断减少，抗干扰能力减弱，景观生态风险值有增强趋势。
3.2.3 绿色空间景观生态风险等级空间变化
借助景观生态风险等级变化分布(图4)分析2000—2020年期间研究区各风险等级的变化情况。①风险等级升高区域的面积为21 503.12 hm2，占绿色空间总面积的36.69%，其中较低风险区域上升为中风险的区域面积最大，为6 413.09 hm2，其次为中风险区域上升为较高风险区域。主要分布在白莲湖、明镜荡、汪洋荡等地区，区域内湖荡、耕地镶嵌分布，城镇建设用地的扩张使生态斑块破碎化程度加剧，生态结构和功能受到损害，生态系统稳定性和恢复力下降。②风险等级基本不变区域的面积为31 026.25 hm2，占绿色空间总面积的52.61%，其中较低风险区域面积最大，为13 102.74 hm2。主要分布在白渔潭村、荣家厍、范潭村片区等。该区域生态环境相对较好，生态系统结构和整体格局较为完整，对外界干扰具备一定的抵御能力，可维持基本的生态功能。③风险等级降低区域的面积为5 241.88 hm2，占绿色空间总面积的10.70%，其中中风险区域下降为较低风险区域面积最大，为2 925.90 hm2，其次为较低风险区域下降为低风险区域。在空间上集中在大渔新村、朱家湾村、黄家埭等地区。区域内具有较好的生态基底，生态斑块间连续性较强且受经济建设活动干扰较小，生态系统稳定性提高，能够提供较好的生态服务效益。
图 4 2000—2020年昆山市绿色空间景观生态风险等级变化示意图Figure 4 Change of landscape ecological risk level of green space in Kunshan City from 2000 to 20203.3 基于景观生态风险评价的昆山市绿色空间分区调控策略
基于2000—2020年昆山市绿色空间景观生态风险等级变化特征，将风险等级升高、不变和降低的区域分别划定为重点修复区、协调缓冲区和优化利用区。依据《苏州市“十四五”生态环境保护规划》《昆山市生态环境保护“十四五”规划》《昆山市国土空间总体规划(2021—2035)》等规划政策，结合调控分区的景观生态风险水平，提出有针对性的空间分区调控策略。
3.3.1 重点修复区实施生态保育，降低绿色空间生态风险
重点修复区为景观生态风险等级升高的区域，主要表现为较低风险向中风险、中风险向较高风险转移。片区内绿色空间破碎度增加，生态系统稳定性下降，景观生态风险水平不断上升。应加强生态保育与生态修复，对淀山湖、白莲湖等主要核心水域开展生态治理与修复工程，提升水域生态涵养功能；系统梳理、串通河网水系，在河网沿线严格管控开发强度大的建设活动；对破碎的绿色空间斑块进行整合，特别是南部长白荡、明镜荡等水域密集地区，着力提升水网景观的连通性和抗干扰能力，维护绿色空间的完整性与稳定性。
3.3.2 协调缓冲区加强缓冲区建设，筑牢绿色空间生态安全屏障
协调缓冲区为景观生态风险等级基本不变的区域，片区内绿色空间生态稳定性较强，能够抵御一定程度的外界干扰，景观生态风险维持在稳定水平。这些区域可作为生态缓冲地，提升绿色空间抗风险能力。通过强化河流水系、滨水绿带等生态廊道结构连通性[25]，串联湖荡、农田大型生态斑块，构建水陆联动的网络化生态空间格局；加强傀儡湖、阳澄湖等生境敏感区的缓冲区建设，构建区域生态安全屏障，维护生态保护网络边界，增强区域景观生态风险缓冲能力。
3.3.3 优化利用区优化生态建设，发挥绿色空间生态效益
优化利用区为景观生态风险等级降低的区域，主要表现为中风险向较低风险、较低风险向低风险转换。片区内绿色空间生态系统结构较为完整，对外界干扰具有较强的适应能力，景观生态风险水平有所下降。应依托片区内良好的生态优势，适度优化建设，提升水网空间活力，维护生态系统的稳定性。首先明确生态保护红线边界，保护绿色空间健康稳定发展；其次对绿色空间进行分级分类管控，加强对城市生态森林公园、夏驾河湿地公园等核心生态资源的保护与管理，定期监测与评估生态用地的环境状况；同时在生态保护基础上优化建设，结合黄家埭等地区独特的水网空间优势开展科普教育、休闲游憩等服务，提升绿色空间的生态效益。
4. 讨论与结论
4.1 讨论
本研究表明：绿色空间用地类型转变与景观生态风险具有关联性。研究期间昆山市南部水域及周边地区由于城镇用地扩张，耕地、水域等绿色空间面积持续减少，生态系统结构稳定性下降，景观生态风险等级呈上升趋势。这与于淑会等[26]、陈斌等[27]的研究结论一致。水网地区以纵横交错的河流、湖荡为主体，水域面积较大，易受外界城镇建设用地扩张的干扰而破碎化，景观脆弱度高。本研究结果表明：水域范围内的景观生态风险指数普遍较高。这与何钊全等[28]对延安市的研究存在一定差异。延安市地处黄土丘陵区，林地和耕地是优势景观类型，受经济发展和建设用地扩张影响较大，林地、耕地破碎化程度加剧，抗干扰能力下降，景观损失度增加，使林地与耕地的景观生态风险值较高。
本研究在快速城镇化背景下，基于景观生态风险评价，加强绿色空间分区规划调控，对提升区域生态安全水平，优化国土空间结构，促进区域可持续发展具有一定理论指导意义。但研究仍存在一定局限性：①研究侧重从景观空间结构变化视角来评价绿色空间景观生态风险状况，对社会、经济等层面影响因素研究不足，还需进一步完善景观生态风险影响因素和驱动机制研究。②生态过程具有复杂性和抽象性，其具体演变过程很难做到定量表述。需要对生态风险展开多尺度分析，深入探讨景观格局生态风险和生态过程的耦合关系，为区域风险管理提供更加科学的依据。
4.2 结论
①2000—2020年昆山市绿色空间总面积持续减少，其中耕地面积缩减最多；水域面积先小幅增加后持续减少，总体呈减少趋势；林地、草地面积占比较小，维持相对平稳。研究区用地类型转换主要表现为耕地和水域转向建设用地。②2000—2020年昆山市绿色空间景观格局变化特征明显，耕地空间分布在建设用地扩张影响下趋于分散，破碎化程度加大，损失度增加；水域破碎度指数先下降后上升，总体破碎度呈增大趋势，景观受外界干扰增加；林地破碎度、干扰度和脆弱度呈下降趋势，斑块分布呈集聚态势；草地破碎度指数先上升后下降，总体破碎度呈下降趋势，空间分布趋于集聚，景观损失度降低。③2000—2020年昆山市绿色空间景观生态风险等级总体呈上升趋势，其中高风险区、较高风险区面积显著扩大，占比分别增加8.10%、6.61%，空间分布上主要集中在南部淀山湖、白莲湖等水域密集地区，并有进一步向外围蔓延发展的趋势；较低风险区、低风险区面积缩减明显，占比分别下降8.25%和9.73%；景观生态风险以低风险等级向更高一级转变为主，绿色空间受人工建设干扰生态风险不断增强。④依据景观生态风险等级变化特征将研究区划分为重点修复区、协调缓冲区和优化利用区。
