姜潔如，林親鐵，張曉峰，鐘松雄，尹光彩，王煜林，陳光毅，羅昊昱，黃潤(rùn)林

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天然礦物復(fù)配腐植酸對(duì)農(nóng)田鎘的鈍化機(jī)理研究①

姜潔如，林親鐵*，張曉峰，鐘松雄，尹光彩，王煜林，陳光毅，羅昊昱，黃潤(rùn)林

(廣東工業(yè)大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，廣州 510006)

采用田間試驗(yàn)研究了改良劑(腐植酸)及由膨潤(rùn)土、硅藻土、氧化鎂組配的鈍化劑對(duì)土壤鎘(Cd)的鈍化效果及對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響，并借助紅外光譜儀(FTIR)、掃描電鏡聯(lián)用能譜分析儀(SEM-EDS)和比表面分析儀(BET)，分析探討了鈍化改良劑對(duì)鎘的鈍化機(jī)理。結(jié)果表明：不同鈍化改良劑處理初始有效態(tài)鎘濃度為0.0836 mg/kg的菜地土壤70 d后，鎘的鈍化效率由高到低依次為：10 g/kg鈍化劑+ 0.4 g/kg改良劑>10 g/kg鈍化劑>5 g/kg 鈍化劑+ 0.4 g/kg 改良劑>5 g/kg 鈍化劑>0.4 g/kg 改良劑，其中10 g/kg 鈍化劑+ 0.4 g/kg 改良劑對(duì)有效態(tài)鎘的鈍化效率達(dá)到60.2%。表征分析顯示，鈍化劑表面結(jié)構(gòu)疏松，其表面的Na+、Ca2+、Mg2+等離子可與Cd2+發(fā)生離子交換反應(yīng)，改良劑中含有醌基、醇羥基、羧基、羰基和C=C鍵，能與Cd2+發(fā)生配位絡(luò)合作用，化學(xué)吸附是復(fù)配鈍化改良劑降低土壤鎘有效性的主要原因。

土壤；鎘；鈍化；腐植酸；天然礦物

礦山開(kāi)采、化肥與農(nóng)藥的大量施用，使農(nóng)田土壤受到了重金屬鎘(Cd)的嚴(yán)重污染。根據(jù)《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》顯示，我國(guó)耕地土壤重金屬的總超標(biāo)率為19.4%，其中鎘點(diǎn)位超標(biāo)率為7.0%，居我國(guó)土壤污染物首位[1]。土壤中的鎘易通過(guò)食物鏈富集，嚴(yán)重危害人類身體健康[2-3]。

土壤重金屬修復(fù)技術(shù)中鈍化技術(shù)研究和應(yīng)用較廣，它通過(guò)在土壤中加入化學(xué)試劑(鈍化劑)改變土壤理化性質(zhì)，使土壤中的重金屬元素被吸附或通過(guò)共沉淀作用而改變重金屬離子在土壤中的賦存形態(tài)，降低其生物有效性和遷移性[4]。天然礦物材料是近年來(lái)的研究熱點(diǎn)，其通過(guò)吸附、沉淀、絡(luò)合、離子交換和氧化還原等一系列反應(yīng)，降低其遷移性和生物有效性，使重金屬向穩(wěn)定態(tài)轉(zhuǎn)化，從而達(dá)到修復(fù)重金屬污染土壤的目的[5]?，F(xiàn)有的研究主要是將膨潤(rùn)土、硅藻土、沸石、鎂礦、鐵礦和錳礦等來(lái)源廣泛、價(jià)格低廉的天然礦物材料應(yīng)用于重金屬的鈍化修復(fù)，相對(duì)于傳統(tǒng)鈍化劑，這些鈍化劑具有高效價(jià)廉的特點(diǎn)[6]。天然礦物中，膨潤(rùn)土的負(fù)電荷使其對(duì)重金屬陽(yáng)離子具有吸附能力；硅藻土具有特殊的多孔構(gòu)造，且表面有多種活性基團(tuán)[7]；氧化鎂溶度積大，不僅可與重金屬離子發(fā)生物理吸附，而且還會(huì)因置換作用使重金屬離子生成沉淀[8]，三者都具有治理重金屬污染的潛力，引起了廣泛關(guān)注。腐植酸是一類芳香族高分子化合物，因含有羧基、酚羥基、羰基等活性功能基團(tuán)或通過(guò)氫鍵、自由基和正負(fù)電荷而對(duì)土壤金屬離子產(chǎn)生吸附、氧化還原和絡(luò)(螯)合作用[9]。目前的研究一般使用單一的鈍化材料修復(fù)受重金屬污染的土壤，但單一鈍化材料易破壞土壤結(jié)構(gòu)，不利于植物生長(zhǎng)[10-13]且易造成土壤的二次污染[14]。本文利用天然廉價(jià)的組配鈍化劑與改良劑復(fù)配制備復(fù)合功能材料并研究其對(duì)土壤重金屬的鈍化效果及鈍化機(jī)理，這對(duì)農(nóng)田土壤重金屬的修復(fù)具有重要意義。

