胡含秀 周曉天 張慧敏 鮑廣靈 曹遲 胡宏祥 馬友華

摘要：對(duì)鈍化材料修復(fù)耕地土壤重金屬污染的機(jī)理，及其在耕地中對(duì)土壤環(huán)境、植物影響、鈍化作用期等安全利用效果進(jìn)行了綜述。鈍化材料包括無(wú)機(jī)類(lèi)、有機(jī)類(lèi)、復(fù)合材料、新型鈍化材料，鈍化修復(fù)主要通過(guò)離子交換、吸附、沉淀、絡(luò)合等作用降低土壤中重金屬的生物有效性及遷移性。輕中度重金屬污染耕地宜采用成本低、施用量少的石灰類(lèi)、有機(jī)肥、農(nóng)作物秸稈等材料，在受污染較重的耕地宜采用硅酸類(lèi)、含磷材料、金屬及其氧化物類(lèi)、生物質(zhì)炭、復(fù)合材料及新型鈍化材料，液體材料宜采取葉面噴施減少施用量。為保證長(zhǎng)期的環(huán)境效益及經(jīng)濟(jì)效益，鈍化材料的選取應(yīng)結(jié)合當(dāng)?shù)馗赝寥览砘再|(zhì)及土壤重金屬背景值，建議合理配比有機(jī)類(lèi)及無(wú)機(jī)類(lèi)材料增強(qiáng)其作用性能，完善鈍化材料用量標(biāo)準(zhǔn)。未來(lái)應(yīng)研究、開(kāi)發(fā)重金屬種類(lèi)和土壤條件針對(duì)性更強(qiáng)的鈍化材料、與農(nóng)業(yè)投入品相結(jié)合的鈍化劑（如修復(fù)肥料等），加強(qiáng)鈍化材料與農(nóng)藝、生物措施結(jié)合的技術(shù)研究，實(shí)現(xiàn)環(huán)境、經(jīng)濟(jì)和生態(tài)效益協(xié)調(diào)統(tǒng)一耕地安全利用。

關(guān)鍵詞：土壤重金屬；污染修復(fù)；耕地；鈍化材料；安全利用；生物有效性；遷移性

中圖分類(lèi)號(hào)：X53 文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A

文章編號(hào)：1002-1302（2023）08-0026-08

基金項(xiàng)目：國(guó)家重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃（編號(hào)：2018YFD0800203）；安徽省科技重大攻關(guān)項(xiàng)目（編號(hào)：17030701053）。

作者簡(jiǎn)介：胡含秀（1997—），女，安徽長(zhǎng)豐人，碩士，主要從事土壤重金屬修復(fù)研究。E-mail：464529592@qq.com。

通信作者：馬友華，博士，教授，主要從事土壤重金屬修復(fù)和農(nóng)業(yè)面源污染研究。E-mail：yhma@ahau.edu.cn。

土壤是農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的重要基礎(chǔ)，隨著科技的高速發(fā)展，工業(yè)生產(chǎn)造成的大氣粉塵、污廢水以及農(nóng)用投入品的濫用導(dǎo)致我國(guó)耕地土壤重金屬污染問(wèn)題日趨嚴(yán)峻，危及農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全［1］。受污染耕地的安全利用是當(dāng)今重金屬污染耕地的治理方向，對(duì)環(huán)境資源的有效利用、農(nóng)業(yè)經(jīng)濟(jì)的發(fā)展、農(nóng)業(yè)基礎(chǔ)科學(xué)的深入研究和農(nóng)藝學(xué)的推廣都起到重要提升作用。目前，治理耕地土壤重金屬污染主要采取農(nóng)藝調(diào)控、原位鈍化修復(fù)、植物萃取移除等措施，以降低土壤重金屬在農(nóng)田環(huán)境中生物有效性及遷移性［2-7］，通過(guò)施用鈍化材料等土壤調(diào)理劑修復(fù)受污染耕地在治理重金屬污染領(lǐng)域最具有效性及推廣性［8-9］。運(yùn)用原位鈍化修復(fù)，在降低植物中重金屬的轉(zhuǎn)運(yùn)積累的同時(shí)，對(duì)土壤的結(jié)構(gòu)也起到了良好的穩(wěn)定作用，提高了土壤肥力，該方法操作簡(jiǎn)單、見(jiàn)效快［10-11］。不同鈍化材料的潛在機(jī)制存在差異，導(dǎo)致鈍化效果不同，探究各類(lèi)鈍化材料機(jī)制及效果，是合理選擇鈍化材料的關(guān)鍵［12］。本研究對(duì)國(guó)內(nèi)外耕地土壤重金屬污染鈍化材料安全利用機(jī)制及其效果作一綜述，以期為重金屬污染耕地土壤安全利用提供參考。

1 耕地安全利用效果評(píng)估

鈍化材料施入耕地土壤后由其自身性質(zhì)決定其固定土壤重金屬的機(jī)制及效果，對(duì)重金屬污染土壤的修復(fù)效果主要以土壤環(huán)境、植物影響和鈍化作用期等3個(gè)方面進(jìn)行綜合評(píng)估［13-14］。

1.1 土壤環(huán)境評(píng)估

我國(guó)農(nóng)用地土壤環(huán)境質(zhì)量劃分以該地土壤重金屬全量值與相應(yīng)的國(guó)家環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)所規(guī)定的風(fēng)險(xiǎn)篩選值及風(fēng)險(xiǎn)管控值進(jìn)行比較來(lái)評(píng)估，但是能夠被植物直接吸收的是土壤重金屬有效態(tài)含量［5，15-16］，土壤經(jīng)鈍化處理后通常不改變其重金屬全量值，重金屬有效態(tài)的降低程度是判斷鈍化修復(fù)效果的一個(gè)重要標(biāo)準(zhǔn)［17］，另一方面，伴隨鈍化材料施用引入的其他物質(zhì)，是否污染土壤，是否改變土壤質(zhì)地，同樣是評(píng)估鈍化材料修復(fù)效果的重要指標(biāo)［18-19］。

1.2 植物影響評(píng)估

耕地土壤污染修復(fù)與農(nóng)產(chǎn)品安全關(guān)系密切，其核心在于使重金屬污染耕地生長(zhǎng)出質(zhì)量安全的農(nóng)作物，針對(duì)水稻、小麥等主要糧食作物及蔬菜、水果等經(jīng)濟(jì)作物經(jīng)鈍化材料處理后，能夠使其種植土壤重金屬含量符合GB 2762—2017《食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn) 食品中污染物限量》。另一方面，鈍化材料對(duì)植物生長(zhǎng)的影響也是生物影響評(píng)估的重要因素，由NY/T 3343—2018《耕地污染治理效果評(píng)價(jià)準(zhǔn)則》可知，經(jīng)鈍化材料處理后農(nóng)作物產(chǎn)量較前期耕地污染風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估產(chǎn)量增產(chǎn)或略有減產(chǎn)（≤10%），即滿(mǎn)足受污染耕地安全利用的產(chǎn)量要求［20］。

