Fe-Al改性硅藻土與CaO配施改良Cd污染土壤

慈凱東,朱 健*,楊雨中,孫梓菱,王 平*,劉子璇,麻淳雅,張 楠,姚 璐,孫 雨

Fe-Al改性硅藻土與CaO配施改良Cd污染土壤

慈凱東1,2,朱 健1,2*,楊雨中1,2,孫梓菱1,2,王 平1,2*,劉子璇1,2,麻淳雅1,2,張 楠1,姚 璐1,孫 雨1

(1.中南林業(yè)科技大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,湖南 長沙 410004；2.稻米品質(zhì)安全控制湖南省工程實驗室,湖南 長沙 410004)

以人工模擬Cd污染土壤為研究對象,以Fe-Al改性硅藻土和CaO為原料制備組配改良劑,通過土壤培養(yǎng)試驗研究了Fe-Al改性硅藻土與CaO不同配比對組配改良劑改良Cd污染土壤效果的影響.結(jié)果表明,向Cd污染土壤施加Fe-Al改性硅藻土與CaO以不同配比所制得組配改良劑對土壤Cd形態(tài)、pH值、CEC值、OM值、含水率、有效氮、速效磷、有效鉀均產(chǎn)生了積極的影響.當(dāng)Fe-Al改性硅藻土與CaO的配比為1:6時,土壤可交換態(tài)Cd含量較空白對照降低了74.67%,較單一施加Fe-Al改性硅藻土和CaO分別降低了64.63%和7.87%,與對照相比,土壤pH值提升了0.45,土壤CEC提升了69.78%,土壤有效氮、速效磷分別提升了28.57%、70.85%.Fe-Al改性硅藻土與CaO配施能有效控制土壤Cd污染,同時還可有效改善土壤耕作性能.

Fe-Al改性硅藻土；CaO；土壤Cd污染；固定化；土壤養(yǎng)分

近年來,土壤Cd污染因危害大、涉及面廣,引起了人們的高度關(guān)注.Cd是生物毒性最強的重金屬元素,進入人體后不能被人體分解和轉(zhuǎn)化,會在人體內(nèi)累積,嚴重影響人體健康[1-5].目前,水稻和小麥兩大主食均存在著Cd污染風(fēng)險[6-8],尤其是水稻,作為一種典型的Cd高富集作物,即使農(nóng)田的Cd污染程度較低,生產(chǎn)出的糙米Cd含量依然會超標[9].

農(nóng)田土壤重金屬污染修復(fù)技術(shù)主要包括物理技術(shù)(深耕法、客土法等)、化學(xué)技術(shù)(原位鈍化技術(shù)等)、生物技術(shù)(植物修復(fù)技術(shù)、植物阻隔技術(shù)等)和農(nóng)藝措施(種植結(jié)構(gòu)調(diào)整等)[10-12].對于中國目前存在的大面積的中、輕度重金屬污染土壤來說,綜合考慮經(jīng)濟效益和時間成本等因素,在土壤Cd污染快速綠色萃取技術(shù)尚未成熟,農(nóng)田等土壤使用性質(zhì)難以變更的前提下,施用改良劑仍是一種行之有效的原位土壤重金屬污染治理技術(shù),在保障生產(chǎn)的基礎(chǔ)上能有效降低土壤Cd的遷移性和生物有效性,且操作簡便、成本較低、見效快.近年來,常見的廉價有效的改良劑有石灰、生物炭、泥炭、磷酸鹽、硅肥、高爐渣、鐵鹽、有機肥、沸石等黏土礦物等[9,13-15].

石灰類物質(zhì)(CaO)最初常被用來改良土壤酸堿度[16],后一些學(xué)者發(fā)現(xiàn),向土壤中添加石灰能同時有效降低Cd的活性并顯著降低植物對其的吸收和積累[17-18],并有研究表明石灰較生物炭和有機肥等一些常用改良劑具有更好處理效果[19-20].而以往關(guān)于CaO等無機改良劑改良Cd污染土壤的研究,往往僅強調(diào)改良劑的控Cd效果,而忽視改良劑對土壤耕作性能的影響.長期單一施加CaO會使土壤板結(jié),營養(yǎng)元素流失,造成農(nóng)作物減產(chǎn)甚至絕收[21-22].因此,引入其他物料與CaO配施,以提高CaO對Cd污染土壤的改良效果顯得十分必要.硅藻土廉價易得,且具有疏松多孔的性質(zhì),有良好吸附性能,具有良好的控Cd效果的同時也能有效改善土壤理化性質(zhì)[23-25].本研究針對長期單一施用石灰容易導(dǎo)致土壤耕作能力下降的情況,將前期研究制得的Fe-Al改性硅藻土[25]與CaO組配用于改良Cd污染土壤,以期實現(xiàn)有效控制土壤Cd污染和改善土壤耕作性能的雙重目標.