為此，本試驗(yàn)在膨潤(rùn)土、硅藻土、氧化鎂組配的基礎(chǔ)上[15]，通過(guò)田間試驗(yàn)研究組配鈍化劑與改良劑(腐植酸)復(fù)配材料對(duì)鎘污染土壤的鈍化效果以及其對(duì)土壤肥效的影響，通過(guò)鈍化材料表征分析探討鈍化劑和改良劑對(duì)土壤鎘的鈍化機(jī)理，為實(shí)際鎘污染土壤修復(fù)提供技術(shù)指導(dǎo)和理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

供試土壤：采自廣州某菜地，其基本理化性質(zhì)見(jiàn)表1。

土壤鈍化劑：試驗(yàn)所用土壤重金屬鈍化劑由3種常見(jiàn)的天然礦物材料復(fù)配而成，其中膨潤(rùn)土、硅藻土和氧化鎂均為工業(yè)級(jí)(膨潤(rùn)土購(gòu)自信陽(yáng)鑫富精細(xì)膨潤(rùn)土有限公司，硅藻土購(gòu)自廣州蜀誠(chéng)化工科技有限公司，氧化鎂購(gòu)自廣州學(xué)宇貿(mào)易有限公司)，三者混合比例為1.4∶0.7∶0.3[15]。

土壤改良劑：腐植酸取自廣東省石油與精細(xì)化工研究院。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)共設(shè)置6種修復(fù)方案，每種方案處理面積為30 m2，施加量分別為：?jiǎn)为?dú)施加10 g/kg鈍化劑(D10)、單獨(dú)施加5 g/kg鈍化劑(D5)、施加10 g/kg鈍化劑+ 0.4 g/kg改良劑(D10+HA0.4)、施加5 g/kg鈍化劑+ 0.4 g/kg改良劑(D5+HA0.4)、單獨(dú)施加0.4 g/kg改良劑(HA0.4)、對(duì)照(CK)。

采用人工潑灑方式施加修復(fù)材料，在土壤含水量為250 g/kg條件下采用旋耕機(jī)翻耕5遍，以保證土壤鈍化改良劑與土壤均勻混合。在施加修復(fù)材料后的第0、15、30、50、70天分別采集土壤樣品進(jìn)行分析。

1.3 土壤樣品分析

土壤樣品分析方法見(jiàn)表2。

表1 供試土壤的基本理化性質(zhì)

表2 土壤樣品的分析項(xiàng)目和測(cè)定方法

土壤鈍化劑和改良劑經(jīng)恒溫干燥后，采用KBr壓片法，使用傅立葉紅外光譜儀(Bruker Vector 22)進(jìn)行FTIR光譜分析；使用掃描電鏡(日立S-4800型)和能量色散光譜儀(JSM 7500F)進(jìn)行微觀結(jié)構(gòu)分析；使用比表面積/孔徑分布及孔隙分析儀 (SA3100)進(jìn)行比表面積分析。