1.3 鈍化作用期評(píng)估

重金屬鈍化材料在土壤中可以產(chǎn)生作用的時(shí)間，稱(chēng)為重金屬鈍化作用期，反映了鈍化材料產(chǎn)生作用的長(zhǎng)期穩(wěn)定性。國(guó)內(nèi)外試驗(yàn)考察鈍化劑的作用期時(shí)，常采用田間試驗(yàn)或盆栽試驗(yàn)，施用鈍化材料一段時(shí)間后，取測(cè)定土壤重金屬各形態(tài)含量，比較其有效態(tài)含量占比是否與剛施用后比例接近；或測(cè)定試驗(yàn)田植株重金屬含量是否仍處于較低水平；也有在采用熱老化等試驗(yàn)方法測(cè)定鈍化材料的老化期，以預(yù)估其在土壤中的鈍化作用期，考察鈍化材料的鈍化作用期是評(píng)價(jià)其鈍化效果重要的內(nèi)容之一［21-25］。

2 鈍化材料修復(fù)耕地土壤重金屬機(jī)理與效果

目前，常見(jiàn)的原位鈍化材料主要包括無(wú)機(jī)類(lèi)、有機(jī)類(lèi)、無(wú)機(jī)-有機(jī)復(fù)合類(lèi)以及近年來(lái)出現(xiàn)的新型納米材料。其中，無(wú)機(jī)類(lèi)材料主要包括含磷材料、石灰類(lèi)材料、硅酸類(lèi)材料、金屬及其氧化類(lèi)材料，有機(jī)類(lèi)材料主要包括農(nóng)作物秸稈、有機(jī)肥、生物質(zhì)炭，無(wú)機(jī)-有機(jī)復(fù)合材料主要為無(wú)機(jī)與有機(jī)鈍化材料以一定的配比組成的復(fù)合材料，新型鈍化材料主要包括納米材料、介孔材料、功能膜材料和植物多酚物質(zhì)等［26］。

2.1 無(wú)機(jī)類(lèi)鈍化材料

2.1.1 含磷材料

常見(jiàn)的含磷材料包括磷酸、鈣鎂磷肥、磷灰石等［27-28］。含磷材料提升了土壤pH值，磷酸根離子與重金屬發(fā)生吸附沉淀作用，形成絡(luò)合物或磷酸鹽沉淀，同時(shí)重金屬離子與含磷礦物晶格中的陽(yáng)離子發(fā)生同晶置換被固定，也可以在礦物表面發(fā)生靜電吸附和共沉淀作用被固定，另一方面通過(guò)釋磷作用提高土壤養(yǎng)分含量，從而綜合降低土壤重金屬生物有效性［29］。鈣鎂磷肥中磷酸根離子可與鎘、鉛離子結(jié)合生成磷酸鹽沉淀，屠乃美等試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)鈣鎂磷肥可有效降低土壤中有效態(tài)鎘、鉛含量［30］。方雅莉等用羥基磷灰石修復(fù)了鉛含量為500 mg/kg土壤，發(fā)現(xiàn)降低鉛的弱酸可溶態(tài)和可還原態(tài)含量，可將殘?jiān)鼞B(tài)比例由0.94%提升至13.14%［31］。含磷材料對(duì)土壤中的鉛有很好的鈍化作用，鉛與磷形成了極穩(wěn)定的磷氯鉛礦、羥基磷鉛礦、氟磷鉛礦，這些沉淀物的溶解度小，降低了植物對(duì)鉛的吸收［32-33］。含磷材料對(duì)鉛的鈍化效果受土壤條件的影響，當(dāng)土壤有機(jī)質(zhì)含量較高時(shí)，有機(jī)質(zhì)易擋在氯磷鉛石種晶的表面，抑制氯磷鉛石的繼續(xù)形成，并且土壤中可溶性有機(jī)配體（氨基酸、胡敏酸等）會(huì)加強(qiáng)磷酸鉛鹽的溶解作用［34］，含磷材料在改善重金屬污染時(shí)也會(huì)造成負(fù)面影響，部分含磷材料中重金屬本底值較高，過(guò)量施用易使土壤重金屬總量及有效態(tài)含量增加，且易溶性磷在土壤中存在過(guò)度會(huì)導(dǎo)致有效態(tài)磷流失，造成附近水體富營(yíng)養(yǎng)化［27，35］。

2.1.2 石灰類(lèi)材料

常見(jiàn)的石灰類(lèi)物質(zhì)包括石灰、氫氧化鈣、鈣鎂氧化物、碳酸鹽礦物、碳酸鈣鎂礦物、白云石、方解石等［36-37］。石灰類(lèi)鈍化材料的施用，對(duì)土壤最直接的反應(yīng)是增大土壤pH值，產(chǎn)生大量的OH-，促進(jìn)土壤膠體和黏粒對(duì)重金屬的吸附，同時(shí)與土壤中鎘、砷、銅、鋅、汞等金屬陽(yáng)離子生成沉淀，石灰中含有的鈣離子會(huì)與金屬離子發(fā)生同晶替代作用，并且這種作用對(duì)原子半徑與鈣相近的鎘更顯著，在一定程度上可降低植物對(duì)重金屬的吸收量［38］。張振興等盆栽試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)于水稻不同生育期以1.5 t/hm2的施用量施用生石灰可以降低土壤中有效態(tài)鎘含量50%左右，降低根部鎘含量29%～34%，降低糙米鎘含量22%～56%［39］。謝運(yùn)河等試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)石灰的施用可以阻控鎘從玉米莖部向籽粒的轉(zhuǎn)運(yùn)［40］。雖然石灰類(lèi)鈍化材料可以有效提升土壤pH值，但是因?yàn)橥寥谰彌_作用及石灰自身礦化作用，土壤pH值會(huì)隨著時(shí)間的推移緩慢地下降，相關(guān)田間試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)石灰對(duì)重金屬的鈍化作用期在酸性的土壤中一般持續(xù)1年半左右，鈍化作用期后可繼續(xù)施加石灰來(lái)維持土壤重金屬的鈍化狀態(tài)［21］。同時(shí)，過(guò)量施用石灰類(lèi)鈍化材料也會(huì)給土質(zhì)帶來(lái)負(fù)面影響，引起土壤中有機(jī)質(zhì)的過(guò)快分解，易在表土層下形成碳酸鈣及氫氧化鈣膠結(jié)物的沉淀層，甚至引起土壤被過(guò)度石灰化，導(dǎo)致土壤中重金屬離子濃度長(zhǎng)期保持高位［41］。石灰的長(zhǎng)期施用還會(huì)破壞土壤團(tuán)粒結(jié)構(gòu)，對(duì)土著微生物的豐度及其群落結(jié)構(gòu)會(huì)造成負(fù)面影響，易導(dǎo)致土壤板結(jié)及養(yǎng)分流失［22］，導(dǎo)致土壤中微量元素的缺乏［42-43］。