1 材料與方法

1.1 試驗材料

1.1.1 供試土壤 供試土壤采自中南林業(yè)科技大學(xué)長沙校區(qū)生態(tài)站附近無重金屬污染區(qū)域,土壤的類型為紅壤.土壤采集后剔除硬塊、石頭、植物根莖等雜物,平鋪于干凈塑料托盤內(nèi),置于陰涼通風(fēng)處自然風(fēng)干15d.供試土壤的基本理化性質(zhì)見表1.

表1 土壤基本理化性質(zhì)

1.1.2 模擬Cd污染土壤 以5kg風(fēng)干后的土壤為一組,每組噴灑1000mL濃度為50mg/L的Cd(NO3)2·4H2O溶液(分析純),不斷充分混勻,使土壤Cd含量為10mg/kg,老化培養(yǎng)3個月后備用.

1.1.3 組配改良劑 組配改良劑由Fe-Al改性硅藻土和CaO按照不同質(zhì)量比(1:8、1:6、1:4、1:2、1:1、2:1、4:1、6:1、9:1)制得;Fe-Al改性硅藻土參照楊雨中等[25]研究結(jié)果制得,制備工藝及參數(shù)見表2,其中供試天然硅藻土購自河北靈壽礦石粉廠,硅藻土的主要化學(xué)成分是SiO2(380%)、氧化鐵(0.2%)、氧化鋁(1.5%)及少量Fe、Al、Ca、Mg、Na、K、P等;CaO(分析純)購自西隴化工股份有限公司.

表2 Fe-Al改性硅藻土制備工藝[25]

1.2 試驗方法

土壤培養(yǎng)試驗.稱取100.00g模擬Cd污染土壤加入200mL的燒杯中,分別施加1.00g(過0.154mm尼龍篩)Fe-Al改性硅藻土與CaO組配改良劑,以不添加改良劑的模擬Cd污染土壤處理作為空白(CK).每個處理加入40mL去離子水,用玻璃棒不斷攪拌,設(shè)3個重復(fù),最后置于陰涼通風(fēng)處熟化30d.熟化完成后進行土壤取樣,土樣風(fēng)干后研磨、過篩、分裝于密封袋中,保存待測.

1.3 樣品分析測試方法

含水率采用烘干法測定[26];土壤pH值采用酸度計(PHS-3C,雷磁)測定,固液比為(固):(液)=1 : 2.5;土壤陽離子交換容量(CEC)采用BaCl2-H2SO4法測定[27];土壤有機質(zhì)(OM)采用水合熱重鉻酸鉀氧化-比色法測定[26];土壤有效氮采用堿解擴散法測定[28];土壤速效磷采用碳酸氫鈉法測定[26];土壤有效鉀采用硝酸溶液浸提法測定[28];土壤總Cd采用王水-高氯酸消煮-原子吸收光譜法測定[26];各形態(tài)Cd用Tessier逐級提取[29].所有樣品中溶液Cd含量采用原子吸收分光光度法測定(Perkin Elmer SIMMA 6000, Norwalk, USA),所有樣品分析過程以國家標準物質(zhì)土壤(GBW(E)-070009)進行質(zhì)量控制分析,同時做空白實驗.

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析方法

試驗數(shù)據(jù)結(jié)果均為平均值±標準偏差,所有數(shù)據(jù)采用Duncan多重比較法(<0.05和<0.01)和顯著性F測驗進行統(tǒng)計分析,采用Pearson相關(guān)統(tǒng)計方法對變量間的相關(guān)性進行分析,應(yīng)用Excel2016、SPSS25.0和Origin2017進行處理.

