含硫材料對(duì)中堿性農(nóng)田土壤鎘的鈍化效果

符云聰，朱曉龍，袁 毳，解曉露，楊國(guó)航，李鵬祥，劉 晨，劉代歡,3①

(1.永清環(huán)保股份有限公司，湖南 長(zhǎng)沙 410330；2.湖南永清環(huán)保研究院有限責(zé)任公司，湖南 長(zhǎng)沙 410330；3.農(nóng)田土壤污染防控與修復(fù)技術(shù)國(guó)家工程實(shí)驗(yàn)室，江蘇 南京 210008)

重金屬污染對(duì)生態(tài)環(huán)境和人類健康具有潛在危害[1]。隨著我國(guó)經(jīng)濟(jì)快速發(fā)展，土壤重金屬污染程度日益加劇。2014年4月原環(huán)境保護(hù)部和原國(guó)土資源部發(fā)布的《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》顯示，我國(guó)耕地重金屬點(diǎn)位超標(biāo)率達(dá)19.4%，其中82.8%正遭受嚴(yán)重的鎘、汞、砷、銅、鉛污染，鎘污染尤為突出[2]。鎘具有較強(qiáng)的毒性，是影響人類健康的主要重金屬之一[3]。中堿性土壤主要分布于我國(guó)北方，其主要種植作物小麥?zhǔn)鞘澜缟献钪匾募Z食作物之一，我國(guó)小麥的地位僅次于水稻[4]。土壤中的鎘易被小麥吸收并富集于各個(gè)部位，小麥籽粒中累積的鎘可以通過(guò)食物鏈進(jìn)入人體，對(duì)人體健康造成嚴(yán)重危害[5]。因此，中堿性鎘污染農(nóng)田修復(fù)是亟待解決的難題。

目前治理土壤重金屬污染的方法較多，包括化學(xué)淋洗[6]、植物修復(fù)[7-8]和化學(xué)鈍化[9-10]等。然而部分方法在時(shí)間、成本和環(huán)境友好等方面有一定不足?；瘜W(xué)鈍化主要是通過(guò)降低土壤重金屬活性來(lái)治理重金屬污染[11-12]，該技術(shù)效果好且周期短，操作簡(jiǎn)單易行，是一種廉價(jià)且環(huán)保的治理方法。南方酸性土壤的鈍化修復(fù)技術(shù)較為成熟，是通過(guò)撒施鈍化劑與調(diào)節(jié)土壤pH值的共同作用，達(dá)到降低土壤重金屬活性的效果。而北方中堿性土壤本底pH值較高，無(wú)法通過(guò)提高pH值的方式進(jìn)行修復(fù)，需通過(guò)鈍化材料與重金屬間發(fā)生化學(xué)反應(yīng)生成沉淀物、絡(luò)合物、螯合物或通過(guò)表面吸附和離子交換作用固定重金屬。此外，部分鈍化劑在中堿性土壤中降鎘效果不穩(wěn)定，且重復(fù)性不好，稍微有效果的鈍化劑施用量卻很高(一般在w=1%以上)，不利于實(shí)際應(yīng)用。因此，研發(fā)施用量低且適合修復(fù)中堿性土壤重金屬污染的鈍化劑尤為重要。

部分學(xué)者進(jìn)行了硫化鈉鈍化土壤重金屬試驗(yàn)，結(jié)果表明硫化鈉主要通過(guò)改變土壤中可交換態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)的比例來(lái)影響重金屬在植物體內(nèi)的分配[13-15]。添加硫化鈉后重金屬容易形成溶解性低、相對(duì)穩(wěn)定的形態(tài)，從而導(dǎo)致重金屬在土壤中的移動(dòng)性和生物有效性降低。與硫化鈉相比，硫化鈣(CaS)具有不易潮解、分散性好等特性，更利于實(shí)際應(yīng)用。聚合二硫代氨基甲酸鈉(DTCR)是一種無(wú)毒無(wú)害的重金屬捕捉劑，它與重金屬有很強(qiáng)的絡(luò)合能力[16]。DTCR通過(guò)CSS—二硫代基團(tuán)提供電子與重金屬螯合，形成多硫螯合物[17]。近年來(lái)對(duì)DTCR的研究多集中在重金屬?gòu)U水處理方面[18-19]，關(guān)于DTCR對(duì)土壤重金屬治理研究較少[20]。2，4，6-三巰基均三嗪三鈉(TMT)也是一種無(wú)毒無(wú)害的重金屬捕捉劑，按其純度一般分為w=15%的TMT15(液體)和w=55%的TMT55(固體)。TMT中3個(gè)S—鍵能與多種重金屬離子螯合，形成極難溶于水且穩(wěn)定性良好的有機(jī)硫沉淀，因而常用于重金屬?gòu)U水處理[21-22]，鮮見(jiàn)關(guān)于TMT對(duì)土壤重金屬的治理研究[23]。