2.1.3 硅酸類(lèi)材料

常見(jiàn)的硅酸類(lèi)鈍化材料包括海泡石、坡縷石、高嶺石、蒙脫石、膨潤(rùn)土等［44］。硅酸鹽呈堿性，與土壤作用后可形成大量的氫氧根離子及硅酸根離子，與銅、鎘、鉛、鋅等重金屬陽(yáng)離子形成沉淀物，且硅酸鹽物質(zhì)表面疏松多孔，易對(duì)重金屬形成表面吸附。我國(guó)土壤普遍缺硅，硅的施用可以提升水稻、玉米等作物產(chǎn)量，降低其根莖部位重金屬含量，并抑制土壤重金屬對(duì)其生長(zhǎng)造成的負(fù)面影響［45］。硅酸鹽還可以極大地促進(jìn)土壤殘?jiān)鼞B(tài)重金屬的生成，因?yàn)闅堅(jiān)鼞B(tài)重金屬通常存在于硅酸鹽、原生及次生礦物等土壤晶格之中［46］。Liang等發(fā)現(xiàn)海泡石和坡縷石混合施用通過(guò)絡(luò)合與沉淀作用使重金屬鎘形成不溶性的沉淀物［47］。Wang等研究發(fā)現(xiàn)施加硅肥處理后的水稻幼苗生物量顯著增加［48］。Abad-Valle等研究表明，5%海泡石降低土壤中可溶態(tài)鎘、鋅、鉛60%～70%［49］。硅酸鹽在修復(fù)耕地重金屬污染時(shí)，存在成本高、施用量大、效果維持時(shí)間短等問(wèn)題［50］，不利于推廣及長(zhǎng)期使用，但是經(jīng)模板法或水熱法對(duì)硅酸鹽材料進(jìn)行改性制備的介孔硅酸材料具有高穩(wěn)定性及吸附能力，可再生，其吸附能力超出未經(jīng)改性的硅酸鹽材料6倍左右［51］。

2.1.4 金屬及其氧化物類(lèi)

常見(jiàn)的金屬及工業(yè)上產(chǎn)生的金屬氧化物廢渣可以作為土壤重金屬修復(fù)鈍化材料，包括零價(jià)鐵、鋼渣、赤泥、爐渣、針鐵礦、硫酸亞鐵、赤鐵礦、水鈉錳礦等［52-53］。鐵、錳、鋁等金屬氧化物是兩性氧化物，有很多吸附位點(diǎn)，對(duì)土壤重金屬固定效果強(qiáng)，可通過(guò)專(zhuān)性吸附、共沉淀以及形成絡(luò)合物，與土壤重金屬形成穩(wěn)定的結(jié)構(gòu)［54］。林志靈等研究發(fā)現(xiàn)鋁鎂氧化物表面可結(jié)合砷形成單齒單核結(jié)構(gòu)的復(fù)合物，鐵鋁氧化物可結(jié)合砷形成雙齒雙核結(jié)構(gòu)的復(fù)合物［55］。赤泥的化學(xué)成分穩(wěn)定，且比表面積大、吸附性能好，主要通過(guò)化學(xué)吸附使重金屬進(jìn)入鐵鋁礦物的晶格內(nèi)并形成穩(wěn)定復(fù)合物，從而降低污染物的遷移性和生物有效性［56］。劉昭兵等通過(guò)小區(qū)試驗(yàn)研究表明，赤泥可通過(guò)鈣離子與鎘競(jìng)爭(zhēng)水稻根部表面的吸附位點(diǎn)降低水稻中鎘含量［57］，同時(shí)赤泥可為植物提供鉀、鈣、鎂等營(yíng)養(yǎng)元素，有助于植物生長(zhǎng)發(fā)育［58］。但是赤泥單獨(dú)過(guò)量施用易使土壤板結(jié)，并引入鐳、釷等放射性微量元素［59］。鋼渣由硅、鈣、磷、鎂、硫等元素構(gòu)成，通過(guò)提高土壤pH值來(lái)沉淀土壤重金屬，鄧騰灝博等的大田試驗(yàn)結(jié)果顯示鋼渣的施用有效地抑制了重金屬在水稻地下部向地上部的轉(zhuǎn)運(yùn)［60］。但是鋼渣的比表面積、單位質(zhì)量物料總面積和單位質(zhì)量多孔固體細(xì)孔總?cè)莘e均較小，對(duì)重金屬離子的吸附作用有限［61］，可通過(guò)施用適量的磷酸鹽增大鋼渣的孔體積和比表面積，促進(jìn)其對(duì)重金屬的吸附［62］。

2.2 有機(jī)類(lèi)鈍化材料

2.2.1 農(nóng)作物秸稈

常見(jiàn)的農(nóng)作物水稻、小麥、玉米、蔬菜等的秸稈均可用作土壤鈍化材料進(jìn)行還田，農(nóng)作物秸稈富含氮、磷、鉀、鈣、鎂等元素及有機(jī)質(zhì)，其還田不僅可以增肥增產(chǎn)、改良土質(zhì)，還能與土壤重金屬發(fā)生拮抗作用，含有的有機(jī)質(zhì)能與重金屬發(fā)生絡(luò)合作用，降低重金屬的活性［63］。Karlsson等研究發(fā)現(xiàn)麥稈、稻草等秸稈還田顯著減少了土壤有效態(tài)鎘含量［24］。賈樂(lè)等研究發(fā)現(xiàn)玉米、菜豆等秸稈還田可以降低白菜莖葉中的鎘含量［64］。有研究表明，油菜秸稈中含有的有機(jī)官能團(tuán)，如氫硫基等，易與重金屬反應(yīng)生成絡(luò)合物［65］。紫云英施入耕地后有效降低了土壤有效態(tài)銅、有效態(tài)鎘含量，并減少了稻草和谷粒中銅、鎘含量［66］。秸稈還田對(duì)土壤的影響通常體現(xiàn)在農(nóng)作物種植的1季到2季，時(shí)間通常為3～6個(gè)月［24］。若還田的秸稈重金屬本底值高，可進(jìn)行發(fā)酵處理及陳化處理，適當(dāng)?shù)亟档推渲兄亟饘俦镜字岛螅龠M(jìn)行還田處理［67-68］。

2.2.2 有機(jī)肥

一般供重金屬污染土壤鈍化修復(fù)的有機(jī)肥主要為有機(jī)肥、城市污泥、腐殖酸等幾種類(lèi)型。有機(jī)肥富含氮、磷、鉀等植物生長(zhǎng)所需的營(yíng)養(yǎng)元素，不僅可以改良土壤，為植物提供養(yǎng)分，同時(shí)可以作用于重金屬在土壤中的分布形態(tài)，產(chǎn)生鈍化效果，有機(jī)肥施用可以增加土壤有機(jī)質(zhì)含量，有機(jī)質(zhì)中的含氧功能基可以對(duì)重金屬產(chǎn)生靜電吸附；尤其是腐殖酸，具有的羥基和酚羥基是其主要的重金屬絡(luò)合配位基，可固定土壤中多種重金屬，形成難溶性金屬-有機(jī)絡(luò)合物［69］。Li等研究發(fā)現(xiàn)添加豬糞在耕地土壤中，可使土壤有效銅、鎘含量顯著降低［66］。劉秀春等室內(nèi)培養(yǎng)試驗(yàn)結(jié)果表明，生物有機(jī)肥對(duì)鎘、鉛等重金屬都具有較強(qiáng)的吸附固定能力［70］。有機(jī)肥中腐殖質(zhì)的礦化過(guò)程可以持續(xù)2年左右［21］，具有較長(zhǎng)的鈍化作用期，但是大量施用有機(jī)肥，引入腐殖酸，易加劇重金屬污染；腐殖酸在修復(fù)耕地重金屬污染時(shí)存在雙面性，既會(huì)通過(guò)表面官能團(tuán)與重金屬結(jié)合以鈍化重金屬，也會(huì)增加速效磷含量，活化土壤中重金屬［71］。

