農業堆肥で改良された石灰質土壌に添加された Cr3+、Cd2+、および Pb2+ の固定化

Scientific Reports volume 13、記事番号: 8197 (2023) この記事を引用

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メトリクスの詳細

土壌中の微量金属の生物学的利用能は、特に植物の収量を増やすために添加される大量のミネラル肥料の場合、環境に大きな脅威となります。 石灰質土壌（人工汚染）に添加したクロム、カドミウム、鉛の固定化について、農産業廃棄物を再生利用した堆肥およびミミズ堆肥の有効性評価のためのプロット実験を実施した。 さらに、固定化効率を、金属を添加していない土壌（汚染されていない土壌）におけるこれらの金属の自然発生と比較しました。 両方の土壌で、改良剤とミネラル肥料を 3 つの異なるレベルで単独で適用し、相互に組み合わせました。 実験計画は、汚染、有機および無機肥料レベル、およびそれらの組み合わせをカテゴリ因子として使用して、要因完全ランダム化ブロックに配置されました。 金属画分の分布と土壌におけるそれらの生物学的利用能および小麦粒における生物濃縮が評価されました。 土壌アルカリ度、土壌有機炭素と窒素の含有量、利用可能なリン、および土壌微量栄養素は、ミミズ堆肥と堆肥の下で、鉱物肥料と対照と比較して大幅に改善されました。 ミミズ堆肥は、固定化された有機画分を増加させることにより、汚染土壌における金属の生物学的利用能を低下させる点で堆肥よりも効果的でしたが、ミネラル肥料と組み合わせると低下しました。 汚染されていない土壌中の自然に存在する金属レベルの生物学的利用能は、汚染された土壌と比較して大幅に変化しませんでした。 同様に、小麦の収量、植物バイオマス、および小麦粒の栄養素の濃縮も、土壌栄養素の利用可能性が向上したことにより改善されました。 これらの堆肥化された農産業残渣、食品産業からの副産物は、土壌栄養素を豊富にし、ミネラル肥料の添加を減らし、植物の成長を促進し、土壌中のCr、Cd、およびPbを安定化する大きな可能性があるため、環境に優しい土壌改良剤として分類できます。小麦植物の下にある汚染された石灰質土壌。

農産業残留物は、食品産業および農業産業によって生成されるさまざまな廃棄物として定義されます1。 近年、環境問題によりその重要性が増し、さまざまな農業産業から出る廃棄物の効率的な利用への関心が高まっています2。副産物としてのそれらは、その栄養価を無視すべきではないため、廃棄物ではなく残留物として認識されるべきです。汚染のリスク。 それらの管理は天然資源の保全において重要な役割を果たしており、大量に生成され汚染レベルが高いため、環境と経済上の懸念を表しているため、環境への排出と管理コストを削減するにはさらなる研究が必要です3。 さらに、それらは栄養素と生物活性成分が豊富であり、天然肥料やバイオ燃料を形成するための原料として興味深いです1。 現在、それらは動物の飼料や堆肥として使用されていますが、そのほとんどは従来の低性能ストーブの燃料として使用されるか、直接燃やされて環境汚染の一因となっています。 その前に、分解を制御し、環境リスクを軽減するために、より優しい技術を実験する必要があります。 堆肥化とミミズ堆肥化は、肥料として使用する有益な代替手段として証明されている制御された分解技術の例です4、5、6。 土壌中でのそれらの分解により、より安定した有機形態を形成する強力な重合粒子の形成が可能になります7。 しかし、廃棄物の種類や混合物の特異性により、異なる分解プロセスが行われる可能性があり、その結果、化学的および生化学的特性が異なる多様な最終製品が生成されることがあります5。

農産業残留物中の遷移金属の含有量は、作物や関連残留物に蓄積する可能性がありますが、許容限度を下回る割合で検出されることがよくあります。 その結果、それらはリサイクル肥料として土に戻る可能性があります。 ただし、鉄 (Fe)、マンガン (Mn)、銅 (Cu)、亜鉛 (Zn)、ニッケル (Ni) などの必須元素は微量栄養素 8 として植物にとって有益ですが、カドミウム (Cd) などの非必須金属は、土壌中に自然に存在する鉛 (Pb)、ヒ素 (As)、水銀 (Hg)、およびクロム (Cr) は、作物に非常に有害である可能性があります9,10。 この研究は、灌漑水質が低いエジプトの農地に自然に存在する Cr、Cd、および Pb の生物学的利用能と固定化を調査することに焦点を当てました。 これらの金属形態は、通常、土壌の無機成分（炭酸塩、硫酸塩、水酸化物、硫化物）および酸素と錯体を形成して、沈殿または帯電（正または負）するため、カチオン種（Cd および Pb）およびアニオン種（Cr）として存在します。錯体（CrO42−）11． 非必須金属は高濃度で毒性が増加する可能性があり、微生物による分解に対する耐性があるため、環境の質と人間の健康に大きな懸念が生じます12。 これらの残留物の堆肥化後に土壌に改善された安定化有機物は、キレート化有機金属錯体を形成する非必須元素の固定化に関連した役割を果たしている可能性があります。 有機結合による金属錯体形成により、その移動性と利用可能性が大幅に低下する可能性があります13。 しかし、キレート剤と金属の化学は複雑であり 14、塩分、pH、酸化還元電位、粘土鉱物などの土壌要因の影響を受ける可能性があります 13,15。粘土鉱物は吸着機構による金属の固定化に重要です 16。 粘土や有機物に起因する金属吸着メカニズムに加えて、アルカリ性条件下では炭酸塩や酸化物が豊富な土壌で金属の沈殿が発生する可能性があります。 炭酸カルシウムの活性に応じて、アルカリ性石灰質土壌では金属部分が炭酸塩の形で沈殿する可能性があります。 しかし、土壌の pH と酸化還元条件に応じて、硫酸塩とカルシウムの架橋効果により、硫酸塩も土壌中に金属イオンを放出する可能性があります 17,18。

この研究の目的は、(i) 土壌特性と作物の品質を改善するために、有機肥料として農業産業残留物から得られる堆肥とミミズ堆肥を使用して構造の悪い石灰質土壌を改善すること、ii) 添加されたクロム、カドミウム、鉛の移動性に対するそれらの影響を研究することです。 iii) 野外規模での非汚染土壌のベースラインレベルと比較して、人工的に汚染された土壌におけるそれらの生物学的利用能と固定化を評価する。