-
图 1 小龙虾壳炭(CSB)和细叶榕炭(FMB)的扫描电镜(SEM)图谱(A)、傅里叶变换红外(FTIR)图谱(B)和X射线能谱分析(EDS)图谱(C)
Figure 1 Scanning electron microscope (SEM) images (A), Fourier transform infrared (FTIR) spectra(B) and energy dispersive X-ray spectra (EDS) spectra (C) of crawfish shell biochar (CSB) and F. microcarpa biochar (FMB)
图 2 施用小龙虾壳炭(CSB)和细叶榕炭(FMB)对土壤pH(A)、电导率(B)和有机碳(C)质量分数的影响
Figure 2 Effect of crawfish shell biochar (CSB) and F. microcarpa biochar (FMB) applications on soil pH(A), electrical conductivity(B) and organic carboncontent(C)
图 3 施用小龙虾壳炭(CSB)和细叶榕炭(FMB)对土壤有效养分和小红萝卜可食用部分的氮、磷和钾质量分数的影响
Figure 3 Effect of crawfish shell biochar (CSB) and F. microcarpa biochar (FMB) applications on N, P and K availability and their uptake in the edible part of radish
图 4 施用小龙虾壳炭(CSB)和细叶榕炭(FMB)对土壤有效态镉和铅质量分数和小红萝卜可食用部分的镉和铅质量分数的影响
Figure 4 Effect of crawfish shell biochar (CSB) and F. microcarpa biochar (FMB) applications on the availability of Cd and Pb and their accumulation in the edible part of radish
图 5 土壤理化性质、酶活性和有效态镉和铅的相关性分析
Figure 5 Correlation analyses between soil physicochemical properties, enzyme activities and concentrations of available Cd and Pb
图 6 施用小龙虾壳炭(CSB)和细叶榕炭(FMB)对土壤酶活性的影响
Figure 6 Effect of crawfish shell biochar (CSB) and F. microcarpa biochar (FMB) applications on soil enzyme activities
图 7 施用小龙虾壳炭(CSB)和细叶榕炭(FMB)对小红萝卜可食用部分生物量的影响
Figure 7 Effect of crawfish shell biochar (CSB) and F. microcarpa biochar (FMB) applications on the biomass of the edible part of radish
表 1 供试生物质炭的基本理化性质
Table 1. Selected physicochemical properties of the biochars studied
生物质炭 pH 灰分/
(g·kg−1)碳/
(g·kg−1)氮/
(g·kg−1)氢/
(g·kg−1)铁/
(mg·kg−1)锰/
(mg·kg−1)铜/
(mg·kg−1)锌/
(mg·kg−1)镉/
(mg·kg−1)铅/
(mg kg−1)比表面积/
(m2·g−1)孔径/
nm小龙虾壳炭 10.6 477.9 254.7 13.3 8.2 1 891.0 319.0 48.0 91.0 0.3 2.9 12.1 16.5 细叶榕炭 9.6 84.6 762.7 5.2 22.5 779.0 16.0 11.0 52.0 0.1 3.8 21.6 153.5 
下载: 导出CSV
-
[1] 环境保护部, 国土资源部. 全国土壤污染状况调查公报(2014年4月17日)[J]. 环境教育, 2014(6): 8 − 10. Ministry of Environment Protection, Ministry of Natural Resources. National soil pollution survey bulletin (2014-04-17) [J]. Environmental Education, 2014(6): 8 − 10. [2] 郑越. 土壤重金属污染的现状及其治理[J]. 中国资源综合利用, 2019, 37(5): 114 − 116. ZHENG Yue. Current situation and treatment of heavy metal pollution in soil [J]. China Resources Comprehensive Utilization, 2019, 37(5): 114 − 116. [3] WANG Yangyang, LIU Yidan, ZHAN Wenhao, et al. Stabilization of heavy metal-contaminated soils by biochar: challenges and recommendations[J/OL]. Science of the Total Environment, 2020, 729: 139060[2022-01-20]. doi: 10.1016/j.scitotenv.2020.139060. [4] 张建云, 高才慧, 朱晖, 等. 生物质炭对土壤中重金属形态和迁移性的影响及作用机制[J]. 