摘要［目的］為降低土壤重金屬污染風險，保障農(nóng)作物安全生產(chǎn)，開展空心菜大田種植試驗，研究不同種類土壤鈍化劑在水旱2種種植模式下對鎘的鈍化效果。［方法］設置淹水和旱地2個不同種植模式，對比施用石灰、海泡石、改性鉬硅酸鹽、生物炭4種土壤鈍化劑下土壤pH、養(yǎng)分含量、重金屬鎘的有效性和空心菜產(chǎn)量、重金屬鎘富集量等指標的變化。［結(jié)果］旱地種植模式下，各鈍化處理空心菜中鎘含量為0.11～0.13mg/kg，降幅在13.42%～26.67%，降低效果排序為海泡石＞石灰＞生物炭＞改性鉬硅酸鹽；淹水種植模式下，各鈍化處理空心菜中鎘含量為0.08～0.11mg/kg，降幅在4.54%～27.27%，降低效果排序為改性鉬硅酸鹽＞石灰＞生物炭＞海泡石。4種鈍化劑均能有效鈍化土壤中的鎘，降低土壤中有效態(tài)鎘含量5.88%～35.00%，降低空心菜中鎘含量4.54%～27.72%。同一鈍化劑條件下，淹水種植可有效降低空心菜中鎘含量3.91%～33.34%，其中以改性鉬硅酸鹽效果最好，降幅33.34%。同時改性鉬硅酸鹽在水旱2種種植模式下都有增產(chǎn)效果，海泡石、生物炭均會造成減產(chǎn)。［結(jié)論］“淹水種植+改性鉬硅酸鹽”是一種適合蔬菜農(nóng)田重金屬鎘的安全利用技術(shù)體系。

關(guān)鍵詞土壤鈍化劑；鎘；空心菜；旱地種植；淹水種植；鈍化修復

中圖分類號X173"文獻標識碼A

文章編號0517-6611（2024）24-0049-05

doi：10.3969/j.issn.0517-6611.2024.24.012

開放科學（資源服務）標識碼（OSID）：

StudyontheCadmiumAccumulationEffectofPassivationTreatmentonWaterSpinachUnderTwoPlantingModesofWaterandDroughtPlantingModes

YANGBo，XIEYan-hua，LIXia-feietal

（GuidanceCenterofAgriculturalTechnologyandEquipmentinGuangzhouBaiyunDistrict，Guangzhou，Guangdong510405）

Abstract［Objective］Inordertoreducetheriskofheavymetalpollutioninsoilandensurethesafetyofcropproduction，fieldplantingexperimentsofwaterspinachwereconductedtostudythepassivationeffectofdifferenttypesofsoilpassivatorsoncadmiumundertwoplantingmodesofwateranddrought.［Method］Bysettingtwodifferentplantingmodes，suchasfloodedplantinganddryplanting，thechangesofsoilpH，nutrientcontent，availabilityofheavymetalcadmium，yieldofwaterspinachandconcentrationofheavymetalcadmiumwerecomparedundertheapplicationoffoursoilpassivators，suchaslime，sepiolite，modifiedmolybdenumsilicateandbiochar.［Result］Underthedryplanting，thecadmiumcontentofwaterspinachineachtreatmentwas0.11-0.13mg/kg，withadecreaseof13.42%-23.74%，thereductioneffectwasrankedas：sepiolitegt;limegt;biochargt;modifiedmolybdenumsilicate.Underthefloodedplanting，thecadmiumcontentofwaterspinachineachtreatmentwas0.08-0.11mg/kg，withadecreaseof4.54%-18.22%，thereductioneffectwasrankedasmodifiedmolybdenumsilicategt;limegt;biochargt;sepiolite.Fourpassivatorscouldeffectivelypassivatecadmiuminsoil，reducingtheavailablecadmiuminsoilby5.88%to35.00%anddecreasingthecadmiumcontentinwaterspinachby4.54%to27.72%.Underthesamepassivatorsconditions，submergedplantingcouldeffectivelyreducethecadmiumcontentinwaterspinachby3.91%to33.34%，withmodifiedmolybdenumsilicateshowingthebesteffectandareductionof33.34%.Atthesametime，modifiedmolybdenumsilicatehadtheeffectofincreasingyieldunderwateranddroughtplantingmodes，whilesepioliteandbiocharcouldcauseyieldreduction.［Conclusion］“Floodingplanting+modifiedmolybdenumsilicate”isasafeutilizationtechnologysystemforheavymetalcadmiuminvegetablefarmland.