土壌の組織は、砂質粘土ローム (砂 60.59%、シルト 12.82%、粘土 26.59%) として分類されます。 USDA によるエジプトのナイルデルタ土壌の分類によれば、この土壌は 35.02±1.21% (n=3) CaCO3 を含む典型的な Cal​​citorrerts19 として分類されました (オランダ、ギースベークのロイヤル アイケルカンプ石灰計、シャイブラー法を使用して検出)。 一般的な土壌の化学的特性が示されています（補足表S1）。 Tukey の HSD 検定を使用すると、汚染されていない土壌 (小さな上付き文字) と汚染された土壌 (大文字の上付き文字) の両方で、研究した処理内および処理間ですべてのパラメーターが有意に変化しました (P<0.05)。 中程度のアルカリ性の pH 値が観察され、両方の土壌 (汚染されていない場合と汚染されている場合) の堆肥およびミミズ堆肥の下で著しく減少しました。 土壌の pH、SOC、TN、利用可能な P と K は、堆肥とミミズ堆肥による有機処理に伴って大幅に改善されました20。 どちらの土壌でも、わずかな塩分値が観察されましたが、利用可能な微量元素の化学的挙動により、有機および鉱物の二次処理に伴って大幅に増加しました。 可溶性ナトリウムは、両方の土壌で NPK (窒素、リン、カリウム) および対照副処理と比較して、堆肥およびミミズ堆肥下でそれぞれ 13% および 22% 大幅に減少しました 22。 他の可溶性カチオンは、両方の土壌の有機処理に伴って大幅に改善されました。 それらの含有量が低いのは、アルカリ度、塩分、および CaCO3 含有量の増加に起因すると考えられます23。 SAR は、両方の土壌で有機処理を行うと大幅に減少しました。

非常に有意な負の相関は、土壌 pH 値に対する H+ 濃度と汚染されていない土壌の EC の間でのみ観察されました (r=-0.729、P<0.001、n=27)。 汚染されていない土壌では、Cp、Cp+NPK50、および Cp+NPK100 では SOC が 263%、157%、126%、Vp、Vp+NPK50、および Vp+NPK100 では 204%、119%、94% 増加しました。 汚染土壌では、SOC は、Cp、Cp+NPK50、および Cp+NPK100 では 621%、44%、および 63% 増加し、Vp、Vp+NPK50、および Vp+NPK100 では 376%、23%、および 20% 増加しました。それぞれ。 汚染されていない土壌では、TN が Cp、Cp+NPK50、および Cp+NPK100 で 77%、67%、および 105% 増加し、Vp、Vp+NPK50、および Vp+NPK100 でそれぞれ 106%、144%、および 125% 増加しました。 。 汚染土壌では、TN は、Cp、Cp+NPK50、および Cp+NPK100 では 109%、91%、および 76% 増加し、Vp、Vp+NPK50、および Vp+NPK100 では 312%、290%、および 191% 増加しました。それぞれ。 有効リン (PAV) は、両方の土壌で Cp、Cp+NPK50、および Cp+NPK100 の下で 13%、11%、および 11% 増加しました。 また、両方の土壌において、Vp、Vp+NPK50、および Vp+NPK100 の下でそれぞれ 20%、33%、および 36%増加しました。 有効カリウム (KAV) は、Cp、Cp+NPK50、および Cp+NPK100 では 53%、23%、および 17% 増加し、Vp、Vp+NPK50、および Vp+NPK100 では 145%、51%、および 23% 増加しました。それぞれ汚染されていない土壌。 また、汚染土壌では、Cp、Cp+NPK50、および Cp+NPK100 では 39%、64%、および 53%、Vp、Vp+NPK50、および Vp+NPK100 では 139%、115%、および 91% 増加しました。 、それぞれ（補足表S1）。 土壌 pH は SOC (r= −0.797、P<0.01; r= −0.876、P<0.01)、TN (r= −0.497、P<0.01; r= −0.464、P<0.01)、PAV (r = −0.442、P<0.05; r= −0.483、P<0.01）、および汚染されていない土壌と汚染された土壌における利用可能なK+（r = −0.434、P <0.05; r = −0.548、P <0.01）。 ECはSOC（r=0.828、P<0.01; r=0.705、P<0.01）、TN（r=0.827、P<0.01; r=0.764、P<0.01）、PAV（r=0.764、P<0.01）で有意に増加した。非汚染土壌および汚染土壌では、それぞれ、0.01; r=0.764、P<0.01)、および K+ (r=0.697、P<0.01; r=0.724、P<0.01)。

金属含有量は、汚染されていない土壌よりも汚染された土壌の方が合理的に高かった。 Tukey の HSD テストを使用すると、分布フラクションの上にラベルが付けられた異なる文字で示されるように、すべての金属フラクションは、非汚染土壌と汚染土壌における研究対象の処理内および処理間で有意に変動しました (P<0.05)。

交換可能 (CrEX) および炭酸塩 (CrCAR) 画分は、それぞれ主要な画分と追加的に利用可能な画分とみなされます 9,13。 汚染されていない土壌（図 1A）では、有機サブ処理下では、対照サブ処理と比較して、CrEX および CrCAR の割合がそれぞれ 70 ～ 80% および 90 ～ 95% 大幅に減少しました。 同様に、有機サブ処理下では、対照サブ処理と比較して、CrOXD 割合が 30 ～ 40% 大幅に減少しました。 しかし、CrORG 画分 (固定化画分は土壌の有機画分に関連する金属に相当) は、対照サブ処理と比較して、有機サブ処理では極端に増加 (135 ～ 250 倍) しました (図 1A)。 Cpと比較してCp+NPK50で48%、Cp+NPK100で27%、Vpと比較してVp+NPK50で37%、Vp+NPK100で17%であり、NPK添加による減少が確認されました。 その結果、有機サブ処理下では、対照サブ処理と比較して、CrRES 割合が 45 ～ 30% 大幅に減少しました。

汚染されていない土壌 (a) と汚染された土壌 (b) の Cr フラクションの分布。 CdEX 交換可能画分、CdCAR 炭酸結合画分、CdOXD Fe-Mn 酸化物結合画分、CdORG 有機結合画分、CdRES 残留画分、Ctrl Control、NPK50 NPK 用量の 50%、NPK100 NPK 用量の 100%、Cp 堆肥、Cp+NPK50 堆肥50% NPK と混合した Cp+NPK100 堆肥と 100% NPK を混合、Vp ミミズ堆肥、Vp+NPK50 ミミズ堆肥と 50% NPK を混合、Vp+NPK100 ミミズ堆肥と 100% NPK を混合。

汚染土壌（図 1B）では、対照副処理と比較して、ミミズ堆肥と堆肥では CrEX 画分がそれぞれ 30 ～ 75%、30 ～ 40% 大幅に減少しました。 同様に、CrOXD 画分は、対照副処理と比較して、ミミズ堆肥および堆肥下でそれぞれ 15 ～ 10% および 30 ～ 10% 大幅に減少しました。 これらの高い Cr 含有量では、有機サブ処理下では、対照サブ処理と比較して CrORG 割合が 45 ～ 75% 大幅に増加しました (図 1B)。 しかし、NPK の添加は、ミミズ堆肥下で高効率の有機副処理下でのその形成を悪化させました。 その結果、有機サブ処理では、対照サブ処理と比較して、CrRES 割合が大幅に減少しました。

