馮敬云，聶新星，劉波，李方敏，楊利*

（1.長(zhǎng)江大學(xué)化學(xué)與環(huán)境工程學(xué)院，湖北 荊州 434023；2.湖北省農(nóng)業(yè)科學(xué)院植保土肥研究所，武漢 430064；3.農(nóng)業(yè)農(nóng)村部廢棄物肥料化利用重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，武漢 430064；4.農(nóng)業(yè)環(huán)境治理湖北省工程研究中心，武漢 430064）

土壤是人類賴以生存的寶貴資源，但隨著城市化和工業(yè)化的快速發(fā)展，大氣沉降、污水灌溉、不合格農(nóng)用化學(xué)品投入等導(dǎo)致我國(guó)農(nóng)田土壤污染問(wèn)題日趨嚴(yán)重?！度珖?guó)污染狀況調(diào)查公報(bào)》顯示，我國(guó)農(nóng)田土壤污染以無(wú)機(jī)污染物為主，其中又以Cd污染最為突出，點(diǎn)位超標(biāo)率達(dá)7.0%[1]。農(nóng)田土壤Cd 污染導(dǎo)致農(nóng)作物產(chǎn)量及其品質(zhì)下降，并通過(guò)食物鏈富集威脅人類健康。因此，Cd 污染農(nóng)田土壤的修復(fù)治理是土壤污染治理及防控的重要內(nèi)容[2]。

目前，適用于Cd 污染農(nóng)田土壤修復(fù)的技術(shù)包括植物修復(fù)技術(shù)、農(nóng)藝修復(fù)技術(shù)、土壤淋洗技術(shù)和土壤鈍化技術(shù)等[3]。原位鈍化修復(fù)技術(shù)因其高效、實(shí)用性強(qiáng)且費(fèi)用低，不需復(fù)雜工程技術(shù)，可實(shí)現(xiàn)邊生產(chǎn)邊修復(fù)等優(yōu)點(diǎn)，成為Cd 污染農(nóng)田土壤修復(fù)常用的技術(shù)之一。針對(duì)原位鈍化修復(fù)技術(shù)，現(xiàn)階段還缺少不同鈍化材料間鈍化效果比較分析及其潛在影響機(jī)理探討。因此，本文從土壤有效態(tài)Cd 降低率（有效態(tài)Cd 比）、農(nóng)產(chǎn)品Cd 含量降低率（作物Cd 比）、施用量以及經(jīng)濟(jì)投入等方面進(jìn)行了綜合分析，綜述了各類鈍化劑對(duì)Cd 污染農(nóng)田土壤修復(fù)效果、實(shí)用性及各類鈍化劑的潛在修復(fù)機(jī)理，為指導(dǎo)鈍化劑在Cd 污染農(nóng)田土壤原位修復(fù)技術(shù)的應(yīng)用與研究提供參考。

1 原位鈍化材料

Cd 污染農(nóng)田土壤原位鈍化修復(fù)技術(shù)關(guān)鍵在于鈍化材料的選擇，鈍化材料主要包括無(wú)機(jī)類、有機(jī)類及復(fù)合材料等。無(wú)機(jī)類材料包括含磷物質(zhì)、石灰類材料、黏土礦物、金屬氧化物等；有機(jī)類鈍化材料包括農(nóng)作物秸稈、生物炭、堆肥、動(dòng)物糞便等；復(fù)合材料由有機(jī)與無(wú)機(jī)材料兩種或多種按一定配比組成[4]。

鈍化劑對(duì)Cd 污染農(nóng)田土壤的鈍化修復(fù)效果由鈍化材料-土壤-作物三者相互作用所決定，但鈍化材料只會(huì)改變土壤中Cd 的賦存形態(tài)，并不會(huì)減少土壤中Cd 總量，目前，針對(duì)鈍化材料對(duì)Cd 的修復(fù)效果更傾向于以土壤中Cd 形態(tài)變化或作物生長(zhǎng)期間的Cd積累為量化指標(biāo)。本文基于60篇相關(guān)文獻(xiàn)分析比較不同鈍化材料對(duì)土壤中有效態(tài)Cd 的鈍化效果（圖1），鈍化效果C=（CCK-Ci）/CCK，式中Ci為不同鈍化材料處理下土壤有效態(tài)Cd 含量，CCK為空白對(duì)照處理下土壤有效態(tài)Cd 含量。土壤中有效態(tài)Cd 含量數(shù)據(jù)包括氯化鈣（CaCl2）、二乙基三胺五乙酸（DTPA）、硝酸鈣[Ca（NO3）2]、硝酸銨（NH4NO3）等提取態(tài)Cd，可溶態(tài)Cd（MgCl2提?。龆拘裕═CLP）等[4]。由圖1 可知，各類鈍化材料在Cd污染農(nóng)田土壤中修復(fù)效果表現(xiàn)為石灰類＞含磷材料＞生物炭≈金屬氧化物＞黏土礦物＞其他有機(jī)物，材料平均有效態(tài)鈍化效率依次為61.22%、53.45%、37.60%、36.88%、34.41%、23.32%。

圖1 不同鈍化材料的鈍化效率比較Figure 1 Comparison of passivation efficiency of different passivation materials

各類鈍化材料對(duì)Cd污染農(nóng)田土壤鈍化穩(wěn)定性時(shí)效在一個(gè)月至一年不等，Cd 污染農(nóng)田土壤原位鈍化修復(fù)效果因土壤類型、鈍化材料類型、施用量不同而有所差異，即使對(duì)于相同類型的土壤鈍化效果也不盡相同（表1），一方面由于各土壤所處區(qū)域環(huán)境差異較大，另一方面鈍化材料施用量不同且其來(lái)源、結(jié)構(gòu)、組成成分等存在差異，因而導(dǎo)致其與土壤中Cd 反應(yīng)機(jī)制不同[28]。

1.1 無(wú)機(jī)類鈍化材料

1.1.1 含磷材料

含磷類鈍化材料的釋磷作用，使其成為較有潛力的Cd污染農(nóng)田土壤鈍化修復(fù)材料之一。常見(jiàn)含磷材料包括磷酸二氫鉀、磷酸氫二銨、鈣鎂磷肥、磷酸氫鈉、磷酸等易溶性磷酸鹽，磷礦粉、骨炭、磷酸鈣、過(guò)磷酸鈣、羥基磷灰石等難溶性磷酸鹽，材料pH 大多在8～10 之間[5-10]，通過(guò)吸附、沉淀、離子交換等作用改變Cd 在土壤中的賦存形態(tài)[29-30]，降低Cd 活性效果顯著（圖1）。