2.2.3 生物質(zhì)炭

生物炭是指生物質(zhì)在缺氧的條件下低溫?zé)峤猱a(chǎn)生的固體物質(zhì)，呈堿性，具有多孔性狀，比表面積大，表面存在各種有機(jī)官能團(tuán)，如羧基、酚羥基、羰基、內(nèi)酯基等，通過(guò)吸附、絡(luò)合或反應(yīng)形成碳酸鹽沉淀物來(lái)實(shí)現(xiàn)對(duì)重金屬的鈍化［72-73］。戚鑫等試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)在鎘重度污染土壤中，添加生物炭通過(guò)提高土壤pH值可顯著降低土壤有效態(tài)鎘含量［74］。張慶泉等試驗(yàn)表明，2%的椰殼生物炭對(duì)耕地土壤有效態(tài)鎘的鈍化率達(dá)99.08%，并保持有效態(tài)鎘低含量持續(xù)時(shí)間超250 d［75］。生物質(zhì)炭作為土壤鈍化材料可以有效地修復(fù)耕地鎘、鉛污染，降低農(nóng)作物中鎘、鉛積累量［76-77］。但是相關(guān)研究表明，生物炭添加到砷污染的土壤中會(huì)增加孔隙水中的砷濃度，提高砷在土壤中的移動(dòng)性［78-79］。

2.3 復(fù)合材料

復(fù)合材料是受污染耕地土壤修復(fù)利用的研究發(fā)展方向［5］。通常，無(wú)機(jī)材料養(yǎng)分含量低，單獨(dú)施用易造成土壤板結(jié)、土壤團(tuán)聚體結(jié)構(gòu)破壞，而有機(jī)材料可以補(bǔ)充土壤腐殖酸，同時(shí)也在一定程度上與重金屬發(fā)生絡(luò)合作用，固定土壤重金屬。Kumpiene等發(fā)現(xiàn)粉煤灰加泥炭的施用能夠降低土壤重金屬浸出率，粉煤灰提升了土壤pH值，而泥炭則提供了天然有機(jī)質(zhì)，有機(jī)質(zhì)的增加提高了土壤對(duì)銅、鎘、鉛的固定，試驗(yàn)地土壤施用鈍化材料后，金屬浸出率低，種子萌芽率提高，植物筍中的金屬積累量減少，對(duì)植物和細(xì)菌的毒性降低［80］。楊蘭等發(fā)現(xiàn)牛糞與海泡石、石灰、鈣鎂磷肥復(fù)配可以顯著降低土壤中可交換態(tài)鎘含量［81］。無(wú)機(jī)與有機(jī)鈍化材料復(fù)配處理可以強(qiáng)化土壤重金屬鈍化效果，增加修復(fù)的長(zhǎng)效性，延長(zhǎng)鈍化材料的修復(fù)周期性［82］。

2.4 新型鈍化材料

目前市面上應(yīng)用比較廣泛的的新型鈍化材料為納米鈍化材料，常見(jiàn)的包括：納米零價(jià)鐵、納米羥基磷灰石、納米磷酸鈣、納米沸石、納米坡縷石、納米二氧化硅及多孔陶瓷納米材料。以天然黏土合成的納米材料，不僅具有黏土的結(jié)構(gòu)性質(zhì)，并且粒徑小、比表面積大、反應(yīng)活性強(qiáng)，較低施用量即可達(dá)到較好的修復(fù)效果［83］。納米零價(jià)鐵能夠改善土壤結(jié)構(gòu)，可用來(lái)修復(fù)鎘、鉻、鋅、砷等相關(guān)重金屬污染［84］，尤其對(duì)于修復(fù)鉻具有極強(qiáng)的作用力，它可以將六價(jià)鉻還原成毒性較小的三價(jià)鉻，形成三價(jià)鉻沉淀［85］。有研究發(fā)現(xiàn)，8 g/kg生物炭負(fù)載納米零價(jià)鐵施用于土壤15 d后，未檢出六價(jià)鉻［86］。納米羥基磷灰石，顯著減少土壤有效態(tài)重金屬含量［87］，利用X射線衍射儀（XRD）和X射線光電子能譜儀（XPS）發(fā)現(xiàn)納米級(jí)羥基磷灰石可以對(duì)鎘和鋅產(chǎn)生表面絡(luò)合和內(nèi)擴(kuò)散，并能夠與鉛形成沉淀物［88］。與普通沸石相比，納米沸石既能提升大白菜生物量，也能顯著降低土壤可交換態(tài)鎘含量及大白菜中的鎘含量［89］。

2.5 不同鈍化材料安全利用效果比較

含磷材料中鈣鎂磷肥對(duì)糙米鎘降低率可達(dá)65%以上［30］；石灰類(lèi)材料目前在中輕度重金屬污染耕地使用率最高，對(duì)糙米鎘降低率達(dá)45%左右，對(duì)小麥可達(dá)70%［90-92］；硅肥對(duì)糙米鎘降低率為32.76%，因其成本高、施用量大，常采用植物葉面噴施阻斷重金屬的吸收，以低濃度硅肥噴施量對(duì)糙米鎘含量降低率可到達(dá)到57%［93］；鋼渣對(duì)糙米鎘降低率可高達(dá)63.8%［60］；豬糞有機(jī)肥對(duì)稻米鎘降低率達(dá)37.5%［94］；生物炭施用成本高，作用效果穩(wěn)定且時(shí)效長(zhǎng)，在重度重金屬污染耕地上可以產(chǎn)生較佳的生態(tài)效益及經(jīng)濟(jì)效應(yīng)，可降低稻米中鎘含量75%［95］；以上材料在相應(yīng)環(huán)境施用后均可使籽粒鎘含量低于國(guó)家限量標(biāo)準(zhǔn)。在對(duì)產(chǎn)量的影響方面，鈣鎂磷肥可使水稻增產(chǎn)10%［30］；石灰采用750 kg/hm2用量時(shí)促進(jìn)水稻增產(chǎn)，采用1 500 kg/hm2用量促進(jìn)小麥增產(chǎn)［95］；鋼渣對(duì)水稻產(chǎn)量的增幅達(dá)25.6%［60］，農(nóng)作物秸稈還田對(duì)春玉米產(chǎn)量提升幅度為5.19%～5.89%，硅肥可以顯著增加9.7%的水稻產(chǎn)量［96］。

3 耕地安全利用效果影響因素

鈍化材料因其特殊的理化性質(zhì)與土壤重金屬發(fā)生作用?？傮w上，土壤pH值、有機(jī)質(zhì)含量、鈍化材料的施入量及濃度、鈍化材料作用時(shí)間等為鈍化材料安全利用效果的主要影響因素。

3.1 土壤pH值

土壤pH值與土壤中重金屬的賦存形態(tài)、吸附沉淀、遷移轉(zhuǎn)運(yùn)以及生物有效性密切相關(guān)［89-90］，土壤pH值是影響鈍化材料對(duì)耕地土壤重金屬的鈍化效果的重要因素，也是控制重金屬穩(wěn)定的關(guān)鍵。絕大多數(shù)鈍化材料施入耕地土壤中，可以對(duì)耕地的土壤pH值實(shí)現(xiàn)提升，鎘、鉛、銅、鋅等重金屬在土壤pH值提升時(shí)與鈍化材料的吸附結(jié)合更緊密，當(dāng)土壤pH值上升時(shí)，砷的鈍化效果下降［14，96-98］。

