2021, Vol. 40
2. 天津农学院工程技术学院, 天津 300384
2. School of Engineering and Technique, Tianjin Agricultural University, Tianjin 300384, China
目前我国开展的农田土壤重金属污染修复以南方酸性稻田为主，研发了多种修复治理模式[1]，筛选出一些效果显著的钝化剂[2]，如石灰类、磷酸盐类、黏土类、金属氧化物类等[3-4]，可以不同程度降低土壤中有效态重金属含量及水稻籽粒重金属含量。我国北方农田多为富含硅钙而缺少铝铁的石灰性土壤，pH以碱性为主，显著区别于富含铁铝而少硅钙的南方酸性土壤。虽然重金属在碱性土壤中的有效态与潜在危害低于酸性土壤，但仍有一些生长于镉污染碱性土壤上的农作物可食部位镉含量超标，影响农产品质量安全[5-6]，进而对人民群众身体健康和社会和谐稳定产生威胁。有调查显示我国北方地区如甘肃中部、新疆和江苏北部、河南与湖北交界处等区域出现镉含量高值，可能存在明显的镉污染源[7]。受农业生产结构和气候因素影响，北方耕地以旱田为主，土壤大部分时间呈氧化状态，很难通过提高土壤pH、持续淹水等方法降低土壤重金属有效态含量。在中碱性土壤上进一步施用高pH值的土壤调理剂或钝化剂，存在土壤板结、肥力降低等风险。目前针对镉污染碱性土壤适用的钝化剂较少，如褐煤改性材料[8]、磷酸盐配合石灰或膨润土[9]、赤泥复配油菜秸秆[10]等材料展现出良好的修复效果和应用潜力。但目前钝化剂的施用剂量普遍为1%~5%，其性能有待进一步提升，对于大面积中轻度受污染农田的安全利用，该剂量在实际应用过程中仍然偏高，推广应用难度大，因此需要研发对碱性土壤具有普遍适用性且更高效的钝化材料。
目前巯基改性材料作为新型钝化剂越来越受到关注，如巯基改性生物炭[11]、巯基改性蒙脱土[12]、巯基接枝氧化硅[13]、巯基改性黏土[14]等。根据软硬酸碱理论，在无机性材料表面通过化学修饰引入巯基官能团，可以提高材料对重金属离子的选择性和络合能力。巯基化黏土在南方酸性稻田应用时，可以在较低应用剂量且不提高土壤pH情况下显著降低水稻籽粒镉含量，有别于石灰等传统pH调节类钝化剂[15]。该类材料在碱性土壤上是否仍然具有良好的钝化效应，尚不明确。
本研究在已有南方酸性水稻土镉污染高效钝化修复材料筛选基础上，选择华北某镉污染碱性土壤，以叶菜类蔬菜为模式植物，以巯基化坡缕石（Thiolated palygorskite，简称TP）作为钝化剂开展盆栽试验，并辅以土壤培养试验，研究巯基化坡缕石对碱性土壤镉污染的快速钝化修复效应及应用潜力，以期为碱性农田土壤镉污染钝化修复提供理论依据和参考。
1 材料与方法 1.1 试验材料供试土壤采集自河南省新乡市某小麦田表层20 cm，土壤类型为褐土，因污水灌溉等历史原因造成土壤镉含量超标。采集的土壤经充分混匀，自然条件下晾干后，过2 mm筛备用。其土壤基本理化性质为：pH 8.18，总镉含量4.20 mg·kg-1，有效态镉含量2.22 mg·kg-1，全氮1.25 g·kg-1，有效磷14.53 mg·kg-1，速效钾168.42 mg·kg-1，有机质20.42 g·kg-1。
供试作物选择常见的叶用蔬菜。青菜（Brassica chinensis L.），十字花科芸薹属，品种为上海青；生菜（Lactuca sativa L. var. ramosa Hort.），菊科莴苣属，品种为大速生菜。种子购于天津市农业科学院。
供试钝化剂巯基化坡缕石为本实验室采用高速剪切溶胶-凝胶法自主制备[16]。以产地为江苏盱眙的天然坡缕石和3-巯丙基三甲氧基硅烷为原料，经过剪切接枝-挤压脱水-干燥粉碎等步骤制备巯基化坡缕石，其中巯基以共价键形式连接到坡缕石表面。天然坡缕石经X射线衍射分析确定其主要矿物成分为坡缕石（Palygorskite，JCPDS No. 31-0783）。巯基化坡缕石的结构、形貌等理化性质表征详见本课题组已发文章[16]。
1.2 盆栽试验叶菜盆栽试验在智能温室中开展，分为青菜组和生菜组，各设置4个处理：（1）CK，不添加任何钝化剂的对照；（2）TP-1，巯基化坡缕石应用剂量0.1%（钝化剂占土壤总质量的比例，下同）；（3）TP-2，巯基化坡缕石应用剂量0.2%；（4）TP-3，巯基化坡缕石应用剂量0.3%。每个处理设置3个重复，2种叶菜共计24盆。供试土壤10 kg、钝化剂巯基化坡缕石与底肥充分搅拌，混合均匀后装盆（底部直径30 cm、顶部直径38 cm、高15 cm），浇入适量去离子水，每盆播撒约30粒种子。在作物的整个生长期间，喷洒蒸馏水使土壤含水量为田间持水量的70%~75%，直至成熟收获。试验盆栽采用随机区组排列，每周调换位置以保证生长环境一致。
1.3 植物和土壤样品取样及分析本试验从钝化剂添加及叶菜播种开始计时，每10 d采样一次，共采样4次。每次采样时选取长势相近的植株连根拔起，收集植株根系周围土壤，风干后研磨过筛，储存备用。整株叶菜收获后，洗净擦干，分为地上部及根系，并称质量，记录鲜质量。第一次采样处于苗期，不区分地上部与根系。植株鲜样杀青后烘干，磨碎备用。