KeywordsSoilpassivator;Cadmium;Waterspinach;Dryplanting;Floodedplanting;Passivationtreatment

當前我國土壤污染現(xiàn)狀不容樂觀，農(nóng)田土壤環(huán)境質(zhì)量堪憂，重金屬污染是主要原因之一^［1］。重金屬容易隨食物鏈進入人體內(nèi)，嚴重危害人體生命安全^［2］。據(jù)統(tǒng)計，我國每年約有1 000萬t的農(nóng)產(chǎn)品存在重金屬超標的風險^［3］。廣東省蔬菜鎘、砷超標率分別為21.2%和17.8%^［4］。由于重金屬在自然界不能降解，難以消除，其在土壤中積累富集到一定程度后，就會對土壤及附著植被造成毒害，從而導致土壤質(zhì)量惡化、農(nóng)產(chǎn)品品質(zhì)和產(chǎn)量降低^［5］，并且會沿著食物鏈呈現(xiàn)逐級放大現(xiàn)象，進一步危害人類生命安全和身體健康^［6］。因此，農(nóng)地土壤重金屬污染安全利用及修復與農(nóng)產(chǎn)品安全問題備受關(guān)注。當前利用化學鈍化修復技術(shù)是治理土壤重金屬超標的主要策略之一，通過在重金屬污染的土壤中添加土壤鈍化劑，使得有效性較高的可交換態(tài)重金屬轉(zhuǎn)變成生物有效性較低的有機結(jié)合態(tài)，從而降低土壤重金屬的生物有效性，且該技術(shù)具有周期短、適用范圍廣、經(jīng)濟低廉的優(yōu)點^［7］。

土壤鈍化劑原位鈍化修復由于其見效快、成本低、對土壤的破壞力度較小，是目前國內(nèi)主流的原位修復技術(shù)^［8］。向土壤中施入鈍化劑，通過沉淀、吸附和絡合等作用降低土壤重金屬的生物有效性和遷移性，減少植物對重金屬的吸收積累^［9-11］。常見的土壤鈍化劑包括石灰、磷礦粉、沸石、石灰石、生物炭等^［12］，而不同的土壤鈍化劑對重金屬修復效果和土壤結(jié)構(gòu)的影響也不同^［13］。如Tang等^［14］研究發(fā)現(xiàn)可以利用土壤改良劑提高植物對鈣、鎂、錳的利用率，降低可食用部分的鎘，提高蔬菜品質(zhì)。張迪等^［15］以蘿卜和小白菜為試驗對象，用海泡石和生物炭處理污染土壤，與對照相比蘿卜可食部位鎘含量下降2.64%～82.61%，鉛含量下降45.37%～94.44%，小白菜可食部位鎘和鉛含量分別下降6.92%～69.23%和37.57%～81.50%。Hamid等^［16］利用海泡石、有機肥和石灰的復合材料處理水稻土壤，提高了土壤pH，水稻根、芽、籽粒中的鎘分別降低了31%、36%和72%。李祥等^［17］研究發(fā)現(xiàn)9種土壤改良劑均能降低水稻各器官鎘含量及水稻根和米中鎘的吸收系數(shù)。Luo等^［18］研究發(fā)現(xiàn)一種改性生物炭對重金屬具有良好的固定化作用，能將酸提物和可還原性組分轉(zhuǎn)化為殘留組分，并且施用生物炭后，土壤的全氮、有機質(zhì)和速效鉀均有所增加。此外，在植物生長重要生育期，加強水分管理，保證田間有水層，通過降低土壤氧化還原電位（Eh），提高土壤pH，降低重金屬的活性^［19］。徐穎菲等^［20］利用水分管理配合生物炭、坡縷石、石灰、沸石等鈍化材料有效降低了水稻籽粒中鎘含量55.53%～56.53%；劉藝蕓等^［21］用水分管理配合海泡石鈍化修復鎘，降低油菜中的鎘含量，但水肥耦合對鈍化效應影響較小。

