不同鈍化劑對鉛鎘復合污染土壤鈍化效果及影響因素研究

劉娟 ，張乃明 *，袁啟慧

1. 云南農業大學植物保護學院，云南 昆明 650201；2. 云南農業大學資源與環境學院，云南 昆明 650201；3. 云南省土壤培肥與污染修復工程實驗室，云南 昆明 650201

土壤的重金屬污染日益嚴重，已經成為威脅全球土壤環境質量的一大問題（張迪等，2018）。根據環境保護部和國土資源部聯合發布的《全國土壤污染狀況調查公報》，耕地土壤點位超標率為19.4%，超標元素以重金屬為主，其中，鎘、鉛兩種重金屬元素點位超標率分別為7.0%和1.5%，鎘在所有污染物中超標率最高（金睿等，2016）。據統計，中國目前受重金屬污染耕地面積約 2.0×107hm2，占耕地面積的20%左右（杜彩艷等，2015）。進入到土壤中的重金屬難以被土壤微生物所降解，但可通過生物的富集作用在植物體內富集、轉化，危害人類的健康與生命。因此，選用合適的方法治理和修復重金屬污染土壤對于保障農產品質量安全以及維護人體健康具有重要意義。

目前重金屬污染土壤治理和修復方法可分為物理法、化學法、生物學法、生態法和土壤農化調控法，或幾種方法的聯合（張乃明，2013；張連科等，2018）?；瘜W鈍化修復技術因其操作簡單、低價高效等優點已成為土壤重金屬污染修復的研究熱點（陳盾等，2020）?；瘜W鈍化是普遍采用的一種重金屬污染土壤修復治理的方法（金睿等，2016），就是通過向重金屬污染土壤中添加有機鈍化劑（生物炭、糞肥、秸稈等）、無機鈍化劑（黏土礦物、磷酸鹽類和金屬氧化物等）和納米材料（碳質納米材料、改性納米材料、納米性礦物以及零價金屬材料）等改良劑（宋正國等，2011；樊霆等，2013；殷飛等，2015；孫約兵等，2015；崔巖山等，2018；路軻等，2020），降低重金屬在環境中的遷移性和生物有效性，從而達到修復土壤的目的（袁興超等，2019）。不同的鈍化材料對污染土壤的鈍化修復效果不同。吳迪等（2019）以海泡石、磷酸二氫鉀、鈣鎂磷肥、鋼渣、生石灰及生物炭為重金屬鎘鈍化材料，通過培養和大田試驗發現，各種鈍化劑在施用比例為 1%時，可不同程度降低土壤有效態鎘含量，且鈍化表現為磷酸二氫鉀>鈣鎂磷肥>生物炭>海泡石>生石灰。袁興超等（2019）通過盆栽試驗發現，生物炭45 t·hm?2處理對鎘鈍化效率可達45.3%，石灰2.25 t·hm?2處理對鉛鈍化效率可達60.6%，同時通過大田試驗發現，鈣鎂磷肥3 t·hm?2處理對鎘最高鈍化效率可達48.3%，石灰4.5 t·hm?2處理對鉛鈍化效率可達25.3%。杜彩艷等（2015）通過田間試驗研究4 種鈍化材料（硅藻土、生物炭、沸石粉和石灰）對玉米（Zea mays）籽粒吸收鎘、砷和鉛與土壤有效態鎘、砷和鉛的影響，結果發現施用鈍化劑以后，不同配施處理導致玉米籽粒中鎘含量降低82.63%—89.17%，砷含量降低27.58%—49.47%，鉛含量降低9.64%—46.86%。沈章軍等（2020）通過大田試驗研究 6種鈍化材料（海泡石、雞糞、秸稈腐殖質、生石灰、磷礦粉、磷酸二銨）對礦區重金屬復合污染耕地鈍化修復效果發現，海泡石能有效降低了土壤中Pb、As、Cd、Zn和Cu的有效態含量，雞糞有效降低了土壤中As、Pb、Cd和Zn 4種重金屬的有效態含量。目前市場上鈍化劑種類繁多，但鈍化劑用在不同區域或不同污染土壤上鈍化效果不盡相同，一種經濟成本低、同時對鎘、鉛有較高的鈍化效率且能控制植物吸收鎘、鉛的鈍化劑品種很少。