2 結(jié)果與討論

2.1 Fe-Al改性硅藻土與CaO不同配比對土壤Cd形態(tài)的影響

向Cd污染土壤中施加不同配比組配改良劑(CK、0:1、1:8、1:6、1:4、1:2、1:1、2:1、4:1、6:1、9:1、1:0)后,土壤中不同形態(tài)Cd可交換態(tài)(EX-Cd)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)(CAB-Cd)、鐵錳氧化態(tài)(FMO-Cd)、有機態(tài)(OM-Cd)、殘渣態(tài)(RES-Cd)含量均發(fā)生了不同程度的變化,結(jié)果見圖1.

模擬Cd污染土壤熟化60d后,各處理組全Cd含量在10.41~11.20mg/kg之間,與對照變化幅度在-2.35%~5.07%之間,不存在顯著差異(>0.05),見圖1(a).土壤EX-Cd在土壤中能夠被植物吸收利用,是最為活躍的狀態(tài).如圖1(b)所示,隨著Fe-Al改性硅藻土與CaO質(zhì)量比的增加,土壤EX-Cd含量呈先降低后升高的趨勢,各處理組之間存在顯著差異(<0.05).當(dāng)Fe-Al改性硅藻土與CaO質(zhì)量比為1:8時,組配改良劑對土壤Cd的控制效果最好, EX-Cd含量與對照相比降低了74.64%.此外,當(dāng)Fe-Al改性硅藻土與CaO質(zhì)量比為1:6時,組配改良劑也能很好地控制土壤Cd, EX-Cd含量與對照相比降低了74.46%,與“1:8”處理組之間無明顯差異.改良效果排序為:Fe-Al改性硅藻土+CaO>CaO>Fe-Al改性硅藻土.由圖1(c)可知,隨著Fe-Al改性硅藻土與CaO質(zhì)量比值的增加,土壤CAB-Cd含量呈先升高后降低的趨勢,各處理組之間存在顯著差異(<0.05).與對照相比,土壤CAB-Cd含量高于空白12.39%~ 108.85%;如圖1(d)所示,隨著Fe-Al改性硅藻土與CaO質(zhì)量比值的增加,土壤FMO-Cd含量呈先降低后升高的趨勢,各處理組之間存在顯著差異(<0.05).與對照相比,土壤FMO-Cd含量均高于空白13.16%~75.00%;如圖1(e)所示,土壤OM-Cd含量在0.13~0.32mg/kg范圍之間,各處理組之間含量變化不明顯;如圖1(f)所示,土壤RES-Cd含量在0.33~ 1.85mg/kg范圍之間,各處理組之間含量變化不明顯.試驗結(jié)果表明,與對照相比土壤CAB- Cd、FMO- Cd、OM-Cd、RES-Cd各處理組的含量均明顯增加.研究結(jié)果與李平等實驗得出的結(jié)論一致[19].