1.4 數(shù)據(jù)處理

土壤中重金屬的鈍化率()由式(1)得出：

=(0-1)/0×100% (1)

式中：為鈍化率(%)；0為不添加修復(fù)材料前土壤樣品中DTPA-Cd(mg/kg)；1為添加修復(fù)材料后土壤樣品中DTPA-Cd(mg/kg)。

本試驗(yàn)均設(shè)置3組平行試驗(yàn)，分析結(jié)果用Excel2010處理，用Orgin8.0完成相關(guān)圖表的制作。應(yīng)用SPSS 19.0進(jìn)行單因素方差分析和LSD多重比較檢驗(yàn)不同處理的差異程度，并進(jìn)行相關(guān)數(shù)據(jù)的統(tǒng)計(jì)分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 鈍化劑和改良劑的表征分析

2.1.1 掃描電鏡和能譜分析(SEM-EDS) 鈍化劑和改良劑的表面形態(tài)和元素分析如圖1所示。由圖1A可以看出，鈍化劑表面粗糙，為吸附提供了豐富的吸附位點(diǎn)和孔隙[22]，其仍然保留了膨潤(rùn)土的平整層片結(jié)構(gòu)[23]和氧化鎂的花瓣?duì)铑w粒結(jié)構(gòu)[24]，但硅藻土結(jié)構(gòu)并不清晰，可能是因?yàn)楣柙逋恋男】捉Y(jié)構(gòu)已遭到破壞。由圖1B可以看出，改良劑表面粗糙，且聚集著眾多的結(jié)狀顆粒物，具有較大的吸附面積，易發(fā)生表層吸附。

EDS對(duì)鈍化劑和改良劑進(jìn)行元素分析表明，鈍化劑中主要元素為O、C、Ca、Si、Mg；而改良劑中主要元素為O、C、K、Ca，兩種材料中Cd元素含量均不高(圖1C、圖1D)。

(A：鈍化劑SEM圖；B：改良劑SEM圖；C：鈍化劑的EDS圖；D：改良劑的EDS圖)

2.1.2 紅外光譜(FTIR)分析 鈍化劑和改良劑的紅外光譜圖如圖2所示。由圖2A可以看出，鈍化劑在3 708 cm–1處有較窄的吸收峰，為-OH的伸縮振動(dòng)峰[25]，表明鈍化劑的膨潤(rùn)土結(jié)構(gòu)中有Al-Al-OH基團(tuán)；在2 925 cm–1和2 852 cm–1的吸收峰屬于環(huán)狀和脂肪族化合物的C-H伸縮振動(dòng)峰，在1 631 cm–1的吸收峰屬于水分子的彎曲振動(dòng)帶。921 cm–1和795 cm–1的吸收峰則分別為膨潤(rùn)土中主要礦物二八面體蒙脫石的Al-OH彎曲振動(dòng)峰和Mg-Fe-OH的彎曲振動(dòng)峰[25–26]。3 425 cm–1處的中心寬峰屬于羧基的吸收帶(包括與水鍵合的表面羥基氫鍵)，777 cm–1的峰為對(duì)稱Si-O-Si伸縮振動(dòng)峰(SiOH基團(tuán)振動(dòng))，677.01 cm–1的吸收峰對(duì)應(yīng)于Si-O鍵，1 050 cm–1不對(duì)稱強(qiáng)吸收帶歸屬于Si-O-Si伸縮振動(dòng)峰，這些均為天然硅藻土的特征紅外吸收光譜。在650 cm–1處，該鈍化劑表面帶有的鎂氧基(Mg-O)是活潑表面反應(yīng)基團(tuán)[27]。