含磷材料對(duì)Cd鈍化效果的影響因素包括土壤理化性質(zhì)（pH、有機(jī)質(zhì)等），含磷材料種類、施用量及加工工藝（反應(yīng)時(shí)間、攪拌方式）等[31-33]。土壤在酸性條件下（pH≤5）利于不溶性磷酸鹽材料的溶解，磷酸鹽材料種類對(duì)Cd的固定效果取決于材料溶解度及磷素釋放速率，大量研究[5-10]表明水溶性、枸溶性或難溶性磷肥施入土壤中，材料中有效磷含量與土壤有效態(tài)Cd 含量呈顯著負(fù)相關(guān)，因此易溶性磷酸鹽對(duì)Cd 的鈍化效果優(yōu)于難溶性磷酸鹽（表1），難溶性磷酸鹽的限制因素在于其磷有效性低，可采用有機(jī)酸活化、添加溶磷菌、納米化或與堆肥聯(lián)合等措施增強(qiáng)其溶解度及有效磷的釋放量，進(jìn)而提高其對(duì)Cd 的固定效果[31-32]。磷酸鹽施用量至少應(yīng)滿足理論摩爾比（MP/Mm，m 為Cd2+、Cu2+、Pb2+、Zn2+）=3.36～3.77[29，32]。周佚群等[33]研究結(jié)果也表明在P 與Cd 摩爾比（MP/MCd）為4∶1 時(shí)鈍化效果最佳，且磷酸氫二銨等3 種可溶性磷酸鹽鈍化效果優(yōu)于磷酸鈣等難溶性磷酸鹽。

表1 無(wú)機(jī)鈍化材料類型及其鈍化效果Table 1 Types of inorganic passivation materials and their passivation effects

值得注意的是，部分含磷材料中重金屬本底值較高，施入土壤使土壤重金屬總量及有效態(tài)含量增加，且大量施用易溶性磷材料可能使有效態(tài)磷流失，而成為附近水體富營(yíng)養(yǎng)化的潛在來(lái)源，其次施用含磷材料會(huì)增加砷（As）、硒（Se）和銻（Sb）等含氧陰離子的浸出量，造成潛在二次污染風(fēng)險(xiǎn)[34]，因此，在實(shí)際應(yīng)用時(shí)應(yīng)控制含磷材料施用量，評(píng)估其長(zhǎng)期環(huán)境效益。

1.1.2 石灰類材料

典型石灰類物質(zhì)包括石灰、氫氧化鈣、鈣鎂氧化物、碳酸鹽礦物、碳酸鈣鎂礦物、白云石、方解石等[12，35-36]，可有效提高土壤pH 值（表1），對(duì)Cd 污染土壤具有顯著修復(fù)效果（圖1）。石灰類材料的高pH 值和高含量被認(rèn)為是降低Cd 遷移率的主要原因[37-39]。鐘倩云等[14]研究發(fā)現(xiàn)碳酸鈣顯著提高土壤pH 值，土壤交換態(tài)Cd 降低了35%。任露陸等[38]的研究結(jié)果表明施用8 g·kg-1碳酸鈣和氫氧化鈣后土壤pH 分別提高2.58、3.38 個(gè)單位，施用碳酸鈣后鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)及殘?jiān)鼞B(tài)Cd 含量分別由22.9%、22.8%增至23.7%、23.3%，可交換態(tài)及有機(jī)結(jié)合態(tài)含量由33.0%、16.6%分別降至25.1%、4.7%，但氫氧化鈣的添加對(duì)Cd的形態(tài)影響效果并不明顯。

大量研究表明在實(shí)際應(yīng)用中，長(zhǎng)期頻繁施用石灰類鈍化材料會(huì)使表土結(jié)皮、土壤板結(jié)，降低土壤透氣、透水性能，造成土壤結(jié)構(gòu)破壞及養(yǎng)分流失，且堿性條件不利于As、鉬（Mo）等陰離子的固定，并會(huì)增加土壤鋁毒性[37，39]，后期土壤中的活性酸、潛性酸及種植作物根系呼吸作用分泌的有機(jī)酸等產(chǎn)生緩沖作用，使土壤pH 值呈先升高后緩慢回落趨勢(shì)[36]，導(dǎo)致土壤中鈍化的Cd 重新活化。在施用石灰類物質(zhì)時(shí)，應(yīng)注意石灰類物質(zhì)鈍化材料與其他材料進(jìn)行復(fù)配的比例、施用量及長(zhǎng)期鈍化效應(yīng)評(píng)估。

1.1.3 黏土礦物

我國(guó)黏土礦物資源豐富且成本較低，被廣泛應(yīng)用于Cd污染土壤原位鈍化修復(fù)技術(shù)中。常見(jiàn)黏土礦物材料可分為1∶1 型層狀硅鋁酸鹽（高嶺石）、2∶1 型層狀硅酸鹽（蒙脫石、膨潤(rùn)土、海泡石、坡縷石）、架狀硅鋁酸鹽沸石、硅質(zhì)巖石硅藻土等[8，40]，其具有獨(dú)特的層狀分子結(jié)構(gòu)、較高孔隙率、較大比表面積，對(duì)Cd 有較強(qiáng)離子交換能力及吸附能力，其對(duì)Cd 的鈍化修復(fù)效果已被國(guó)內(nèi)外許多研究證實(shí)（表1）。海泡石為纖維狀水合硅酸鎂，由鎂氧八面體和硅氧四面體交替構(gòu)成，對(duì)Cd 具有較好的吸附固定能力。張迪等[11]將2.5%海泡石施入Cd 污染農(nóng)田土壤后pH 值增加0.43個(gè)單位，土壤中Cd 有效態(tài)含量降低49.12%～75.44%，作物中Cd 含量降低71.88%～75.44%，將Cd 由不穩(wěn)定形態(tài)向更穩(wěn)定的碳酸鹽結(jié)合態(tài)和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)轉(zhuǎn)化，改變Cd 在土壤中的賦存形態(tài)進(jìn)而有效降低土壤中Cd有效態(tài)含量。