CaS、DTCR和TMT55這3種材料對(duì)土壤中重金屬的治理研究相對(duì)較少，特別是對(duì)中堿性土壤重金屬的治理研究更少。該研究以3種含硫材料CaS、DTCR和TMT55作為鈍化劑，通過(guò)土壤培養(yǎng)試驗(yàn)研究3種含硫鈍化劑對(duì)土壤二乙烯三胺五乙酸(DTPA)有效態(tài)鎘含量的影響，并對(duì)其鈍化效果進(jìn)行研究分析，以期為中堿性農(nóng)田土壤鎘污染的修復(fù)治理提供技術(shù)支持。

1 材料與方法

1.1 供試材料

河南新鄉(xiāng)和濟(jì)源兩地化工企業(yè)較多，部分地區(qū)使用污水灌溉，導(dǎo)致農(nóng)田重金屬污染嚴(yán)重。供試的2種來(lái)源土壤分別采自新鄉(xiāng)和濟(jì)源麥田，采樣深度為0～20 cm，野外采集后自然風(fēng)干，除去可見(jiàn)的石塊和根系，研磨后過(guò)2.0 mm孔徑篩備用。土壤部分理化性質(zhì)見(jiàn)表1，兩地土壤總鎘濃度均已超過(guò)GB 15618—2018《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》〔pH值>7.5時(shí)，w(Cd)≤0.6 mg·kg-1〕。

鈍化劑CaS、DTCR和TMT55分別來(lái)源于湖北七八九化工有限公司、武漢佰瑞特環(huán)保技術(shù)有限公司和吳江市杏雄金屬化工有限公司，其主要理化性質(zhì)見(jiàn)表2。其他試驗(yàn)材料如二水合氯化鈣、三乙醇胺(TEA)、DTPA等均為分析純。

表1 供試土壤基本理化性質(zhì)

Table 1 Physical and chemical properties of soil for experiment

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)與處理

1.2.1不同鈍化劑對(duì)土壤有效態(tài)鎘的影響

取2種來(lái)源土壤(新鄉(xiāng)和濟(jì)源土壤)，每個(gè)塑料盆裝土0.2 kg，分別添加CaS、DTCR、TMT55于土壤中，其投加量為土壤質(zhì)量的0.10%，用勺子充分拌勻后加等量去離子水，保持土壤含水率w=20%[20]。每個(gè)處理設(shè)置3個(gè)重復(fù)，并設(shè)置未投加鈍化劑的對(duì)照(CK)。在室溫下避光穩(wěn)定15 d后采集土壤樣品并檢測(cè)，土壤中有效態(tài)鎘含量按照GB/T 23739—2009《土壤質(zhì)量 有效態(tài)鉛和鎘的測(cè)定 原子吸收法》，DTPA提取后用Agilent Technologies 240Z AA型石墨爐原子吸收分光光度計(jì)測(cè)定。pH值測(cè)定使用雷磁PHS-3C型pH計(jì)[17]。

表2 鈍化劑理化性質(zhì)

Table 2 Physical and chemical properties of the passivators

鈍化劑w/%粒徑/mmpH值1)w(Cd)/(mg·kg-1)CaS≥40～460.07511.890.1DTCR990.1509～10未檢出TMT55550.1508.5～11未檢出