對(duì)改良劑進(jìn)行FTIR分析可以看出，3 750 cm–1處有一個(gè)較強(qiáng)的O-H伸縮振動(dòng)峰，3 445 cm–1附近為羧基的特征吸收峰，是O-H伸縮振動(dòng)的結(jié)果出現(xiàn)了締合的-O-H伸縮振動(dòng)寬峰[28]。在1 617 cm–1和1 385 cm–1附近有酚羥基，是C=C伸縮振動(dòng)和O-H伸縮振動(dòng)引起的。在1 039 cm–1處有一個(gè)內(nèi)酯基，是由C-O-C伸縮振動(dòng)引起的[29]。土壤鈍化改良劑中含有的醌基、醇羥基、羧基、羰基等官能團(tuán)和芳烴中的C=C鍵等能與Cd2+發(fā)生配位絡(luò)合作用并降低了DTPA-Cd的含量。由此可以推斷，本研究復(fù)配的鈍化改良劑鈍化重金屬離子的機(jī)制除了離子交換外，還包括活性基團(tuán)的絡(luò)合作用。

(A：鈍化劑；B：改良劑)

2.1.3 比表面積(BET) 分析 供試鈍化劑的主要成分為膨潤(rùn)土、硅藻土、氧化鎂，供試改良劑主要成分為腐植酸，它們的比表面積分別為11.273 m2/g和16.381 m2/g，平均孔徑分別為8.980 nm和4.612 nm，屬于中孔范圍。土壤鈍化劑和改良劑含有很多活性基團(tuán)，可以很好地與Cd2+絡(luò)合，生成穩(wěn)定產(chǎn)物，避免Cd2+再解析。結(jié)合紅外光譜分析可知，本研究復(fù)配的土壤鈍化改良劑主要以化學(xué)吸附為主。

表3 鈍化劑和改良劑的比表面積與孔隙參數(shù)

2.2 復(fù)配鈍化改良劑對(duì)土壤DTPA-Cd含量的影響

添加不同鈍化改良劑經(jīng)70 d后土壤DTPA-Cd含量的變化如圖3所示。從圖3可以看出，5種不同復(fù)配比例的鈍化改良劑對(duì)重金屬鎘均表現(xiàn)出了一定的鈍化效果，鎘的鈍化效率由高到低依次為：D10+HA0.4>D5+HA0.4>D10>D5>HA0.4，可見(jiàn)，鈍化劑與改良劑混合投加時(shí)對(duì)于土壤鎘的鈍化效果最佳，D10+HA0.4處理使DTPA-Cd含量從原來(lái)的0.083 6 mg/kg降低到0.033 2 mg/kg，對(duì)土壤中有效態(tài)鎘的鈍化效率達(dá)到了60.2%。單獨(dú)施加改良劑有一定的鈍化效果，但鈍化效果遠(yuǎn)遠(yuǎn)低于單獨(dú)鈍化劑處理，如D10、HA0.4處理使土壤中的有效態(tài)鎘含量從原來(lái)的0.083 6 mg/kg分別降低到0.036 5、0.050 33 mg/kg，對(duì)鎘的鈍化效率分別為56.3%、39.8%。但是，過(guò)多單一鈍化劑的添加，會(huì)造成土壤pH過(guò)高，而對(duì)有效態(tài)鎘的鈍化效果與鈍化劑和改良劑的復(fù)配使用效果相差不大，而后者對(duì)土壤pH的影響較小，因此對(duì)于實(shí)際農(nóng)田土壤的修復(fù)，建議鈍化劑和改良劑復(fù)配使用。