面對污染土壤的復雜性，需要將單項修復技術(shù)進行合理集成，形成污染耕地過程控制技術(shù)體系^［12］，而水分管理和鈍化技術(shù)的集成研究也集中以水稻為研究對象，對同樣可以淹水種植的水生蔬菜的修復集成技術(shù)鮮有報道。該研究基于空心菜的淹水和旱地2種不同種植模式，選擇傳統(tǒng)土壤鈍化劑（石灰）、黏土礦物鈍化劑（海泡石）、農(nóng)業(yè)農(nóng)村部登記的經(jīng)加工后可量產(chǎn)礦物源土壤調(diào)理劑（改性鉬硅酸鹽）和有機源土壤鈍化劑（生物炭）各一種，通過大田試驗探究集成技術(shù)對土壤有效態(tài)重金屬鎘的積累及其在空心菜中累積的效應，篩選出不同種植模式下針對受重金屬鎘污染的中輕度土壤的治理修復措施，從而形成一套成熟的蔬菜農(nóng)田重金屬鎘的安全利用技術(shù)體系。

1材料與方法

1.1供試材料試驗田位于廣東省廣州市白云區(qū)南崗村某地蔬菜田，當?shù)貙倌蟻啛釒Ъ撅L氣候區(qū)，年平均氣溫21.8℃，是珠三角地區(qū)典型的城郊蔬菜農(nóng)田。該地全年均適合種植空心菜。試驗地0～20cm土壤的理化性質(zhì)為pH6.62、堿解氮128.10mg/kg、有效磷91.97mg/kg、速效鉀181.99mg/kg、有機質(zhì)29.25g/kg、全氮1.72g/kg、土壤總鎘0.44mg/kg，超過國家標準（GB15618—2018）土壤風險篩選值，屬于中輕度重金屬鎘污染土壤。

供試空心菜品種為當?shù)仄贩N，當?shù)爻Ｒ?guī)的種植模式是旱地種植，該試驗移栽種植時間為2019年9月5日。

供試鈍化材料包括石灰、海泡石、改性鉬硅酸鹽、生物炭4種。其中，海泡石pH為8.9，CaO為17.84%，MgO為21.36%，SiO為44.72%。改性鉬硅酸鹽是以白云石、石灰石為原料通過高溫煅燒制得，其基本性質(zhì)為pH12.4、CaO≥20%、MgO≥12%、SiO≥12%。生物炭是選用農(nóng)林秸稈作為原料，經(jīng)硫酸亞鐵改性過后將具有還原性的零價鐵元素與生物炭表面基團進行螯合，從而制備出負載零價鐵的鐵基生物炭土壤鈍化劑，其基本性質(zhì)為pH10.2、固定碳≥50%、Fe含量≥2%、比表面積≥80m2/g。

1.2試驗設計

試驗設計旱地種植（D）和淹水種植（F）2種種植模式，每種種植模式共0.08hm2，分為24個小區(qū)，每個小區(qū)面積為30m2，小區(qū)共設5個處理，每個處理重復3次，并將不同處理的小區(qū)隨機區(qū)組排列。試驗處理設置如表1所示。鈍化劑于空心菜移栽前5～7d內(nèi)撒施，并人工翻耕充分與土壤混勻?？招牟说姆N植按照當?shù)剞r(nóng)戶習慣進行。

1.3樣品測定方法

1.3.1農(nóng)產(chǎn)品及土壤取樣方法。在空心菜成熟期，采用五點取樣法，每個小區(qū)處理采集2m2的蔬菜（地上部分），稱重按照面積估算空心菜單產(chǎn)。同時采用五點取樣法在各試驗小區(qū)采集耕作層（0～20cm）的土壤樣品，自然風干后，除去生物殘體和砂石，然后全部過2mm的塑料土壤篩，取等量混合成一個土樣，然后用四分法取500g左右磨細過1mm，再在其中取部分磨細過0.149mm塑料土壤篩，備用。