鈍化劑的鈍化效果受到多種因素的影響，主要包括有土壤基本理化性質（pH、有機質、陽離子交換量等）、鈍化劑的種類及添加量、土壤中共存的重金屬離子之間的相互作用等（杜彩艷等，2016）。目前的研究大多集中在鈍化劑的篩選及其作用機制，大部分研究缺乏鈍化劑施用影響因素（如施肥量、土壤水分以及土壤粒徑）的探究，而施肥量、土壤水分以及土壤粒徑在實際應用中對鈍化劑的鈍化效果發揮重要作用。施肥主要是通過影響土壤重金屬活性進而影響農作物中重金屬的富集。有研究報道（孫國紅等，2019），施用不同量氯化鉀和硫酸鉀，土壤中鎘有效性隨施用量增加而增加，施用硫酸鉀同樣可以增加土壤中有效態鎘質量分數，但相比氯化鉀對土壤鈍化的活化作用要弱。徐磊等（2017）通過研究水分調控對材料鈍化土壤重金屬效果的影響發現，土壤含水率可影響土壤pH和有效銅濃度，當土壤含水率為田間持水量40%—80%時，鈍化修復材料有較好的鈍化效果。鈍化劑添加可以影響重金屬在土壤各粒級顆粒中的再分配。一般而言，土壤中重金屬含量與土壤粒徑間具有一定相關性，土壤重金屬含量與細小土壤顆粒含量呈正相關，與粗粒物質含量間呈負相關。而李丁等（2019）通過室內模擬試驗研究了比較不同鈍化劑對土壤外源Pb的鈍化效果及鈍化修復后Pb的粒徑分布特征，發現粗砂粒和黏粒中的 Pb含量較高，而細沙粒和粉粒中的 Pb含量較低。但是有關多種鈍化劑施用影響因素對土壤鉛、鎘污染鈍化修復效應的研究鮮有報道，本研究通過4種鈍化劑的室內培養試驗，篩選出有效且適合鉛、鎘污染農田的鈍化劑，同時，通過正交試驗，對比研究了不同條件下（施肥量、土壤水分和土壤粒徑）對復合鈍化劑鈍化效果的影響，這可以為鉛、鎘復合污染農田土壤的修復與安全利用提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 供試材料

1.1.1 供試土壤

土壤樣品采自滇西某礦區周邊農田土壤，供試土壤類型為紅壤，土地利用方式為玉米地，于2018年9月按照隨機多點采集法采集0—20 cm耕層土壤，經過風干后過2 mm孔徑篩，去除土樣中的根茬、動物殘體和石塊等雜物。試供土壤的基本理化性質為 pH 值 6.03、有機質 47.35 g·kg?1、堿解氮144.42 mg·kg?1、速效磷 115.5 mg·kg?1、速效鉀 158.2 mg·kg?1、土壤鎘的質量分數為 17.9 mg·kg?1、土壤鉛的質量分數為550 mg·kg?1。結合土壤pH值，采用《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準(試行)》（GB 15618—2018）對土壤中重金屬質量分數進行評價（如表1所示），本實驗采用鉛、鎘污染都比較重的土壤，在許多礦區具有一定的代表性，且研究區農產品存在超標的現象，在這種類型的土壤上進行鈍化修復具有實際意義。

表1 農用地土壤中重金屬污染風險值Table 1 Risk value of heavy metal pollution in agricultural land soil mg·kg?1