植物样品中镉含量由植株干样消解定容后用电感耦合等离子体质谱仪测定，地上部和根系镉含量分别标记为Cdshoot和Cdroot。消解与测试过程中选取菠菜标准样品（SRM 1570a）和空白样品进行质量控制，回收率为80%~120%。
土壤pH测定采用电位法，土壤样品与去离子水按照质量体积比1∶2.5浸提后，用pH计测定。土壤有效态镉含量采用二乙烯三胺五乙酸（DTPA）浸提法，采用DTPA溶液（0.005 mol·L-1 DTPA+0.01 mol·L-1 CaCl2+0.1 mol·L-1 TEA，pH 7.3）提取[17]，其结果标记为CdDTPA，并通过其浓度变化计算钝化率（Immobilization efficiency，IE）
植物对镉的生物累积系数（Biological accumulation coefficient，BAC）和转移系数（Translocation factor，TF）按照以下公式计算：
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式中：Cdshoot和Cdroot分别是以鲜质量计算的植物地上部和根系镉含量；CdDTPA是以DTPA浸提方法测定的土壤有效态镉含量。
土壤重金属的分级提取形态采用顺序提取法[18]，提取过程中每份土壤样品需0.5 g，在每次提取后利用高速离心机4 300 r·min-1离心10 min，移取上清液，再用5 mL去离子水清洗提取残留样两次，每次清洗后再用高速离心机4 300 r·min-1离心10 min，所有上清液全部混合后定容，然后再进行下一步的提取。共分为8个形态：（1）可交换态（F1），加入5 mL 1 mol·L-1 Mg（NO3）2（pH 7）后25 ℃振荡4 h；（2）碳酸盐结合态（F2），加入12.5 mL 1 mol·L-1 CH3COONa（pH 5）后25 ℃振荡300 min；（3）金属-有机质络合态（F3），加入15 mL 0.1 mol·L-1 Na2P2O4（PH 10）后25 ℃振荡600 min；（4）易还原金属氧化物结合态（F4），加入10 mL 0.1 mol·L-1 NH2OH+0.01 mol·L-1 HNO3混合溶液后25 ℃振荡30 min；（5）有机结合态（F5），加入2.5 mL 30% H2O2（pH 2）和1.5 mL 0.02 mol·L-1 HNO3后85 ℃振荡120 min，再重复添加上述溶液并振荡1次，冷却后再加入5 mL 2.0 mol·L-1 NH4NO3+20% HNO3，25 ℃振荡30 min；（6）无定型铁结合态（F6），加入5 mL 0.2 mol·L-1（NH4）2C2O4+0.2 mol·L-1 H2C2O4（pH 3）后置于暗处25 ℃振荡240 min；（7）晶体铁结合态（F7），加入12.5 mL 0.2 mol·L-1（NH4）2C2O4 + 0.2 mol·L-1 H2C2O4（pH 3）+0.1 mol·L-1 Vitamin-C混合溶液后95 ℃振荡30 min；（8）残渣态（F8），HF-HClO4电热消解测定。
1.4 快速钝化土壤培养试验根据盆栽试验的结果，开展快速钝化土壤培养试验，与盆栽试验设置相同的处理：（1）CK，不添加任何钝化剂的对照；（2）TP-1，巯基化坡缕石应用剂量0.1%；（3）TP-2，巯基化坡缕石应用剂量0.2%；（4）TP-3，巯基化坡缕石应用剂量0.3%。每个处理设置3次重复。供试土壤500 g和钝化剂巯基化坡缕石充分搅拌，混合均匀后装入试验塑料盆中，喷洒蒸馏水使土壤含水量为田间持水量的70%~75%，并开始计时，24 h后记为第1 d，采集土壤样品迅速完成前处理及CdDTPA测定，并依次在第3、5、7 d和第10 d采集土壤样品测定CdDTPA，与各自对照比较并计算钝化率（Immobilization Efficiency，IE），完成钝化率随时间变化的动态曲线并采用动力学方程进行拟合。
一级动力学方程：
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二级动力学方程：
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式中：IEt、IEm1、IEm2分别为某一时间的钝化率（%）、一级和二级动力学拟合的最大钝化率；k1、k2分别为一级和二级动力学速率常数；t为时间，d。
1.5 数据处理应用DPS数据处理系统（V17.0高级版）完成相关数据的统计分析，Duncan多重比较检验不同处理间差异程度。采用OriginPro（2020b，OriginLab）完成图形绘制和相关性分析。