圖3 不同材料對(duì)土壤DTPA-Cd含量的影響

由圖3還可以看出，經(jīng)15 d處理后，D10+HA0.4和D5+HA0.4處理對(duì)鎘的鈍化效果最明顯，分別達(dá)到30.8% 和30.1%。至30 d時(shí)，D10+HA0.4、D5+HA0.4處理對(duì)鎘的鈍化效率依然最好，分別達(dá)到36.2% 和34.6%，與15 d時(shí)相比，鈍化率分別增加了5.4% 和4.5%；但是至50 d時(shí)，相對(duì)于其他4種處理，D5+HA0.4處理對(duì)鎘的鈍化效率最好，達(dá)到了50.1%，其次為處理D10+HA0.4、D10、D5、HA0.4，鈍化效率分別達(dá)到了45.45%、42.34%、39.8% 和27.2%；至70 d時(shí)，D10、D5、D10+HA0.4、D5+HA0.4、HA0.4處理對(duì)鎘的鈍化效率分別為：56.3%、52.8%、60.2%、59.8% 和39.8%。以上數(shù)據(jù)表明，在70 d的供試時(shí)間內(nèi)，隨著鈍化時(shí)間的延長(zhǎng)，各種處理對(duì)鎘的鈍化效果逐漸增加，各種處理之間的差異也逐漸縮小。這可能是由于天然礦物膨潤(rùn)土具有高比表面積的超微粒子結(jié)構(gòu)、低結(jié)晶性的化學(xué)吸附功能，通過(guò)其中的礦物離子與土壤重金屬離子發(fā)生交換作用，將重金屬引入其中并使之堅(jiān)固結(jié)合，有效穩(wěn)定土壤中的鎘[30]，且隨著礦物的老化，鎘更加穩(wěn)定[31]。與添加了單一鈍化劑(D10和D5)的土壤相比，添加單一改良劑(HA0.4)的土壤鎘鈍化效果相對(duì)稍弱，但是隨著時(shí)間的延長(zhǎng)，改良劑對(duì)鎘的鈍化效果明顯增加，這可能是因?yàn)楦牧紕?腐植酸)中的醌基、醇羥基、羧基、羰基等官能團(tuán)與鎘絡(luò)合速度較為緩慢[32]。

2.3 復(fù)配鈍化改良劑對(duì)土壤pH和有機(jī)質(zhì)含量的影響

土壤pH對(duì)植物生長(zhǎng)及土壤重金屬污染的修復(fù)都有很大影響，同時(shí)也是影響土壤溶解-沉淀、吸附-解吸等反應(yīng)的重要因素。圖4A為不同鈍化改良劑處理土壤70 d后土壤pH的變化情況。與CK相比，D10處理顯著提高了土壤pH(<0.05)，pH上升了1.24個(gè)單位；D5、D10+HA0.4和D5+HA0.4處理的土壤pH也同樣顯著提高(<0.05)，pH分別上升了0.55、0.74和0.45個(gè)單位。表明投加土壤鈍化劑會(huì)提高土壤的pH，而土壤pH升高增大了土壤表面的可變負(fù)電荷量，促進(jìn)土壤膠體對(duì)重金屬離子的吸附[33]。與其他4個(gè)處理相比，HA0.4處理對(duì)土壤pH的變化沒(méi)有顯著影響(<0.05)，但使土壤pH小幅降低，這是由于腐植酸是動(dòng)、植物的遺骸經(jīng)過(guò)微生物的分解和轉(zhuǎn)化以及地球化學(xué)的一系列過(guò)程，形成和積累起來(lái)的一類成分復(fù)雜的天然有機(jī)物質(zhì)，其含有大量的羧基、酚羥基等官能團(tuán)，能電離出H+[34]。由此表明，單獨(dú)施加鈍化劑會(huì)顯著提高土壤pH，單獨(dú)施加土壤改良劑會(huì)使土壤pH小幅降低。

土壤有機(jī)質(zhì)是反映土壤肥力的一個(gè)重要指標(biāo)。有機(jī)質(zhì)不僅對(duì)改良土壤結(jié)構(gòu)、提高土壤的持水能力有利，而且對(duì)土壤中重金屬的吸附及存在形態(tài)有很大影響。研究表明，提高土壤有機(jī)質(zhì)可以有效修復(fù)重金屬污染土壤[31]，腐植酸對(duì)重金屬的吸附有利于降低重金屬的有效性[35]。圖4B為不同鈍化改良劑處理土壤70 d后土壤有機(jī)質(zhì)的變化情況。由圖4B可知，與CK相比，D10處理土壤有機(jī)質(zhì)含量顯著降低了15.2% (<0.05)，D5處理土壤有機(jī)質(zhì)顯著降低了7.5% (<0.05)，表明土壤鈍化劑的施加會(huì)降低土壤中的有機(jī)質(zhì)含量，這可能是由于黏土礦物(鈍化劑)吸附了土壤有機(jī)質(zhì)[36]；而D10+HA0.4、D5+HA0.4、HA0.4處理土壤有機(jī)質(zhì)含量分別下降了2.8%、2.1% 和2.2%，下降趨勢(shì)不明顯。

