硅肥和磷礦粉復(fù)配對垃圾填埋場重金屬污染土壤的修復(fù)

關(guān)鍵詞 硅肥； 磷礦粉； 復(fù)配鈍化劑； 重金屬污染； 污染土壤； 土壤修復(fù)

中圖分類號 X53 ； X173 文獻(xiàn)標(biāo)識碼 A 文章編號 1000-2421（2024）03-0185-09

我國現(xiàn)有村莊236.1 萬個，村莊戶籍人口達(dá)7.72億（https：//www. mohurd. gov. cn/gongkai/fdzdgknr/sjfb/tjxx/）。據(jù)此測算，我國村鎮(zhèn)人均垃圾日產(chǎn)量為0.7～1.1 kg/（人·d）［1］，垃圾年產(chǎn)量達(dá)3 億t。生活垃圾含Cd、Cu、Pb、Zn 等重金屬，隨意堆放處置時產(chǎn)生的滲濾液會造成土壤和地下水的污染［2］。研究表明，垃圾堆放區(qū)周邊土壤中重金屬含量較對照區(qū)的明顯增高［3］。重金屬離子進(jìn)入土壤后，破壞生態(tài)環(huán)境功能，并威脅人體健康［4］。村鎮(zhèn)垃圾填埋場周邊土壤重金屬污染成為目前亟需解決的重要問題之一。

目前，國內(nèi)外修復(fù)重金屬污染土壤的方法主要有化學(xué)法、物理法和生物法。其中，化學(xué)鈍化法具有成本低、高效等優(yōu)點，被廣泛應(yīng)用于土壤修復(fù)中［5］。原位化學(xué)鈍化技術(shù)是在污染土壤中添加鈍化劑，通過吸附、離子交換、溶解-共沉淀、表面絡(luò)合等方式，降低土壤中重金屬的遷移性和生物有效性［6］。在鈍化材料中，硅肥和磷礦粉對重金屬具有良好的鈍化效果。在添加外源鎘的土壤中施入硅肥能夠生成類似于Si-O-Pb 沉淀物、Pb3SiO5 或Pb2SiO4 等沉淀，該沉淀在強酸或強堿下溶解度都較低［7］。硅肥的添加量過少，對重金屬的鈍化效果不明顯，使用更高添加量的硅肥鈍化堿性Cd 污染的土壤，具有更好的效果，當(dāng)施加量為1% 和2% 時，對Cd 的鈍化率分別達(dá)到50% 和70%［8］。磷礦粉是具有較高的pH 值堿性礦物，可通過釋放磷來有效地鈍化土壤中的重金屬。研究發(fā)現(xiàn)，在Pb、Zn、Cu 復(fù)合污染土壤中施加磷礦粉或H₃PO₄ 鈍化14 周后，產(chǎn)生PbFe₆（SO₄）₄（OH）₁₂、Pb₅（PO₄）₃（OH）等沉淀，從而降低土壤重金屬的移動性和生物有效性［9］。使用0.4% 的磷礦粉處理土壤重金屬，交換態(tài)Cd 和Pb 含量分別降低44.8% 和44.9%，且磷礦粉的粒徑越小，施用量越大，處理效果越好［10］。向Pb 污染的土壤中施入0.2% 磷礦粉30 d后，交換態(tài)Pb 含量顯著下降，殘渣態(tài)Pb 顯著增加［11］。而磷礦粉修復(fù)重金屬Cd、Pb 復(fù)合污染土壤時，能夠降低土壤交換性Cd、Pb 的含量，且隨著磷礦粉用量的增加效果逐漸增強［12］。

由于垃圾填埋場土壤成分的復(fù)雜性，其中多種重金屬共存形成復(fù)合污染。對于復(fù)合污染土壤而言，單一的鈍化劑很難達(dá)到修復(fù)應(yīng)用的標(biāo)準(zhǔn)，且存在經(jīng)濟(jì)適用性及環(huán)境風(fēng)險各方面的弊端［13］。因此，多采用鈍化材料的復(fù)配修復(fù)方式。研究表明，與單施磷礦粉（25～50 g/kg）和單施硅肥（50 g/kg）相比，硅肥和磷礦粉復(fù)配使土壤中可交換態(tài)Cd 降低了19.85%～21.31%［14］。硅磷配施可以使煙草種植的土壤中可交換態(tài)Pb 含量降低48.76%，并使可交換態(tài)Pb 向鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機態(tài)和殘渣態(tài)轉(zhuǎn)化［15］。