1.1.2 供試鈍化劑

以固廢資源再利用、經濟廉價為原則，本研究采用的鈍化材料包括生物炭、石灰、硅藻土、磷礦粉，糖廠濾泥、腐殖酸和含硫型土壤調理劑。生物炭購自鄭州牛特農業技術有限公司，生物炭主要成分：C。石灰購自昆明索希達科技有限公司，石灰主要成分：CaO。硅藻土購自天津市科密歐化學試劑有限公司，硅藻土主要成分：SiO2、Al2O3、Fe2O3。磷礦粉采自昆明磷礦區，磷礦粉主要成分：P2O5。糖廠濾泥：采自臨滄，含有豐富的有機質。腐殖酸的產地為安徽。含硫型土壤調理劑購自昆明隆青化工有限公司，主要成分：CaO、SiO2、S。不同的材料具有不同的特性，如：生物炭呈堿性，生物炭具有較好的孔隙度和較大的比表面積，大量的表面負電荷及較高的電荷密度，表面含有充足的含氧官能團，可以吸附重金屬；石灰也是堿性材料，施入土壤能使土壤pH上升，提高對Cd2+的吸附；硅藻土為多孔性粘土礦物，具有較好的空隙結構和較大的比表面積，可以較好的吸附重金屬離子；磷礦粉是常見的磷酸鹽礦物，磷礦粉中磷酸根可與重金屬發生沉淀反應，生成沉淀，可改變土壤pH和表面電荷數量，影響土壤對重金屬的吸附，也可改變重金屬在植物種的賦存形態與分布；糖廠濾泥是制糖澄清過程中產生的固體廢棄物，濾泥中含有有機質、氮磷鉀及微量元素，能改善土壤結構，增強土壤保水保肥能力。已有文獻表明，這些鈍化材料都有一定的鈍化效果，但是，由于有機物料和無機物料鈍化機理不一致，將有機物料和無機物料組合起來是否會發揮更好的鈍化效果，目前還不清楚，因此，本研究采用的復合鈍化劑是在各個材料篩選的基礎上，又通過正交試驗優選，優化得到的配比。鈍化劑A：含硫型土壤調理劑；鈍化劑B：自制生物炭鈍化劑（生物炭+石灰+硅藻土，配施比例為10∶5∶10）；鈍化劑C：自制礦物鈍化劑（生物炭+含硫型土壤調理劑+石灰+硅藻土，配施比例為25∶50∶10∶15）；鈍化劑 D：自制有機-無機復合鈍化劑（磷礦粉+糖廠濾泥+腐殖酸，配施比例為 10∶5∶5）。所有鈍化材料過200目篩，各鈍化劑按比例通過攪拌機混合均勻，其基本性質如表2所示。

表2 鈍化劑基本性質Table 2 Basic properties of passivators

1.2 試驗設計

鈍化劑篩選試驗：將過篩后的污染土壤稱取200 g置于小型塑料花盆中，將4種不同類型的鈍化劑（即鈍化劑A、鈍化劑B、鈍化劑C、鈍化劑D）添加至污染土壤中，鈍化劑添加量為土壤質量的2%（每盆添加鈍化劑4 g），每個處理設置3個重復。向添加鈍化劑的土壤中定期添加去離子水，使得土壤含水量保持為田間最大持水量的70%，置于室內干燥通風處 60 d后測定土壤重金屬有效態鉛、鎘含量以及土壤pH值。依據公式，計算鈍化效果：