3.2 土壤有機(jī)質(zhì)含量

土壤有機(jī)質(zhì)中的腐殖物質(zhì)可以與土壤中有效態(tài)重金屬產(chǎn)生螯合、絡(luò)合作用［99］，這是土壤中有機(jī)類(lèi)鈍化材料產(chǎn)生鈍化效應(yīng)的重要原因。有機(jī)質(zhì)中的可溶性有機(jī)物（DOM），包含了富里酸和胡敏酸，具有大量的負(fù)電荷，對(duì)重金屬陽(yáng)離子的吸附性極高。同時(shí)土壤中有機(jī)質(zhì)含量若過(guò)量，會(huì)造成重金屬的活化，激活土壤中有效態(tài)重金屬［100-101］。

3.3 鈍化材料施入量及濃度

鈍化材料施入濃度過(guò)低，易導(dǎo)致鈍化材料沒(méi)有發(fā)揮相應(yīng)的鈍化效應(yīng)或鈍化作用時(shí)間短，若施入濃度過(guò)高，易影響土壤原有結(jié)構(gòu)，引入其他污染源，造成二次污染，通常鈍化材料具有能夠保障其最大程度發(fā)揮鈍化效應(yīng)的最適施入濃度［102］。褚艷春等通過(guò)盆栽試驗(yàn)研究發(fā)現(xiàn)當(dāng)堆肥施加量超過(guò) 0.1 kg/kg 時(shí)青菜發(fā)芽率受到抑制；當(dāng)施加量低于 0.2 kg/kg 時(shí)，對(duì)重金屬的鈍化效果弱；施加量為0.1 kg/kg時(shí)，促進(jìn)青菜生長(zhǎng)且抑制其地上部重金屬積累，通過(guò)地上部Cd含量為0.1 mg/kg，Pb含量為 1.1 mg/kg［103］。

3.4 鈍化材料作用時(shí)間

鈍化材料的作用時(shí)間直接影響受污染耕地安全利用效果，由于自身的理化性質(zhì)及其與土壤重金屬鈍化機(jī)理的不同，各種材料鈍化作用持續(xù)時(shí)間存在差異。相關(guān)研究發(fā)現(xiàn)在重度污染土壤上，油菜、蔥、蒜苗等秸稈干粉末及赤泥在施入土壤2～4周后開(kāi)始產(chǎn)生降低土壤可交換態(tài)重金屬的效果，油菜、蒜苗新鮮秸稈、羥基磷灰石、磷礦粉、沸石、赤泥及改性沸石、赤泥等在16周內(nèi)各時(shí)間段內(nèi)鈍化效果基本保持一致［12］。石灰類(lèi)鈍化材料的鈍化效果通常可以維持1季到2季作物；含磷材料對(duì)重金屬有較強(qiáng)的吸附沉淀能力，鈍化效果通?？梢跃S持3～4年。經(jīng)相關(guān)文獻(xiàn)及筆者開(kāi)展的田間試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，含磷材料在施入后對(duì)種植的第1季作物土壤的鈍化效果最顯著；硅酸鹽材料的鈍化作用時(shí)間較短，通常在1季作物土壤中的鈍化效果最明顯，經(jīng)高溫或化學(xué)改性的硅酸鹽材料延長(zhǎng)其鈍化時(shí)間；金屬及其氧化類(lèi)鈍化材料由于其孔體積及其比表面積吸收量有限，經(jīng)改性可以延長(zhǎng)鈍化作用時(shí)間；有機(jī)肥、作物秸稈、生物炭等肥效長(zhǎng)，在2季內(nèi)均有穩(wěn)定的鈍化效果，將有機(jī)材料與無(wú)機(jī)材料復(fù)配可以大幅度提高土壤鈍化效果的長(zhǎng)效性；生物炭鈍化能力穩(wěn)定，鈍化作用時(shí)期為7周至3年；納米材料雖鈍化能力顯著，但是時(shí)效短，通常在2個(gè)月左右［21-22，24-25，51，84］。

4 展望

輕中度重金屬污染耕地推薦采用成本低、施用量少的石灰類(lèi)、有機(jī)肥、農(nóng)作物秸稈等材料，在受污染較重的耕地推薦采用硅酸類(lèi)、含磷材料、金屬及其氧化物類(lèi)、生物質(zhì)炭、復(fù)合材料及新型鈍化材料，液體材料可考慮采取葉面噴施減少施用量，為保證長(zhǎng)期的環(huán)境效益及經(jīng)濟(jì)效益，鈍化材料應(yīng)結(jié)合當(dāng)?shù)馗赝寥览砘再|(zhì)和重金屬背景值來(lái)選擇。

部分地區(qū)耕地土壤存在復(fù)合污染，針對(duì)不同重金屬及不同土壤理化性質(zhì)適用性最佳的鈍化材料不同，為保障我國(guó)農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全和滿(mǎn)足土壤鈍化材料市場(chǎng)需求，應(yīng)根據(jù)鈍化材料自身性質(zhì)及鈍化作用機(jī)理，進(jìn)一步開(kāi)發(fā)針對(duì)性強(qiáng)的受污染耕地土壤重金屬鈍化材料，提升鈍化材料對(duì)不同重金屬及土壤環(huán)境的作用效果及其作用的長(zhǎng)期穩(wěn)定性。

推廣綜合使用無(wú)機(jī)鈍化材料、有機(jī)鈍化材料、新型鈍化材料及復(fù)合肥，進(jìn)行合理配比，形成高效價(jià)廉的修復(fù)肥料，在保障鈍化效果的前提下，盡可能降低其成本，提高經(jīng)濟(jì)收入，維護(hù)糧農(nóng)切身利益，保障社會(huì)和諧穩(wěn)定。

加強(qiáng)鈍化材料與農(nóng)業(yè)技術(shù)措施及生物措施的有效結(jié)合，提升作用效果，以達(dá)到受污染耕地的安全利用。

完善鈍化材料施用的相關(guān)標(biāo)準(zhǔn)，針對(duì)不同的土壤性質(zhì)明確用量，同時(shí)加強(qiáng)對(duì)耕地土壤投入品的監(jiān)測(cè)和管理，規(guī)范相關(guān)行業(yè)標(biāo)準(zhǔn)中針對(duì)受污染耕地土壤重金屬鈍化材料及其原料中多種重金屬的標(biāo)準(zhǔn)限量值，保障正常施用不會(huì)給土壤帶來(lái)二次污染。

參考文獻(xiàn)：

［1］全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)［J］. 中國(guó)環(huán)保產(chǎn)業(yè)，2014（5）：10-11.

［2］傅湘綺，劉亞賓，楊海君，等. 水稻品種聯(lián)合其他修復(fù)方式對(duì)耕地及稻米中重金屬含量的影響與評(píng)價(jià)［J］. 江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué)，2019，47（19）：307-315.

［3］曾曉舵，王向琴，凃新紅，等. 農(nóng)田土壤重金屬污染阻控技術(shù)研究進(jìn)展［J］. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)，2019，28（9）：1900-1906.

［4］王宗亞，楊夢(mèng)麗，Phong O，等. 鈍化材料對(duì)Cd污染農(nóng)田修復(fù)及其后效探究［J］. 環(huán)境監(jiān)測(cè)管理與技術(shù)，2021，33（2）：64-67.

［5］徐露露，馬友華，馬鐵錚，等. 鈍化劑對(duì)土壤重金屬污染修復(fù)研究進(jìn)展［J］. 農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境學(xué)報(bào)，2013，30（6）：25-29.