紫色土區(qū)域是我國主要的人口聚集區(qū)和糧食產(chǎn)區(qū)之一，其有機質(zhì)含量低，礦質(zhì)養(yǎng)分含量豐富，土壤固結(jié)性差，如管理不當(dāng)，易發(fā)生水土流失［16］。目前，關(guān)于紫色土區(qū)土壤重金屬污染的鈍化研究主要以單一鈍化劑為主，且主要集中于農(nóng)田，對垃圾填埋場土壤重金屬污染修復(fù)的研究尚缺乏，鈍化劑復(fù)配對重金屬的鈍化效果及內(nèi)在機制尚有待探究。因此，本研究選取硅肥和磷礦粉為鈍化劑，以四川省鹽亭縣村鎮(zhèn)簡易垃圾填埋場的紫色土為研究對象，探討硅肥（0.5%、1.0%，質(zhì)量分?jǐn)?shù)）和磷礦粉（0.2%、0.4%、1.0%，質(zhì)量分?jǐn)?shù)）復(fù)配對重金屬（Cd、Cu、Pb、Zn）有效性的影響，以期為我國簡易垃圾填埋場污染土壤的重金屬鈍化修復(fù)提供理論和技術(shù)參考。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試土壤于2021 年2 月取自四川鹽亭縣云溪鎮(zhèn)簡易垃圾填埋場（105°36′48.78″E，31°25′81.75″N），年平均氣溫16.7 ℃，年平均降雨量863.1 mm，氣候類型為亞熱帶濕潤季風(fēng)氣候，成土母質(zhì)為紫色砂巖。該垃圾填埋場為當(dāng)?shù)卮迕穸嗄陜A倒、填埋生活垃圾而形成，呈扇形分布。土壤與垃圾摻混在一起，大部分生活垃圾已經(jīng)被土壤和植被覆蓋，并且在垃圾傾倒坡的附近種有蘿卜等食用蔬菜，在夏季還會種植玉米等糧食作物。2021 年2 月，在垃圾傾倒坡通過五點采樣法采集表層土壤（0～20 cm），用密封袋封存帶回實驗室。土樣風(fēng)干后去除礫石及植物殘體，磨細(xì)分別過孔徑2.00、0.85、0.15 mm 篩備用。

供試土壤pH 為8.40，有機質(zhì)含量為71.13 g/kg，速效氮為767.8 mg/kg，速效磷為23.58 mg/kg，速效鉀為239.5 mg/kg，Cd、Cu、Pb、Zn 的含量分別為3.18、77.06、86.83、330.0 mg/kg， 標(biāo)準(zhǔn)土壤Cd、Cu、Pb、Zn 的含量分別為0.6、100、350、300 mg/kg。供試土壤重金屬全量與土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)（GB15618—2018 土壤環(huán)境質(zhì)量-農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)）比較，重金屬Cd 超出標(biāo)準(zhǔn)5 倍以上，Zn 也存在超標(biāo)現(xiàn)象，其他元素沒有超過農(nóng)用土壤污染風(fēng)險篩選值。

硅肥是以煉鋼廢棄物鋼渣作為硅肥原料生產(chǎn)而成，形狀為白色顆粒狀，SiO₂ 含量≥20%，CaO 含量為23%，購于武漢高飛生物科技有限公司。磷礦粉主要成分為Ca₅（PO₄）₃OH，購于上海維塔化學(xué)試劑有限公司，研磨過孔徑0.15 mm 篩備用。硅肥的Cd、Cu、Pb、Zn 含量分別為0.49、0.96、9.24、5.33 mg/kg；磷礦粉的Cd、Cu、Pb、Zn 含量分別為0.52、20.48、4.70、16.70 mg/kg，硅肥和磷礦粉的重金屬含量均未超過農(nóng)用土壤污染風(fēng)險篩選值。

1.2 試驗設(shè)計

設(shè)置硅肥添加量為0.5%、1%（質(zhì)量分?jǐn)?shù)，下同）的2 個水平，磷礦粉添加量為0.2%、0.4%、1%（質(zhì)量分?jǐn)?shù)，下同）的3 個水平。硅肥和磷礦粉復(fù)配，并以不施鈍化劑的土壤為對照，共設(shè)置7 個處理分別記為：CK、Si1P1、Si1P2、Si1P3、Si2P1、Si2P2、Si2P3。每個處理設(shè)置3 個重復(fù)（表1）。取過孔徑0.85 mm 篩的土樣裝入塑料杯中，加入上述比例的鈍化劑混勻。利用稱重法添加去離子水使土壤含水量保持在田間持水量的 60％。培養(yǎng)后第90 天取樣，土壤樣品自然風(fēng)干，磨細(xì)分別過0.85、0.15 mm 孔徑篩，貯存于封口袋中備用。