但黏土礦物結(jié)構(gòu)類型、來(lái)源、礦物成分有所差異，導(dǎo)致修復(fù)效果不同（表1）。黏土礦物除坡縷石和海泡石結(jié)構(gòu)為層鏈狀，其余多數(shù)為層狀結(jié)構(gòu)，結(jié)構(gòu)對(duì)Cd污染土壤的穩(wěn)定效果表現(xiàn)為2∶1 型層狀硅酸鹽優(yōu)于1∶1 型層狀硅鋁酸鹽，原因在于2∶1 型硅酸鹽礦物相較于1∶1 型膨脹系數(shù)較大，因?qū)娱g電荷分布不均勻更易產(chǎn)生負(fù)電荷，有利于Cd2+吸附中和負(fù)電荷實(shí)現(xiàn)電荷平衡，層間結(jié)構(gòu)中鐵、鎂、鋁、硅等不等價(jià)同晶替代也較多[27，41-43]。王林等[42]通過(guò)盆栽試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)3 種天然黏土礦物對(duì)Cd 污染修復(fù)能力從大到小依次為海泡石、膨潤(rùn)土、高嶺石。張金秀等[43]的研究表明3 種黏土礦物對(duì)Cd污染土壤修復(fù)效果從大到小表現(xiàn)為鈉基膨潤(rùn)土、沸石、硅藻土。

黏土礦物適用于偏酸性土壤，針對(duì)輕中度污染農(nóng)田土壤有較好的鈍化效果，但黏土礦物仍存在吸附容量有限、金屬結(jié)合常數(shù)相對(duì)較小、負(fù)荷能力低、對(duì)重金屬選擇性低等限制因素，導(dǎo)致其使用劑量大[44-45]。可通過(guò)表面改性（高溫煅燒改性、酸活化、有機(jī)改性）、層間域改造（插層改性、層間插入聚合物）等措施對(duì)黏土礦物進(jìn)行改性，或與其他鈍化材料復(fù)合施用提高黏土礦物吸附容量及其對(duì)Cd 的吸附能力[45]。郭煒辰等[19]采用氯化鈣、氯化銨改性沸石與天然沸石室內(nèi)培養(yǎng)修復(fù)Cd 污染土壤，研究表明30 d 后土壤有效態(tài)Cd 含量較對(duì)照分別降低27.70%、30.82%、26.31%。

在實(shí)際應(yīng)用中，還需加強(qiáng)對(duì)黏土礦物改性技術(shù)研究，同時(shí)探尋合適的復(fù)配材料及適宜的復(fù)配比例和添加量，并分析黏土礦物的化學(xué)成分和礦物成分，評(píng)估其環(huán)境效益，實(shí)現(xiàn)在兼顧經(jīng)濟(jì)效益、環(huán)境效益的前提下，對(duì)Cd污染農(nóng)田土壤的高效鈍化修復(fù)。

1.1.4 金屬氧化物類

工業(yè)金屬?gòu)U渣產(chǎn)生的鐵、鋁、錳等天然或合成的氧化物被證明對(duì)Cd 具有較強(qiáng)的吸附和固定作用，可有效降低土壤中Cd 的移動(dòng)性及有效性[46]，包括赤泥、爐渣、針鐵礦、硫酸亞鐵、赤鐵礦、水鈉錳礦等，材料對(duì)Cd 的固定效率主要取決于其結(jié)構(gòu)特性及其中鐵、鋁、錳氧化物，磷酸鹽，硅酸鹽和堿性物質(zhì)的含量[46-49]。

赤泥富含鐵、鋁氧化物，呈堿性，pH 可達(dá)11～13（表1），具有多孔結(jié)構(gòu)和較大比表面積，對(duì)Cd 有較好的吸附性能，可提升土壤pH值，赤泥表面的活性吸附位點(diǎn)可結(jié)合水溶態(tài)及交換態(tài)Cd，促進(jìn)酸提取態(tài)向鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)轉(zhuǎn)化[47]。周睿等[25]采用5%的赤泥添加量使受重金屬污染的石灰性土壤pH 值顯著提高0.84 個(gè)單位，土壤中可交換態(tài)Cd 含量降低了72.0%，而鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)Cd 分別增加了10.3%、8.4%。ZHOU 等[48]采用5%赤泥修復(fù)Cd 污染土壤，與對(duì)照土壤相比，土壤pH 值增加約1 個(gè)單位，土壤有效態(tài)Cd含量降低29.0%。

金屬氧化物的組成復(fù)雜、粒度微細(xì)并可能含有有毒有害物質(zhì)，會(huì)對(duì)土壤微生物和酶活性產(chǎn)生負(fù)面影響，如赤泥中鈉的含量較高，可能會(huì)造成潛在的鹽度積累問(wèn)題，因此，金屬氧化物類鈍化材料在實(shí)際應(yīng)用時(shí)，應(yīng)充分評(píng)估其環(huán)境效益，包括其組成成分、潛在危險(xiǎn)元素等對(duì)土壤造成二次污染的可能性。通過(guò)對(duì)金屬氧化物進(jìn)行酸化、熱活化、納米化或改性處理等措施降低其有害影響，同時(shí)優(yōu)化其對(duì)Cd 的鈍化效果[47-48]。史力爭(zhēng)等[26]所采用的酸改性赤泥，表面結(jié)構(gòu)得到了優(yōu)化，材料中鐵、鋁、鈣等元素增加，可提供更多表面吸附位點(diǎn)，添加量為0.5%、1%時(shí)土壤pH 分別增加0.41、0.12 個(gè)單位，DTPA-Cd 含量降低11.66%～27.78%，鈍化效果優(yōu)于原赤泥材料。