式中：

E——鈍化效果；

w1——對照土壤中有效態鉛、鎘質量分數，mg·kg?1；

w2——添加不同鈍化劑處理之后土壤中有效態鉛、鎘質量分數，mg·kg?1。

鈍化效果影響因素試驗：鈍化劑采用前期篩選出來鈍化效果較好的鈍化劑，比較施肥量、土壤含水量以及土壤粒徑對鈍化效果的影響。取多個小型帶蓋塑料花盆（設對照處理），每個花盆中加入過1 mm篩的土樣300 g，加入2%的鈍化劑C，每盆添加鈍化劑 6 g，試驗采用三因素三水平正交試驗方案，試驗設計如表3和表4所示。本試驗肥料選取西洋復合肥（總養分≥45%，N-P2O5-K2O：15-15-15），購自貴州諾威施生物工程有限公司，復合肥用量梯度均在正常施肥用量范圍以內；土壤粒徑用篩分法處理：按照土壤樣品的粒徑大小，將大小不同篩孔（1、2 mm篩）的篩子疊放在一起對土壤進行篩分，采用不同土壤粒徑來模擬深耕、翻耕等耕作措施下的土壤顆粒大小。將花盆置于室內通風處培養28 d，定期定量添加去離子水使土壤水分保持為田間最大持水量的60%，培養結束后取土樣，測定土壤中重金屬有效態鉛 、鎘含量以及土壤pH值。

表3 因素水平表Table 3 The table of factor level

表4 正交試驗設計Table 4 The design of orthogonal experimental

1.3 測定項目及方法

土壤pH采用玻璃電極法測定（魯如坤，2000）；有機質含量采用重鉻酸鉀-外加熱法測定（魯如坤，2000）；堿解氮采用堿解擴散法測定（魯如坤，2000）；土壤有效磷采用 0.5 mol·L?1NaHCO3浸提-紫外分光光度法（NY/T 1121.7—2014）測定；速效鉀采用中性乙酸銨溶液浸提-火焰光度計法（NY/T 889—2004）測定；土壤中鉛、鎘全量采用石墨爐原子吸收分光光度法（GB/T 17141—1997）測定，加入標準物質GBW 07405對整個分析測試過程進行質量控制。土壤中有效態鉛、鎘采用 DTPA（二乙三胺五乙酸）提取，原子吸收法（GB/T 23739—2009）測定。

1.4 數據處理

采用Microsoft Excel 2007對試驗數據進行處理，采用SPSS 19.0軟件對數據進行方差分析和顯著性檢驗，檢驗方法采用ANOVA法，顯著水平為0.05，采用OriginPro 9.1軟件進行作圖。

2 結果與分析

2.1 不同鈍化劑對土壤鉛、鎘有效態的影響

不同鈍化劑對土壤有效態鉛、鎘的鈍化效果如圖1所示，由圖可知，4種不同類型鈍化劑對土壤有效態 Pb的鈍化效率分別為 12.16%、53.81%、50.56%和41.88%，不同鈍化劑對土壤有效態鉛的鈍化效率表現為鈍化劑B，鈍化劑C>鈍化劑D>鈍化劑A，其中，鈍化劑B和鈍化劑C對土壤有效態鉛的鈍化效率要顯著高于鈍化劑D和鈍化劑A，而鈍化劑B和鈍化劑C之間對土壤有效態Pb的鈍化效率差異不顯著。4種不同類型鈍化劑對土壤有效態鎘的鈍化效率分別為 7.13%、20.92%、65.36%和18.20%，不同鈍化劑對土壤有效態鎘的鈍化效率表現為鈍化劑C>鈍化劑B，鈍化劑D>鈍化劑A，其中，鈍化劑C對土壤有效態鎘的鈍化效率要顯著高于其他幾種鈍化劑，而鈍化劑B和鈍化劑D之間對土壤有效態鎘的鈍化效率差異不顯著。綜合比較 4種鈍化劑，我們發現，鈍化劑C對重金屬污染土壤的有效態鉛、鎘具有很好的鈍化作用。

圖1 不同鈍化劑對土壤有效態Pb、Cd的鈍化效果Fig. 1 Passivation effect of different passivators on soil available Pb and Cd

通過進一步分析鈍化劑對土壤pH值的影響發現，不同類型鈍化劑施用到土壤以后，其對土壤pH值的影響如圖2所示，由圖可知，土壤中pH值有不同程度的增加，土壤中pH值范圍為6.03—7.44，與對照相比，施用鈍化劑 A、B、C、D以后土壤pH值分別增加了0.14、0.90、1.41和0.21，不同類型鈍化劑對pH的影響大小表現為鈍化劑C>鈍化劑B>鈍化劑 D，鈍化劑 A，CK。從方差分析來看，鈍化劑B和鈍化劑C的pH顯著高于其他幾種鈍化劑，而其他幾個處理之間差異不顯著。由此可見，土壤pH 值是影響土壤重金屬有效態的重要因素。