1.3 測定方法

土壤pH 采用蒸餾水浸提（水土質(zhì)量比為2.5∶1），pH 計（FE-20，雷茲，中國）測定；土壤電導(dǎo)率（EC）采用水土質(zhì)量比10︰1（去離子水），電導(dǎo)率儀（DDS-307，雷磁，中國）測定；土壤有機質(zhì)采用重鉻酸鉀容量法-外加熱法；土壤堿解氮含量采用堿解擴散法；土壤速效磷含量采用0.5 mol/L NaHCO₃ 提取，鉬銻抗比色法［17］。

土壤有效態(tài)重金屬提取采用二乙烯三胺五乙酸（DTPA）浸提法（GB 23739—2009），以DTPA-Cd、DTPA-Cu、DTPA-Pb、DTPA-Zn 表示；土壤重金屬的毒性浸出試驗（toxicity characteristic leaching procedure，TCLP）是美國環(huán)保署制定的重金屬污染評價方法，是衡量重金屬污染水平常用的方法之一，以TCLP-Cd、TCLP-Cu、TCLP-Pb、TCLP-Zn 表示；將5.7 mL 冰醋酸溶于蒸餾水中，定容1 L（保證pH 值在2.88±0.05）作為提取液，提取液中的重金屬質(zhì)量濃度（mg/L）即為TCLP 法提取的質(zhì)量濃度［18］。土壤重金屬形態(tài)分級采用歐盟BCR 四步順序提取法［19］。土壤和鈍化材料的重金屬全量均用鹽酸、硝酸和高氯酸消解［20］，電感耦合等離子體質(zhì)譜儀（ICP-MS，安捷倫，美國）測定。

鈍化材料表面官能團(tuán)采用傅里葉變換紅外光譜儀測定（FT-IR，VER-TEX70，德國），采用溴化鉀壓片法，稱取溴化鉀（分析純）和鈍化劑樣品混合研磨，研磨至無顆粒感且無明顯色差壓成薄片，測定的波數(shù)范圍為450～4 000 cm^?1。鈍化材料礦物組成采用X 射線衍射光譜分析（Bruker D8，德國），將鈍化材料放入玻片上進(jìn)行壓片，使用Bruker D8 X 射線衍射儀的銅靶輻射，管壓為40 kV，管流為40 mA。粉末片掃描角度為5°～85°，掃描速度為2 °/min。試驗中使用Jade 6.0 軟件對XRD 圖譜進(jìn)行數(shù)據(jù)的分析。

1.4 土壤重金屬污染評價及數(shù)據(jù)分析

重金屬風(fēng)險評估不僅取決于重金屬含量，還取決于化學(xué)形態(tài)和生物可利用性等。風(fēng)險評價系數(shù)（risk assessment code，RAC）是基于重金屬形態(tài)學(xué)研究而產(chǎn)生的一種評價方法［21］，當(dāng)重金屬活性形態(tài)占各形態(tài)之和的比例lt;1 時，為無污染；所占比例在1～10 為輕度污染；比例在10～30 為中度污染；比例在30～50 為重度污染；比例gt;50 為極度污染；重金屬活性形態(tài)占各形態(tài)之和的比例越高，對環(huán)境造成危害越大。本研究中采用BCR 連續(xù)提取法，以弱酸提取態(tài)和可還原態(tài)作為重金屬活性形態(tài)。

式（2）中，C0為對照土壤中重金屬DTPA 有效態(tài)含量，C 為鈍化培養(yǎng)后土壤重金屬DTPA 有效態(tài)含量。

采用Microsoft Excel 2016、SPSS 25.0、Origin2021 進(jìn)行數(shù)據(jù)處理、相關(guān)性分析、方差分析和圖表制作。