2 结果与分析 2.1 植物地上部和根系镉含量如图 1A所示，青菜CK组第一次采样幼苗期地上部镉含量为1.67 mg·kg-1，成熟收获时地上部镉含量为1.47 mg·kg-1，虽然不同时期采样测定的数据略有波动，但都远高于《食品安全国家标准食品中污染物限量》（GB 2762—2017）和联合国粮农组织食品法典委员会《食品和饲料中污染物和毒素通用标准》（Codex Stan 193—1995）的限量值0.20 mg·kg-1。添加巯基化坡缕石后青菜地上部镉含量显著降低，即使幼苗期第一次取样，TP-1、TP-2和TP-3处理组镉含量分布降低至0.31、0.18 mg·kg-1和0.14 mg·kg-1，青菜生育期内4次采样的地上部镉含量较为稳定，最低含量为0.08 mg·kg-1，满足国家标准限量值要求。TP-1、TP-2和TP-3组中青菜地上部镉含量与CK相比分别降低81.44%~87.07%、89.12%~92.62%、91.15%~ 93.44%，而且呈现出随巯基化坡缕石剂量升高，地上部镉含量降幅增加的趋势。青菜根系镉含量在巯基化坡缕石施用后降低68.47%~85.63%（图 1B）。
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不同小写字母表示不同处理间差异显著（P < 0.05）。下同 The different letters indicate significant differences at the 0.05 level. The same below 图 1 青菜和生菜地上部和根系镉含量 Figure 1 Cd concentration in the shoots and roots of pakchoi and lettuce |
CK组生菜地上部镉含量（图 1C）在1.75~2.31 mg·kg-1范围内，也远高于GB 2762—2017的限量值。施用巯基化坡缕石后，地上部镉含量降低65.11%~ 92.18%，根系镉含量降低57.77%~91.92%，收获期地上部镉含量均低于0.2 mg·kg-1，满足国家标准限量值要求。
2.2 土壤中有效态镉的含量供试土壤总镉含量为4.20 mg·kg-1，超过国家标准《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB 15618—2018）中pH>7.5时农田土壤污染风险筛选值4.0 mg·kg-1，该区域农田应该划分为严格管控类。如图 2所示，青菜和生菜CK组土壤CdDTPA在1.75~2.04 mg·kg-1范围内波动，整体呈稳定状态，占土壤总镉含量的41.67%~48.57%。添加巯基化坡缕石后土壤CdDTPA急剧下降，以青菜组第10 d幼苗期取样为例，TP-1、TP-2和TP-3组土壤CdDTPA分别降低68.57%、80.01% 和84.10%，收获期土壤CdDTPA与CK相比分别降低69.11%、74.02% 和77.94%，图 2B所示生菜组土壤CdDTPA变化情况与青菜组接近，收获期土壤CdDTPA的钝化率分别为70.83%、74.48%和82.29%。
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图 2 盆栽试验中土壤DTPA浸提有效态镉含量 Figure 2 DTPA extractable Cd concentration in the soil in pot experiment |
快速钝化土壤培养试验中CK组土壤CdDTPA相对稳定（图 3A），但巯基化坡缕石使土壤CdDTPA呈快速衰减趋势，符合一阶衰减指数方程特征，5 d左右即趋于平衡。TP-1、TP-2和TP-3组在第1 d采样测定的钝化率分别为38.87%、50.34% 和56.07%。采用一级和二级动力学方程拟合钝化率随时间的动态变化过程，拟合曲线见图 3B，相应的动力学参数列于表 1。通过决定系数可以判断，二级动力学方程可以更好地拟合钝化率的动态变化过程。最大钝化率IEm2和钝化反应动力学速率常数k2随巯基化坡缕石剂量增大而升高；动力学平衡时的钝化率87.44% 与盆栽试验40 d的最大钝化率82.29%较为接近。
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图 3 巯基化坡缕石影响下有效态镉的衰减及钝化动力学曲线 Figure 3 Dynamics of DTPA extractable Cd in the soil and immobilization efficiency affected by thiolated palygorskite |
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表 1 巯基化坡缕石对有效态镉的钝化动力学参数拟合 Table 1 Kinetics parameters for Cd immobilization of thiolated palygorskite |
巯基化坡缕石对碱性土壤中镉的连续浸提化学形态的影响如图 4所示。以青菜组为例，CK组土壤在作物生育期4次采样测定的镉组分形态分布略有波动，但整体上呈如下递减趋势：碳酸盐结合态（57.07%~60.18%）>残渣态（10.74%~14.40%）>可交换态>（8.94%~12.11%）>有机结合态（7.49%~8.39%）>易还原金属氧化物结合态（5.14%~5.75%）。添加巯基化坡缕石后各组分有不同程度的变化，以第一次采样幼苗期为例，TP-1、TP-2、TP-3处理组可交换态降低至2.13%、0.72% 和0.36%，碳酸盐结合态降低至42.17%、35.97%和30.14%，但易还原金属氧化物结合态升高至16.76%、26.97% 和29.42%。以最低剂量的TP-1为例，成熟收获期，可交换态、碳酸盐结合态和金属-有机质络合态三者之和由CK组的74.23%降低至55.24%。