圖2 不同鈍化劑對土壤pH的影響Fig. 2 Effects of different passivators on soil pH

2.2 不同影響因素對土壤鉛、鎘有效態的影響

施肥量、土壤水分和粒徑對土壤有效態鉛的鈍化效果的三因素三水平正交試驗結果如表4所示，在均加入2%（與土壤質量之比）的鈍化劑C的前提下，施肥量、土壤水分和粒徑對土壤有效態鉛的鈍化效果產生了不同的影響。其中，T7（施肥量：675 kg·hm?2；土壤水分：40%；土壤粒徑：>2 mm）處理下的鈍化效果最佳，土壤有效態鉛含量降低了47.79%。

由正交試驗直觀分析可知（表5），3個主要因素對土壤有效態鉛的鈍化效果的影響程度依次是B(土壤水分)>A (施肥量)>C (土壤粒徑)，各因素不同水平影響程度依次是 A3>A1>A2、B2>B1>B3、C3>C1>C2，通過設計得到的最優水平處理組是A3、B2、C3（即施肥量：675 kg·hm?2；土壤水分：60%；土壤粒徑：>2 mm）。方差分析結果顯示（表6），3個因素對施加鈍化劑C后的土壤有效態鉛的鈍化效果都沒有顯著性影響。

表5 土壤有效態鉛的正交試驗結果Table 5 Orthogonal test results of soil available lead

表6 有效態鉛方差分析Table 6 Analysis of variance of available lead

施肥量、土壤水分和粒徑對土壤有效態鎘的鈍化效果的三因素三水平正交試驗結果如表5所示，在全部2%添加量的鈍化劑C的前提下（CK除外），施肥量、土壤水分和粒徑對土壤有效態鎘的鈍化效果產生了不同的影響。其中，T7（施肥量：675 kg·hm?2；土壤水分：40%；土壤粒徑：>2 mm）處理下的鈍化效果最佳，土壤有效態鎘含量降低了56.3%。

由正交試驗直觀分析可知（表7），3個主要因素對土壤有效態鎘的鈍化效果的影響程度依次為B(土壤水分)>C (土壤粒徑)>A (施肥量)，各因素不同水平影響程度分別為 A3>A1>A2，B2>B1>B3和C3>C1>C2，通過設計得到的最優水平處理組是A3、B2、C3（即施肥量：675 kg·hm?2；土壤水分：60%；土壤粒徑：>2 mm）。方差分析結果（表8）表明，3個因素對施加鈍化劑C后的土壤有效態鎘的鈍化效果都沒有顯著性影響。

表7 土壤有效態鎘的正交試驗結果Table 7 Orthogonal test results of available cadmium in soil

表8 有效態鎘方差分析Table 8 Analysis of variance of available cadmium

2.3 鈍化劑修復土壤的掃描電鏡圖

不同處理對土壤有效態鉛、鎘的鈍化效果如圖3所示，施肥量、土壤水分和粒徑對土壤有效態鉛、鎘有不同的鈍化效果。不同處理下土壤有效態鉛和鎘的鈍化效果呈現出相似的規律性，即有效態鉛的鈍化效果依次表現為T7>T2，T8，T5，T1>T9，T4，T3，T6；而有效態鎘的鈍化效果依次表現為 T7，T2>T5，T8，T1>T6，T4，T3>T9。

圖3 不同處理對有效態鉛、鎘的鈍化效率Fig. 3 Passivation efficiency of available lead and cadmium by different treatments