2 結(jié)果與分析

2.1 鈍化培養(yǎng)后土壤重金屬有效態(tài)的變化

相比于CK，硅肥和磷礦粉復(fù)配處理均有效降低了土壤中DTPA-Cd 含量（圖1A），由對照處理的0.193 8 mg/kg 下降到0.134 1～0.166 5 mg/kg。隨著硅肥、磷礦粉添加量的增加，Cd 鈍化率增加。其中，Si2P3 處理的鈍化效果最為顯著，鈍化率為30.79%，其次是Si2P2 處理，鈍化率為25.52%。施加復(fù)配鈍化劑后，土壤DTPA-Cu 的濃度（圖1B）由對照處理的15.36 mg/kg 降低到11.17～13.13 mg/kg。不同含量的硅肥、磷礦粉對Cu 修復(fù)效果無顯著差異，Si2P3處理最佳，鈍化率為27.27%。施入復(fù)配鈍化劑降低了DTPA-Pb 的含量（圖1C），其中Si2P3 處理的鈍化效果最為顯著，鈍化率達(dá)到了27.13%，其次為Si2P1處理的18.38%。不同處理顯著降低了土壤中DTPA-Zn 的含量（圖1D），由對照處理的50.82 mg/kg 降低到32.08～45.92 mg/kg，其中，Si2P3 處理的鈍化效果最好，鈍化率為36.88%。隨著硅肥添加量的增加，Zn 鈍化率顯著增加。

2.2 鈍化培養(yǎng)對土壤重金屬毒性浸出量的影響

不同比例復(fù)配處理使土壤中TCLP-Cd 含量（表2）由對照處理的0.067 7 mg/kg 降低到0.055 0～0.066 7 mg/kg；其中，Si2P1 處理的降低效果最為顯著，降低幅度達(dá)到18.76%。培養(yǎng)后土壤Cu 的毒性浸出量明顯降低，降幅達(dá)到0.39%～18.20%；其中，Si2P1 處理使TCLP-Cu 含量降低了0.057 4 mg/kg。對于Pb，復(fù)配處理使土壤中TCLP-Pb 含量降低0.012 3～0.166 3 mg/kg；其中，Si2P1 和Si2P2 處理的降低效果最為顯著，降幅均為70% 以上。對于重金屬Zn，不同復(fù)配處理均有一定的降低效果，降低幅度大小順序依次為Si2P1gt;Si2P2gt;Si1P1gt;Si1P2gt;Si2P3gt;Si1P3。

硅肥和磷礦粉對重金屬的有效態(tài)含量和毒性浸出量的方差分析反映了鈍化劑的主效應(yīng)和交互效應(yīng)（表3），結(jié)果可見復(fù)配鈍化劑中的硅肥顯著影響了4 種重金屬的有效性或毒性，而磷礦粉顯著影響Cd、Cu、Pb 3 種重金屬有效性或毒性。磷礦粉單獨對Zn 的修復(fù)效果并不理想，但復(fù)配鈍化劑對Zn 鈍化率卻高達(dá)46.16%。可能原因是復(fù)配鈍化劑中的硅肥含有大量O-Si-O、CO₃^2?、Si-O-Si，與重金屬發(fā)生化學(xué)反應(yīng)，生成硅酸鹽化合物沉淀，增強對Zn 的修復(fù)效果。

2.3 鈍化培養(yǎng)后土壤重金屬的形態(tài)分級

根據(jù)各處理的DTPA、TCLP 有效態(tài)含量的變化，選取CK、Si2P1 和Si2P3 處理的土壤進(jìn)行重金屬形態(tài)分級，結(jié)果如圖2 所示。培養(yǎng)90d 后，Si2P1和Si2P3 處理使土壤中Cd 活性較高部分（弱酸提取態(tài)+可還原態(tài)）的占比由對照的17.76% 分別下降到17.13% 和17.21%，并使殘渣態(tài)Cd 的占比分別提高了1.04% 和1.71%，但對Cd 的可氧化態(tài)沒有顯著影響。Si2P1 和Si2P3 處理使土壤中弱酸提取態(tài)Cu 占比略有提高；對于可還原態(tài)Cu，Si2P1 處理由對照的12.40% 下降到10.76%，而Si2P3 處理則升高到13.71%；與CK 相比，Si2P1 處理的土壤中Cu 活性較低部分（可氧化態(tài)+殘渣態(tài)）的占比升高1.55%，而Si2P3 處理的降低3.49%。與對照相比，Si2P1 處理下Pb 的弱酸提取態(tài)含量由0.764 2 mg/kg 下降到0.250 4 mg/kg，其形態(tài)占比也由0.88%下降到0.29%，并使土壤中Pb 活性較低部分的占比由56.36% 升高到58.32%。Si2P3 處理下Zn 的活性較高部分占比由對照的56.52% 下降到54.62%，Si2P3 處理殘渣態(tài)的占比相比于對照提高了6.18%。