汚染されていない土壌（図 2A）では、CdEX 画分は、対照副処理と比較して、ミミズ堆肥では 80 ～ 100%、堆肥では 50 ～ 75% 大幅に減少しました。 炭酸塩結合画分は、対照副処理と比較して、ミミズ堆肥下で 50 ～ 55%、堆肥下で 36 ～ 50% 大幅に減少しました (図 2A)。 同様に、CdOXD 画分は、対照副処理と比較して、ミミズ堆肥下では 70 ～ 80%、堆肥下では 50 ～ 55% 大幅に減少しました。 しかし、有機結合画分は、堆肥とミミズ堆肥を単独で施用した場合は 10 倍に大幅に増加しましたが、NPK 50% と 100% を組み合わせた場合はそれぞれ 5 倍と 1 倍に増加し、有機金属の分解または減少が増加していることが確認されました。 NPK の増加率によって引き起こされる複合体。 その結果、有機サブトリートメント下では、コントロールと比較して残存率が 55 ～ 35% 大幅に減少しました (図 2A)。

汚染されていない土壌 (a) と汚染された土壌 (b) の Cd フラクションの分布。 CdEX 交換可能画分、CdCAR 炭酸結合画分、CdOXD Fe-Mn 酸化物結合画分、CdORG 有機結合画分、CdRES 残留画分、Ctrl Control、NPK50 NPK 用量の 50%、NPK100 NPK 用量の 100%、Cp 堆肥、Cp+NPK50 堆肥50% NPK と混合した Cp+NPK100 堆肥と 100% NPK を混合、Vp ミミズ堆肥、Vp+NPK50 ミミズ堆肥と 50% NPK を混合、Vp+NPK100 ミミズ堆肥と 100% NPK を混合。

汚染土壌（図 2B）では、CdEX 画分は、対照副処理と比較して、ミミズ堆肥下では 80 ～ 75%、堆肥下では 70 ～ 40% 大幅に減少しました。 CdCAR 画分は、対照副処理と比較して、ミミズ堆肥および堆肥下でそれぞれ 60 ～ 40% および 25 ～ 30% 大幅に減少しました。 CdOXD 画分は、コントロールと比較して有機サブトリートメント下で 15 ～ 30% 大幅に減少しました。 しかし、有機結合画分は、対照の下処理と比較して、堆肥およびミミズ堆肥では 9 倍、NPK 肥料と組み合わせた場合では 2 ～ 3 倍に大幅に増加しました。 その形成は、対照と比較した場合、ミミズ堆肥よりも堆肥の方が効果的でした。 NPK 肥料と組み合わせた有機改良剤では、単独施用 (Cp および Vp) と比較して、64 ～ 40% 減少しました。 その結果、対照副処理と比較して、残存率はミミズ堆肥では 60 ～ 30%、堆肥では 25% と大幅に減少しました。

汚染されていない土壌（図 3A）では、対照副処理と比較して、ミミズ堆肥および堆肥下で PbEX 画分がそれぞれ 60% および 50% 大幅に減少しました。 PbCAR 画分は、対照副処理と比較して、ミミズ堆肥および堆肥下でそれぞれ 40% および 30% 大幅に減少しました。 PbOXD 画分は、対照と比較して、ミミズ堆肥副処理下では 20 ～ 40% 大幅に減少しました。 この割合は、対照副処理と比較して、堆肥下では 14% 大幅に増加しましたが、NPK 肥料と組み合わせると 20% 大幅に減少しました。 しかし、PbORG 画分は、対照副処理と比較して、ミミズ堆肥副処理下では 20 ～ 25 倍、堆肥下では 21 ～ 33 倍増加しました。 堆肥で改良し、NPK を 50% および 100% 添加した土壌では、堆肥単独と比較して、35% および 30% 減少しました。 ミミズ堆肥で改良し、NPK を 50% および 100% 添加した土壌では、ミミズ堆肥単独と比較して、17% および 16% 減少しました。 その結果、残留率は、対照、NPK50、NPK100と比較して、Vp、Vp+NPK50、Vp+NPK100でそれぞれ11%、8%、6%大幅に減少しましたが、Cpでは7%しか増加しませんでした。コントロールとの比較。 固定化された画分の形成を考慮すると、ミミズ堆肥は堆肥よりもこの画分の削減に効果的でした。

汚染されていない土壌 (a) および汚染された土壌 (b) における Pb 画分の分布。 CdEX 交換可能画分、CdCAR 炭酸結合画分、CdOXD Fe-Mn 酸化物結合画分、CdORG 有機結合画分、CdRES 残留画分、Ctrl Control、NPK50 NPK 用量の 50%、NPK100 NPK 用量の 100%、Cp 堆肥、Cp+NPK50 堆肥50% NPK と混合した Cp+NPK100 堆肥と 100% NPK を混合、Vp ミミズ堆肥、Vp+NPK50 ミミズ堆肥と 50% NPK を混合、Vp+NPK100 ミミズ堆肥と 100% NPK を混合。

汚染土壌 (図 3B) では、ミミズ堆肥および堆肥副処理下では、対照と比較して、交換可能な PbEX 画分が 55% および 30% 大幅に減少しました。 PbCAR 画分は、対照と比較して、ミミズ堆肥および堆肥副処理下でそれぞれ 46% および 42% 有意に減少しました。 PbOXD 画分は、対照および NPK 添加と比較して、ミミズ堆肥では 28%、堆肥単独または NPK と組み合わせた場合では 25% 効率的に減少しました。 しかし、形成された PbORG 画分は、対照と比較して、ミミズ堆肥と堆肥の下では 40 倍に大幅に増加しましたが、NPK 肥料と組み合わせると 3 倍増加しました。 有機処理を単独で適用した場合と比較して、それぞれ 50% および 100% の NPK 率と組み合わせた場合、32 ～ 11% の勾配減少が示されました。 その結果、残存率は、Vp、Vp+NPK50、Vp+NPK100では1.4%、14%、15%と大幅に減少し、Cp、Cp+NPK50では1%、10%、10%減少しました。 Cp+NPK100 をコントロール、NPK50、NPK100 とそれぞれ比較しました。

小麦作物の収量は、草丈、1000 粒の重量、穀粒収量、わら収量、生物学的収量、収穫指数、穀粒中の NPK 含有量を測定することによって評価されました (補足表 S2)。 小麦粒中のクロム、カドミウム、鉛の含有量も示されています。 Tukey の HSD テストを使用すると、収穫指数 (HI) を除くすべてのパラメーターは、汚染されていない土壌 (小さな上付き文字) と汚染された土壌 (大文字の上付き文字) の両方で、研究対象の処理内および処理間で有意に変化しました (P<0.05)。 HI に有意性がないのは、植物評価のために計算される植物の分げつの数が一定であるためです。 土壌に有機改良剤を加えた場合、小麦作物の収量パラメーターに大幅な改善が観察されました。 ミミズ堆肥で処理した土壌で最も高い増加が見られ、次に堆肥が続きましたが、評価が最も低かったのはどちらの土壌でもミネラルNPKと対照副処理であり、汚染されていない土壌で最も高い改善が見られました。