CaS為硫化鈣；DTCR為聚合二硫代氨基甲酸鈉；TMT55為w=55%的2，4，6-三巰基均三嗪三鈉固體。1)DTCR 和TMT55測(cè)定其w=10%水溶液的pH值。

1.2.2鈍化劑投加劑量對(duì)土壤有效態(tài)鎘的影響

取2種來(lái)源土壤，每個(gè)塑料盆裝土0.2 kg，分別添加CaS、DTCR、TMT55于土壤中，其投加量分別為土壤質(zhì)量的0.05%和0.10%，用勺子充分拌勻后加等量去離子水，保持土壤含水率w=20%。每個(gè)處理設(shè)置3個(gè)重復(fù)，設(shè)置未投加鈍化劑的對(duì)照(CK)。在室溫下避光穩(wěn)定15 d后，采集土壤樣品并檢測(cè)。

1.2.3鈍化劑穩(wěn)定時(shí)間對(duì)土壤有效態(tài)鎘的影響

取2種來(lái)源土壤，每個(gè)塑料盆裝土1.0 kg，分別添加CaS、DTCR、TMT55于土壤中，其投加量為土壤質(zhì)量的0.10%，用勺子充分拌勻后加等量去離子水，保持土壤含水率w=20%。每個(gè)處理設(shè)置3個(gè)重復(fù)，并設(shè)置未投加鈍化劑的對(duì)照(CK)。在室溫下避光穩(wěn)定7、15和30 d后，采集土壤樣品并檢測(cè)。

1.2.4數(shù)據(jù)分析方法

數(shù)據(jù)采用Excel 2013軟件進(jìn)行整理，采用SPSS 22.0統(tǒng)計(jì)分析各數(shù)據(jù)的差異顯著性，采用Origin 9.0軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)處理并制圖[17]。

2 結(jié)果與討論

2.1 鈍化劑對(duì)土壤有效態(tài)鎘的影響

新鄉(xiāng)和濟(jì)源土壤初始有效態(tài)鎘含量(DTPA提取)分別為1.56和0.97 mg·kg-1。如圖1所示，在2種土壤中分別添加w=0.10%的鈍化劑，穩(wěn)定15 d后，3種鈍化劑均能顯著降低土壤有效態(tài)鎘含量(P<0.05)。新鄉(xiāng)土壤中，添加CaS、DTCR和TMT55材料后的土壤有效態(tài)鎘含量較對(duì)照分別降低28.73%、59.91%、70.27%；濟(jì)源土壤中，添加CaS、DTCR和TMT55材料后土壤有效態(tài)鎘含量較對(duì)照分別降低19.68%、51.55%、53.61%。在2種土壤中3種鈍化劑降鎘效率均為TMT55>DTCR>CaS，其原因可能與3種鈍化劑和重金屬鎘之間的反應(yīng)機(jī)制有關(guān)。CaS進(jìn)入土壤后能夠形成S2-或HS-，可與土壤中的鎘形成穩(wěn)定且難溶的CdS沉淀，固定土壤中的可交換態(tài)鎘，顯著降低土壤鎘活性[24-25]；DTCR中的二硫代基團(tuán)(C)SS—能與鎘形成多硫螯合物[26-27]，同一鎘離子螯合的配價(jià)基極可能來(lái)自不同的DTCR分子，這樣生成的螯合物分子為高交聯(lián)、立體結(jié)構(gòu)，原DTCR的分子量為10萬(wàn)～15萬(wàn)，而生成的難溶螯合鹽的分子量可達(dá)到數(shù)百萬(wàn)甚至上千萬(wàn)，具有很強(qiáng)的穩(wěn)定性；TMT55有3個(gè)S—鍵，能與鎘螯合形成極難溶于水且穩(wěn)定性良好的有機(jī)硫沉淀[21-23]。

CaS—硫化鈣；DTCR—聚合二硫代氨基甲酸鈉； TMT55—w=55%的2，4，6-三巰基均三嗪三鈉固體。圖1 鈍化劑對(duì)土壤有效態(tài)鎘的影響Fig.1 Effects of passivators on the soil available Cd