［6］Li H，Liu Y，Zhou Y Y，et al. Effects of red mud based passivator on the transformation of Cd fraction in acidic Cd-polluted paddy soil and Cd absorption in rice［J］. Science of the Total Environment，2018，640/641：736-745.

［7］Yang X，Zhang W Y，Qin J H，et al. Role of passivators for Cd alleviation in rice-water spinach intercropping system［J］. Ecotoxicology and Environmental Safety，2020，205：111321.

［8］王 娟，蘇德純. 基于文獻(xiàn)計(jì)量的小麥玉米重金屬污染農(nóng)田修復(fù)治理技術(shù)及效果分析［J］. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2021，40（3）：493-500.

［9］孟 龍，黃涂海，陳 謇，等. 鎘污染農(nóng)田土壤安全利用策略及其思考［J］. 浙江大學(xué)學(xué)報(bào)（農(nóng)業(yè)與生命科學(xué)版），2019，45（3）：263-271.

［10］Li Q，Zhou J L，Chen B，et al. Toxic metal contamination and distribution in soils and plants of a typical metallurgical industrial area in southwest of China［J］. Environmental Earth Sciences，2014，72（6）：2101-2109.

［11］尤凌聰，汪玉瑛，劉玉學(xué)，等. 生物炭-凹凸棒土復(fù)合材料對(duì)水稻土鋅鎘的鈍化及土壤養(yǎng)分和酶活性的影響研究［J］. 核農(nóng)學(xué)報(bào)，2021，35（7）：1717-1723.

［12］王立群，羅 磊，馬義兵，等. 不同鈍化劑和培養(yǎng)時(shí)間對(duì)Cd污染土壤中可交換態(tài)Cd的影響［J］. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2009，28（6）：1098-1105.

［13］李劍睿，徐應(yīng)明，林大松，等. 農(nóng)田重金屬污染原位鈍化修復(fù)研究進(jìn)展［J］. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)，2014，23（4）：721-728.

［14］杜彩艷，段宗顏，曾 民，等. 田間條件下不同組配鈍化劑對(duì)玉米（Zea mays）吸收Cd、As和Pb影響研究［J］. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)，2015，24（10）：1731-1738.

［15］Gao X，Peng Y T，Zhou Y Y，et al. Effects of magnesium ferrite biochar on the cadmium passivation in acidic soil and bioavailability for packoi （Brassica chinensis L.）［J］. Journal of Environmental Management，2019，251：109610.

［16］常同舉，崔孝強(qiáng)，阮 震，等. 長(zhǎng)期不同耕作方式對(duì)紫色水稻土重金屬含量及有效性的影響［J］. 環(huán)境科學(xué)，2014，35（6）：2381-2391.

［17］董欣欣，孫保亞，宋雪英，等. 不同鈍化劑對(duì)潮棕壤鎘污染的原位鈍化效應(yīng)研究［J］. 土壤與作物，2021，10（4）：460-466.

［18］楊雍康，藥 棟，李 博，等. 微生物群落在修復(fù)重金屬污染土壤過(guò)程中的作用［J］. 江蘇農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)，2020，36（5）：1322-1331.

［19］徐建明，孟 俊，劉杏梅，等. 我國(guó)農(nóng)田土壤重金屬污染防治與糧食安全保障［J］. 中國(guó)科學(xué)院院刊，2018，33（2）：153-159.

［20］何 贏，杜 平，石 靜，等. 土壤重金屬鈍化效果評(píng)估：基于大田試驗(yàn)的研究［J］. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2020，39（8）：1734-1740.

［21］邵 樂(lè)，郭曉方，史學(xué)峰，等. 石灰及其后效對(duì)玉米吸收重金屬影響的田間實(shí)例研究［J］. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2010，29（10）：1986-1991.

［22］Lucchini P，Quilliam R S，DeLuca T H，et al. Increased bioavailability of metals in two contrasting agricultural soils treated with waste wood-derived biochar and ash［J］. Environmental Science and Pollution Research，2014，21（5）：3230-3240.

［23］單志軍，陳勇紅，張 麗，等. 鈍化材料的老化對(duì)水稻土中Cd鈍化穩(wěn)定性的影響［J］. 農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境學(xué)報(bào)，2021，38（2）：167-175.

［24］Karlsson T，Elgh-Dalgren K，Bjrn E，et al. Complexation of cadmium to sulfur and oxygen functional groups in an organic soil［J］. Geochimica et Cosmochimica Acta，2007，71（3）：604-614.

［25］Jones D L，Rousk J，Edwards-Jones G，et al. Biochar-mediated changes in soil quality and plant growth in a three year field trial［J］. Soil Biology and Biochemistry，2012，45：113-124.

［26］黃 輝，寧西翠，郭瞻宇，等. 多孔SBA-15顆粒對(duì)Cd（Ⅱ）的吸附縫合及其對(duì)土壤Cd（Ⅱ）的修復(fù)潛力［J］. 環(huán)境科學(xué)，2017，38（1）：374-381.

［27］梁 媛，王曉春，曹心德. 基于磷酸鹽、碳酸鹽和硅酸鹽材料化學(xué)鈍化修復(fù)重金屬污染土壤的研究進(jìn)展［J］. 環(huán)境化學(xué)，2012，31（1）：16-25.

［28］Huang G Y，Su X J，Rizwan M S，et al. Chemical immobilization of Pb，Cu，and Cd by phosphate materials and calcium carbonate in contaminated soils［J］. Environmental Science and Pollution Research，2016，23（16）：16845-16856.

［29］胡紅青，黃益宗，黃巧云，等. 農(nóng)田土壤重金屬污染化學(xué)鈍化修復(fù)研究進(jìn)展［J］. 植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào)，2017，23（6）：1676-1685.

［30］屠乃美，鄭 華，鄒永霞，等. 不同改良劑對(duì)鉛鎘污染稻田的改良效應(yīng)研究［J］. 農(nóng)業(yè)環(huán)境保護(hù)，2000，19（6）：324-326.

［31］方雅莉，朱宗強(qiáng)，趙寧寧，等. 桉樹(shù)遺態(tài)磷灰石材料對(duì)鉛污染土壤的鈍化修復(fù)效應(yīng)［J］. 環(huán)境科學(xué)，2020，41（3）：1498-1504.

［32］付煜恒，張惠靈，王 宇，等. 磷酸鹽對(duì)鉛鎘復(fù)合污染土壤的鈍化修復(fù)研究［J］. 環(huán)境工程，2017，35（9）：176-180，163.

［33］Yang Z M，F(xiàn)ang Z Q，Tsang P E，et al. In situ remediation and phytotoxicity assessment of lead-contaminated soil by biochar-supported nHAP［J］. Journal of Environmental Management，2016，182：247-251.

［34］Lang F，Kaupenjohann M. Effect of dissolved organic matter on the precipitation and mobility of the lead compound chloropyromorphite in solution［J］. European Journal of Soil Science，2003，54（1）：139-148.

［35］Bolan N，Mahimairaja S，Kunhikrishnan A，et al. Phosphorus-arsenic interactions in variable-charge soils in relation to arsenic mobility and bioavailability［J］. Science of the Total Environment，2013，463/464：1154-1162.

［36］Mahar A，Wang P，Ali A，et al. Impact of CaO，fly ash，sulfur and Na2S on the （im）mobilization and phytoavailability of Cd，Cu and Pb in contaminated soil［J］. Ecotoxicology and Environmental Safety，2016，134：116-123.