CaO在土壤中主要與水結(jié)合生成了Ca(OH)2,會產(chǎn)生大量OH-,其中OH-離子會與Cd繼續(xù)反應(yīng)生成Cd(OH)2沉淀,大量降低土壤EX-Cd含量,而且OH-可與CO2反應(yīng)生成CO32-, CO32-可與Cd離子生成難溶的碳酸Cd,使碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd的量上升;土壤中有機質(zhì)上的主要官能團羥基和羧基與OH-反應(yīng)促使其帶負電荷,會與Cd離子進行結(jié)合,進而土壤有機結(jié)合態(tài)Cd的量增加[30];OH-作用下土壤中Fe2+、Mn2+開始水解為Fe (OH)2、Mn (OH)2,從而增加了Cd離子與Fe, Mn氧化物的結(jié)合, 使FMO-Cd含量增加[31].同時鈣與Cd之間會產(chǎn)生拮抗作用,更加強了土壤中重金屬的沉淀和吸附作用.經(jīng)過一系列反應(yīng),RES-Cd也有所上升.硅藻土經(jīng)過羥基鐵鋁改性后比表面積有了極大提升,表面具有提高吸附性能的Si—O—H基團,能夠與Cd離子發(fā)生離子交換反應(yīng)[25],[32],更能有效降低Cd有效性.冉洪珍等[33]研究表明,在Cd重度污染土壤上連續(xù)2a施用石灰,第1a處理的糙米中Cd含量較對照顯著降低69.2%,稻田土壤pH值顯著升高0.57個單位, 土壤有效態(tài)Cd顯著降低29.7%;糙米中Cd含量較對照顯著降低79.5%.謝運河[34]研究表明,在Cd污染稻田改制玉米的大田試驗中,春玉米和秋玉米施用石灰后Cd含量則分別降低了26.4%和 31.1%.高譯丹[20]研究表明,在室內(nèi)培養(yǎng)試驗中,與對照處理相比,在添加生物炭、石灰、生物炭石灰混合3種改良劑后,土壤可交換態(tài)Cd含量分別降低8.6%~13.7%, 17.8%~21.7%, 18.4%~23.3%,從而降低土壤重金屬的生物有效性.曾卉[35]研究得出當(dāng)硅藻土與石灰石以質(zhì)量比為 1:2時,土壤浸提液中Pb、Cd、Cu、Zn 浸出量較對照分別降低54.3%、100%、27.2%、63.8%,并發(fā)現(xiàn)組配固化劑的改良效果優(yōu)于單一固化劑(CaO)的改良效果.杜彩艷[36]在探討對Pb、Cd和Zn污染土壤上施用石灰對土壤中不同形態(tài)Cd、Pb和Zn含量的影響時,施用石灰后,土壤中碳酸鹽結(jié)合態(tài)Pb、Cd和Zn含量明顯減少,鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和有機物結(jié)合態(tài)Pb、Cd和Zn含量明顯增加.

2.2 Fe-Al改性硅藻土與CaO不同配比對土壤基本理化性質(zhì)的影響

2.2.1 對土壤pH值的影響 Fe-Al改性硅藻土與CaO不同配比對土壤基本理化性質(zhì)(pH值、CEC值、OM值、含水率)的影響見圖2.由圖2(a)可知,隨著Fe、Al改性硅藻土與CaO質(zhì)量比的增加,土壤pH值呈先降低后趨于平緩的趨勢,各處理組之間存在顯著差異(<0.05).當(dāng)Fe-Al改性硅藻土與CaO質(zhì)量比為0:1即單一施加CaO時,土壤pH值最大,達到8.37.當(dāng)組配改良劑中的CaO含量偏高時,即Fe-Al改性硅藻土與CaO質(zhì)量比在0:1~1:2之間時,土壤pH值均高于空白,超出范圍為0.29~0.55,但當(dāng)組配改良劑中的Fe-Al改性硅藻土含量偏高時,即Fe-Al改性硅藻土與CaO質(zhì)量比30.5時,各處理組土壤pH值與空白之間無明顯差異,土壤pH值在7.78~7.85之間.另外,如表3所示,土壤pH值與土壤EX-Cd含量之間存在極顯著負相關(guān)關(guān)系(<0.01),與土壤CAB-Cd、FMO-Cd、OM-Cd含量之間存在極顯著正相關(guān)關(guān)系(<0.01),與土壤RES-Cd含量之間相關(guān)性不明顯(>0.05).

大多研究表明,土壤pH值是影響土壤重金屬活性的最活躍因素[37-38].土壤中重金屬Cd2+的溶解度與土壤溶液pH值的高低密切相關(guān),土壤pH值越低,其溶解度越大,活性越強[39],隨著pH值的升高,土壤溶液中OH－增加,會形成Cd(OH)2沉淀,并且由于H+濃度降低,其競爭作用減弱,有機質(zhì)及鐵錳氧化物等與Cd2+結(jié)合的幾率增加,且更加牢固,從而使重金屬有效性降低[40],改性硅藻土由于其較大的表面積,伴隨pH上升,吸附和離子交換固定Cd的能力也會明顯提升,從而有效降低土壤中Cd的生物活性[41-42].

表3 土壤Cd各形態(tài)含量與土壤基本理化性質(zhì)之間的相關(guān)性

注:*和**分別表示<0.05和<0.01顯著水平.