1.3.2土壤理化性質(zhì)的測定。土壤pH參照NY/T1121.2—2006《土壤檢測第二部分：土壤pH的測定》，采用電位法測定（土液質(zhì)量比為1∶2.5）；土壤全氮含量采用NY/T53—1987《土壤全氮測定法（半微量開氏法）》測定；堿解氮含量采用堿解擴散法測定；有效磷含量采用碳酸氫鈉提取-鉬酸銨光度計法測定；速效鉀含量采用乙酸銨浸取-火焰分光光度法測定；有機質(zhì)含量參照NY/T1121.6—2006《土壤檢測第六部分：土壤有機質(zhì)的測定》，采用重鉻酸鉀氧化法測定。土壤有效態(tài)鎘含量參照GB/T17141—1997《土壤質(zhì)量鉛、鎘的測定石墨爐原子吸收分光光度法》，采用二乙烯三胺五乙酸浸提－電感耦合等離子體發(fā)射光譜法測定。土壤全鎘含量參考HJ832—2017《土壤和沉積物金屬元素總量的消解微波消解法》，采用HNO3-HCl-HF微波消解-原子吸收法測定。

1.3.3植物樣品的測定。每個小區(qū)隨機采集空心菜地上可食用部分，用去離子水洗凈，經(jīng)105℃殺青30min，65℃烘干至恒重，粉碎過土壤篩。植株全鎘參考HJ832—2017《土壤和沉積物金屬元素總量的消解微波消解法》，采用HNO3-HCl-HF微波消解-原子吸收法測定。

1.3.4空心菜測產(chǎn)方法。每個小區(qū)處理采集2m2的空心菜（地上部分），稱重按照面積估算蔬菜產(chǎn)量。

1.4數(shù)據(jù)分析與處理試驗數(shù)據(jù)采用MicrosoftExcel2013軟件整理，采用IBMSPSS20.0軟件進行單因素方差分析。

2結(jié)果與分析

2.1不同鈍化劑處理對空心菜中鎘含量的影響從2種種植模式下不同鈍化劑處理對空心菜中鎘含量的影響（圖1）可以看出，空白對照組的空心菜中鎘含量分別為0.15mg/kg（旱地）和0.11mg/kg（淹水），所有施用土壤鈍化劑的處理均降低了空心菜中鎘含量，降幅為4.54%～27.72%。旱地種植（D）模式下，各鈍化處理空心菜中鎘含量為0.11～0.13mg/kg，降幅在13.42%～26.67%，降低效果排序為海泡石（SE）＞石灰（L）＞生物炭（B）＞改性鉬硅酸鹽（SC）；淹水種植（F）模式下，各鈍化處理空心菜中鎘含量為0.08～0.11mg/kg，降幅在4.54%～27.27%，降低效果排序為改性鉬硅酸鹽（SC）＞石灰（L）＞生物炭（B）＞海泡石（SE）。

同一鈍化劑條件下，淹水種植可有效降低空心菜中鎘含量3.91%～33.34%，其中以改性鉬硅酸鹽效果最好，降幅33.34%。綜合來說，淹水種植+改性鉬硅酸鹽處理（F-SC）效果最好，空心菜中鎘含量為0.08mg/kg，相比淹水常規(guī)對照（F-CK）下降了27.27%，達到顯著水平（Plt;0.05）。

2.2不同鈍化劑處理對土壤pH的影響從2種種植模式下不同鈍化劑處理對土壤pH的影響（圖2）可以看出，對照組土壤pH分別為7.08（旱地）和7.10（淹水）。施加鈍化劑處理后，各處理土壤pH均有所提升。旱地種植（D）模式下，處理后pH為7.30～7.60，pH提升率排序為生物炭（B）＞石灰（L）＞改性鉬硅酸鹽（SC）＞海泡石（SE）；其中，添加石灰、生物炭能顯著提升土壤pH（P＜0.05），pH分別提高了0.35和0.52。淹水種植（F）模式下，處理后pH為7.30～7.50，pH提升率排序為生物炭（B）＞改性鉬硅酸鹽（SC）＞石灰（L）＞海泡石（SE）；施用生物炭能顯著提升土壤pH（P＜0.05），pH提高了0.40。