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图 4 巯基化坡缕石影响下土壤镉的形态分布 Figure 4 The species distribution of Cd in the soil affected by thiolated palygorskite |
巯基化坡缕石高剂量组TP-2和TP-3可交换态镉降幅大于低剂量组TP-1，易还原金属氧化物结合态镉含量增幅也高于低剂量组，在第10 d观测到各组分变化之后，各形态分布相对稳定，并未出现明显反弹。生菜组土壤添加巯基化坡缕石之后可交换态镉含量显著降低，易还原金属氧化物结合态镉含量大幅度升高，与青菜组土壤的变化特征相近。
2.4 土壤pH变化表 2所列为土壤pH的动态变化，可见CK组土壤pH在作物生育期内并不是恒定不变，在7.88~8.22范围内呈随时间延长略有升高趋势。巯基化坡缕石并未明显提升土壤pH，第10 d TP-1、TP-2和TP-3组土壤pH仅比CK增加0.10、0.02和0.13个单位，第40 d收获时，土壤pH与CK相比升高0.04、0.08和0.07个单位，无明显统计学差异（P>0.05）。生菜组土壤pH动态变化特征与青菜组相近。
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表 2 巯基化坡缕石影响下的土壤pH Table 2 Soil pH values affected by thiolated palygorskite |
钝化剂是土壤重金属原位钝化修复成功与否的关键因素。农田土壤重金属钝化剂的钝化修复效应可以从农作物和土壤两方面来评估，尤其农作物可食部位重金属含量是拥有一票否决权的最重要指标。我国农业行业标准《耕地污染治理效果评价准则》（NY/T 3343—2018）中也采用农产品可食部位污染物含量这一指标。盆栽试验中青菜和生菜地上部镉含量远高于GB 2762—2017和Codex Stan 193—1995的限量值，说明该区域农田种植的叶用蔬菜存在通过食物链危害人体健康的风险。巯基化坡缕石处理组成熟收获期的青菜和生菜地上部镉含量低于0.20 mg·kg-1，表明巯基化坡缕石对碱性土壤镉污染存在钝化修复效应。第10 d幼苗期青菜和生菜地上部镉含量的大幅度降低，表明巯基化坡缕石快速钝化效应，在重金属污染耕地安全利用中具有应用潜力。
植物对重金属的吸收累积取决于土壤中重金属的有效态，所以有效态含量的变化是判断钝化剂钝化效应的直接证据。作物苗期土壤CdDTPA含量大幅度降低表明了巯基化坡缕石的快速钝化效应。第1 d采样测定的土壤有效态镉钝化率在38.87%~56.07%，其快速起效满足了生育期较短的叶用蔬菜类需求，可以保障农产品安全生产。最大钝化率是钝化材料自身的性能，因此对同一批次土壤，拟合的最大钝化率差异不明显；钝化速率是基于钝化材料与污染土壤的共同决定，在污染总量确定的情况下，一定范围内提高钝化剂施用量会促使重金属与钝化剂充分接触从而以更快的速率完成钝化修复。快速钝化土壤培养试验的结果，对于指导受污染耕地安全利用过程中施用土壤钝化剂或调理剂具有指导和参考意义。
本文采取的连续浸提是在Tessier五步浸提法基础上将原铁锰氧化物结合态细分为易还原锰氧化物结合态、无定形铁结合态和晶体铁结合态。重金属的生物有效性及迁移性与其形态密切相关，可交换态和碳酸盐结合态较其他形态更易被释放，有较大的可迁移性和生物可利用性，可用二者之和表征重金属的可迁移性[19]；金属-有机质络合态也与重金属在植物中的吸收累积有密切关系[20]。本研究中巯基化坡缕石处理组可交换态、碳酸盐结合态和金属-有机质络合态镉含量都呈现减少趋势，充分证明了巯基化坡缕石对镉的钝化效应。巯基化坡缕石促使易还原金属氧化物结合态镉含量显著升高，这一点不同于其他钝化剂。如生物炭、鸡粪和褐煤可以使小麦不同生长期石灰性土壤中的镉由可交换态向残渣态转化[21]。海泡石应用于酸性水稻土后碳酸盐结合态镉含量升高。形态变化的差异说明巯基化坡缕石的钝化修复机理与酸性土壤适用的pH调节类钝化剂存在显著区别。以往研究中，将巯基修饰海泡石、巯基化接枝的水稻秸秆生物炭等材料应用于镉污染酸性土壤时，采用Tessier连续浸提分析土壤中镉的形态，也发现铁锰氧化物结合态镉含量显著升高[11, 15]，与本研究中易还原金属氧化物结合态镉含量升高具有相似的特征。巯基化坡缕石自身并不含有铁氧化物或锰氧化物等，其快速钝化的过程应该是土壤中自身存在的铁锰氧化物参与了钝化，但目前该过程的微观机理尚不清楚。土壤中铁氧化物形态的变化以及对相应的电荷等土壤电化学性质的影响有待于后续深入研究。