浙江农林大学学报, 2017, 34(3): 543 − 551. ZHANG Jianyun, GAO Caihui, ZHU Hui, et al. Mechanism and effects of biochar application on morphology and migration of heavy metals in contaminated soil [J]. Journal of Zhejiang A&F University, 2017, 34(3): 543 − 551. [5] YANG Xing, PAN He, SHAHEEN S M, et al. Immobilization of cadmium and lead using phosphorus-rich animal-derived and iron-modified plant-derived biochars under dynamic redox conditions in a paddy soil[J/OL]. Environment International, 2021, 156: 106628[2022-01-13]. doi: 10.1016/j.envint.2021.106628. [6] 李冬琴, 李冰倩, 梁静, 等. 硅和生物炭互作对空心菜-土壤系统中重金属生物有效性的影响[J]. 生态科学, 2021, 40(6): 99 − 105. LI Dongqin, LI Bingqian, LIANG Jing, et al. The interactive effects of silicon and biochar on heavy metal bioavailability in a water spinach-soil system [J]. Ecological Science, 2021, 40(6): 99 − 105. [7] 周雷, 嵇梦圆, 桑文静, 等. 稻草秸秆生物炭对土壤中重金属Cd和Pb的固化稳定化机制[J]. 化工环保, 2021, 41(5): 612 − 617. ZHOU Lei, JI Mengyuan, SANG Wenjing, et al. Solidification and stabilization mechanism of rice straw biochar to heavy metal Cd and Pb in soil [J]. Environmental Protection of Chemical Industry, 2021, 41(5): 612 − 617. [8] 刘郡. 城市厨余垃圾资源化回收利用现状分析与研究[J]. 资源节约与环保, 2021(10): 146 − 148. LIU Jun. Analysis and research on the current situation of urban kitchen waste recycling [J]. Resources Economization &Environmental Protection, 2021(10): 146 − 148. [9] 鞠艳艳, 丁元君, 邵前前, 等. 城市园林废弃物生物质炭性质及其应用潜力[J]. 林业科学, 2020, 56(8): 107 − 120. JU Yanyan, DING Yuanjun, SHAO Qianqian, et al. Properties and application potential of biochar from urban green wastes [J]. Scientia Silvae Sinicae, 2020, 56(8): 107 − 120. [10] 刘之欣, 郑森林, 方小山, 等. ENVI-met乔木模型对亚热带湿热地区细叶榕的模拟验证[J]. 北京林业大学学报, 2018, 40(3): 1 − 12. LIU Zhixin, ZHENG Senlin, FANG Xiaoshan, et al. Simulating validation of ENVI-met vegetation model to Ficus microcarpa in hot-humid region of subtropical zone [J]. Journal of Beijing Forestry University, 2018, 40(3): 1 − 12. [11] PENG Qian, NUNES L M, GREENFIELD B K, et al. Are Chinese consumers at risk due to exposure to metals in crayfish? A bioaccessibility-adjusted probabilistic risk assessment [J]. Environment International, 2016, 88: 261 − 268. [12] 戴志楠, 杨兴, 陈翰博, 等. 原始及铁改性生物质炭对污染土壤中As、Pb生物有效性和微生物群落结构的影响[J]. 环境科学学报, 2022, 42(6): 1 − 10. DAI Zhinan, YANG Xing, CHEN Hanbo, et al. Effect of raw and iron-modified biochars on the bioavailability of As and Pb and functional diversityof the microbial community in soils [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2022, 42(6): 1 − 10. [13] 贝美容, 黄艳艳, 井玉丹, 等. 施用不同配比生物炭对橡胶树根系生长的短期响应[J]. 热带作物学报, 2019, 40(6): 1041 − 1045. BEI Meirong, HUANG Yanyan, JING Yudan, et al. Short-term effect of different rate of biochar application on rootdevelopment of Hevea brasiliensis [J]. Chinese Journal of Tropical Crops, 2019, 40(6): 1041 − 1045. [14] 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, 2000. LU Rukun. The Analysis Method of Soil Agricultural Chemistry[M]. Beijing: China Agricultural Science and Technology Press, 2000. [15] 包建平, 袁根生, 董方圆, 等. 