按鈍化效率將9組處理平分為高、中、低3個層次，各挑選出具有代表性的一組與未經任何處理的原土樣進行土壤形態的微觀形貌觀察（SEM），放大倍數皆為2000倍。從圖4可以看出，處理前的原土樣土壤顆粒大，土粒間是較大的孔隙，因此土壤中重金屬流動性強，存在較大的環境風險。T3處理土粒結構較原土樣致密，土壤表面出現較大的蜂窩狀結構，在一定程度上增加了土壤顆粒比表面積，蜂窩狀結構也為重金屬離子的轉移提供了物理空間阻隔效應，降低了土壤重金屬的移動性。T1處理土壤顆粒減小，比表面積增大，鈍化劑與土壤作用比較均勻和充分，重金屬的固持能力增強。而T7處理土壤顆粒小，比表面積大，鈍化劑與土壤混合均勻，同時土壤中出現網狀物質結構，可觀察到一定規則的團狀和交聯的絮狀顆粒，且結構比原土樣要緊密，因此，對重金屬的固持能力強。

圖4 土壤鈍化劑處理前后SEM圖（×2 000）Fig. 4 SEM image of soil before and after passivating agent treatment (×2 000)

3 討論

3.1 不同類型鈍化劑鈍化效果比較

不同的鈍化劑對污染土壤的鈍化修復效果不同，吳烈善等（2015）利用腐殖質、硫酸銨、石灰、過磷酸鈣及其復配組合對污染土壤中的重金屬進行鈍化處理，發現在單一鈍化材料實驗中，2%石灰穩定效果最好，而在復配實驗中，以2%腐殖質+2%石灰穩定效果最好。胡潔等（2018）通過田間試驗研究無機鈍化劑（鈣鎂磷肥、海泡石、石灰）和有機鈍化劑（草炭單施與配施）對重金屬污染酸性土壤中鉛有效態及其在小白菜體內富集量的影響，發現鈣鎂磷肥單施和鈣鎂磷肥+草炭配施效果較好。在本研究中，采用生物炭、石灰、硅藻土、磷礦粉，糖廠濾泥、腐殖酸和含硫型土壤調理劑等作為鈍化材料，在各個材料篩選的基礎上，又通過正交試驗優選得到本實驗中的鈍化劑組合。綜合比較不同鈍化劑對土壤有效態鉛、鎘的鈍化效果，我們發現，鈍化劑C對重金屬污染土壤的有效態鉛、鎘具有很好的鈍化作用。通過進一步分析鈍化劑對土壤 pH值的影響發現，不同類型鈍化劑施用到土壤以后，土壤中pH值有不同程度的增加，說明鈍化劑的施用造成土壤pH值的變化，而pH值的變化對土壤重金屬形態的轉化有重要影響，隨著土壤pH值的升高，土壤膠體對重金屬鉛、鎘的吸附固定增強，土壤有效態鉛、鎘隨之降低。其中，鈍化劑C對土壤pH的提高達到顯著水平，鈍化劑C主要由生物炭、含硫型土壤調理劑、石灰和硅藻土等鈍化材料組成，石灰的鈍化機理較單一，主要是通過提高土壤 pH相應地促進土壤膠體和黏粒對重金屬的吸附，增加土壤表面的可變負電荷，促進生成氫氧化物沉淀或碳酸鹽結合態沉淀降低重金屬有效性；而生物炭除了提高土壤 pH，生物炭具有較好的孔隙結構和較大的比表面積，表面有大量的負電荷和較高的電荷密度，并富含一系列含氧、含氮、含硫官能團等（Yan et al.，2012；郭文娟等，2013），能夠吸附大量可交換態陽離子，與重金屬離子絡合、螯合等使之生成有機結合態，從而降低重金屬的有效性，同時，生物炭含有豐富的土壤養分元素N、P、K、Ca、Mg 及微量元素，施到農田后，可以增加土壤有機質、提高土壤肥力。硅藻土屬于粘土礦物，其結構層帶有電荷，比表面積相對較大，通過吸附、配位反應、共沉淀反應等作用，減少土壤溶液中的重金屬離子濃度和活性。