土壌の化学的状態の改善は、汚染されていない土壌と汚染された土壌の両方において、ミミズ堆肥処理土壌で強化されたすべての有機処理で観察されました。 ミミズ堆肥と堆肥の下での土壌 pH と有機物貯蔵パラメータの全体的な変化は、土壌微生物の代謝物 (CO2 と有機酸) に起因する可能性があり、したがって土壌と植物の相互作用に影響を及ぼします 23,24,25。窒素とリンは堆肥よりもミミズ堆肥の方が保存されます。内容物の堆肥化された代謝物によるものである26。 しかし、おそらく C/N 比が高いため、有機炭素はミミズ堆肥よりも堆肥の方が高かった。 SOC は、非汚染土壌および汚染土壌において、それぞれ TN (r=0.717、P<0.01; r=0.383、P<0.05) および PAV (r=0.606、P<0.01; r=0.413、P<0.05) で有意に増加した。 堆肥とミミズ堆肥によって添加された有機酸とカルボン酸によって媒介される低い pH 値により、有機処理に伴い土壌のアルカリ度と有機物埋蔵量が大幅に改善されました20。 全体として、土壌改良は両方の土壌の栄養貯蔵量を増加させ、土壌微生物の活動によって媒介される土壌の安定化は有機処理に伴って大幅に増加しました26。 同様に、利用可能なリンとカリウムは、非汚染土壌 (r=0.680、P<0.01) と汚染土壌 (r=0.915、P<0.01) の有機処理に沿って有意に相関し、ミミズ堆肥処理土壌で最も高い値を示しました。 したがって、SOCは、可溶性Na + (r = -0.784、P <0.01およびr = -0.574、P <0.01)、Ca + + (r = -0.611、P <0.01およびr = -0.530、P <0.01)、および非汚染土壌と汚染土壌のSAR（r=-0.513、P<0.01およびr=-0.623、P<0.01）はそれぞれ、非汚染土壌では可溶性Mg++が大幅に減少しました（r=-0.669、P<0.01）。 未処理土壌および NPK 処理土壌と比較して、ミミズ堆肥および堆肥で最も低い値で可溶性 Na の大幅な減少が観察されました 20。 有機改良剤によって土壌に添加されたフルボ酸とフミン酸（操作上はSOM抽出物と定義されている）の存在が、土壌栄養素の溶解度の低下に寄与した可能性があります。

小麦作物評価パラメータの最高値は、NPK 添加と組み合わせた有機処理で観察されました。 これは、土壌微量栄養素の利用可能性が相対的に改善され、土壌中の遷移金属の生物学的利用能が低下したことによるもので、その結果、植物の成長が促進され、植物全体の強度が向上し、植物の生産性が促進されました。 これらの有機添加物が植物の栄養源として機能するため、土壌の生物学的特性も改善されました。 ミミズ堆肥は持続可能なトマト生産のための植物栄養素の潜在的な供給源であるため、同様の結果が Najar と Khan27 によって得られました。

有機副処理の範囲内では、ミミズ堆肥は堆肥よりも土壌中の Cr 利用可能量を減らすのに効果的でしたが、両方の土壌で両方を NPK 肥料と組み合わせると再び増加しました。 固定化された Cr 有機画分は、どちらの土壌でも対照副処理と比較して有機副処理で増加しました。 汚染されていない土壌では、ミミズ堆肥よりも堆肥の方が固定化が高かったが、NPK の添加量が増えるとどちらも悪化した。 Cr 含有量が高い汚染土壌では、ミミズ堆肥の方が堆肥よりも CrORG 分率の増加に効果的でしたが、堆肥とミミズ堆肥の両方を NPK 肥料と組み合わせると低下しました。 同様に、Covelo ら 28 は、安定化された Cr 有機錯体の高い一定値により、高 Cr 濃度下で CrORG 割合が増加することを報告しました。 Cr 形態は最初に土壌炭酸塩によって吸着され 28、有機処理に沿って再分配され、固定化された部分が大幅に増加しました。 これは、有機改質剤の添加により Cr の還元速度が向上し、土壌中での一時的な固定化が増加する可能性があることを示している可能性があります 29。

カドミウムについては、汚染されていない土壌と汚染された土壌の両方で利用可能なカドミウムの割合を減らすのに、ミミズ堆肥が堆肥よりも効果的であることが観察できますが、堆肥中の交換可能な割合を除いて、両方ともNPKの増加により再発しました。 カドミウム有機複合体の形成は、対照肥料や鉱物肥料と比較して、ミミズ堆肥よりも堆肥の方が非常に効果的でした 10,16。 この割合は、副処理 (有機および鉱物) 肥料を単独で施用した場合と比較して、併用すると減少しました。

ミミズ堆肥は、非汚染土壌と汚染土壌の両方において、堆肥よりも Pb 利用可能量を減少させる効果が高かったが、ミミズ堆肥を NPK 肥料と組み合わせると、汚染土壌の交換可能部分のみが劣化した。 軽度から中程度に汚染された土壌における Pb2+ の溶解度は、Fe および Mn 酸化物および有機物に対する Pb2+ の強力な吸着によって制御されます 30。 高度に汚染された土壌では、一部の鉛の形態は、その溶解度を制限するのに十分なほど安定しています31。 固定化 PbORG 画分を増加させる効率は、汚染されていない土壌のミミズ堆肥よりも堆肥で改良した土壌の方が高かったが、ミネラル肥料と組み合わせるとどちらも効率が低下しました。 汚染土壌では、この割合は、ミミズ堆肥と堆肥を単独で施用した場合、NPK 肥料と対照を組み合わせた場合よりも大幅に増加しました。

研究された金属の生物学的利用能は、汚染されていない土壌のベースラインレベルと比較して、汚染土壌の有機処理下では大幅に減少しました。 同様に、安定した有機錯体の形成の増加という点での固定化は、汚染土壌での有機処理下で高度に発生し、非汚染土壌での研究対象の金属のベースラインレベルと比較しました。 さらに、補足表S2は、汚染されていない土壌と汚染された土壌の小麦粒中のクロム、カドミウム、鉛の含有量を示しています。 それらの含有量は有機処理に伴って大幅に減少し、ミミズ堆肥が最も低く、次に堆肥が続いた。 これに関して、植物による金属摂取の減少は、土壌中で安定した有機化合物が形成され、その結果、小麦粒内でのそれらの転座が減少することによって達成された 29,32。 溶媒和相と固相の両方での複雑さと特異的吸着による複雑な有機金属会合の形成は、固有の金属の効果を妨げ、植物による金属の取り込みを減少させる重要なメカニズムです 33。