2.3不同鈍化劑處理對土壤鎘含量的影響從2種種植模式下不同鈍化劑處理對土壤總鎘含量的影響（圖3）可以看出，對照組土壤總鎘含量分別為0.36mg/kg（旱地）和0.39mg/kg（淹水），所有施用土壤鈍化劑的處理土壤總鎘含量為0.26～0.40mg/kg，變化未達到顯著性水平（Plt;0.05）。因此4種土壤鈍化劑的施入沒有引入外源鎘污染。

從2種種植模式下不同鈍化劑處理對土壤有效態(tài)鎘含量的影響（圖4）可以看出，對照組土壤有效態(tài)鎘含量分別為0.20mg/kg（旱地）和0.17mg/kg（淹水），所有施用土壤鈍化劑的處理均降低了土壤有效態(tài)鎘含量。旱地種植（D）模式下，處理后土壤有效態(tài)鎘含量為0.13～0.16mg/kg；其中石灰處理（D-L）下土壤有效態(tài)鎘含量相比對照下降了35.00%，效果最好，達到了顯著水平（Plt;0.05）。淹水種植（F）模式下，處理后土壤有效態(tài)鎘含量為0.12～0.16mg/kg；其中生物炭處理（F-B）降低土壤有效鎘含量29.41%，效果達到顯著水平（Plt;0.05）。

對比發(fā)現(xiàn)，石灰、海泡石、改性鉬硅酸鹽、生物炭均能有效鈍化土壤中的鎘，降低土壤中有效態(tài)鎘含量5.88%～35.00%；同時在旱地種植模式下，土壤活性鎘占總鎘含量的55.40%，植物富集系數(shù)為40.55%；淹水種植模式下，土壤活性鎘占總鎘含量的43.59%，植物富集系數(shù)為28.72%。

2.4不同鈍化劑處理對空心菜產(chǎn)量的影響從2種種植模式下不同鈍化劑處理對空心菜產(chǎn)量的影響（圖5）可以看出，淹水種植空心菜產(chǎn)量高于旱地種植，但各鈍化處理對空心菜產(chǎn)量的影響均未達到顯著水平（Plt;0.05）。旱地種植（D）模式下，施用石灰（L）、海泡石（SE）、生物炭（B）均有減產(chǎn)作用，降幅分別為15.68%、4.66%、13.14%，石灰的減產(chǎn)風險最高，施用改性鉬硅酸鹽（SC）可增產(chǎn)3.81%。在淹水種植（F）模式下，施用海泡石（SE）和生物炭（B）有減產(chǎn)作用，降幅均為4.15%；施用改性鉬硅酸鹽（SC）和石灰（L）有增產(chǎn)效果，增幅分別為6.23%和4.84%。

2.5不同鈍化劑處理對土壤養(yǎng)分的影響從土壤鈍化劑對土壤養(yǎng)分指標的影響（圖6）可以看出，旱地種植（D）模式下，施加石灰（L）后土壤的各項養(yǎng)分指標均有所下降；施用海泡石（SE）后，土壤的各項養(yǎng)分指標均有所提升；施用改性鉬硅酸鹽（SC），使土壤有效磷和速效鉀含量有所提升，但有機質(zhì)含量和堿解氮含量有所下降；施用生物炭（B），使土壤有機質(zhì)、有效磷和速效鉀含量有所提升，但堿解氮含量略有下降。淹水種植（F）模式下，施加石灰（L）后，土壤堿解氮含量有所提升，但有機質(zhì)、有效磷、速效鉀含量有所降低；施用海泡石（SE）后，土壤有機質(zhì)、堿解氮含量有所提升，但有效磷、速效鉀含量均有所降低；施用改性鉬硅酸鹽（SC）后，土壤速效鉀含量有所提升，但有機質(zhì)、堿解氮、有效磷含量均有所下降；施用生物炭（B）后，土壤有機質(zhì)、速效鉀含量有所降低，但堿解氮、有效磷含量有所提升。