适用于中性或碱性镉污染农田土壤的钝化剂概况列于表 3。主要有不同原料制备的生物炭和海泡石等黏土矿物，其能够不同程度地减少土壤有效态镉含量，但应用剂量通常高于本研究中的巯基化坡缕石。低剂量下对碱性土壤中镉仍具有显著钝化效应是巯基化坡缕石的优势。
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表 3 几种适用于中性或碱性镉污染土壤的钝化剂比较 Table 3 Comparison of amendments for cadmium polluted alkaline soil |
土壤pH是影响土壤重金属形态的重要参数，其可以通过Cd2+和H+之间的竞争、无机矿物和有机成分表面上各种官能团的去质子化以及促进沉淀反应等多种方式影响镉的吸附与固定。本研究中巯基化坡缕石并没有显著提升土壤的pH，是由于其pH为6.8，略低于本研究中碱性土壤的pH，其次是由于土壤本身具有pH缓冲能力。pH没有明显改变也是巯基化坡缕石显著区别于其他钝化剂的特征之一。在农业农村部发布的《轻中度污染耕地安全利用与治理修复推荐技术名录（2019年版）》中，石灰调节技术是基于pH升高对重金属形态的影响，“VIP综合治理技术”也采用了土壤pH调节。而本研究的巯基化坡缕石可以归类到其中的“定向调控”技术。
重金属钝化剂进入土壤后，也会对种植的农作物产生植物生理学上的影响。如表 4所示，施用巯基化坡缕石后，与各自CK相比，青菜和生菜对镉的转移系数明显降低，说明镉从叶菜根系向地上部的迁移受到了抑制。生物累积系数也明显降低，表明在土壤镉有效态降低的情况下，地上部富集累积镉的能力也进一步降低。转移系数和生物累积系数的同步降低，进一步增强了巯基化坡缕石的钝化修复效应，对于实现受污染耕地的安全利用具有积极的促进作用。
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表 4 巯基化坡缕石影响下作物对镉的转移系数和生物累积系数 Table 4 Transfer factor and bioaccumulation coefficient of the plants for Cd affected by thiolated palygorskite |
试验测定的土壤和植物各参数之间的相关性分析如图 5所示。以青菜组为例，地上部镉含量与以下参数显著正相关：土壤CdDTPA（r=0.94）、可交换态镉含量（r=0.92）和根系镉含量（r=0.87），但与易还原金属氧化物结合态呈显着负相关（r=-0.89）。地上部镉含量与土壤pH相关性不显著（r=0.084），表明碱性土壤中pH不是影响植物吸收累积重金属的关键因素，通过进一步调节pH实现钝化修复的目的难度较大。地上部镉含量与取样时间的相关性也不显著，并没有随时间延长出现加强或减弱的趋势，这与巯基化坡缕石的快速钝化效应相对应。土壤可交换态（r=-0.87）、碳酸盐结合态（r=-0.89）、金属有机物络合结合态（r=-0.96）与巯基化坡缕石剂量呈负相关，但易还原金属氧化物结合态与巯基化坡缕石剂量呈正相关（r=0.91）。
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图 5 土壤和作物各参数之间的相关性 Figure 5 Correlation analysis of the parameters of the soil and plant |
巯基修饰坡缕石属于新型钝化剂，相似的巯基类功能材料在土壤重金属污染钝化修复中的研究还处于起步阶段。参考借鉴土壤胶体与界面化学的基本原理，研究发现巯基修饰坡缕石自身对重金属具有极强的吸附固定能力，可以快速高效吸附溶液中的Cd2+[29]，借助于表面络合模型和密度泛函理论的分析证实了巯基官能团是Cd2+的吸附位点[30]，可以通过单齿配位或双齿配位等形式络合固定镉。同时另有研究发现巯基化坡缕石可以降低土壤zeta电位，诱导土壤颗粒表面产生更多的负电荷[14]，有利于吸附固定Cd2+以减少其向土壤溶液中迁移释放。本研究中巯基化坡缕石显著改变了易还原金属氧化物结合态镉含量，表明土壤中的铁氧化物在巯基化坡缕石钝化修复过程中发挥了作用，但该作用的形式和机理，都有待于进一步深入研究。
4 结论（1）巯基化坡缕石可以显著降低镉污染碱性土壤上栽培的青菜和生菜地上部镉含量，并满足国家食品卫生标准。
（2）巯基化坡缕石可以快速并大幅度降低镉污染碱性土壤中DTPA浸提有效态镉含量，表现出快速钝化修复效应。
（3）巯基化坡缕石能够快速减少碱性土壤中可交换态和碳酸盐结合态镉含量，并显著提高易还原金属氧化物结合态镉含量。
（4）巯基化坡缕石是一种在镉污染碱性土壤上具有良好应用潜力的高效钝化剂。
| [1] |
杜志鹏, 苏德纯. 稻田重金属污染修复治理技术及效果文献计量分析[J]. 农业环境科学学报, 2018, 37(11): 58-66. DU Zhi-peng, SU De-chun. Bibliometric analysis of the effects of heavy metal pollution remediation technologies on paddy fields[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2018, 37(11): 58-66. |