(圖中不同小寫(xiě)字母表示處理間差異在P<0.05水平顯著，下同)

2.4 復(fù)配鈍化改良劑對(duì)土壤速效氮、磷、鉀含量的影響

由圖5可以看出，5種不同鈍化改良劑處理中只有HA0.4處理能夠顯著提高土壤速效鉀含量(< 0.05)，與CK相比，增幅為10.1%；而D10、D5、D10+ HA0.4、D5+HA0.4處理對(duì)土壤中速效鉀含量的變化無(wú)顯著影響(>0.05)。這說(shuō)明土壤改良劑的施加對(duì)土壤速效鉀的增長(zhǎng)有一定的作用，但是土壤鈍化劑的施加對(duì)土壤中速效鉀含量的變化沒(méi)有明顯的影響。

D10處理土壤有效磷含量的增長(zhǎng)最為明顯(< 0.05)，與CK相比，增幅為16.8%，其次為HA0.4和D5處理，增幅分別為8.0% 和6.3%(<0.05)；D10+HA0.4和D5+HA0.4處理土壤有效磷含量較CK有所降低，其中D10+HA0.4處理顯著降低土壤有效磷含量(<0.05)，降幅達(dá)11.1%，D5+HA0.4處理降幅為8.0%，表明分別施加土壤鈍化劑和土壤改良劑均可以提高土壤的有效磷含量，但兩者復(fù)配卻使土壤中有效磷含量降低，這可能是因?yàn)橥寥乐杏行Я椎淖兓怯袡C(jī)磷礦化釋放和土壤吸附固定平衡的結(jié)果，單獨(dú)的土壤鈍化劑或改良劑能夠減少土壤膠體的吸附位點(diǎn)，降低土壤對(duì)磷的吸附能力，從而進(jìn)一步提高土壤磷的有效性[37]。

與CK相比，D10和D5處理土壤銨態(tài)氮含量顯著降低(<0.05)，降幅分別為50.4% 和49.4%；D10+HA0.4和D5+HA0.4處理土壤銨態(tài)氮含量降幅沒(méi)有D10和D5明顯，但與CK相比也有明顯的降低，降幅為42.2% 和28.6%，HA0.4處理降幅最少為9.8% (>0.05)。由此，施加土壤鈍化劑和改良劑會(huì)造成土壤中銨態(tài)氮含量明顯降低。這可能是因?yàn)楹档赝寥劳庑院?，土壤鈍化劑和改良劑促進(jìn)了土壤的硝化作用，而硝化作用是土壤中銨態(tài)氮減少的主要原因[38]。

綜上，土壤鈍化改良劑的投加不能明顯改變土壤氮磷鉀含量，土壤改良劑的投加可增加土壤速效鉀的含量，單獨(dú)投加鈍化劑或改良劑可增加土壤有效磷含量，單獨(dú)或混合投加土壤鈍化劑和改良劑均降低了土壤銨態(tài)氮含量。

3 結(jié)論

1)田間試驗(yàn)條件下，施用5種不同復(fù)配比例的鈍化改良劑對(duì)土壤有效態(tài)鎘具有一定的鈍化作用，其中，10 g/kg鈍化劑+ 0.4 g/kg改良劑處理對(duì)土壤有效態(tài)鎘的鈍化效果最好，其余依次為：5 g/kg鈍化劑+ 0.4 g/kg改良劑、10 g/kg鈍化劑、5 g/kg鈍化劑、0.4 g/kg改良劑。這與土壤鈍化改良劑的理化性質(zhì)有關(guān)，鈍化劑表面結(jié)構(gòu)疏松，易于進(jìn)行物理吸附，其表面的Na+、Ca2+、Mg2+等容易發(fā)生離子交換反應(yīng)，從而對(duì)重金屬離子進(jìn)行化學(xué)吸附；改良劑含有醌基、醇羥基、羧基、羰基等官能團(tuán)和C=C鍵，能與Cd2+發(fā)生配位絡(luò)合作用。