3種鈍化劑在新鄉(xiāng)土壤中的降鎘率均高于濟(jì)源土壤，其原因可能是新鄉(xiāng)土壤有機(jī)質(zhì)含量(25.00 g·kg-1)高于濟(jì)源土壤(14.42 g·kg-1)。有機(jī)質(zhì)對(duì)土壤重金屬的作用主要有吸附作用、離子交換和絡(luò)合，有機(jī)質(zhì)中含有大量的氨基、羧基、環(huán)形氮化物、偶氮化合物、醚和酮等官能團(tuán)，能夠螯合重金屬，起到降低重金屬有效態(tài)的作用[28]。焦文濤等[29]試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，3種土壤有機(jī)質(zhì)含量由大到小為烏柵土(40.6 g·kg-1)>黃泥土(21.7 g·kg-1)>紅壤(9.1 g·kg-1)，同等條件下它們對(duì)鎘的吸附量也為烏柵土>黃泥土>紅壤，對(duì)鎘的解吸量為烏柵土<黃泥土<紅壤，結(jié)果表明土壤有機(jī)質(zhì)含量越高，吸附的鎘越多且解吸的鎘越少，土壤對(duì)鎘的固定作用越強(qiáng)。

2.2 鈍化劑投加劑量對(duì)土壤有效態(tài)鎘的影響

由圖2可見(jiàn)，2種土壤中，隨著3種鈍化劑投加量w從0.05%提高到0.10%，15 d后土壤有效態(tài)鎘含量較對(duì)照均顯著降低(P<0.05)。隨著鈍化劑投加劑量的增加，土壤中重金屬的結(jié)合位點(diǎn)也逐漸增多，有效態(tài)鎘含量逐漸降低。然而，在新鄉(xiāng)土壤中，DTCR投加量為0.05%和0.10%時(shí)，有效態(tài)鎘含量比CK分別降低53.60%和59.91%，投加量由0.05%增至0.10%時(shí)，土壤有效態(tài)鎘降幅僅增加6.31百分點(diǎn)；在濟(jì)源土壤中，TMT55投加量為0.05%和0.10%時(shí)，有效態(tài)鎘含量比CK分別降低49.48%和53.61%，投加量由0.05%增至0.10%時(shí)，土壤有效態(tài)鎘降幅僅增加4.13百分點(diǎn)。造成這些現(xiàn)象的原因可能與土壤中重金屬的結(jié)合位點(diǎn)有關(guān)[17]。陳杰等[20]進(jìn)行了幾種硫化物對(duì)紫色土汞的穩(wěn)定化效果研究，固定汞含量為150 mg·kg-1，按照不同S∶Hg 摩爾比(1∶1、5∶1、10∶1、20∶1、50∶1、100∶1)添加DTCR，在穩(wěn)定化處理60 d內(nèi)，汞浸出濃度始終維持在極低水平，不同投加劑量處理穩(wěn)定效率均在99.77% 以上，筆者的研究結(jié)果與其相符。

CaS—硫化鈣；DTCR—聚合二硫代氨基甲酸鈉；TMT55—w=55%的2，4，6-三巰基均三嗪三鈉固體。圖2 鈍化劑劑量對(duì)土壤有效態(tài)鎘的影響Fig.2 Effects of passivator dose on the available Cd in Xinxiang and Jiyuan soils