生物质炭与秸秆施用对红壤有机碳组分和微生物活性的影响[J]. 土壤学报, 2020, 57(3): 721 − 729. BAO Jianping, YUAN Gensheng, DONG Fangyuan, et al. Effects of biochar application and straw returning on organic carbon fractionations and microbial activities in a red soil [J]. Acta Pedologica Sinica, 2020, 57(3): 721 − 729. [16] SUN Tao, XU Yingming, SUN Yuebing, et al. Crayfish shell biochar for the mitigation of Pb contaminated water and soil: characteristics, mechanisms, and applications[J/OL]. Environmental Pollution, 2021, 271: 116308[2022-01-18]. doi: 10.1016/j.envpol.2020.116308. [17] RECH A S, RECH J, CAPRARIO J, et al. Use of shrimp shell for adsorption of metals present in surface runoff [J]. Water Science and Technology, 2019, 79(12): 2221 − 2230. [18] PARK J H, WANG J J, XIAO R, et al. Effect of pyrolysis temperature on phosphate adsorption characteristics and mechanisms of crawfish char [J]. Journal of Colloid &Interface Science, 2018, 525: 143 − 151. [19] LIU Zhaoyun, DEMISIE W, ZHANG Mingkui, et al. Simulated degradation of biochar and its potential environmental implications [J]. Environmental Pollution, 2013, 179: 146 − 52. [20] BRUUN E W, HAUGGAARD-NIELSEN H, IBRAHIM N, et al. Influence of fast pyrolysis temperature on biochar labile fraction and short-term carbon loss in a loamy soil [J]. Biomass &Bioenergy, 2011, 35(3): 1182 − 1189. [21] LEE X J, LEE L Y, HIEW B Y Z, et al. Multistage optimizations of slow pyrolysis synthesis of biochar from palm oil sludge for adsorption of lead [J]. Bioresource Technology, 2017, 245: 944 − 953. [22] 聂天宏, 韩学博, 王海龙, 等. 不同种类生物质炭对植烟土壤保育及烤烟生长和品质的影响[J]. 水土保持学报, 2018, 32(6): 346 − 351, 358. NIE Tianhong, HAN Xuebo, WANG Hailong, et al. Effect of diffreent biochars on conservation, growth and quality of the flue-cured tobacco [J]. Journal of Soil and Water Conservation, 2018, 32(6): 346 − 351, 358. [23] XIAO Liang, YUAN Guodong, FENG Lirong, et al. Biochar to reduce fertilizer use and soil salinity for crop production in the Yellow River Delta [J]. Journal of Soil Science and Plant Nutrition, 2022, 22(2): 1478 − 1489. [24] van ZWIETEN L, KIMBER S, MORRIS S, et al. Effects of biochar from slow pyrolysis of papermill waste on agronomic performance and soil fertility [J]. Plant and Soil, 2010, 327(1/2): 235 − 246. [25] 曾爱, 廖允成, 张俊丽, 等. 生物炭对塿土土壤含水量、有机碳及速效养分含量的影响[J]. 农业环境科学学报, 2013, 32(5): 1009 − 1015. ZENG Ai, LIAO Yuncheng, ZHANG Junli, et al. Effects of biochar on soil moisture, organic carbon and available nutrient contents in manural loessial soils [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2013, 32(5): 1009 − 1015. [26] 武春成, 李天来, 曹霞, 等. 