| [2] |
李昂, 侯红, 苏本营, 等. 基于CNKI文献分析的镉污染土壤钝化技术概况及效果评估研究[J]. 农业环境科学学报, 2019, 38(8): 1677-1684. LI Ang, HOU Hong, SU Ben-ying, et al. Assessment of heavy metal passivation technology and evaluation of cadmium-contaminated soil based on CNKI literature analysis[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2019, 38(8): 1677-1684. |
| [3] |
Hamid Y, Tang L, Sohail M I, et al. An explanation of soil amendments to reduce cadmium phytoavailability and transfer to food chain[J]. Science of the Total Environment, 2019, 660: 80-96. DOI:10.1016/j.scitotenv.2018.12.419 |
| [4] |
李英, 朱司航, 商建英, 等. 土壤镉和砷污染钝化修复材料及科学计量研究[J]. 农业环境科学学报, 2019, 38(9): 2011-2022. LI Ying, ZHU Si-hang, SHANG Jian-ying, et al. Immobilization materials for cadmium and arsenic contaminated soil remediation and their scientific metrology research[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2019, 38(9): 2011-2022. |
| [5] |
张春燕, 王学锋, 王建玲. 土壤中Cd高浓度污染背景下小麦幼苗富集Cd特征[J]. 土壤通报, 2011, 42(4): 973-975. ZHANG Chunyan, WANG Xue-feng, WANG Jian-ling. Enrichment characteristics of cadmium in wheat seedling in the soil polluted heavily by cadmium[J]. Chinese Journal of Soil Science, 2011, 42(4): 973-975. |
| [6] |
熊孜, 李菊梅, 赵会薇, 等. 不同小麦品种对大田中低量镉富集及转运研究[J]. 农业环境科学学报, 2018, 37(1): 36-44. XIONG Zi, LI Ju-mei, ZHAO Hui-wei, et al. Accumulation and translocation of cadmium in different wheat cultivars in farmland[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2018, 37(1): 36-44. |
| [7] |
陈文轩, 李茜, 王珍, 等. 中国农田土壤重金属空间分布特征及污染评价[J]. 环境科学, 2020, 41(6): 2822-2833. CHEN Wen-xuan, LI Qian, WANG Zhen, et al. Spatial distribution characteristics and pollution evaluation of heavy metals in arable land soil of China[J]. Environmental Science, 2020, 41(6): 2822-2833. |
| [8] |
赵珂, 杨秋云, 化党领, 等. 褐煤基改良剂对石灰性土壤复合体镉赋存形态的影响[J]. 中国水土保持科学, 2016, 14(3): 93-100. ZHAO Ke, YANG Qiu-yun, HUA Dang-ling, et al. Effects of lignitebased amendments on cadmium chemical speciation in calcareous soil complexes[J]. Science of Soil and Water Conservation, 2016, 14(3): 93-100. |
| [9] |