1.2 有機(jī)類鈍化材料

1.2.1 農(nóng)作物秸稈

我國(guó)秸稈資源豐富，“農(nóng)用優(yōu)先，還田為主”的秸稈利用模式已成為秸稈資源化利用的主要方式，常用的還田秸稈來(lái)源于水稻、油菜、玉米、棉花等作物，秸稈還田可提高土壤肥力、補(bǔ)充土壤養(yǎng)分、改良土壤、提高土壤緩沖能力，秸稈還田通過(guò)改變土壤的基礎(chǔ)性質(zhì)影響土壤Cd 的積累、有效態(tài)含量變化及其在土壤中的分配轉(zhuǎn)化，進(jìn)而影響土壤-作物系統(tǒng)中Cd的遷移富集過(guò)程[49-53]。XU 等[51]的研究表明水稻秸稈使HCl 提取態(tài)Cd、酸可溶態(tài)Cd分別降低11.6%、92.0%，有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd 增加77.4%～164.8%；小麥秸稈使HCl 提取態(tài)Cd降低18.8%，種植作物秸稈Cd含量降低66.9%。但也有研究表明大量秸稈還田有增加土壤Cd 積累、提高Cd 活性的風(fēng)險(xiǎn)。YI 等[52]的研究指出，秸稈移除是稻田土壤Cd 最主要的移除方式，秸稈還田有利于腐植酸的合成，增加了土壤對(duì)Cd的吸附，同時(shí)使得秸稈中富集的Cd 歸還稻田。吳佳琪等[53]開(kāi)展的長(zhǎng)期秸稈還田定位試驗(yàn)表明，常量（9 600 kg·hm-2）秸稈還田處理下較常規(guī)施肥處理降低了土壤總Cd 及有效態(tài)Cd含量，但在37 年內(nèi)大量（19 200 kg·hm-2）秸稈還田處理下，土壤總Cd 含量增加11.2%～21.8%，有效態(tài)Cd提高31.6%～59.9%。

因此，在Cd 污染農(nóng)田土壤進(jìn)行秸稈還田應(yīng)控制還田秸稈量，評(píng)估秸稈中污染物含量及其環(huán)境效益，以免造成Cd的二次污染。

1.2.2 有機(jī)肥

有機(jī)肥主要包括畜禽糞便、綠肥、堆肥等，在腐化和穩(wěn)定過(guò)程中，微生物和酶類可加速有機(jī)廢物的降解，最終轉(zhuǎn)化為含有大量帶有羧基和羥基表面官能團(tuán)的腐殖質(zhì)，增加土壤有機(jī)質(zhì)含量，同時(shí)增加土壤對(duì)Cd的吸附能力且其官能團(tuán)可與Cd 形成配位絡(luò)合物，從而降低土壤有效態(tài)Cd 含量，改變Cd 在土壤中的遷移性[54-57]。MOHAMED 等[54]的研究表明，施加豬糞有機(jī)肥后酸性Cd污染土壤pH 提高了1.44個(gè)單位，土壤中酸可溶性Cd 降低25%～92%，有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd 增加20.0%～108.4%。張佳等[55]的研究表明，施入1.125～4.5 t·hm-2菜籽渣堆肥顯著增加酸性Cd污染土壤有機(jī)質(zhì)含量，使土壤pH 增加0.16～0.56 個(gè)單位，酸可提取態(tài)Cd降低7.77%～36.41%，而可還原態(tài)及可氧化態(tài)Cd增加，且有效提高了土壤中微生物生物量及土壤酶活性。劉巍等[56]的研究發(fā)現(xiàn)，稻田施用10～40 t·hm-2作物秸稈類生物有機(jī)肥可使土壤酸可提取態(tài)Cd 降低6.33%～22.42%，可還原態(tài)和可氧化態(tài)Cd 分別增加10.41%～28.21%、27.63%～55.26%，但殘?jiān)鼞B(tài)Cd 并無(wú)顯著變化。薛毅等[57]的研究表明，連續(xù)4 年施用2.25 t·hm-2雞糞有機(jī)肥導(dǎo)致早稻、晚稻、雙季稻糙米Cd 含量分別降低28%～45%、43%～56%、28%～56%，穩(wěn)定提升土壤pH 0.1～0.3 個(gè)單位，雙季稻土壤有效態(tài)Cd 含量降低6%～7%，交換態(tài)Cd 含量降低11%，有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd含量提高14%。

研究表明長(zhǎng)期或大量施用有機(jī)肥對(duì)土壤中Cd可能存在兩種截然相反的影響，有活化Cd的風(fēng)險(xiǎn)，羅遙等[58]的田間定位試驗(yàn)結(jié)果表明，隨著秸稈有機(jī)肥施用量增加，土壤pH、有效磷等養(yǎng)分含量呈先增加后減少的趨勢(shì)，有機(jī)質(zhì)呈上升趨勢(shì)，添加量為20 t·hm-2時(shí)耕作層土壤Cd 有效態(tài)含量降低31.26%，施用量提高時(shí)，土壤有效態(tài)Cd 含量反而增加。何雨帆等[59]的研究表明，增加腐植酸中胡敏酸（HA）用量可使小白菜中Cd 含量降低22.95%，而富里酸（FA）則會(huì)促進(jìn)小白菜對(duì)Cd 的富集。原因在于腐植酸對(duì)Cd 的植物有效性與其分子組成密切相關(guān)，高分子有機(jī)酸胡敏酸含有多種官能團(tuán)，導(dǎo)致土壤溶液發(fā)生去質(zhì)子化，進(jìn)而提高土壤對(duì)Cd的固持能力；另一方面，腐植酸中的富里酸作為低分子量有機(jī)酸，可能具有活化土壤Cd 的作用[60]，當(dāng)有機(jī)物料中HA 與FA 含量比≥7∶3時(shí)，其對(duì)Cd植物有效性表現(xiàn)為抑制效應(yīng)，當(dāng)HA與FA含量比＜5∶5時(shí)常表現(xiàn)為活化效應(yīng)[59-62]。

值得注意的是，由于有機(jī)肥來(lái)源及成分復(fù)雜，動(dòng)物糞便有機(jī)肥或其他生物廢棄物中含有超標(biāo)重金屬，大量施用可能導(dǎo)致農(nóng)田土壤Cd總量及其生物可利用部分增加或非目標(biāo)重金屬含量（如As、Pb 等）增加[55]。因此，選擇有機(jī)物料作為Cd鈍化材料時(shí)，有必要進(jìn)行長(zhǎng)期動(dòng)態(tài)監(jiān)測(cè)，以評(píng)估其環(huán)境效益及修復(fù)持續(xù)性。