［37］Rinklebe J，Shaheen S M.Miscellaneous additives can enhance plant uptake and affect geochemical fractions of copper in a heavily polluted riparian grassland soil［J］. Ecotoxicology and Environmental Safety，2015，119：58-65.

［38］曹夢(mèng)華，祝 璽，劉黃誠(chéng)，等. 無(wú)機(jī)穩(wěn)定劑對(duì)重金屬污染土壤的化學(xué)穩(wěn)定修復(fù)研究［J］. 環(huán)境科學(xué)，2013，34（9）：3722-3726.

［39］張振興，紀(jì)雄輝，謝運(yùn)河，等. 水稻不同生育期施用生石灰對(duì)稻米鎘含量的影響［J］. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2016，35（10）：1867-1872.

［40］謝運(yùn)河，紀(jì)雄輝，黃 涓，等. 赤泥、石灰對(duì)Cd污染稻田改制玉米吸收積累Cd的影響［J］. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2014，33（11）：2104-2110.

［41］Xiang Z L，Gao H F，Yan H，et al. Study on the treatment of nickel-contaminated soil using calcium oxide［J］. Water，Air，& Soil Pollution，2020，231（5）：188.

［42］Cui J，Wang W Q，Peng Y，et al. Effects of simulated Cd deposition on soil Cd availability，microbial response，and crop Cd uptake in the passivation-remediation process of Cd-contaminated purple soil［J］. Science of the Total Environment，2019，683：782-792.

［43］Kuang X L，Si K Y，Song H J，et al. Lime-Phosphorus fertilizer efficiently reduces the Cd content of rice：physicochemical property and biological community structure in Cd-polluted paddy soil［J］. Frontiers in Microbiology，2021，12：749946.

［44］Xu Y，Liang X F，Xu Y M，et al. Remediation of heavy metal-polluted agricultural soils using clay minerals：a review［J］. Pedosphere，2017，27（2）：193-204.

［45］Wu J W，Shi Y，Zhu Y X，et al. Mechanisms of enhanced heavy metal tolerance in plants by silicon：a review［J］. Pedosphere，2013，23（6）：815-825.

［46］Lin H Z，Chen T，Yan B，et al. A functionalized silicate adsorbent and exploration of its adsorption mechanism［J］. Molecules，2020，25（8）：1820.

［47］Liang X F，Han J，Xu Y M，et al. In situ field-scale remediation of Cd polluted paddy soil using sepiolite and palygorskite［J］. Geoderma，2014，235/236：9-18.

［48］Wang S H，Wang F Y，Gao S C. Foliar application with nano-silicon alleviates Cd toxicity in rice seedlings［J］. Environmental Science and Pollution Research，2015，22：2837-2845.

［49］Abad-Valle P，lvarez-Ayuso E，Murciego A，et al. Assessment of the use of sepiolite amendment to restore heavy metal polluted mine soil［J］. Geoderma，2016，280：57-66.

［50］單 偉，郁紅艷，鄒路易，等. 改性硅酸鈣對(duì)Cd2+的吸附性能及其對(duì)Cd污染土壤的修復(fù)潛力［J］. 環(huán)境工程學(xué)報(bào)，2019，13（4）：918-926.

［51］王文波，田光燕，王丹丹，等. 低品位凹凸棒石黏土水熱合成介孔硅酸鹽吸附劑［J］. 硅酸鹽通報(bào)，2017，36（7）：2379-2386.

［52］Oprcˇkal P，Mladenovicˇ A，Zupancˇicˇ N，et al. Remediation of contaminated soil by red mud and paper ash［J］. Journal of Cleaner Production，2020，256：120440.

［53］朱 維，劉代歡，戴青云，等. 秸稈還田對(duì)土壤-水稻系統(tǒng)中Cd遷移富集影響研究進(jìn)展［J］. 中國(guó)農(nóng)學(xué)通報(bào)，2018，34（30）：90-95.

［54］謝玉峰，劉 迪，陳振寧，等. 耕地土壤重金屬污染鈍化修復(fù)技術(shù)研究進(jìn)展［J］. 江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué)，2020，48（18）：30-36.

［55］林志靈，曾希柏，張楊珠，等. 人工合成鐵、鋁礦物和鎂鋁雙金屬氧化物對(duì)土壤砷的鈍化效應(yīng)［J］. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2013，33（7）：1953-1959.

［56］史力爭(zhēng)，陳惠康，吳 川，等. 赤泥及其復(fù)合鈍化劑對(duì)土壤鉛、鎘和砷的穩(wěn)定效應(yīng)［J］. 中國(guó)科學(xué)院大學(xué)學(xué)報(bào)，2018，35（5）：617-626.

［57］劉昭兵，紀(jì)雄輝，王國(guó)祥，等. 赤泥對(duì)Cd污染稻田水稻生長(zhǎng)及吸收累積Cd的影響［J］. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2010，29（4）：692-697.

［58］Luo L，Ma C Y，Ma Y B，et al. New insights into the sorption mechanism of cadmium on red mud［J］. Environmental Pollution，2011，159（5）：1108-1113.

［59］黎大榮，楊惟薇，黎秋君，等. 蠶沙和赤泥用于鉛鎘污染土壤改良的研究［J］. 土壤通報(bào)，2015，46（4）：977-984.

［60］鄧騰灝博，谷海紅，仇榮亮.鋼渣施用對(duì)多金屬?gòu)?fù)合污染土壤的改良效果及水稻吸收重金屬的影響［J］. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2011，30（3）：455-460.

［61］He H D，Tam N F Y，Yao A J，et al. Growth and Cd uptake by rice （Oryza sativa） in acidic and Cd-contaminated paddy soils amended with steel slag［J］. Chemosphere，2017，189：247-254.

［62］楊 剛，李 輝，龍濤，等. 鋼渣基固化藥劑對(duì)重金屬土壤修復(fù)機(jī)理的研究［J］. 非金屬礦，2016，39（3）：26-29.

［63］解曉露，袁 毳，朱曉龍，等. 中堿性鎘污染農(nóng)田原位鈍化修復(fù)材料研究進(jìn)展［J］. 土壤通報(bào)，2018，49（5）：1254-1260.

［64］賈 樂(lè)，朱俊艷，蘇德純.秸稈還田對(duì)鎘污染農(nóng)田土壤中鎘生物有效性的影響［J］. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2010，29（10）：1992-1998.

［65］丁 瓊，楊俊興，華 珞，等. 不同鈍化劑配施硫酸鋅對(duì)石灰性土壤中鎘生物有效性的影響研究［J］. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2012，31（2）：312-317.

［66］Li P，Wang X X，Zhang T L，et al. Effects of several amendments on rice growth and uptake of copper and cadmium from a contaminated soil［J］. Journal of Environmental Sciences，2008，20（4）：449-455.

［67］姚佳斌，張語(yǔ)情，蔣尚，等. 一種重金屬污染作物秸稈再利用方法：CN112321351A［P］. 2021-02-05.

［68］湯文光，肖小平，唐海明，等. 長(zhǎng)期不同耕作與秸稈還田對(duì)土壤養(yǎng)分庫(kù)容及重金屬Cd的影響［J］. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2015，26（1）：168-176.