研究された金属の移動度係数は、両方の土壌の対照およびNPK処理で高く示されました（補足表S3）。 移動度係数は、抽出された金属画分の合計の関数における、容易に移動できる（交換可能、EX）画分と利用可能な（炭酸塩、CAR）画分 34 の両方の相対量を表します。 有機処理における金属の移動度の減少 (%) は、有機サブ処理とそれに関連するコントロールおよび NPK サブ処理の間の差異として表示されました。 土壌中の金属の潜在的な毒性は、食物連鎖に容易に侵入する傾向が高まっているため、金属の移動性と生物学的利用能の関数です。 同様に、小麦粒の生物蓄積因子も同様の傾向を示し、堆肥やミミズ堆肥の下での植物の摂取量の減少が、有機金属錯体が形成されて利用可能性が低下するためであることが確認されました17。 ミミズ堆肥および堆肥 (太字値に下線) で大幅な減少が観察されましたが、NPK 添加とミミズ堆肥および堆肥 (太字値) を組み合わせることにより減少しました。 一般的な観察では、両方の土壌で堆肥と比較したミミズ堆肥の有効性が示されました。 クロムの移動度は、非汚染土壌では大きく減少しましたが、カドミウムと鉛の移動度は、Ca 含有量によって制御される土壌中の金属の挙動により、汚染土壌では大きく減少しました 35。 Tukey の HSD テストを使用すると、汚染されていない (小さな上付き文字) 土壌と汚染された (大文字の上付き文字) 土壌の両方で、研究対象の処理内および処理間で、移動度、固定化、および生物蓄積パラメーターが大幅に変化しました (P<0.05)。

因子分析を使用して、汚染土壌と非汚染土壌から得られた土壌および植物分析のすべてのデータ（バリマックス正規化）を個別に実行しました（補足表S4）。 汚染されていない土壌データの場合、最初の 3 つの要素で分散全体の 92% が説明されます。 最初の要因は、可溶性ナトリウム、SAR、PbCAR、CrCAR、CrRES、Cr、Cd、および Pb の移動度、穀物中の Pb の取り込み、および Cd と Pb の生物蓄積係数による 0.50 を超える高い正の負荷による分散の 65% を説明します。 これらのパラメーターに寄与した正の因子スコアは、対照 (1.64)、NPK50 (0.90)、Cp+NPK0 (0.98)、および Cp+NPK50 (0.20) 処理によるもので、金属の生物学的利用能と移動性を向上させるミネラル肥料の負の影響が強調されています。したがって、それらは植物穀物によって取り込まれます。 -0.50を超える負の負荷量は、EC、SOC、TN、PAV、K、CrORG、PbORG、草丈、小麦わら、穀物収量、生物学的収量、および穀物中のNPKによるものでした。 これらのパラメーターに寄与した負の因子スコアは、Vp+NPK100 (-1.43)、Vp+NPK50 (-1.02)、Cp+NPK100 (-0.58)、Vp (-0.49)、および NPK100 (-0.10) 治療からのものであり、寄与を示しています。ミミズ堆肥は土壌有機物埋蔵量を増加させ、Cr と Pb を固定化し、その結果、堆肥と比較して作物の収量と品質 (穀粒中の NPK 含有量) を増加させます 5,6。

2 番目の要因は、可溶性 Na+、Ca+2、および Mg+2、利用可能な Fe-Mn 酸化物、Cr、Cd、および Pb の残留分率、Cd の合計含有量、土壌中の鉛、穀物中のカリウム、植物による Cr、Cd、Pb の摂取、およびそれらの生物濃縮係数。 この因子に関連する正の因子スコアは、NPK100 (1.97)、NPK50 (0.89)、および Cp+NPK100 (0.46) 処理からのものであり、NPK 添加による植物内の金属蓄積の増加が強調されています。 -0.50を超える高い負の負荷は、SOCおよびCr、Cd、およびPbの有機画分からのものであり、Vp（-1.33）、Cp（-0.89）からの最も高い負の因子スコアは、堆肥およびミミズ堆肥の下での固定化画分の形成を強調しました。 中間の負の因子スコアは Vp+NPK50 (-0.50) および Cp+NPK50 (-0.18) からであり、正のスコアは Cp+NPK100 (0.46) および Vp+NPK100 (0.02) であり、Cp および Vp と組み合わせた NPK の負の影響を裏付けています。 、植物による微量金属の取り込みを増やすための微量金属の固定化について。

3 番目の因子は、対照、NPK50、および NPK100 からの最も高い因子スコアを持つ土壌 pH からの 0.50 を超える高い正の負荷による合計分散の 8% を説明します。 -0.50を超える高い負の負荷は、SOCおよびCr、Cd、およびPbの有機画分、Pbの残留画分、土壌中のCrおよびPbの総含有量、およびCp、Cp+からの最も高い因子スコアを持つ収穫指数によるものでした。 NPK50、Cp+NPK100。

汚染土壌から得られたデータの場合、最初から 3 つの要因で全体の分散の 94% が説明されます。 最初の要因は、可溶性ナトリウム、カルシウム、マグネシウム、Cr、Cd、Pb の有効成分と残留成分、Cr と Pb の Fe-Mn 酸化物成分、移動度、および土壌中の Cr、Cd、および Pb、植物粒による Cr、Cd、および Pb の取り込みとそれらの生物濃縮係数。 この因子の最も高い因子スコアは、NPK50 (1.5)、NPK100 (0.73)、Cp+NPK50 (0.39)、および Cp+NPK100 (0.95) であり、これらの金属の利用可能性を高め、それによって金属肥料のマイナス効果が強調されています。堆肥と組み合わせても固定化されます。 有機処理に加えて、カドミウムの成長に対する有害な影響を軽減するため、カドミウムの利用可能性が阻害されました。 Cp+NPK50 (0.39) および Cp+NPK100 (0.95) の正の因子スコアが最も高く、有機添加剤により pH 値が低く、金属の溶解度が増加して植物が利用しやすくなります 36。 高い負の負荷はTNからのみであり、利用可能なN形態が高いVp (-1.68)、Vp+NPK50 (-0.95)、Vp+NPK100 (-0.03)、およびCp (-0.53)からの寄与が最も高かった。