1.2.3 生物炭

生物炭作為一種新型高效Cd 污染土壤修復(fù)材料，在有機(jī)類鈍化材料中占據(jù)重要的地位。生物炭可直接吸附固定Cd 或通過(guò)影響土壤的pH、陽(yáng)離子交換量、礦物成分和有機(jī)質(zhì)等間接影響Cd的固定，及土壤中Cd 的遷移性和生物可利用性，對(duì)土壤中Cd 具有較好的吸附鈍化效果[63]。ABBAS 等[64]研究發(fā)現(xiàn)在Cd 污染土壤中添加1.5%～5%水稻秸稈生物炭后，土壤pH值提高0.04～0.17 個(gè)單位，土壤中有效態(tài)Cd 降低20%～54%，水稻籽粒中Cd含量降低26%～57%。

生物炭的鈍化效果受其自身性質(zhì)和土壤條件及二者相互作用的影響，生物炭的來(lái)源、制備條件（制備工藝、熱解條件）等決定其表面特性（孔隙結(jié)構(gòu)、比表面積）、物化性質(zhì)（pH 值、灰分含量）等。植物源生物炭富含纖維素、木質(zhì)素和含氧官能團(tuán)，因此pH及比表面積高于動(dòng)物源生物炭和泥炭，而其灰分含量、陽(yáng)離子交換量低于后兩者。通常制備熱解溫度越高，越有利于堿性官能團(tuán)的形成和保留，提高生物炭的炭化程度，進(jìn)而提高其pH、灰分含量和緩沖性能等，有利于土壤條件的改善及Cd 的吸附固定，且能將其含有的有毒物質(zhì)（重金屬、多環(huán)芳烴等）通過(guò)熱解蒸發(fā)而去除[65-70]。

LU等[65]的研究表明秸稈生物炭對(duì)Cd的鈍化效果優(yōu)于竹制生物炭，稻草生物炭的木質(zhì)素含量較低，二氧化硅和鉀含量較高，且pH 值高于竹制生物炭。陳樂(lè)等[66]的土壤培養(yǎng)試驗(yàn)結(jié)果表明，水稻秸稈對(duì)Cd 的鈍化效果優(yōu)于谷殼生物炭，原因在于水稻秸稈生物炭的pH、灰分和其他元素含量均高于谷殼生物炭，且比表面積和孔隙結(jié)構(gòu)較發(fā)達(dá)，酸性官能團(tuán)與堿性官能團(tuán)比值較高。武瑞平等[67]研究發(fā)現(xiàn)800 ℃熱解溫度下制備的污泥生物炭鈍化Cd 效果優(yōu)于300 ℃下制備的污泥生物炭，說(shuō)明高溫有利于增大生物炭比表面積。黃連喜等[68]的研究表明不同生物炭材料對(duì)土壤有效態(tài)Cd 含量鈍化效果表現(xiàn)為生物燃?xì)飧碑a(chǎn)物生物炭＞80～120 目椰殼生物炭＞花生殼生物炭＞水稻殼生物炭，施用后蔬菜地上部Cd 含量降幅為41.9%～94.1%，且生物炭粒徑越小，鈍化效果越顯著，而小麥生物炭降低效果不顯著的原因在于其本底Cd含量較高。

然而，在實(shí)際應(yīng)用中，生物炭的穩(wěn)定性及生物炭對(duì)Cd 的物理吸附能力有限，為增強(qiáng)其對(duì)Cd 污染土壤修復(fù)性能，可通過(guò)特定的生物炭制備方法（不同原料、熱解溫度等）和改性技術(shù)（化學(xué)活化、有機(jī)改性、金屬鹽及氧化物改性、磁性吸附劑復(fù)合）制備針對(duì)Cd污染土壤的功能性生物炭，拓展改性生物炭的應(yīng)用[69-70]。生物炭和土壤介質(zhì)存在復(fù)雜性，為達(dá)到預(yù)期的效果并避免對(duì)土壤生態(tài)系統(tǒng)造成不利影響，需對(duì)土壤污染情況、生物炭施用量、土壤性質(zhì)及本底重金屬含量、作物-Cd-土壤-生物炭相互作用等多種因素進(jìn)行綜合評(píng)估，從而針對(duì)土壤性質(zhì)定向制備適宜的生物炭。

1.3 復(fù)合材料

由上述內(nèi)容可知，單一鈍化材料在實(shí)際應(yīng)用中存在一定的局限性：無(wú)機(jī)鈍化材料修復(fù)Cd 污染土壤效果明顯，但由于其本身養(yǎng)分含量較少，不利于土壤的長(zhǎng)期穩(wěn)定；有機(jī)鈍化劑雖能改善土壤理化性質(zhì)，提升土壤環(huán)境質(zhì)量，但大多存在修復(fù)速度慢，短期內(nèi)難以取得較優(yōu)效果（表2）。因而對(duì)污染程度較高或多種重金屬?gòu)?fù)合污染土壤而言，采用單一鈍化劑往往很難達(dá)到理想的修復(fù)效果。較多研究將不同鈍化材料進(jìn)行復(fù)配來(lái)修復(fù)Cd 污染農(nóng)田土壤，規(guī)避個(gè)別材料的缺點(diǎn)，綜合多種復(fù)配材料優(yōu)勢(shì)，以獲得較好修復(fù)效果，同時(shí)兼顧材料的經(jīng)濟(jì)效益和環(huán)境效益。

表2 有機(jī)鈍化材料類型及其鈍化效果Table 2 Types of organic passivation materials and their passivation effects

1.3.1 有機(jī)+無(wú)機(jī)類

有機(jī)+無(wú)機(jī)類復(fù)合材料可利用有機(jī)材料緩解無(wú)機(jī)鈍化材料的高堿性對(duì)土壤pH 值、養(yǎng)分等造成的不利影響，無(wú)機(jī)材料易與Cd形成難溶物，緩解有機(jī)材料活化Cd 的風(fēng)險(xiǎn)。趙家印等[74]采用磷礦粉、碳酸鈣、凹凸棒石等無(wú)機(jī)材料與有機(jī)肥配施，來(lái)緩解有機(jī)肥活化土壤中Cd的風(fēng)險(xiǎn)，其中碳酸鈣緩解效應(yīng)最好。ZHOU等[48]的研究發(fā)現(xiàn)5%堆肥、赤泥使土壤中有效態(tài)Cd 含量分別降低13%、40%，而5%堆肥與赤泥配施時(shí)降低50%，即堆肥與赤泥二者配施鈍化材料修復(fù)效果優(yōu)于單一材料修復(fù)效果。方雅瑜等[75]的研究發(fā)現(xiàn)單施有機(jī)肥、赤泥與有機(jī)肥配施使土壤pH 分別提升0.36～0.90、0.88～1.30 個(gè)單位，水稻籽粒Cd 含量降幅分別為23.47%～25.49%、42.11%～47.85%，土壤有效態(tài)Cd 含量分別降低7.15%～34.26%、4.68%～26.25%，即赤泥與有機(jī)肥配施對(duì)Cd鈍化修復(fù)效果優(yōu)于單施有機(jī)肥處理。赤泥本身含有有害元素，有機(jī)材料可增加土壤有機(jī)質(zhì)含量，改善土壤理化性質(zhì)，二者配施可有效減緩大劑量赤泥對(duì)土壤的潛在負(fù)面影響。