3討論

3.1種植模式對土壤鎘有效性及植物富集的影響該研究采用淹水和旱作2種不同模式種植空心菜，對比施用石灰、海泡石、改性鉬硅酸鹽、生物炭4種土壤鈍化劑下土壤pH、養(yǎng)分含量、重金屬鎘的有效性和空心菜產(chǎn)量、重金屬鎘富集量等指標的變化，結(jié)果表明，旱地和淹水模式下，土壤中總鎘含量分別為0.36和0.39mg/kg，有效態(tài)含量分別為0.20和0.17mg/kg，空心菜中鎘含量分別為0.15和0.11mg/kg。旱地種植模式下空心菜重金屬鎘的富集系數(shù)（40.55%）高于淹水種植模式（28.72%），這主要是因為淹水種植模式能夠一定程度上降低土壤氧化還原電位，明顯影響土壤pH，降低重金屬鎘活性，減少植物對鎘的吸收，因此在鎘污染農(nóng)田對于空心菜等可水田種植的蔬菜建議淹水種植。

3.2 不同類型鈍化劑對土壤pH的影響及重金屬鎘鈍化效果 土壤pH對農(nóng)作物正常生長、土壤微生物活性有重要影響^［22］，同時也是土壤重金屬最重要的影響因素之一^［23］。該研究中施用不同類型鈍化劑均能明顯提高土壤pH。該試驗選用的改性鉬硅酸鹽、海泡石、石灰和生物炭均為堿性物質(zhì)^［24］，施入土壤后能產(chǎn)生大量OH-，從而有效提高土壤pH。由于土壤pH對土壤重金屬的形態(tài)分布、遷移和轉(zhuǎn)化影響很重要^［25-26］，土壤pH升高后，土壤中的OH-與有效態(tài)重金屬鎘形成氫氧化物沉淀，進一步降低了土壤重金屬鎘的有效性。

海泡石和改性鉬硅酸鹽均為硅質(zhì)礦物材料，該類材料具有較大的比表面積且提供了大量的可交換性Ca²⁺和Mg²⁺，可以與土壤中的Cd²⁺發(fā)生交換吸附從而使得鎘離子被固定在材料表面，并通過離子交換釋放出的Ca²⁺和Mg²⁺會與Cd²⁺競爭作物根系的吸收通道，從而減少作物對鎘的吸收。同時，不同類型鈍化劑對產(chǎn)量影響試驗結(jié)果表明，旱地種植與淹水種植中施用改性鉬硅酸鹽表現(xiàn)出增產(chǎn)效果，證實了改性鉬硅酸鹽不僅能夠有效降低土壤中鎘活性，抑制農(nóng)作物對鎘吸收，并具有一定增產(chǎn)效果。

生物炭表面光滑，碳層結(jié)構(gòu)致密，有很多空隙，可以吸附土壤中的鎘離子^［27］。生物炭可通過提高土壤pH，吸附作用固定土壤中的鎘，從而降低植物對鎘的吸收。

3.3不同類型土壤鈍化劑對土壤養(yǎng)分指標的影響傳統(tǒng)土壤鈍化劑（石灰）在空心菜種植中對土壤養(yǎng)分指標負面影響較大，尤其在旱地種植模式下，施加石灰后土壤的各項養(yǎng)分指標均有所下降，可能是由于pH為中性的土壤中，石灰的施入破壞了土壤的物理結(jié)構(gòu)，導致土壤板結(jié)，阻礙了養(yǎng)分循環(huán)和有機質(zhì)的保存。黏土礦物鈍化劑（海泡石）的施入可促進土壤團粒結(jié)構(gòu)的形成，有利于作物生長和土壤的養(yǎng)分利用，但淹水環(huán)境會導致土壤活性磷鉀的流失進入水相中，致使土壤中有效磷和速效鉀的下降。改性鉬硅酸鹽的施入，在調(diào)高土壤pH、降低鎘活性的同時，也影響了土壤有機質(zhì)的累積和鈍化了土壤中氮素，改性鉬硅酸鹽促使了土壤中磷和鉀的釋放，但在淹水環(huán)境也會導致土壤磷鉀的流失，有面源污染的風險。施用生物炭，有利于土壤有機質(zhì)的保存和土壤磷鉀的釋放，但固定了土壤中的氮，有利于氮的緩釋，同樣淹水環(huán)境會導致鉀元素的流失。