3.2 鈍化效果的影響因素及鈍化機理

過去的研究表明，土壤中水分含量可顯著改變土壤性質（氧化還原電位、pH、膠體性質等），進而影響土壤中重金屬的有效性（鄭順安等，2011）。鄧林等（2014）通過研究土壤含水量變化對土壤有效性的影響時發現，不同水分處理顯著降低土壤中重金屬的有效性，隨著土壤水分的降低，薄層凝膠梯度法（DGT）表征的鋅、鎘、銅和鎳濃度和土壤溶液中的銅和鎳濃度呈下降趨勢。徐磊等（2017）通過研究水分調控對材料鈍化重金屬效果的影響時發現，在進行重金屬污染田間修復實踐過程中，推薦土壤濕度為最大田間持水量的 40%—60%為宜。而劉藝蕓等（2019）通過探討水肥耦合對海泡石鈍化修復鎘污染土壤效率的影響時發現，土壤水分含量為60%—65%，施用海泡石能夠顯著降低土壤中有效鎘的含量。在本研究中，通過三因素三水平的正交試驗發現，土壤水分對土壤有效態鉛、鎘的鈍化效果的影響產生一定的影響，各因素不同水平影響程度分別為B2(60%)>B1(40%)>B3(80%)，這與前人的研究結果相似。在本研究中，可能是由于提高土壤持水量增加土壤pH，土壤pH的升高增強了土壤有機/無機膠體及土壤黏粒對鉛、鎘的吸附能力，進而影響土壤中重金屬的有效性。此外，水分狀況的變化還可以改變土壤中活性有機質的數量以及鈍化劑與土壤表面的接觸程度，在本研究中，80%含水率處理的鈍化效果不及60%，一是因為水分狀況影響土壤的松散程度，二是可能因為本研究中的鈍化材料均過200目篩，鈍化材料較細，如果土壤水分過多，鈍化材料融入土壤溶液中，導致鈍化材料與土壤接觸面積少，因此80%含水率處理的鈍化效果不及60%。研究土壤中水分含量對鈍化修復效應的影響，對于開展科學合理的水分管理，降低不適當的水分管理可能導致的對鈍化修復效果的不利影響具有重要意義。

肥料品種（氮、磷和鉀肥）、施肥量不同對土壤重金屬的有效性產生的影響也存在差異。首先，施肥可以改變根系環境。其次，肥料可以通過改變土壤pH和表面電荷，或與鎘、鉛離子直接發生反應，從而使鎘、鉛形態發生變化，鎘、鉛的生物有效性改變。焦鵬等（2011）通過研究復合污染土壤中施加肥料對土壤重金屬有效態的影響時發現，不同施肥方式和處理濃度對土壤有效態鉛含量的影響分別達到極顯著和顯著水平，而不同濃度處理對土壤有效態鎘、砷含量均無顯著影響。在本研究中，通過向土壤中添加不同數量的復合肥（總養分≥45%，N-P2O5-K2O：15-15-15）發現，施肥量對土壤有效態鉛、鎘的鈍化效果會產生一定的影響，而當施肥量為675 kg·hm?2時，鈍化效果最佳?？赡苁怯捎趶秃戏手械腘可以調節土壤pH，致使鉛和鎘向相對活性較低的碳酸鹽結合態和鐵錳氧化物結合態轉化，從而影響鈍化劑的鈍化修復效果；而復合肥中的P可以通過改變土壤表面電荷和提高pH來影響鈍化劑的鈍化修復效果（徐明崗等，2006），其機理需在今后的研究中進一步探索。