邢维芹, 张纯青, 周冬, 等. 磷酸盐、石灰和膨润土降低冶炼厂污染石灰性土壤重金属活性的研究[J]. 土壤通报, 2019, 50(5): 1245-1252. XING Wei-qin, ZHANG Chun-qing, ZHOU Dong, et al. Immobilization of heavy metals in a lead-smelting contaminated calcareous soil by phosphate, lime or bentonite[J]. Chinese Journal of Soil Science, 2019, 50(5): 1245-1252. |
| [10] |
丁琼, 杨俊兴, 华珞, 等. 不同钝化剂配施硫酸锌对石灰性土壤中镉生物有效性的影响研究[J]. 农业环境科学学报, 2012, 31(2): 312-317. DING Qiong, YANG Jun-xing, HUA Luo, et al. Cadmium phytoavailability to cowpea decreased by rape straw and red mud with zinc sulphate in a calcareous soil[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2012, 31(2): 312-317. |
| [11] |
Fan J, Cai C, Chi H, et al. Remediation of cadmium and lead polluted soil using thiol-modified biochar[J]. Journal of Hazardous Materials, 2020, 388: 122037. |
| [12] |
陈泽雄, 朱凰榕, 周志军, 等. 改性蒙脱石修复镉污染对水稻根际土壤酶活性的影响[J]. 农业资源与环境学报, 2019, 36(4): 528-533. CHEN Ze-xiong, ZHU Huang-rong, ZHOU Zhi-jun, et al. Effects of functionalized montmorillonite on rhizospheric enzyme activities in Cd contaminated soil[J]. Journal of Agricultural Resources and Environment, 2019, 36(4): 528-533. |
| [13] |
Lian M, Feng Q, Wang L, et al. Highly effective immobilization of Pb and Cd in severely contaminated soils by environment-compatible, mercapto-functionalized reactive nanosilica[J]. Journal of Cleaner Production, 2019, 235: 583-589. |
| [14] |
Liang X, Li N, He L, et al. Inhibition of Cd accumulation in winter wheat(Triticum aestivum L.)grown in alkaline soil using mercaptomodified attapulgite[J]. Science of the Total Environment, 2019, 688: 818-826. |
| [15] |
Liang X, Qin X, Huang Q, et al. Mercapto functionalized sepiolite: A novel and efficient immobilization agent for cadmium polluted soil[J]. RSC Advances, 2017, 7(63): 39955-39961. |
| [16] |
Liang X, Xu Y, Tan X, et al. Heavy metal adsorbents mercapto and amino functionalized palygorskite: Preparation and characterization[J]. Colloids and Surfaces A: Physicochemical and Engineering Aspects, 2013, 426: 98-105. |
| [17] |
Amacher M C. Nickel, cadmium, and lead[M]//Bartels J M. Methods of soil analysis part 3 chemical methods. Madison, Wisconsin Soil Science Society of America, Inc. American Society of Agronomy, Inc. 1996: 739-768.