4結(jié)論

該研究采用淹水和旱作2種不同模式種植空心菜，對比施用石灰、海泡石、改性鉬硅酸鹽、生物炭4種土壤鈍化劑下土壤pH、養(yǎng)分含量、重金屬鎘的有效性和空心菜產(chǎn)量、重金屬鎘富集量等指標的變化，篩選出適合蔬菜農(nóng)田重金屬鎘的安全利用技術(shù)體系。具體結(jié)論如下：

（1）旱地種植模式下，各鈍化處理空心菜中鎘含量為0.11～0.13mg/kg，降幅在13.42%～26.67%，降低效果排序為海泡石＞石灰＞生物炭＞改性鉬硅酸鹽。淹水種植模式下，各鈍化處理空心菜中鎘含量為0.08～0.11mg/kg，降幅在4.54%～27.27%，降低效果排序為改性鉬硅酸鹽＞石灰＞生物炭＞海泡石。

（2）施加鈍化劑處理后，各處理土壤pH均有所提升。旱地種植模式下，pH提升率排序為生物炭＞石灰＞改性鉬硅酸鹽＞海泡石；淹水種植模式下，pH提升率排序為生物炭＞改性鉬硅酸鹽＞石灰＞海泡石。

（3）石灰、海泡石、改性鉬硅酸鹽、生物炭這4種鈍化劑均能有效鈍化土壤中的鎘，降低土壤中有效態(tài)鎘含量5.88%～35.00%，降低空心菜中鎘含量4.54%～27.72%。同一鈍化劑條件下，淹水種植可有效降低空心菜中鎘含量3.91%～33.34%，其中以改性鉬硅酸鹽效果最好，降幅33.34%。

（4）淹水種植空心菜產(chǎn)量高于旱地種植，且改性鉬硅酸鹽在水旱2種種植模式下都有增產(chǎn)效果，海泡石、生物炭均會造成減產(chǎn)。因此，“淹水種植+改性鉬硅酸鹽”是一種適合蔬菜農(nóng)田重金屬鎘的安全利用技術(shù)體系。

參考文獻

［1］

XIAOR，WANGS，LIRH，etal.SoilheavymetalcontaminationandhealthrisksassociatedwithartisanalgoldmininginTongguan，Shaanxi，China［J］.Ecotoxicologyandenvironmentalsafety，2017，141：17-24.

［2］LIYS，TANGH，HUYX，etal.EnrofloxacinatenvironmentallyrelevantconcentrationsenhancesuptakeandtoxicityofcadmiumintheearthwormEiseniafetidainfarmsoils［J］.Journalofhazardousmaterials，2016，308：312-320.

［3］張茜.磷酸鹽和石灰對污染土壤中銅鋅的固定作用及其影響因素［D］.北京：中國農(nóng)業(yè)科學院，2007：70.

［4］周莉，鄭向群，丁永禎，等.農(nóng)田鎘砷污染防控與作物安全種植技術(shù)探討［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報，2017，36（4）：613-619.

［5］熊凡，胡丹心，肖竑，等.廣州市流溪河流域農(nóng)產(chǎn)品重金屬污染特征與評價［J］.廣東農(nóng)業(yè)科學，2022，49（5）：85-94.

［6］張福祎，姚焱，張平，等.常見植物對重金屬鉈吸收特征研究［J］.廣東農(nóng)業(yè)科學，2018，45（4）：100-105.

［7］SUMANRAJDS，APARNAC，REKHAP，etal.Stabilizationandsolidificationtechnologiesfortheremediationofcontaminatedsoilsandsediments：Anoverview［J］.Landcontaminationamp;reclamation，2005，13（1）：23-48.

［8］KUMPIENEJ，LAGERKVISTA，MAURICEC.StabilizationofAs，Cr，Cu，PbandZninsoilusingamendments：Areview［J］.Wastemanagement，2008，28（1）：215-225.