2.2.2 對土壤CEC值的影響 如圖2(b)所示,隨著Fe-Al改性硅藻土與CaO質(zhì)量比的增加,而土壤CEC值總體呈現(xiàn)降低趨勢,各處理組之間存在顯著差異(<0.05).Fe-Al改性硅藻土與CaO質(zhì)量比在0:1至4:1之間時,土壤CEC值均高于空白,超出范圍為14.48%~16.78%,在1:6時達到最大,為53.94cmol/ kg.而后隨著組配改良劑中Fe-Al改性硅藻土占比的不斷增加,土壤CEC值逐漸下降.由表3可知,土壤CEC值與土壤EX-Cd含量之間存在極顯著負相關(guān)關(guān)系(<0.01),與土壤CAB-Cd、FMO-Cd、OM-Cd含量之間存在極顯著正相關(guān)關(guān)系(<0.01),土壤RES-Cd含量之間相關(guān)性不明顯(>0.05).

土壤CEC值是影響土壤重金屬活性的重要因素之一.隨著土壤陽離子交換量的增大,土壤膠體表面負電荷量增加,可以提供更多吸附點位來固定Cd2+,降低Cd的生物有效性[43][44].有研究表明,黏土礦物在增大土壤 CEC 值的同時,改變了土壤的導(dǎo)水率和滲透系數(shù),由此增強土壤對Cd的固定化作用,有效降低Cd在土壤中的遷移性[45].土壤CEC值也是土壤保肥能力的指標,它能通過調(diào)節(jié)土壤溶液的濃度來保持土壤溶液的生理平衡,還能控制土壤養(yǎng)分免于被雨水淋濕,配合改良劑的施入可以改善土壤的保肥能力.

2.2.3 對土壤OM值的影響 由圖2(c)可知,Fe-Al改性硅藻土與CaO不同配比各處理組的土壤OM值在1.6%~2.4%范圍之間,各處理組之間存在顯著差異(<0.05).由于硅藻土是一種經(jīng)過硅藻沉積而形成的礦物,含有少量有機質(zhì),當(dāng)組配改良劑中Fe-Al改性硅藻土占比較大時,有機質(zhì)含量會有所提高. Covelo E F[46]研究表明,有機質(zhì)能夠吸附Cd、Cr、Cu、Ni、Pb、Zn并與之形成螯合物,同時有機物分解還原條件有利于CdS沉淀的生成,有機質(zhì)的增加有利于Cd的固定.

如表3所示,土壤OM值與土壤EX-Cd、CAB-Cd、FMO-Cd、OM-Cd、RES-Cd含量之間相關(guān)性不明顯(>0.05).由此可以看出,土壤有機質(zhì)并不是影響土壤重金屬活性的主要因素,但是土壤有機質(zhì)是影響土壤肥力的重要指標,可以為土壤微生物提供有利的生活條件,又是土壤的養(yǎng)分庫[47].

2.2.4 對土壤含水率的影響 如圖2(d)所示,Fe-Al改性硅藻土與CaO配比各處理組的土壤含水率在0.21%~0.94%之間,各處理組之間不存在顯著差異(>0.05).如表3所示,土壤含水率與土壤EX-Cd、CAB-Cd、FMO-Cd、OM-Cd、RES-Cd含量之間相關(guān)性不明顯(>0.05).施加單一改良劑CaO或Fe-Al改性硅藻土與施加組配改良劑均對土壤含水率無明顯提升.這可能是由于在試驗過程沒有加水保持土壤含水率為一定值.

2.3 Fe-Al改性硅藻土與CaO不同配比對土壤養(yǎng)分的影響.

2.3.1 對土壤有效氮的影響 如圖3(a)所示,隨著Fe-Al改性硅藻土與CaO質(zhì)量比的增加,土壤有效氮先升高而后趨于平緩,各處理組之間存在顯著差異(<0.05).由圖3(a)可知,單一施加CaO相比對照,土壤有效氮降低了14.29%.當(dāng)Fe-Al改性硅藻土與CaO質(zhì)量比大于1:8時,相比對照,土壤有效氮均有所提升,提升幅度在16.33%~36.73%之間.如表4所示,土壤有效氮與土壤EX-Cd、CAB-Cd、FMO-Cd、OM-Cd含量之間相關(guān)性不明顯(>0.05),土壤有效氮與土壤RES-Cd含量之間存在極顯著負相關(guān)關(guān)系(<0.01).如表5所示,土壤有效氮與土壤pH值、CEC值、OM值、含水率之間相關(guān)性不明顯(> 0.05).