2 番目の要因は、可溶性ナトリウム、SAR、Pb の有効成分と Fe-Mn 酸化物画分、Cr と Pb の移動度係数、および収穫指数からの 0.50 を超える高い正の負荷による合計分散の 21% を説明します。 関連する因子スコアは、対照 (1.26)、NPK50 (0.79)、および NPK100 (0.30) からのものでした。 高い負の負荷量は、EC、TN、PAV、K+、Cr、Cd、および Pb の有機画分、Cd の Fe-Mn 酸化物画分、草丈、小麦わら、穀物収量、生物学的収量、および穀物中の NPK 取り込みによるものでした。 最も高い因子スコアは、Cp+NPK100 (-0.73)、Cp+NPK50 (-0.06)、Vp+NPK100 (-1.73)、および Vp+NPK50 (-1.06) でした。 2 回目の実行では、草丈、小麦わら、穀物収量、生物学的収量、および穀物中の NPK 摂取量の変数が汚染処理下で 2 番目の因子に移動したように見えます。これは、Pb の添加に対する植物収量の感受性が増加したことを示しています。土壌中の Cd および Cr イオンは、これらのパラメータと並行して、これらの金属の有機結合部分とナトリウム吸着容量に移動しました。 3 番目の要因は、土壌 pH、炭酸塩、Cr および Pb の Fe-Mn 酸化物結合分画とその移動度係数による、0.50 を超える高い正の負荷による合計分散の 8% を説明します。 これらのパラメーターに関連する因子スコアは、対照 (1.28)、NPK50 (0.78)、NPK100 (0.57)、Vp+NPK50 (0.66)、および Vp+NPK100 (0.37) からのものでした。 高い負の負荷はSOCおよびPbORGからのものであり、Cp（-1.72）、Cp+NPK50（-1.08）、Cp+NPK100（-0.84）、およびミミズ堆肥（-0.02）からの寄与が最も高かった。

図 4 の PCA (主成分分析) によってテストされた因子スコア値は、汚染されていない土壌 (青色) と汚染された土壌 (紫色) の関連因子構造に対する各処理の寄与を表示できます。 2 つの因子における最も高い正の因子スコアは、非汚染土壌と汚染土壌の両方で NPK のみで処理した土壌からのもので、調査対象の金属の利用可能性、移動性、生物学的利用能、生物蓄積性因子と相関していました。 さらに、これらのパラメーターの寄与が最も低かったのは、Vp、Vp+NPK50、および Vp+NPK100 でした。 直接の寄与は、Cp、Cp+NPK50、および Cp+NPK100 から記録されました。 堆肥およびミミズ堆肥と NPK を組み合わせた場合、絶対的な適用よりも上記パラメータへの寄与が大きくなりました。

因子スコア間の関係は、非汚染土壌 (青色のラベル) と汚染土壌 (紫色のラベル) の両方に対して実行された最初の 2 つの PCA に対応します。

また、土壌有機炭素、全窒素、土壌リン、有効リンとカリウム、可溶性カチオン、Cr、Cd、Pb の有機分画、および総 Cr 含有量に関する土壌有機埋蔵量 (図 4) も観察できます。絶対的な NPK 添加と比較して、ミミズ堆肥および堆肥処理による寄与が最も高かった。 この傾向は、それぞれ第 1 因子と第 2 因子に関連する最も高い負の因子スコアによって、非汚染土壌と汚染土壌で観察されました。 その結果、ミミズ堆肥と堆肥を添加して修正した有機成分は、有機成分の保存とCr、Cd、Pb14,17の危険指数の軽減にとって非常に重要であることがわかりました。

農業産業残留物からリサイクルされた有機改良剤（堆肥とミミズ堆肥）の適用により土壌の化学的特性が改善され、その結果、汚染されていない土壌と汚染された土壌の両方で小麦作物の収量と品質にプラスの影響を及ぼしました。 土壌の化学的状態の改善が最も高かったのはミミズ堆肥、次に堆肥で、最も低い値は両方の土壌で NPK 肥料 (%50 および 100% NPK) と対照でした。 この改善は、適用された NPK 比率に基づいて、ミミズ堆肥および堆肥処理と NPK 添加を組み合わせた場合、両方の土壌で再発しました。 小麦作物は両方の土壌で改善され、NPK 肥料および対照処理と比較して、ミミズ堆肥および堆肥中の小麦粒の草丈、1000 粒の重量、穀粒収量、わら収量、生物学的収量、および小麦粒の NPK 含有量が最も高かった。 ミミズ堆肥および堆肥では、NPK 添加と組み合わせた場合、小麦の収穫量の増加が観察されました。

クロム、カドミウム、鉛で汚染された土壌にこの種の施用を行うと、土壌中でのそれらの利用可能性が減少し、植物によるそれらの取り込みや小麦粒への生物蓄積が減少しました。 改良ミミズ堆肥や土壌中の堆肥によって形成される有機金属錯体は、これらの金属の可溶性および/または交換可能な部分を変化させ、植物への利用可能性を低下させます。 金属分画は有機改良下で土壌中に再分布し、クロムの場合は ORG>OXD>CAR>RES>EX、カドミウムの場合は ORG>RES>OXD>CAR>EX、鉛の場合は ORG>OXD>CAR>RES>EX となり、大量の有機的に結合された画分の量。 錯体形成と吸着または沈殿により、金属は有機物や酸化物と結合したり、残留画分に含まれたりして植物が容易に利用できなくなりました。 したがって、これらのリサイクルされた改良剤は、土壌中の金属の利用可能性と植物による金属の取り込みを減少させることにより、食物連鎖における汚染のリスクを軽減することができます。 食物連鎖への金属の侵入を減らす上での修正の重要性を説明し、人間の健康に対するそれらのリスクを評価するには、さらなる研究が必要です。 推奨される土壌改良剤としての有効性を承認するために、リサイクルされた農産業残留物のデータシートを作成する予定です。

野外実験は、エジプトのアレクサンドリア県のニューボーグ・エル・アラブ市（北緯30度53´33.17インチ、東経29度22´46.43インチ）で2021/2022年のシーズン中に実施された。 私たちは、植物材料の収集を含む、栽培小麦植物に関する実験研究と野外研究が、関連する制度的、国内的、国際的なガイドラインと法律に準拠していることを確認します。 現地調査は SRTA 市の実験農場で実施され、私たちの研究は地方および国の規制に準拠しているため、農場の科学顧問から許可が与えられました。 小麦「Triticum aestivum L.」の種子 (GIZA 171 品種) は、エジプト、ギザの農業省農業研究センターにある認定国立種子センターから購入しました。 有機肥料や鉱物肥料を含む小麦作物生産のためのすべての農業行為は、2013 年にエジプト農業・土地開拓省の勧告に従って実施されました37。土壌の炭酸塩含有量は、4M HCl の過剰添加によって検出され、放出された炭酸塩はCO2 は、認定規格 NEN-ISO 10693 を満たす、開発された土壌ロイヤル アイケルカンプ カルシメーター (オランダ、ギースベークのアイケルカンプ土壌および水にあるシャイブラー装置) を使用して定量されました。正確な測定は、炭酸塩含有量の測定を含むシャイブラー法に従って行われました。容積測定法に基づいて土壌中の土壌を測定します（測定範囲：0 ～ > 200 g kg-1、読み取り精度は 1 g kg-1）。