土壤粒徑大小是影響重金屬在土壤中分配的一個重要因素。土壤中重金屬含量與土壤粒徑間具有一定相關性，土壤重金屬含量與細小土壤顆粒含量呈正相關，與粗粒物質含量間呈負相關。同時，不同重金屬在不同粒徑土壤顆粒間的含量并非均勻分布（袁啟慧等，2019）。代豫杰等（2017）研究發現，鎘、鉛、銅、鋅等8種重金屬與黏粒、粉粒正相關，除鉻外，其余重金屬均與中砂負相關。在本研究中發現，當土壤粒徑>2 mm時，鈍化劑對土壤有效態鉛、鎘的鈍化效果最好，主要是因為雖然大粒徑土壤相比于小粒徑土壤，土壤中重金屬含量多，但是本研究中采用的供試土壤為紅壤，鈍化劑中石灰和生物炭的添加增加土壤表面負電荷，同時，紅壤中黏粒含量較多，持有的負電荷最高，加大了對重金屬Pb、Cd的吸附，因此，粗顆粒中的膠結物質與 Cd2+、Pb2+交換吸附，增加其 Pb、Cd固持量（李丁等，2019），增強了鈍化劑對鉛、鎘的鈍化效果。不同土壤粒徑可模擬深耕、翻耕等耕作措施下的土壤顆粒大小，研究土壤粒徑大小對鈍化修復效應的影響，可運用農業生產過程中的土壤粒徑管理，來提高鈍化劑對土壤的鈍化修復效果。

通過施肥量、土壤水分和粒徑對土壤有效態鉛、鎘的鈍化效果的三因素三水平正交試驗，我們發現，在因素水平上，3個主要因素對土壤有效態鉛的鈍化效果的影響程度依次是 B (土壤水分)>A(施肥量)>C (土壤粒徑)，而對土壤有效態鎘的鈍化效果的影響程度依次為 B (土壤水分)>C (土壤粒徑)>A (施肥量)，土壤水分對土壤有效態鉛、鎘的鈍化修復效果影響最大，這主要是因為土壤中水分條件的改變可以極大地影響土壤的物理、化學和生物學性質。首先，水分狀況的變化可以影響鈍化劑與土壤表面的接觸程度以及土壤的松散程度，土壤水分過多，鈍化材料融入土壤溶液中，會導致鈍化材料與土壤接觸面積少，鈍化效果不好；其次，土壤水分可以通過調控土壤Eh、pH等土壤性質影響鉛、鎘的溶解性和有效性（劉藝蕓等，2019）。土壤中鉛、鎘的活動很大程度上受pH的影響，土壤pH變化會影響鉛、鎘在土壤中的吸附—解吸，從而影響土壤中鉛、鎘的有效性（周啟星等，2004）。同時，土壤水分變化影響土壤的膠體性質、鐵錳氧化物的沉淀溶解、金屬硫化物的沉淀作用。因此，對農田土壤重金屬鉛、鎘污染應采取綜合防控措施，在鈍化修復的基礎上，加強水分管理、友好肥料調控及合理耕作等輔助手段，降低不適當的管理措施可能導致的對鈍化修復效果的不利影響，提高對農田重金屬鉛、鎘污染鈍化修復效率。

4 結論

（1）鈍化劑能不同程度地提高土壤的pH值，從調節土壤pH的效果來看，鈍化劑B和鈍化劑C的效果最好。

（2）不同鈍化劑對土壤有效態鉛的鈍化效率表現為鈍化劑 B>鈍化劑 C>鈍化劑 D>鈍化劑 A；而對土壤有效態鉛的鈍化效率表現為鈍化劑 C>鈍化劑B，鈍化劑D>鈍化劑A，綜合比較4種鈍化劑發現，鈍化劑C對有效態鉛、鎘的鈍化效果最好。

（3）施肥量、土壤水分和粒徑對土壤有效態鉛、鎘產生不同的鈍化效果，3個主要因素對土壤有效態鉛的鈍化效果的影響程度依次是 B (土壤水分)>A (施肥量)>C (土壤粒徑)，而對有效態鉛的鈍化效果的影響程度依次為B (土壤水分)>C (土壤粒徑)>A (施肥量)，3個因素對鈍化效果的影響均沒有達到顯著水平。

（4）T7（施肥量：675 kg·hm?2；土壤水分：40%；土壤粒徑：>2 mm）處理下的鈍化效果最佳，土壤有效態鉛、鎘含量分別降低了47.79%和56.3%，本試驗結果對重金屬污染土壤的農業生產實踐具有一定的指導意義。