表4 土壤Cd各形態(tài)含量與土壤養(yǎng)分含量之間的相關(guān)性

注:*和**分別表示<0.05和<0.01顯著水平.

CaO處理土壤會導(dǎo)致土壤pH值的升高,土地會板結(jié)鹽堿化,促進氮的礦化消化過程,從而降低土壤有效氮的含量[48].加入Fe-Al改性硅藻土后,組配改良劑能提高土壤有效氮含量,這可能是由于改性硅藻土加入后,可以改善土壤的保水能力和通氣條件,從而會加強土壤的呼吸作用,使土壤中有機氮礦化效率提高和活性有機氮庫(如土壤微生物體氮)下降,礦質(zhì)氮(在旱地土壤中主要是硝態(tài)氮)的量會較多地累積.

表5 土壤養(yǎng)分與土壤基本理化性質(zhì)之間的相關(guān)性

注:*和**分別表示<0.05和<0.01顯著水平.

2.3.2 對土壤速效磷的影響 如圖3(b)所示,隨著Fe-Al改性硅藻土與CaO質(zhì)量比的增加,土壤速效磷呈先升高后降低的趨勢.與對照相比,施用組配改良劑后,土壤速效磷均有所提升,提升的幅度范圍為11.82%~70.85%,各處理組之間存在顯著差異(< 0.05).單一施加Fe-Al改性硅藻土或CaO時,土壤速效磷與對照之間變化不明顯.當(dāng)Fe-Al改性硅藻土與CaO質(zhì)量比為1:6時,土壤速效磷達到最大值26.26mg/kg,與對照相比提升了70.85%.如表4所示,土壤速效磷與土壤EX-Cd含量之間存在極顯著負相關(guān)關(guān)系(<0.01),與土壤CAB-Cd含量之間存在極顯著正相關(guān)關(guān)系(<0.01),與FMO-Cd、OM-Cd、RES-Cd含量之間相關(guān)性不明顯(>0.05).如表5所示,土壤速效磷與土壤pH值之間存在顯著正相關(guān)關(guān)系(<0.05),與土壤CEC值之間存在極顯著正相關(guān)關(guān)系(<0.01),與土壤OM值、含水率之間相關(guān)性不明顯(>0.05).

磷的生物有效性受諸多因素影響,如土壤pH、OM、水分、微生物及植物根系分泌的質(zhì)子和有機酸等[49].組配改良劑處理過后的土壤pH值和CEC值升高,速效磷與 pH 值和CEC值的相關(guān)關(guān)系研究結(jié)果表明,隨著土壤pH值和CEC值的增大會提升磷的有效性.Fe-Al改性硅藻土是一種多孔類材料,其表面比較天然硅藻土而言,比表面積更大,電負性更強,突顯具有吸附性能的Si—O—H硅羥基團,可以吸附大量有效態(tài)磷,從而提高磷的生物有效性.由土壤Cd各形態(tài)含量和速效磷的相關(guān)性分析結(jié)果表明,土壤速效磷可能是影響土壤重金屬活性的重要指標,速效磷的提升可以帶來交換態(tài)Cd的顯著下降和碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd的顯著增加.

2.3.3 對土壤有效鉀的影響 圖3(c)所示,隨著Fe-Al改性硅藻土與CaO質(zhì)量比的增加,土壤有效鉀呈先降低后上升再趨于平緩的趨勢,在Fe-Al改性硅藻土與CaO質(zhì)量比為1:6時達到最低值,與對照相比下降了15.82%,各處理組之間存在顯著差異(<0.05).如表4所示,土壤有效鉀與土壤EX-Cd含量之間存在極顯著正相關(guān)關(guān)系(<0.01),與土壤OM-Cd含量之間存在極顯著負相關(guān)關(guān)系(<0.01),與CAB-Cd、FMO-Cd、RES-Cd含量之間相關(guān)性不明顯(>0.05). 如表5所示,土壤有效鉀與土壤pH值、CEC值之間存在極顯著負相關(guān)關(guān)系(<0.01),與土壤OM值、含水率之間相關(guān)性不明顯(>0.05).由土壤Cd各形態(tài)含量和有效鉀的相關(guān)性分析結(jié)果表明,土壤有效鉀也可能是影響土壤重金屬活性的指標,有效鉀的降低可以帶來交換態(tài)Cd的顯著下降和有機結(jié)合態(tài)Cd的顯著增加.土壤有效鉀與土壤pH值之間存在極顯著負相關(guān),這與胡敏[39]研究結(jié)果一致.