［9］王立群，羅磊，馬義兵，等.不同鈍化劑和培養(yǎng)時間對Cd污染土壤中可交換態(tài)Cd的影響［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報，2009，28（6）：1098-1105.

［10］BASHIRS，RIZWANMS，SALAMA，etal.Cadmiumimmobilizationpotentialofricestraw-derivedbiochar，zeoliteandrockphosphate：Extractiontechniquesandadsorptionmechanism［J］.Bulletinofenvironmentalcontaminationandtoxicology，2018，100（5）：727-732.

［11］ZHANGGY，LINYQ，WANGMK.Remediationofcopperpollutedredsoilswithclaymaterials［J］.Journalofenvironmentalsciences，2011，23（3）：461-467.

［12］王進進，楊行健，胡崢，等.基于風險等級的重金屬污染耕地土壤修復技術(shù)集成體系研究［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報，2019，38（2）：249-256.

［13］姜潔如，林親鐵，張曉峰，等.天然礦物復配腐植酸對農(nóng)田鎘的鈍化機理研究［J］.土壤，2019，51（2）：338-345.

［14］TANGL，HAMIDY，ZEHRAA，etal.Endophyticinoculationcoupledwithsoilamendmentandfoliarinhibitorensurephytoremediationandargo-productionincadmiumcontaminatedsoilunderoilseedrape-ricerotationsystem［J］.Scienceofthetotalenvironment，2020，748：1-13.

［15］張迪，李婷，方炫，等.鈍化劑對土壤鎘鉛有效性和微生物群落多樣性影響［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報，2019，38（12）：2729-2737.

［16］HAMIDY，TANGL，HUSSAINB，etal.AdsorptionofCdandPbincontaminatedgleysolbycompositetreatmentofsepiolite，organicmanureandlimeinfieldandbatchexperiments［J］.Ecotoxicologyandenvironmentalsafety，2020，196：1-9.

［17］李祥，張昊，陳楠，等.不同土壤改良劑對鎘污染稻田安全生產(chǎn)的影響［J］.安徽農(nóng)業(yè)科學，2020，48（5）：71-74.

［18］LUOMK，LINH，HEYH，etal.Theinfluenceofcorncob-basedbiocharonremediationofarsenicandcadmiuminyellowsoilandcinnamonsoil［J］.Scienceofthetotalenvironment，2020，717：1-8.

［19］王丙爍，黃亦玟，李娟，等.不同改良劑和水分管理對水稻吸收積累砷的影響［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報，2019，38（8）：1835-1843.

［20］徐穎菲，謝國雄，章明奎.改良劑配合水分管理減少水稻吸收土壤中鎘的研究［J］.水土保持學報，2019，33（6）：356-360.

［21］劉藝蕓，徐應明，黃青青，等.水肥耦合對海泡石鈍化修復鎘污染土壤效率的影響［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報，2019，38（9）：2086-2094.

［22］李陽，尹英杰，朱司航，等.不同混施鈍化劑對水稻吸收累積Cd的影響［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報，2020，39（2）：247-255.

［23］TANGXJ，LIX，LIUXM，etal.EffectsofinorganicandorganicamendmentsontheuptakeofleadandtraceelementsbyBrassicachinensisgrowninanacidicredsoil［J］.Chemosphere，2015，119：177-183.

［24］陳遠其，張煜，陳國梁.石灰對土壤重金屬污染修復研究進展［J］.生態(tài)環(huán)境學報，2016，25（8）：1419-1424.

［25］ZHUD，SCHWABAP，BANKSMK.Heavymetalleachingfromminetailingsasaffectedbyplants［J］.Journalofenvironmentalquality，1999，28（6）：1727-1732.

［26］章明奎，夏建強.土壤重金屬形態(tài)對徑流中重金屬流失的影響［J］.水土保持學報，2004，18（4）：1-3，88.

［27］陳蓉.生物質(zhì)炭和土壤調(diào)理劑對Cd污染土壤修復效應及機理研究［D］.重慶：西南大學，2016：86.