添加生物炭对连作营养基质理化性质及黄瓜生长的影响[J]. 核农学报, 2014, 28(8): 1534 − 1539. WU Chuncheng, LI Tianlai, CAO Xia, et al. Physicochemical properties of nutrition medium and cucumber growth under continuous cropping [J]. Journal of Nuclear Agricultural Sciences, 2014, 28(8): 1534 − 1539. [27] 聂新星, 陈防. 生物炭对土壤钾素生物有效性影响的研究进展[J]. 中国土壤与肥料, 2016(2): 1 − 6. NIE Xinxing, CHEN Fang. Advances of the effects of biochar application on soil potassium bioavailability [J]. Soil and Fertilizer Sciences in China, 2016(2): 1 − 6. [28] DELUCA T, GUNDALE M J, MACKENZIE M D, et al. Biochar effects on soil nutrient transformations[M]// LEHMANN F, FOSEPH S. Biochar for Environmental Management: Science and Technology. London: Earthscan Ltd. , 2009: 251 − 270. [29] ANGST T E, SOHI S P. Establishing release dynamics for plant nutrients from biochar [J]. GCB Bioenergy, 2013, 5: 221 − 226. [30] 李丽, 王雪艳, 田彦芳, 等. 生物质炭对土壤养分及设施蔬菜产量与品质的影响[J]. 植物营养与肥料学报, 2018, 24(5): 1237 − 1244. LI Li, WANG Xueyan, TIAN Yanfang, et al. Effects of biochar on soil nutrients, yield and quality of vegetables [J]. Journal of Plant Nutrition and Fertilizers, 2018, 24(5): 1237 − 1244. [31] ASAI H, SAMSON B K, STEPHAN H M, et al. Biochar amendment techniques for upland rice production in Northern Laos (1) Soil physical properties, leaf SPAD and grain yield [J]. Field Crops Research, 2009, 111(1): 81 − 84. [32] 刘振刚, 夏宇, 孟芋含, 等. 生物质炭材料修复重金属污染土壤的研究进展: 修复机理及研究热点分析[J]. 环境工程学报, 2021, 15(4): 1140 − 1148. LIU Zhengang, XIA Yu, MENG Yuhan, et al. Research advances in biomass-based carbon materials for remediation of heavy metal contaminated soil: immobilization mechanism and analysis of related studies [J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(4): 1140 − 1148. [33] 钱钱, 杨兴, 郭明, 等. 生物质炭对土壤吸附Zn2+-DEP复合污染溶液中Zn2+的影响[J]. 浙江农林大学学报, 2019, 36(6): 1051 − 1061. QIAN Qian, YANG Xing, GUO Ming, et al. Adsorption of Zn2+ from a Zn2+-DEP (diethyl phthalate)composite solution using biochars in soil [J]. Journal of Zhejiang A&F University, 2019, 36(6): 1051 − 1061. [34] 徐炜杰, 郭佳, 赵敏, 等. 重金属污染土壤植物根系分泌物研究进展[J]. 浙江农林大学学报, 2017, 34(6): 1137 − 1148. XU Weijie, GUO Jia, ZHAO Min, et al. Research progress of soil plant root exudates in heavy metal contaminated soil [J]. Journal of Zhejiang A&F University, 2017, 34(6): 1137 − 1148. [35] 郝金才, 李柱, 吴龙华, 等. 铅镉高污染土壤的钝化材料筛选及其修复效果初探[J]. 土壤, 2019, 51(4): 752 − 759. HAO Jincai, LI Zhu, WU Longhua, et al. Preliminary study on cadmium and lead stabilization in soil highly polluted with heavy metals using different stabilizing agents [J]. Soils, 2019, 51(4): 752 − 759. [36] 郭荣荣, 黄凡, 易晓媚, 等. 混合无机改良剂对酸性多重金属污染土壤的改良效应[J]. 农业环境科学学报, 2015, 34(4): 686 − 694. GUO Rongrong, HUANG Fan, YI Xiaomei, et al. Remediation of multi-metals contaminated acidic soil by mixed inorganic amendments [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2015, 34(4): 686 − 694. [37] 朱光耀, 何丽芝, 秦鹏, 等. 