プロット実験は 2 つの領域に分割されました。 金属を添加していない非汚染土壌、および高濃度の CrCl3 (SIGMA-Aldrich Labrochemikalien GmbH、Riedstr.2、D-89555 Steinheim、ドイツ、98.5%) (土壌 kg あたり 100 mg Cr)、PbCl2 (SIGMA) で処理した汚染土壌-Aldrich Labrochemikalien GmbH、Riedstr.2、D-89555 Steinheim、ドイツ、99.0%) (土壌 1 kg あたり 100 mg Pb)、および CdCl2 (SIGMA-Aldrich Labrochemikalien GmbH、Riedstr.2、D-89555 Steinheim、ドイツ、99.0%) ) (土壌 1 kg あたり Cd 3 mg)、Alloway が提案する土壌限界値 38 に達し、アルカリ性土壌の地域で発生する限界値を超えます 39。 さらに、各土壌は、土壌有機物の 2% に達する割合で堆肥 (Cp) またはミミズ堆肥 (Vp) のいずれかで処理されましたが、対照でした。 どちらの土壌でも、有機処理剤として知られる堆肥とミミズ堆肥を、0% (対照)、50% (NPK50)、および 100% (NPK100) の異なる割合で NPK で副処理しました 37。 NPK 用量の 100% は、33.5% の N (NH4NO3) を 1 フェダンあたり 118 kg の N、15.5% の P2O5 を 1 フェダンあたり 29 kg の P2O5、および 48% の K2O を 1 フェダンあたり 59 kg の K2O で構成します。 リンは栽培前に添加し、窒素とカリウムは発芽後、栄養生長段階の開始時、分げつ段階の 3 回に分けて添加しました。 小麦作物に必要な水を供給し、土壌から植物への金属移動のストレスを防ぐために、地表灌漑が 4000 m3 ha-1 で適用されました。

ランダム化完全ブロック計画 (RCBD) は、汚染 (汚染されていない土壌と汚染された土壌)、有機処理 (対照、堆肥、およびミミズ堆肥)、ミネラル肥料レベル (0、50、および 100%) の 3 つの要素に基づいた実験計画に使用されました。 NPK) を各サブ処理ごとに 3 回実行し、合計 54 個のサブ処理を行います。 合計 18 の下位処理が得られ、非汚染土壌では 9 回 (n = 27 = 9 × 3 反復)、汚染土壌では 9 回 (n = 27 = 9 × 3 反復) でした (補足表 S1)。 「対照サブ治療」という用語は、対照、NPK50、およびNPK100サブ治療を指します。 したがって、「堆肥副処理」という用語は、Cp、Cp+NPK50、およびCp+NPK100副処理を指し、「ミミズ堆肥副処理」という用語は、Vp、Vp+NPK50、およびVp+NPK100副処理を指します。 。 各サブ処理は、正方形 (3×3 m) のプロットで 3 回実行されました。

実験後、汚染されていない土壌と汚染された土壌の土壌サンプルを各下位処理から 3 回ずつ収集し (3×9×2 = 54 サンプル)、風乾し、粉砕し、マニュアルに従ってその後の土壌分析を行うために 2 mm のふるいにかけました。 Ryan らによって提案されました40。 土壌粒子分析は、ロビンソンピペット法 (Eijkelkamp Agriresearch Equipment、Giesbeek、オランダ) を使用して実行されました。 土壌の pH と電気伝導度 (EC) は、それぞれ 1:2.5 w/v と 1:1 w/v の土壌水性懸濁液で測定されました。 湿式酸化法を用いて土壌有機炭素(SOC)を酸化させた。 全窒素 (TN) は、ケルダール法 40 を使用して測定されました。 可溶性カチオン (Na+、K+、Ca2+、および Mg2+) およびアニオン (SO42-、Cl-、HCO3-) は、飽和土壌ペースト抽出物から測定されました 40。 可溶性 Na+ および K+ は、炎光度計 (PG Instruments Ltd、Alma Park、Wibtoft、Leicestershire、England: FP902) によって測定されました。 ナトリウム吸着率 (SAR) は、Robbins41 の提案に従って計算されました。

可溶性 SO42- は硫酸バリウム沈殿によって測定されました。 可溶性 Cl- および HCO3- は、それぞれ AgNO3 (SIGMA-Aldrich CHEMIE GmbH、PO1120-89555 Steinheim、ドイツ) および 0.01 N H2SO4 (SIGMA-Aldrich Laborechemikalien GmbH、D 30926 Seelze、ドイツ) で滴定されました。 EDTA (SIGMA-Aldrich CHEMIE GmbH、Riedstr 2–89555 Steinheim、Germany) 滴定法を使用して、可溶性 Ca2+ および Mg2+ を評価しました。 有効リン (PAV) は、pH 8.5 の 0.5 M NaHCO3 (SIGMA-Aldrich CHEMIE GmbH、PO1120–89555 Steinheim、ドイツ) で抽出され、PG Instruments Ltd T80 UV/VIS 分光光度計、Alma Park、Woodway Lane、Wibtoft、England で測定されました42 。 有効カリウム (KAV) を 1 N NH4OAc (PANREAC QUIMICA SA、E-08211 Castellar del valles、スペイン、バルセロナ) で抽出し、炎光度計 (PG Instruments Ltd、Alma Park、Wibtoft、Leicestershire、England: FP902) で測定しました。

遷移金属画分は順次抽出されました 43,44。 Cr3+、Cd2+、および Pb2+ について 5 つの画分を以下のように決定しました。交換可能画分 (EX) は、1 M MgCl2 (SIGMA-Aldrich CHEMIE GmbH、PO1120–89555 Steinheim、ドイツ)、pH 7、25 °C で 1 時間抽出しました。 ; 炭酸塩に結合した画分（CAR）を、1 M CH3COONa（SIGMA-Aldrich CHEMIE GmbH、Riedstr 2 -89555 Steinheim、ドイツ）により、pH 5、25 °C で 5 時間抽出しました。 Fe-Mn 酸化物 (OXD) に結合した画分は、25% 酢酸 (SIGMA-Aldrich CHEMIE GmbH、PO1120 -89555 Steinheim) 中の 0.04 M NH2OH.HCl (SIGMA-Aldrich CHEMIE GmbH、D-30926 Seelze、ドイツ) によって抽出されました。ドイツ) 96°C で 5 時間。 有機物に結合した画分（ORG）を、0.02 M HNO3（SIGMA-Aldrich Laborchemikalien GmbH、D-30926 Seelze、ドイツ）を含む 30% H2O2（PANREAC QUIMICA SA、E-08211 Castellar del valles、スペイン、バルセロナ）で抽出しました。 85℃で 5 時間、pH 2、続いて 20% HNO3 (SIGMA-Aldrich Laborchemikalien GmbH、D-30926 Seelze、ドイツ) 中の 3.2 M NH4OAc (SIGMA-Aldrich CHEMIE GmbH、Riedstr2、D-89555 Steinheim、ドイツ)。 そして残留画分（RES）を濃HNO3（SIGMA-Aldrich Laborchemikalien GmbH、D-30926 Seelze、ドイツ）により100℃で2時間抽出した。 すべての画分を Whatman No.1 濾紙 (Whatman 紙、Z240079) を使用して濾過し、次に Agilent 4100 マイクロ波プラズマ原子発光分光計 (MP-AES) (Agilent Technologies、G8000A、オーストラリア) で定量しました。 各金属の利用可能な画分は、交換可能な画分と炭酸塩結合画分の合計として評価されました34。