3 結(jié)論

3.1 組配改良劑在Fe-Al改性硅藻土:CaO=1:6時控Cd效果和對土壤養(yǎng)分提升的綜合效果最好.

3.2 添加不同配比組配改良劑可以顯著降低土壤中交換態(tài)Cd的量. 當(dāng)Fe-Al改性硅藻土:CaO=1:6 時, 交換態(tài)Cd與對照相比降低了74.67%.

3.3 添加不同配比組配改良劑可以有效提升土壤pH值和CEC值,對土壤OM值和含水率影響不明顯.土壤pH值、CEC值是影響Cd活性的兩大重要因素,均與可交換態(tài)Cd呈極顯著負相關(guān),與碳酸鹽結(jié)合態(tài)Cd、鐵錳結(jié)合態(tài)Cd、有機態(tài)Cd呈極顯著正相關(guān).

3.4 添加不同配比組配改良劑可以有效提升土壤有效氮和速效磷的含量,在Fe-Al改性硅藻土: CaO=1:6時,較對照處理土壤有效氮提升了28.57%,土壤速效磷提升了70.85%;有效鉀的含量呈先下降后上升的趨勢, 在Fe-Al改性硅藻土:CaO=1:6時達到最低,下降了15.82%.土壤速效磷的上升和有效鉀的下降有利于Cd的控制.

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Improvement of Cd-contaminated soil by Fe-Al modified diatomite combined with CaO.

CI Kai-dong1,2, ZHU Jian1,2*, YANG Yu-zhong1,2, SUN Zi-ling1,2, WANG Ping1,2*, LIU Zi-xuan1,2, MA Chun-ya1,2, ZHANG Nan1, YAO Lu1, SUN Yu1

(1.College of Environmental Science and Engineering, Central South University of Forestry and Technology, Changsha 410004, China；2.Hunan Engineering Laboratory for Control of Rice Quality and Safety, Changsha 410004, China)., 2019,39(9)：3905~3913

The artificially simulated Cd contaminated soil was used as the research object. The Fe-Al modified diatomite and CaO were used as raw materials to prepare the modifier. The soil-culture experiment was used to study the effect of Cd-contaminated soil was improved by adding the different ratios of Fe-Al modified diatomite and CaO. The results showed that by applying Fe-Al modified diatomite and CaO to Cd contaminated soil with different ratios, the Cd forms, pH value, CEC value, OM value, water content, available nitrogen, available phosphorus and available potassium all have positive effects. When the ratio of Fe-Al modified diatomite to CaO is 1:6, the soil exchangeable Cd content was reduced by 74.67% compared with the blank control, and compared with single application of Fe-Al modified diatomite and CaO, which decreased by 64.63% and 7.87%, respectively. The soil pH value increased by 0.45, the soil CEC increased by 69.78% and the available nitrogen and phosphorus increased by 28.57% and 70.85% respectively compared with the blank control. Fe-Al modified diatomite combined with CaO can effectively control soil Cd pollution and improve soil tillage performance.

Fe-Al modified diatomite；CaO；soil cadmium pollution；immobilization；soil nutrient

X53

A

1000-6923(2019)09-3905-09

慈凱東(1993-),男,安徽樅陽人,碩士研究生,主要研究方向為環(huán)境污染控制工程.

2019-02-22

國家自然科學(xué)基金資助項目(21707169);國家重點研發(fā)計劃資助項目(2016YFD0800805-4);湖南省重點研發(fā)計劃資助項目(2017SK2273,2016SK2030);湖南省教育廳開放基金項目(15K147); 湖南省研究生科研創(chuàng)新基金資助項目(CX20190619); 中南林業(yè)科技大學(xué)校級研究生科技創(chuàng)新基金資助項目(CX20192009)

* 責(zé)任作者, 副教授, znlzhujian@csuft.edu.cn; 教授, csfuwp@163.com