2.3 鈍化劑穩(wěn)定時(shí)間對(duì)土壤有效態(tài)鎘的影響

由圖3可見(jiàn)，隨著時(shí)間的推移，2種土壤中添加w=0.10%的CaS處理土壤有效態(tài)鎘含量逐漸升高(P<0.05)；添加w=0.10%的DTCR和TMT55處理土壤有效態(tài)鎘含量先降低再升高(P<0.05)。CaS在2種土壤中降鎘效率最高的時(shí)間是7 d時(shí)，此時(shí)新鄉(xiāng)和濟(jì)源土壤中有效態(tài)鎘含量比CK分別降低58.03%和52.11%；DTCR在2種土壤中降鎘效率最高的時(shí)間是15 d時(shí)，此時(shí)新鄉(xiāng)和濟(jì)源土壤中有效態(tài)鎘含量比CK分別降低59.91%和51.55%；TMT55在2種土壤中降鎘效率最高的時(shí)間是15 d時(shí)，此時(shí)新鄉(xiāng)和濟(jì)源土壤中有效態(tài)鎘含量比CK分別降低70.27%和53.61%。張江生等[23]進(jìn)行了新型TMT-硫酸鐵固定劑對(duì)重金屬污染土壤的修復(fù)研究，發(fā)現(xiàn)土壤中添加0.04 L·kg-1TMT(純度w為15%)和35.7 g·kg-1硫酸鐵的復(fù)配鈍化劑，在試驗(yàn)7、15、30和60 d時(shí)，土壤有效態(tài)鎘含量分別為0.19、0.009、0.46和0.38 mg·kg-1，降鎘效率最高的時(shí)間是試驗(yàn)15 d時(shí)，筆者的研究結(jié)果與其相符。分析其原因，可能是由于時(shí)間的推移，鈍化劑與重金屬鎘逐漸反應(yīng)完全，有效態(tài)鎘含量逐漸降低，試驗(yàn)到達(dá)一定天數(shù)后，由于土壤中其他重金屬離子如Pb、Zn等與鈍化劑反應(yīng)存在競(jìng)爭(zhēng)，導(dǎo)致有效態(tài)鎘含量有所升高[23]。

CaS—硫化鈣；DTCR—聚合二硫代氨基甲酸鈉；TMT55—w=55%的2，4，6-三巰基均三嗪三鈉固體。圖3 鈍化劑穩(wěn)定時(shí)間對(duì)土壤有效態(tài)鎘的影響Fig.3 Effects of passivator stabilization time on the available Cd in Xinxiang and Jiyuan soils

添加w=0.10%的CaS、DTCR和TMT55處理穩(wěn)定30 d后，新鄉(xiāng)土壤有效態(tài)鎘含量較對(duì)照分別降低21.15%、48.71%和41.69%，濟(jì)源土壤分別降低10.42%、40.43%和40.70%。其中，DTCR和TMT55降鎘效率均在40%以上，具有良好的穩(wěn)定性。這可能是因?yàn)槎嗔蛭镔|(zhì)比單硫物質(zhì)擁有更多的重金屬結(jié)合位點(diǎn)，且與重金屬形成的多硫結(jié)合產(chǎn)物比單硫結(jié)合產(chǎn)物更加穩(wěn)定[17]。

2.4 鈍化劑穩(wěn)定時(shí)間對(duì)土壤pH值的影響

由圖4可見(jiàn)，2種土壤中，隨著時(shí)間的推移，在7和15 d時(shí)，添加w=0.10%的CaS處理土壤pH值較CK顯著降低(P<0.05)，特別是在濟(jì)源土壤中，試驗(yàn)15 d時(shí)土壤pH值較CK降低0.28個(gè)單位。陳杰等[20]研究表明，在堿性土壤中添加Na2S能夠顯著降低土壤pH值，筆者的研究結(jié)果與其相符，說(shuō)明添加硫化物能夠在一段時(shí)間內(nèi)降低土壤pH值；在新鄉(xiāng)土壤中，隨著時(shí)間的推移，添加w=0.10%的DTCR均能顯著提高土壤pH值(P<0.05)，特別是在30 d時(shí)，土壤pH值較CK提高0.34個(gè)單位。添加w=0.10%的TMT55也能提高土壤pH值，但是效果不顯著。在濟(jì)源土壤中，隨著時(shí)間的推移，添加w=0.10%的DTCR和TMT55對(duì)土壤pH值的影響沒(méi)有明顯規(guī)律。

筆者研究中，堿性土壤pH值與土壤有效態(tài)鎘降低率沒(méi)有明顯的相關(guān)性。在酸性土壤修復(fù)過(guò)程中，只要簡(jiǎn)單地添加堿性材料就能夠提高pH值，降低土壤有效態(tài)鎘含量，達(dá)到一定的修復(fù)效果。但是在中堿性土壤中，調(diào)整pH值卻明顯行不通，必須通過(guò)添加鈍化材料與重金屬發(fā)生化學(xué)反應(yīng)，生成沉淀物、絡(luò)合物、螯合物或通過(guò)表面吸附和離子交換等復(fù)雜的作用才能固定重金屬，從而使土壤中有效態(tài)重金屬含量降低，達(dá)到修復(fù)目標(biāo)[30]。這或許是堿性土壤和酸性土壤鎘修復(fù)的最大區(qū)別。