1.3.2 無(wú)機(jī)+無(wú)機(jī)類

無(wú)機(jī)與無(wú)機(jī)材料的復(fù)合施用可綜合材料優(yōu)點(diǎn)，協(xié)同增強(qiáng)單一材料對(duì)Cd 的修復(fù)效果。LEE 等[23]的研究發(fā)現(xiàn)赤泥、爐渣單施下土壤中硝酸鈣提取態(tài)Cd 含量分別降低88%～98%、17%～24%，而赤泥與石灰石復(fù)合材料配施下硝酸鈣提取態(tài)Cd 降幅達(dá)97%～98%，復(fù)合鈍化劑有效提高單一材料鈍化效果。鄢德梅等[76]通過(guò)田間試驗(yàn)研究發(fā)現(xiàn)，石灰與海泡石組配施用時(shí)土壤中有效態(tài)Cd 降低43.79%，而鈣鎂磷肥、石灰與海泡石三者組配施用時(shí)土壤有效態(tài)Cd 含量降低46.97%，多種材料復(fù)合施用鈍化修復(fù)效果較優(yōu)，主要是由于鈣鎂磷肥中磷酸根離子與土壤中Cd2+通過(guò)絡(luò)合沉淀等作用生成磷酸鎘沉淀，增強(qiáng)了石灰、海泡石組配對(duì)土壤有效態(tài)Cd的鈍化效果。

1.3.3 有機(jī)+有機(jī)類

有機(jī)+有機(jī)類復(fù)合材料多采用生物炭與其他有機(jī)物料復(fù)配。生物炭作為有機(jī)類鈍化材料對(duì)Cd具有較好的吸附固定作用，采用生物炭與其他有機(jī)類材料配施，可在保證鈍化效果的同時(shí)有效改善土壤。TANG 等[77]研究發(fā)現(xiàn)生物炭、堆肥單施較對(duì)照處理分別降低Cd 有效態(tài)含量65.8%、69.6%，而二者復(fù)合配施降幅達(dá)87.1%，復(fù)合材料明顯增強(qiáng)鈍化效果。郭軍康等[78]研究發(fā)現(xiàn)生物炭和腐植酸單施時(shí)土壤中有效態(tài)含量分別降低28.76%、22.06%，而不同比例生物炭與腐植酸復(fù)配降低土壤中有效態(tài)Cd 含量達(dá)22.06%～47.90%，同時(shí)油菜地上部位Cd 的累積量下降30.76%～90.79%。

1.4 原位鈍化材料成本效益分析

在實(shí)際應(yīng)用中，Cd 污染農(nóng)田土壤原位鈍化修復(fù)材料成本效益存在較大差異，大部分材料本身成本較低，多來(lái)源于天然材料或生產(chǎn)生活廢棄物，但實(shí)際應(yīng)用成本包括運(yùn)輸、用工等附加費(fèi)用，根據(jù)市場(chǎng)調(diào)查，常用土壤鈍化修復(fù)材料如鈣鎂磷肥、生石灰、膨潤(rùn)土（有機(jī)改性）、沸石粉、赤泥、生物炭、農(nóng)作物秸稈等價(jià)格區(qū)間分別約600～850、250～500、240～600、450～600、240～500、400～3 200、500～700 元·t-1，新型納米材料相對(duì)更高，且材料被改性或細(xì)粉化后價(jià)格升高，大部分改性或新型材料僅處于開(kāi)發(fā)研究階段。

2 不同鈍化材料的修復(fù)機(jī)理

2.1 含磷材料

含磷材料對(duì)Cd鈍化機(jī)理主要包括以下4個(gè)方面：

（1）改變土壤理化性質(zhì)：含磷材料溶解時(shí)消耗土壤溶液中H+（式1）或與土壤中可變電荷成分（鐵、鋁氧化物等）反應(yīng)，增加土壤表面負(fù)電荷（式2），促進(jìn)Cd與磷酸鹽形成沉淀絡(luò)合物[79]。

（2）沉淀絡(luò)合：含磷材料中磷酸解離溶解過(guò)程產(chǎn)生的磷酸根離子（式1）與Cd2+發(fā)生共沉淀、表面絡(luò)合作用，易溶性磷酸鹽與Cd2+形成磷酸鎘沉淀[Cd3（PO4）2][79]（式3），難溶性磷酸鹽先溶解后與Cd2+形成環(huán)境穩(wěn)定性更強(qiáng)的磷鎘羥基礦類物質(zhì)（Ca10-xCdx）（PO4）6（OH）2[6]（式4）。

（3）離子交換作用：含磷材料溶解過(guò)程中Cd2+與含磷礦物晶格中陽(yáng)離子發(fā)生同晶置換后被固定（式4），進(jìn)而降低Cd的活性及其遷移性[33]。

（4）直接/誘導(dǎo)吸附作用：Cd2+被含磷材料表面直接吸附固定或H2等陰離子誘導(dǎo)吸附反應(yīng)形成磷酸鹽沉淀[如Cd5（PO4）6X，X=F/Cl/B/OH]（式5）[6，33，80]。

2.2 石灰類物質(zhì)

石灰類鈍化材料主要用于調(diào)節(jié)土壤酸度，通過(guò)提高土壤pH 值影響土壤氧化還原電位等，進(jìn)而影響Cd2+在土壤中的吸附、沉淀、絡(luò)合等生物化學(xué)行為，降低Cd活性，其可能的機(jī)制包括：

（1）提高土壤pH：石灰類物質(zhì)的堿性可中和土壤中的活性酸，一方面H+被消耗，OH-增加，促進(jìn)重金屬離子形成氧化物沉淀；另一方面土壤膠體表面負(fù)電荷增加，增強(qiáng)土壤中的黏土、有機(jī)質(zhì)或鐵鋁氧化物螯合Cd2+的能力，進(jìn)而影響Cd的吸附與解吸[12]。