|
| [18] |
Krishnamurti G S R, Naidu R. Solid solution speciation and phytoavailability of copper and zinc in soils[J]. Environmental Science & Technology, 2002, 36(12): 2645-2651. |
| [19] |
Bacon J R, Davidson C M. Is there a future for sequential chemical extraction?[J]. Analyst, 2008, 133(1): 25-46. |
| [20] |
Krishnamurti G S R, Naidu R. Solid-solution equilibria of cadmium in soils[J]. Geoderma, 2003, 113(1): 17-30. |
| [21] |
张静静, 朱爽阁, 朱利楠, 等. 不同钝化剂对微碱性土壤镉、镍形态及小麦吸收的影响[J]. 环境科学, 2020, 41(1): 460-468. ZHANG Jing-jing, ZHU Shuang-ge, ZHU Li-nan, et al. Effects of different amendments on fractions and uptake by winter wheat in slightly alkaline soil contaminated by cadmium and nickel[J]. Environmental Science, 2020, 41(1): 460-468. |
| [22] |
Yasmin Khan K, Ali B, Cui X, et al. Impact of different feedstocks derived biochar amendment with cadmium low uptake affinity cultivar of pak choi(Brassica rapa ssb. chinensis L.)on phytoavoidation of Cd to reduce potential dietary toxicity[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2017, 141: 129-138. |
| [23] |
Cai J-F, Zhang L, Zhang Y, et al. Remediation of cadmium-contaminated coastal saline-alkaline soil by Spartina alterniflora derived biochar[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2020, 205: 111172. |
| [24] |
梁学峰, 徐应明, 王林, 等. 天然黏土联合磷肥对农田土壤镉铅污染原位钝化修复效应研究[J]. 环境科学学报, 2011, 31(5): 1011-1018. LIANG Xue-feng, XU Ying-ming, WANG Lin, et al. In-situ immobilization of cadmium and lead in a contaminated agricultural field by adding natural clays combined with phosphate fertilizer[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2011, 31(5): 1011-1018. |
| [25] |
纪艺凝, 徐应明, 王农, 等. 鱼骨粉对土壤Cd污染钝化修复效应及其理化性质的影响[J]. 水土保持学报, 2019, 33(3): 312-319. JI Yi-ning, XU Ying-ming, WANG Nong, et al. Effect of fish bone meal on immobilization remediation of cadmium contaminated soil and its physiochemical properties[J]. Journal of Soil and Water Conservation, 2019, 33(3): 312-319. |
| [26] |
Bashir S, Ali U, Shaaban M, et al. Role of sepiolite for cadmium(Cd) polluted soil restoration and spinach growth in wastewater irrigated agricultural soil[J]. Journal of Environmental Management, 2020, 258: 110020. |
| [27] |
丁满, 杨秋云, 化党领, 等. 褐煤基材料对石灰性土壤铅镉生物有效性的影响[J]. 农业环境科学学报, 2017, 36(4): 678-685. DING Man, YANG Qiu-yun, HUA Dang-ling, et al. Effects of amendments derived from lignite on Pb, Cd bioavailability of lettuce in calcareous soil[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2017, 36(4): 678-685. |
| [28] |
Yang J, Wang L, Li J, et al. Effects of rape straw and red mud on extractability and bioavailability of cadmium in a calcareous soil[J]. Frontiers of Environmental Science & Engineering in China, 2015, 9(3): 419-428. |
| [29] |
Liang X, Han J, Xu Y, et al. Sorption of Cd2+ on mercapto and amino functionalized palygorskite[J]. Applied Surface Science, 2014, 322: 194-201. |
| [30] |
Wang L, Shi Y, Yao D, et al. Cd complexation with mercapto-functionalized attapulgite(MATP): Adsorption and DFT study[J]. Chemical Engineering Journal, 2019, 366: 569-576. |