2.4 鈍化培養(yǎng)對土壤pH及EC的影響

與對照相比，各處理的土壤pH（圖3A）均有增加 （Si1P3 除外），增加幅度為0.16～0.93。其中，Si2P1 處理的土壤pH 增幅最大，由對照處理的7.72升高至8.66，而Si1P3 處理的土壤pH 下降到7.55。施加復(fù)配鈍化劑后顯著提高了土壤電導(dǎo)率（圖3B），其中，Si2P3 處理電導(dǎo)率變化最顯著，由對照處理的4.88 μS/cm 提高到13.89 μS/cm。

2.5 土壤重金屬污染的生態(tài)風(fēng)險評估

鈍化培養(yǎng)前后土壤重金屬風(fēng)險評價系數(shù)如表4所示。根據(jù)重金屬活性形態(tài)所占比例與土壤污染程度的關(guān)系判定，鈍化培養(yǎng)前，供試土壤中Cd、Cu 為中度污染，Pb、Zn 為極度污染。鈍化培養(yǎng)90 d 后土壤重金屬的風(fēng)險評價系數(shù)明顯下降，Si2P1 和Si2P3 處理使Cd、Cu 的風(fēng)險評價系數(shù)分別下降3.64、3.56 百分點和7.03、3.54 百分點，供試土壤中Cd、Cu 仍為中度污染；Pb、Zn 的風(fēng)險評價系數(shù)分別下降43.41、37.00 百分點和19.26、22.30 百分點，Pb 為重度污染，Zn 為極度污染。其中，土壤中Pb 的風(fēng)險系數(shù)降幅最大。

2.6 土壤各因素和風(fēng)險評價之間的相關(guān)性

土壤DTPA 提取態(tài)重金屬與pH、EC及風(fēng)險評價系數(shù)的相關(guān)性分析如表5 所示。不同重金屬DTPA形態(tài)間呈顯著正相關(guān)關(guān)系，表明供試的4種重金屬共同威脅著生態(tài)環(huán)境安全。重金屬（Cu 除外）的風(fēng)險評價系數(shù)與DTPA 有效態(tài)含量呈顯著正相關(guān)。EC值與重金屬的DTPA 提取態(tài)含量呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系。pH 與重金屬的風(fēng)險評價系數(shù)呈顯著負(fù)相關(guān)，其中與Pb 呈極顯著負(fù)相關(guān)，表明土壤堿性越大重金屬的活性越低。

3 討論

在本研究中，施用復(fù)配鈍化劑后，土壤中重金屬DTPA 有效態(tài)含量和毒性浸出量都呈顯著降低的趨勢。施入復(fù)配鈍化劑后，土壤中Cd、Cu、Pb、Zn 的鈍化率最高分別可達(dá)到30.79%、27.27%、27.13%、46.16%。這是因為施入復(fù)配鈍化劑后各處理的pH值顯著提高，土壤中氫離子濃度下降，與重金屬離子的競爭減弱；土壤中氫氧根離子濃度提高，重金屬更容易形成氫氧化物沉淀，減弱重金屬的生物毒性［22］。研究發(fā)現(xiàn)，硅肥的加入能夠改變土壤酸堿性，并且隨著硅素物質(zhì)添加量的增加，土壤pH 逐漸升高［23］。硅肥和磷礦粉的聯(lián)合施用，使得土壤EC 顯著增大，這可能是由于硅肥和磷礦粉本身具有較高的離子含量，使土壤的EC 值升高。土壤pH 值和電導(dǎo)率升高，引起土壤表面電荷改變，促進(jìn)土壤膠體對重金屬離子的吸附，從而降低土壤中重金屬離子的活性［24］。另外，pH 值和EC 值升高，促進(jìn)重金屬離子吸附于氟磷灰石表面，以同晶替代的方式進(jìn)入羥基磷灰石晶格內(nèi)，降低了重金屬的生物有效性［25］。此外，硅肥施入土壤后，硅酸根離子和土壤中的重金屬Cd、Pb 的離子能夠形成不溶性的硅酸鹽化合物，改變重金屬在土壤中的賦存形態(tài)，抑制重金屬在土壤中的毒害作用。研究表明，有效硅含量的增加會使土壤中重金屬Cd 與Si 形成Si-Cd 的絡(luò)合物結(jié)構(gòu)，從而降低土壤中Cd 的活性［26］。含磷物質(zhì)對土壤中重金屬的固定機制以沉淀作用為主，在堿性土壤中，磷酸鹽可以與Pb 生成氧化物和磷酸鹽等化合物，減少了其生物活性形態(tài)占比。其次，磷礦粉含有方解石和氟磷灰石（Ca₁₀（PO₄）₆OH₂），水解產(chǎn)生的CO₃^2?會形成CdCO₃、PbCO₃、ZnCO₃、CuCO₃ 等沉淀，降低高活性形態(tài)的重金屬含量［27］。