（2）水解共沉淀反應(yīng)：石灰類材料水解產(chǎn)生OH-、，與Cd2+形成土壤吸附點(diǎn)位親和力強(qiáng)的氫氧化物沉淀、碳酸鹽沉淀、金屬-碳酸鹽共沉淀物或金屬氧化物等溶解度較低的化合物，降低Cd活性[81]。

（3）離子競(jìng)爭(zhēng)交換反應(yīng)：含鈣鈍化材料中Ca2+與Cd2+具有相似的化學(xué)性質(zhì)，Ca2+是Cd2+的主要競(jìng)爭(zhēng)者，在土壤-材料體系可實(shí)現(xiàn)同晶替代，在植物根系上競(jìng)爭(zhēng)鹽基離子吸收點(diǎn)位[81]。

2.3 黏土礦物

黏土礦物降低Cd活性作用機(jī)制在于：

（1）直接/離子交換吸附：一方面黏土礦物具有較大的比表面積，表面或間域的吸附離子與Cd2+發(fā)生晶格擴(kuò)散，對(duì)Cd具有良好的吸附性能；另一方面在礦物晶格內(nèi)、表面羥基結(jié)構(gòu)邊緣通過(guò)斷裂或解離作用與土壤中Cd2+發(fā)生同構(gòu)取代、同晶置換，表面提供負(fù)電荷、不飽和電荷進(jìn)一步吸附固持Cd2+，土壤pH＜6.5 時(shí)為離子交換吸附，pH≥6.5 時(shí)為配位吸附和離子交換雙吸附[82-83]。

2.4 金屬氧化物類

赤泥用于Cd污染土壤修復(fù)時(shí)，其高pH、富含鐵氧化物是固定Cd的主要原因?？赡艿拟g化機(jī)制包括：

（1）靜電吸附作用：金屬氧化物表面羥基發(fā)生離子化或電離化（-M-OH+H+=M-OH2+，M 代表Fe、Mn等）產(chǎn)生可變電荷，有利于與Cd2+實(shí)現(xiàn)靜電吸附，且消耗土壤中H+，提升土壤pH[46，85-88]。

（2）特異性吸附沉淀：赤泥具有較大的比表面積，能提供較多活性吸附位點(diǎn)[87]，有效吸附Cd2+，材料中鐵鋁氧化物與Cd形成Fe—O—Cd等難溶化合物[47，86]。

（3）表面絡(luò)合作用：鐵錳氧化物顆粒表面羥基官能團(tuán)絡(luò)合Cd2+形成較為穩(wěn)定的絡(luò)合物。

（4）氧化還原作用：Cd2+被吸附在金屬氧化物材料表面，發(fā)生氧化還原反應(yīng)改變Cd2+的存在形態(tài)，影響其遷移活性和吸附解吸過(guò)程[86]。

（5）離子交換：材料晶格內(nèi)部孔道中Ca2+、K+、Na+等陽(yáng)離子與Cd2+發(fā)生交換，有效固定Cd，降低其有效性及遷移性[86]。

2.5 農(nóng)作物秸稈

還田農(nóng)作物秸稈在土壤微生物作用下發(fā)生礦化和腐殖質(zhì)化影響土壤pH、有機(jī)質(zhì)等理化性質(zhì)，其鈍化Cd的機(jī)制可能在于：

（1）影響土壤理化性質(zhì)：秸稈中的礦質(zhì)元素釋放，使土壤中溶解性有機(jī)物（DOM）和固相有機(jī)物（如腐殖質(zhì)）等增加，進(jìn)而影響土壤中Cd 的賦存形態(tài)和活性[87-88]。

（2）有機(jī)絡(luò)合、螯合作用：農(nóng)作物秸稈分解產(chǎn)生的大量有機(jī)酸與Cd2+形成有機(jī)絡(luò)合離子，有機(jī)質(zhì)活性官能團(tuán)促進(jìn)Cd 從高活性形態(tài)向惰性形態(tài)轉(zhuǎn)化，形成穩(wěn)定的螯合物[50]。

（3）吸附沉淀：農(nóng)作物秸稈富含纖維素、木質(zhì)素和二氧化硅，可為絡(luò)合Cd2+提供結(jié)合位點(diǎn)[11]，進(jìn)而與有機(jī)物分解后轉(zhuǎn)化的碳酸鹽形成沉淀；其次秸稈還田分解過(guò)程會(huì)消耗土壤中大量氧氣，使得土壤環(huán)境處于還原狀態(tài)，而土壤中Cd2+易與S2-之間形成CdS 沉淀，降低土壤中Cd的有效性。

（4）作物生理響應(yīng)機(jī)制：秸稈還田能通過(guò)影響作物生理情況或營(yíng)養(yǎng)情況提高水稻根系細(xì)胞壁固定和液泡區(qū)隔化作用，從而影響Cd在作物中的遷移、吸收和積累[89]。

秸稈還田下土壤Cd生物有效性的變化機(jī)制仍存在高度復(fù)雜性和不統(tǒng)一性。

2.6 有機(jī)肥

有機(jī)肥對(duì)Cd的固定機(jī)制主要在于：

（1）改變土壤理化性質(zhì)：影響土壤pH、有機(jī)質(zhì)、有效磷等，一方面有機(jī)肥中有機(jī)陰離子與鋁鐵氫氧化物中的OH-發(fā)生配位交換反應(yīng)，使OH-增加，促進(jìn)Cd2+形成氫氧化物沉淀；另一方面土壤中H+濃度降低，活性基團(tuán)對(duì)Cd 競(jìng)爭(zhēng)吸附作用增強(qiáng)，從而降低Cd 有效性，但有機(jī)物料在土壤中的礦質(zhì)化過(guò)程產(chǎn)生的CO2和腐殖化過(guò)程中產(chǎn)生的有機(jī)酸會(huì)導(dǎo)致土壤pH降低[55]。