施用猪炭对土壤吸附Pb2+的影响[J]. 浙江农林大学学报, 2019, 36(3): 573 − 580. ZHU Guangyao, HE Lizhi, QIN Peng, et al. Dead pig-derived biochar treatments and soil adsorption of Pb2+ [J]. Journal of Zhejiang A&F University, 2019, 36(3): 573 − 580. [38] 温小情, 林亲铁, 肖荣波, 等. 镁基膨润土和水泥对砷铅复合污染土壤的钝化效能与机理研究[J]. 环境科学学报, 2020, 40(9): 3397 − 3404. WEN Xiaoqing, LIN Qintie, XIAO Rongbo, et al. Study on passivation efficiency and mechanism of Mg-bentonite and cement on As/Pb contaminated soil [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2020, 40(9): 3397 − 3404. [39] 张迪, 丁爱芳. 组配钝化剂对镉铅复合污染土壤修复效果研究[J]. 农业环境科学学报, 2018, 37(12): 2718 − 2726. ZHANG Di, DING Aifang. Effects of combined passivating agents on remediation of Cd and Pb compound-contaminated soil [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2018, 37(12): 2718 − 2726. [40] 陈新红, 叶玉秀, 潘国庆, 等. 杂交水稻不同器官重金属铅浓度与累积量[J]. 中国水稻科学, 2014, 28(1): 57 − 64. CHEN Xinhong, YE Yuxiu, PAN Guoqing, et al. Concentration and accumlation of lead in different organs of hybrid rice [J]. Chinese Journal of Rice Science, 2014, 28(1): 57 − 64. [41] JEFFERY S, VERHEIJEN F G A, ven der VELDEM, et al. A quantitative review of the effects of biochar application to soils on crop productivity using meta-analysis [J]. Agriculture,Ecosystems &Environment, 2011, 144(1): 175 − 187. [42] BAILEY V L, FANSLER S J, SMITH J L, et al. Reconciling apparent variability in effects of biochar amendment on soil enzyme activities by assay optimization [J]. Soil Biology &Biochemistry, 2011, 43(2): 296 − 301. [43] 张丽娜. 微生物菌肥和中微量元素在冀西北坝上地区萝卜上的应用研究[D]. 张家口: 河北北方学院, 2017. ZHANG Lina. Application of Microbial Bacterial Frtilizer and Medium and Trace Elements on Radish in the Bashang Area of Northwest Hebei Province[D]. Zhangjiakou: Heibei North University, 2017. [44] YANG Xing, LU Kouping, MCGROUTHER K, et al. Bioavailability of Cd and Zn in soils treated with biochars derived from tobacco stalk and dead pigs [J]. Journal of Soils and Sediments, 2017, 17(3): 751 − 762. [45] LEBRUN M, MIARD F, NANDILLON R, et al. Biochar application rate: improving soil fertility and Linum usitatissimum growth on an arsenic and lead contaminated technosol [J]. International Journal of Environmental Research, 2021, 15(1): 125 − 134. [46] 刘晓霞, 陈红金, 虞轶俊. 骨炭的土壤改良培肥和小萝卜增产提质效应研究[J]. 中国土壤与肥料, 2021(5): 150 − 155. LIU Xiaoxia, CHEN Hongjin, YU Yijun. Studies on the effects of bone-biochar on soil quality promotion and radish production improvement [J]. Soil and Fertilizer Sciences in China, 2021(5): 150 − 155. -
-
链接本文:
https://zlxb.zafu.edu.cn/article/doi/10.11833/j.issn.2095-0756.20220182
点击查看大图
计量
- 文章访问数: 615
- HTML全文浏览量: 149
- PDF下载量: 84
- 被引次数: 0