CaS—硫化鈣；DTCR—聚合二硫代氨基甲酸鈉；TMT55—w=55%的2，4，6-三巰基均三嗪三鈉固體。圖4 鈍化劑穩(wěn)定時(shí)間對(duì)土壤pH值的影響Fig.4 Effects of passivator stabilization time on the pH in Xinxiang and Jiyuan soils

2.5 不同材料在中堿性土壤中降鎘效果的比較

不同材料在中堿性土壤中降鎘效率比較[31-43]見(jiàn)表3。材料類型主要包括含磷材料、黏土礦物、鐵鋁氧化物、赤泥、油菜粉末、椰殼生物炭及含腐殖酸物質(zhì)，土壤均為中堿性且種類較多，試驗(yàn)方法主要有土培、盆栽和大田，材料投加劑量w在0.4%～3%之間。表3主要比較的是DTPA-Cd降低效率，部分大田試驗(yàn)還包括作物降鎘效率。這些材料降鎘效率高低不一，部分材料在40%以上，但其投加劑量非常高，可能是筆者試驗(yàn)的10倍以上。

含磷材料的降鎘方式主要是磷酸鹽與重金屬產(chǎn)生共沉淀作用。羥基磷灰石、鈣鎂磷肥在高添加量(w=2%)時(shí)，土壤DTPA-Cd降低率可達(dá)45.16%～73.4%[31-32]，磷酸二氫鉀在添加量稍低(w=0.4%)時(shí)，土壤DTPA-Cd降低率僅為10.5%～19.4%[33]，含磷材料在高添加量時(shí)有很好的降鎘效果，但不利于工程實(shí)際應(yīng)用，且過(guò)多的磷容易造成水體污染。

黏土礦物具有較大的比表面積和孔隙度，結(jié)構(gòu)層帶電荷，有較強(qiáng)的吸附能力和離子交換能力，主要通過(guò)吸附、配位、共沉淀等方式與重金屬結(jié)合，黏土礦物中海泡石的施用效果在不同研究中存在顯著差異，存在不確定性[32，34]，而w=3%的膨潤(rùn)土可使低污染土壤有效態(tài)鎘含量降低30%以上[35]，需要較大的施用量才能達(dá)到預(yù)期效果，高投入量不僅增加成本，還會(huì)對(duì)土壤產(chǎn)生一定的危害。因此，單一黏土礦物不適用于中堿性農(nóng)田土壤修復(fù)。任麗英等[37]研究表明，在添加鐵鋁復(fù)合氧化物后，土壤交換態(tài)鎘含量明顯降低。赤泥富含鐵鋁氧化物，是制鋁工業(yè)提取氧化鋁時(shí)排出的污染性廢渣[38]，但其含有多種微量元素，放射性主要來(lái)自鐳、釷、鉀，屬于危險(xiǎn)固體廢物，赤泥附液pH值大于12.5則屬于有害廢渣，因此赤泥不適用于農(nóng)田土壤修復(fù)。