土壌中の Cr3+、Cd2+、および Pb2+ の移動係数は、容易に移動し利用可能な画分の相対量を検出するために次のように評価されました 34。

ここで、EX は交換可能画分、CAR は炭酸塩結合画分、OXD は Fe-Mn 酸化物結合画分、ORG は有機結合画分、RES は残留画分です。

食品産業からの副産物であるリサイクルされた農産業残留物は、土壌に加える前に分析されました40。 それらの pH、EC、有機炭素、全窒素、有機物、C/N 比は、堆肥では 7.50、2.16 dS m−1、25.93%、1.57%、44.59%、16.51 であり、堆肥では 7.98、3.01 dS m−1 でした。ミミズ堆肥ではそれぞれ 36.41%、1.89%、62.63%、19.26 でした。 それらの NPK 含有量は、堆肥ではそれぞれ 1.57%、0.52%、1.02%、ミミズ堆肥では 1.89%、0.23%、0.41%でした。 Fe、Zn、Mn、Cu の含有量は、堆肥ではそれぞれ 4870.00、35.40、315.00、11.30 mg kg-1、ミミズ堆肥では 2081.00、28.11、127.00、7.22 mg kg-1 でした。 Cr、Cd、Pb の含有量は、堆肥ではそれぞれ 0.54、0.23、5.93 mg kg-1、ミミズ堆肥では 0.32、0.10、2.25 mg kg-1 でした。

中程度の土壌アルカリ度（pH 8.39、1:2.5 w/v）および塩分（EC 2.69 dS m-1、1:1 w/v）が観察されます。 Na+、K+、Ca2+、および Mg+2 などの可溶性カチオンの含有量は、それぞれ 7.97、0.80、7.15、および 0.82 meq L-1 であり、一方、Cl-、HCO3-、および SO42- などの可溶性アニオンは、6.12、4.52 meq L-1 でした。 、および 7.12 meq L−1 それぞれ。 全窒素 (TN) と有機物はそれぞれ 0.09% と 0.98% でした。 利用可能な土壌リンとカリウムは、それぞれ 5.00 mg kg-1 と 105.22 mg kg-1 でした。 Fe、Zn、Mn、Cu などの土壌微量栄養素は、それぞれ 4.81、0.65、7.74、0.85 mg kg-1 でした。 調査したCr、Cd、Pbなどの3つの金属の含有量は、それぞれ0.02、0.01、0.66 mg kg-1でした。

収穫後 (155 日)、小麦植物 (n=9) を各サブ処理 (9×9×2=162 植物サンプル) からランダムに選択し、植物の高さ (cm)、重量 1000 を測定することによって小麦の収穫量を評価しました。 -穀物 (g)、小麦わら (t ha−1)、および穀物収量 (t ha−1)。 生物学的収量 (t ha-1) は、小麦わらと穀物の収量の合計として計算されました。 収穫指数は、穀物収量と生物学的収量の比として表されました。

小麦粒をDH2Oで洗浄し、65℃で48時間オーブン乾燥させた。 穀物は、Ryan らによって提案されたマニュアルに従って、H2SO4/H2O2 (SIGMA-Aldrich Laborechemikalien GmbH、D 30926 Seelze、ドイツ)、NPK および遷移金属 (Cr3+、Cd2+、および Pb2+) の測定用の混合物を使用して湿式消化されました。 。

BAF は植物粒内に蓄積される各金属の蓄積効率 45 であり、次の式を使用して計算できます。

統計分析は、StatSoft, Inc. (米国オクラホマ州タルサ) の STATISTICA 10 を使用して実行されました 46。 汚染されていない土壌と汚染された土壌から得られた各データセットの有意な分散を確認するために、2 つのカテゴリー因子として鉱物および有機改良剤を使用して、研究されたすべての土壌および植物変数の変動を分析するために 2 因子 ANOVA がテストされました。 汚染されていない土壌と汚染された土壌から得られたデータセットごとに、主成分分析を 2 回実行しました。 関連する因子構造に対する各サブ処理（ミネラル×有機）の寄与は、因子スコアによって計算されました。

現在の研究中に使用および/または分析されたデータセットは、この公開された論文に含まれており、合理的な要求に応じて対応著者から詳細を入手できます。

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すべての土壌と植物の分析は、SRTA 市の中央研究所と ALCRI の土壌化学研究所で行われました。

科学技術イノベーション資金庁 (STDF) がエジプト知識銀行 (EKB) と協力して提供するオープンアクセス資金。

土地および水技術部門、乾燥地栽培研究所 (ALCRI)、科学研究および技術応用都市 (SRTA シティ)、ニュー ボルグ エル アラブ シティ、21934、アレクサンドリア、エジプト

マイ・ケドル、モハメド・エムラン、モハメド・ラシャド

ジローナ大学化学工学、農業および食品技術学部、C Maria Aurèlia Capmany、61、Campus Montilivi、17003、ジローナ、スペイン

マリア・ギスペルト

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MK は実験計画を実行し、野外実験を監視し、土壌と植物の分析を実行し、この原稿の初稿を書きました。 ME はフィールド実験を監視し、統計分析を実行し、原稿執筆に大きく貢献しました。 MG と MR は最も重要な結果を解釈しました。 著者全員が最終原稿を読んで承認しました。

モハメド・エムランへの通信。

著者らは競合する利害関係を宣言していません。

シュプリンガー ネイチャーは、発行された地図および所属機関における管轄権の主張に関して中立を保ちます。

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転載と許可

Khedr、M.、Emran、M.、Gispert、M. 他。 堆肥化された農産業残渣で修正された石灰質土壌に添加された Cr3+、Cd2+、および Pb2+ の固定化。 Sci Rep 13、8197 (2023)。 https://doi.org/10.1038/s41598-023-35358-3

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受信日: 2023 年 1 月 21 日

受理日: 2023 年 5 月 17 日

公開日: 2023 年 5 月 20 日

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-023-35358-3

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