復(fù)配鈍化劑對污染土壤的修復(fù)不僅是磷礦粉和硅肥鈍化機制的簡單相加，更是二者相互影響的結(jié)果。整體來說，硅肥和磷礦粉復(fù)配對污染土壤中重金屬的鈍化機制主要表現(xiàn)為5 個方面：提高土壤pH值，使重金屬形成氫氧化物沉淀；增加土壤EC 值，促進(jìn)土壤膠體對重金屬的吸附；鈍化劑中的硅酸鹽、方解石等物質(zhì)水解產(chǎn)生的CO₃^2?與重金屬生成的碳酸鹽沉淀；重金屬在磷礦物表面發(fā)生靜電吸附、同晶替代進(jìn)入礦物晶格，發(fā)生共沉淀被固定；硅肥中的O-Si-O、CO₃^2? 、Si-O-Si 等基團(tuán)和磷礦粉中的H₂PO₄^? 、PO₄^3?等基團(tuán)，分別與重金屬生成硅酸鹽化合物沉淀和不溶性的磷酸鹽。

硅肥和磷礦粉復(fù)配處理培養(yǎng)90 d 后，土壤中Cd 活性較高部分（弱酸提取態(tài)+可還原態(tài)）的占比在Si2P1 和Si2P3 處理由對照土壤的17.76% 分別下降到17.13% 和17.21%，并使殘渣態(tài)Cd 含量的占比分別提高了1.04% 和1.71%。這表明土壤中Cd 的鈍化可能是由弱酸提取態(tài)和可還原態(tài)向可氧化態(tài)和殘渣態(tài)轉(zhuǎn)化，由活性較高的形態(tài)變?yōu)榛钚暂^低的形態(tài)，RAC 生態(tài)風(fēng)險評估的結(jié)果也印證了上述結(jié)論。

綜上，施入硅肥和磷礦粉復(fù)配鈍化劑后，pH 增加了0.16～0.93，土壤電導(dǎo)率顯著提升 （Plt;0.05）。施入硅肥和磷礦粉復(fù)配鈍化劑90 d 后，土壤中重金屬的有效性顯著降低。隨著磷礦粉和硅肥施入量的增加，對土壤重金屬的鈍化效果增強。其中，Si2P3 處理的效果最好，對Cd、Cu、Pb、Zn 的鈍化率分別為30.79%、27.27%、27.13%、36.88%。不同比例復(fù)配處理對土壤重金屬毒性浸出量均有降低，Si2P2 處理對TCLP-Pb 降低效果最顯著，降幅為70% 以上。添加復(fù)配鈍化劑后，土壤重金屬的弱酸提取態(tài)和可還原態(tài)占比降低，殘渣態(tài)含量升高，重金屬向活性較低的形態(tài)轉(zhuǎn)化。Si2P1、Si2P3 處理使土壤中重金屬的RAC 風(fēng)險系數(shù)顯著降低。

自然界中低品位的磷礦粉價格低廉、易得，中國中低品位的磷礦資源儲量大，且該方法對土壤環(huán)境的擾動少，還可以向作物提供磷素。而硅肥作為無毒、無公害的中量元素肥料，既可以促進(jìn)營養(yǎng)物質(zhì)積累、還可以作為土壤修復(fù)劑，改善土壤環(huán)境。在本研究中， Si2P3 的處理對于降低重金屬有效性的效果最佳；但在實際應(yīng)用方面，Si2P1 處理鈍化劑施用量更低，更經(jīng)濟(jì)環(huán)保。但鈍化劑施用量是否過高以及是否會造成未知的環(huán)境風(fēng)險，還需要進(jìn)一步的研究，以全面評估該技術(shù)的適用性。

（責(zé)任編輯：陸文昌）