（2）官能團(tuán)螯合、絡(luò)合作用：有機(jī)肥中有機(jī)質(zhì)、腐植酸含多種官能團(tuán)（羧基、羥基、羰基及氨基等），可與Cd2+進(jìn)行絡(luò)合、螯合，使Cd2+形成不易被作物吸收的絡(luò)合化合物或螯合物，降低Cd2+的有效性[56]，腐植酸與Cd 形成的絡(luò)合物溶解性受腐植酸中胡敏酸、富里酸與Cd 的比例影響，通常胡敏酸與Cd 形成難溶的化合物，而當(dāng)富里酸與重金屬之比大于2 時(shí)有利于形成水溶性絡(luò)合物，小于2時(shí)利于形成難溶性絡(luò)合物[85]。

有機(jī)肥來(lái)源及成分復(fù)雜，農(nóng)田土壤類型多樣，作物對(duì)Cd 的生物耐性等存在差異，因而有機(jī)肥對(duì)作物吸收和積累Cd的調(diào)控機(jī)制復(fù)雜。

2.7 生物質(zhì)炭

生物質(zhì)炭可通過(guò)絡(luò)合、離子交換、沉淀、吸附等作用有效固定Cd2+，降低Cd 的生物有效性[90-93]。主要機(jī)制如下：

（1）靜電吸附作用：取決于生物炭表面化學(xué)鍵組成和Cd2+的擴(kuò)散效應(yīng)，生物炭多孔的碳質(zhì)結(jié)構(gòu)中含氧官能團(tuán)能使生物炭顆粒表面帶凈負(fù)電荷，形成活性吸附位點(diǎn)，促進(jìn)帶電荷生物炭材料對(duì)Cd2+的靜電吸附，限制Cd 遷移率，且生物炭多為堿性，高pH 消耗H+有利于生物炭產(chǎn)生表面負(fù)電荷，促進(jìn)材料對(duì)Cd的吸附，碳化溫度是影響生物炭表面官能團(tuán)靜電作用的主要因素[92-93]。

（2）離子交換：生物炭具有較高陽(yáng)離子交換量（CEC），表面含氧官能團(tuán)、帶電陽(yáng)離子、質(zhì)子與Cd2+進(jìn)行交換反應(yīng)，即吸附Cd2+，并向土壤中釋放Na2+、Ca2+、Mg2+，降低土壤中Cd有效性[94]；

（3）絡(luò)合作用：低礦物含量的生物炭表面芳香官能團(tuán)、羥基、羧基和羰基等與Cd2+進(jìn)行表面絡(luò)合形成配合物，增加土壤對(duì)Cd的特異性吸附作用，降低其活性[95]。

（4）沉淀作用：生物炭中堿性物質(zhì)（碳酸鹽、磷酸鹽等）可與Cd2+形成難溶沉淀物質(zhì)，且生物炭多呈堿性，可中和土壤中酸性物質(zhì)，形成Cd 的氫氧化物沉淀[94-96]。

（5）改變土壤理化性質(zhì)：生物炭提高土壤pH、溶解性有機(jī)碳（DOC）、硫酸鹽及陽(yáng)離子交換量等，通過(guò)影響土壤-Cd 相互作用間接影響Cd 遷移性及生物有效性[97-99]。

生物炭或改性生物炭對(duì)Cd的鈍化修復(fù)并非單一機(jī)制，往往是多種修復(fù)機(jī)制協(xié)同作用，從而增強(qiáng)其對(duì)Cd 的修復(fù)效果，但不同原材料、制備工藝、土壤條件下主導(dǎo)機(jī)制也有所差異。

3 展望

農(nóng)田土壤Cd污染對(duì)經(jīng)濟(jì)發(fā)展、生態(tài)環(huán)境、食品安全、國(guó)民健康等都構(gòu)成極大威脅，原位鈍化技術(shù)是一項(xiàng)修復(fù)效果較好、可操作性強(qiáng)、環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)小、應(yīng)用前景廣闊的解決方案，針對(duì)Cd 污染農(nóng)田土壤的原位鈍化修復(fù)技術(shù)，要實(shí)現(xiàn)高效、持久且低成本的規(guī)模化治理，還需進(jìn)一步探討以下幾個(gè)方面問(wèn)題：

（1）鈍化材料的長(zhǎng)效性及作用機(jī)制研究。鈍化材料未改變土壤Cd 的總量，僅利用鈍化材料對(duì)Cd 的吸附沉淀、絡(luò)合、離子交換、氧化還原等作用改變Cd 賦存形態(tài)，降低其在環(huán)境中的活性、遷移性及生物可利用性，但鈍化后的Cd 在土壤-作物系統(tǒng)中，存在再次活化潛在風(fēng)險(xiǎn)，其修復(fù)效果長(zhǎng)效性有待進(jìn)一步研究。此外，各鈍化材料對(duì)Cd的具體鈍化機(jī)制尚不明確，需進(jìn)行全面系統(tǒng)的研究，擴(kuò)大研究尺度，采用同位素標(biāo)記等技術(shù)深入探討鈍化材料-Cd-土壤-作物之間的相互作用。另外，對(duì)鈍化材料的施用與土壤礦物、酶活性及微生物相互作用的認(rèn)識(shí)仍不深入，進(jìn)一步探究鈍化材料作用機(jī)制，有利于更好地解釋鈍化效果、短期或長(zhǎng)期的穩(wěn)定性及其對(duì)環(huán)境的影響。

（2）鈍化材料的環(huán)境、經(jīng)濟(jì)效益。應(yīng)避免施用含有超量非目標(biāo)重金屬、環(huán)境負(fù)效應(yīng)元素的鈍化劑，以免造成二次污染。應(yīng)對(duì)鈍化修復(fù)效果進(jìn)行長(zhǎng)期監(jiān)測(cè)，用綜合評(píng)估模型、地理信息系統(tǒng)（GIS）等方法或工具，從宏觀上評(píng)估長(zhǎng)期穩(wěn)定的修復(fù)效果、修復(fù)預(yù)警及風(fēng)險(xiǎn)防控。鈍化修復(fù)成本效益存在差異，需綜合性評(píng)估修復(fù)效果、經(jīng)濟(jì)及環(huán)境效益。

（3）新型鈍化材料的研發(fā)及應(yīng)用。為獲取綠色、經(jīng)濟(jì)、高效、持久的鈍化材料，需針對(duì)土壤污染狀況加強(qiáng)新型鈍化材料的研發(fā)及應(yīng)用研究，開(kāi)發(fā)其應(yīng)用潛力，在提高修復(fù)效率的同時(shí)實(shí)現(xiàn)環(huán)境友好的目的。