圖5 施加不同鈍化改良劑70 d后對(duì)土壤中速效氮、磷、鉀含量的影響

2)5種復(fù)配鈍化改良劑處理中，10 g/kg鈍化劑處理顯著提高了土壤有效磷的含量，但同時(shí)顯著降低了土壤銨態(tài)氮和有機(jī)質(zhì)的含量，10 g/kg鈍化劑 + 0.4 g/kg改良劑和5 g/kg鈍化劑+ 0.4 g/kg改良劑處理對(duì)土壤銨態(tài)氮含量有一定的降低影響，0.4 g/kg改良劑處理明顯提高了土壤速效鉀的含量。5種處理均降低了土壤有效態(tài)鎘含量，對(duì)土壤pH有一定影響。10 g/kg鈍化劑、5 g/kg鈍化劑處理顯著降低了土壤中有效態(tài)鎘含量，但對(duì)土壤pH改變過(guò)大，不利于農(nóng)作物的生長(zhǎng)；10 g/kg鈍化劑 + 0.4 g/kg改良劑、5 g/kg鈍化劑+ 0.4 g/kg改良劑處理顯著降低了土壤有效態(tài)鎘含量，且對(duì)土壤pH影響不大，經(jīng)鈍化修復(fù)后的土壤在鈍化有效期內(nèi)適合于農(nóng)用。

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Immobilization of Cd in Contaminated Farmland by Natural Minerals Combined with Humic Acid

JIANG Jieru, LIN Qintie*, ZHANG Xiaofeng, ZHONG Songxiong, YIN Guangcai, WANG Yulin, CHEN Guangyi, LUO Haoyu, HUANG Runlin

(School of Environmental Science and Engineering, Guangdong University of Technology, Guangzhou 510006, China)

The stabilizing effects of improved bentonite-diatomite-magnesia-humic acid composite curing agent on soil available Cd and its influence on soil physicochemical properties were investigated, and the related mechanisms were also studied by adopting FTIR, SEM-EDS and BET analyses. Results showed that after 70-day treatment, the concentration of available Cd in soil, which was initially 0.083 6 mg/kg, decreased significantly. The stabilizing efficiencies of different composite curing agents were in an order of 10 g/kg curing agent +0.4 g/kg humic acid > 10 g/kg curing agent > 5 g/kg curing agent + 0.4 g/kg humic acid > 5 g/kg curing agent > 0.4 g/kg humic acid. In particular, the stabilizing efficiency reached 60.2% for 10 g/kg curing agent + 0.4 g/kg humic acid treatment. SEM-EDS and BET analyses revealed that the curing agent exhibited loose surface structure, the existence of ions on the surface, which included Na+, Ca2+, Mg2+, could contribute to chemical adsorption through ion exchange. Besides, functional groups such as quinone, alcohol, hydroxyl, carboxyl, carbonyl and C=C bond in humic acid could coordinate with Cd2+. Chemical absorption is the main reason to reduce the availability of soil Cd.

Soil; Cadmium; Immobilization; Humic acid; Natural minerals

國(guó)家重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃項(xiàng)目(2017YFD0801302)、國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(21677041；41371317)和廣州市科技計(jì)劃項(xiàng)目(201604030017；201604020077)資助。

(qintlin@163.com)

姜潔如(1993—)，女，湖南郴州人，碩士研究生，主要研究方向?yàn)橥寥乐亟饘傩迯?fù)。E-mail：2625766274@qq.com

10.13758/j.cnki.tr.2019.02.018

X53；S156

A