表3 不同材料的降鎘效率

Table 3 The cadmium reduction efficiency of different materials

材料土壤類型pH值添加量w /%方法試驗(yàn)效果文獻(xiàn)羥基磷灰石褐潮土8.12IDTPA-Cd降低47.8%、45.16%[31]鈣鎂磷肥潮土7.432IDTPA-Cd降低65.6%～73.4%[32]鈣鎂磷肥—8.311、2I/FDTPA-Cd降低35.3%,小麥地上部Cd降低10.38%[32]磷酸二氫鉀—7.930.4PDTPA-Cd降低10.5%～19.4%,黑麥草地上部Cd降低31.4%～73.6%[33]海泡石潮土7.431～4IDTPA-Cd最高降低3.29%[32]海泡石沙壤土8.030.4～0.6FDTPA-Cd降低12.8%～17.9%[34]膨潤(rùn)土褐土8.013P低污染土壤可交換態(tài)Cd降低36.34%[35]膨潤(rùn)土褐土7.851PDTPA-Cd降低25.2%,油菜植株Cd降低44%[36]鐵鋁氧化物—7.61P交換態(tài)Cd降低89.51%[37]赤泥黃泥土7.121I交換態(tài)Cd降低17.32%[38]油菜粉末褐潮土8.12IDTPA-Cd降低52%～57%[31]椰殼生物炭—8.311、2IDTPA-Cd降低69.8%、99.08%[39]雞糞黑土7.242IDTPA-Cd降低30.5%[40]雞糞栗鈣土8.482IDTPA-Cd降低49.6%[40]蠶沙—8.172IDTPA-Cd降低39.2%[41]腐殖酸—7.400.5、1.5PDTPA-Cd降低14.3%、23.9%,油菜地上部Cd分別降低31.2%、35.7%[42]風(fēng)化煤—8.231ITCLP-Cd降低67.2%[43]CaS鈣積褐土7.950.1IDTPA-Cd降低21.15%筆者試驗(yàn)CaS普通褐土7.630.1IDTPA-Cd降低10.42%筆者試驗(yàn)DTCR鈣積褐土7.950.1IDTPA-Cd降低48.71%筆者試驗(yàn)DTCR普通褐土7.630.1IDTPA-Cd降低40.43%筆者試驗(yàn)TMT55鈣積褐土7.950.1IDTPA-Cd降低41.69%筆者試驗(yàn)TMT55普通褐土7.630.1IDTPA-Cd降低40.70%筆者試驗(yàn)

I為土培試驗(yàn)；F為田間試驗(yàn)；P為盆栽試驗(yàn)。CaS為硫化鈣；DTCR為聚合二硫代氨基甲酸鈉；TMT55為w=55%的2，4，6-三巰基均三嗪三鈉固體?！啊北硎驹墨I(xiàn)未說(shuō)明。

有機(jī)廢物不僅能改善土壤肥力，還可以作為有效的重金屬吸附和絡(luò)合劑，應(yīng)用于農(nóng)田Cd污染修復(fù)。其中油菜粉末[31]、椰殼生物炭[39]、風(fēng)化煤[43]的鈍化效果較好。油菜主要種植于南方，來(lái)源受限且不易儲(chǔ)存和運(yùn)輸，操作不便，因而不適用于中堿性農(nóng)田土壤修復(fù)。椰殼生物炭因其特殊的表面性質(zhì)、價(jià)格適中、應(yīng)用效果好，可用于農(nóng)田土壤修復(fù)。風(fēng)化煤屬于工業(yè)廢棄物，本身存在一定的污染，不適于用作土壤調(diào)理劑。筆者試驗(yàn)表明，DTCR和TMT55投加量w=0.1%時(shí)，2種土壤降鎘效率均在40%以上，與其他材料相比，具有低劑量、高效率的優(yōu)點(diǎn)。

3 結(jié)論

(1)在新鄉(xiāng)和濟(jì)源土壤中，隨著3種鈍化劑投加劑量w從0.05%提高到0.10%，穩(wěn)定15 d后，土壤有效態(tài)鎘含量較對(duì)照均有不同程度的明顯降低(P<0.05)，添加w=0.10%的CaS、DTCR和TMT55，穩(wěn)定15 d后，與對(duì)照相比，降鎘效率順序均為TMT55>DTCR>CaS，其中，添加DTCR和TMT55材料后2種土壤有效態(tài)鎘含量較對(duì)照的降低率在51.55%～70.27%之間。

(2)在新鄉(xiāng)和濟(jì)源土壤中添加w=0.10%的DTCR和TMT55，穩(wěn)定30 d后，較空白對(duì)照相比，降鎘效率在40.43%～48.71%之間。與其他材料相比，DTCR和TMT55具有低劑量、高效率的優(yōu)點(diǎn)，是潛在的中堿性土壤重金屬鎘修復(fù)材料。