［69］Shahid M，Sabir M，Ali A M，et al. Effect of organic amendments on phytoavailability of nickel and growth of berseem （Trifolium alexandrinum） under nickel contaminated soil conditions［J］. Chemical Speciation & Bioavailability，2014，26（1）：37-42.

［70］劉秀春，高艷敏，范業(yè)宏，等. 生物有機(jī)肥對(duì)重金屬的吸附解吸作用的影響［J］. 土壤通報(bào)，2008，39（4）：942-945.

［71］吳烈善，曾東梅，莫小榮，等. 不同鈍化劑對(duì)重金屬污染土壤穩(wěn)定化效應(yīng)的研究［J］. 環(huán)境科學(xué)，2015，36（1）：309-313.

［72］劉晶晶，楊 興，陸扣萍，等. 生物質(zhì)炭對(duì)土壤重金屬形態(tài)轉(zhuǎn)化及其有效性的影響［J］. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2015，35（11）：3679-3687.

［73］Gholizadeh M，Hu X.Removal of heavy metals from soil with biochar composite：a critical review of the mechanism［J］. Journal of Environmental Chemical Engineering，2021，9（5）：105830.

［74］戚 鑫，陳曉明，肖詩(shī)琦，等. 生物炭固定化微生物對(duì)U、Cd污染土壤的原位鈍化修復(fù)［J］. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2018，37（8）：1683-1689.

［75］張慶泉，尹 穎，杜文超，等. 堿性Cd污染農(nóng)田原位穩(wěn)定化修復(fù)研究［J］. 南京大學(xué)學(xué)報(bào)（自然科學(xué)），2016，52（4）：601-608.

［76］隋鳳鳳，王靜波，吳 昊，等. 生物質(zhì)炭鈍化農(nóng)田土壤鎘的若干研究進(jìn)展［J］. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2018，37（7）：1468-1474.

［77］黃 洋，郭 曉，胡學(xué)玉.生物質(zhì)炭對(duì)磷鎘富集土壤中兩種元素生物有效性及作物鎘積累的影響［J］. 環(huán)境科學(xué)，2020，41（6）：2861-2868.

［78］Beesley L，Marmiroli M，Pagano L，et al. Biochar addition to an arsenic contaminated soil increases arsenic concentrations in the pore water but reduces uptake to tomato plants （Solanum lycopersicum L.）［J］. Science of the Total Environment，2013，454/455：598-603.

［79］Beesley L，Inneh O S，Norton G J，et al. Assessing the influence of compost and biochar amendments on the mobility and toxicity of metals and arsenic in a naturally contaminated mine soil［J］. Environmental Pollution，2014，186：195-202.

［80］Kumpiene J，Lagerkvist A，Maurice C.Stabilization of Pb-and Cu-contaminated soil using coal fly ash and peat［J］. Environmental Pollution，2007，145（1）：365-373.

［81］楊 蘭，李 冰，王昌全，等. 牛糞配合無(wú)機(jī)改良劑對(duì)稻田土壤Cd賦存形態(tài)及生物有效性的影響［J］. 生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào)，2016，32（4）：651-658.

［82］駱文軒，宋肖琴，陳國(guó)安，等. 田間施用石灰和有機(jī)肥對(duì)水稻吸收鎘的影響［J］. 水土保持學(xué)報(bào)，2020，34（3）：232-237.

［83］王帝偉，劉祎丹，易春輝，等. 改性納米二氧化硅對(duì)Cd污染農(nóng)田土壤的鈍化修復(fù)［J］. 環(huán)境化學(xué)，2019，38（5）：1106-1112.

［84］Gil-Díaz M，González A，Alonso J，et al. Evaluation of the stability of a nanoremediation strategy using barley plants［J］. Journal of Environmental Management，2016，165：150-158.

［85］di Palma L，Gueye M T，Petrucci E.Hexavalent chromium reduction in contaminated soil：a comparison between ferrous sulphate and nanoscale zero-valent iron［J］. Journal of Hazardous Materials，2015，281：70-76.

［86］Su H J，F(xiàn)ang Z Q，Tsang P E，et al. Stabilisation of nanoscale zero-valent iron with biochar for enhanced transport and in situ remediation of hexavalent chromium in soil［J］. Environmental Pollution，2016，214：94-100.

［87］邢金峰，倉(cāng) 龍，葛禮強(qiáng)，等. 納米羥基磷灰石鈍化修復(fù)重金屬污染土壤的穩(wěn)定性研究［J］. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2016，35（7）：1271-1277.

［88］Zhang Z Z，Li M Y，Chen W，et al. Immobilization of lead and cadmium from aqueous solution and contaminated sediment using nano-hydroxyapatite［J］. Environmental Pollution，2010，158（2）：514-519.

［89］熊仕娟，徐衛(wèi)紅，謝文文，等. 納米沸石對(duì)土壤Cd形態(tài)及大白菜Cd吸收的影響［J］. 環(huán)境科學(xué)，2015，36（12）：4630-4641.

［90］劉昭兵，紀(jì)雄輝，田發(fā)祥，等. 堿性廢棄物及添加鋅肥對(duì)污染土壤鎘生物有效性的影響及機(jī)制［J］. 環(huán)境科學(xué)，2011，32（4）：1164-1170.

［91］楊夢(mèng)麗，崔俊義，馬友華，等. 原位鈍化對(duì)輕度鎘污染農(nóng)田小麥修復(fù)研究［J］. 麥類(lèi)作物學(xué)報(bào)，2019，39（2）：233-238.

［92］詹紹軍，喻 華，馮文強(qiáng)，等. 不同有機(jī)物料與石灰對(duì)小麥吸收鎘的影響［J］. 水土保持學(xué)報(bào)，2011，25（2）：214-217，231.

［93］王怡璇，劉 杰，唐云舒，等. 硅對(duì)水稻鎘轉(zhuǎn)運(yùn)的抑制效應(yīng)研究［J］. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)，2016，25（11）：1822-1827.

［94］沈珺珺，林親錄，羅非君. 防治大米鎘污染的生物及農(nóng)作技術(shù)研究進(jìn)展［J］. 食品與機(jī)械，2018，34（12）：172-175，210.

［95］許 瑤，肖 亨，伍 鈞，等. 基于灰色關(guān)聯(lián)分析法的Cd污染土壤-植物系統(tǒng)安全生產(chǎn)評(píng)價(jià)［J］. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2019，38（5）：1051-1059.

［96］彭 華，田發(fā)祥，魏 維，等. 不同生育期施用硅肥對(duì)水稻吸收積累鎘硅的影響［J］. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2017，36（6）：1027-1033.

［97］苗欣宇，周啟星. 污染土壤植物修復(fù)效率影響因素研究進(jìn)展［J］. 生態(tài)學(xué)雜志，2015，34（3）：870-877.

［98］白 珊，倪 幸，楊瑗羽，等. 不同原材料生物炭對(duì)土壤重金屬Cd、Zn的鈍化作用［J］. 江蘇農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)，2021，37（5）：1199-1205.

［99］Dong M L，Huang R，Mao P，et al. Immobilization of cadmium by molecular sieve and wollastonite is soil pH and organic matter dependent［J］. International Journal of Environmental Research and Public Health，2021，18（10）：5128.

［100］夏文建，張麗芳，劉增兵，等. 長(zhǎng)期施用化肥和有機(jī)肥對(duì)稻田土壤重金屬及其有效性的影響［J］. 環(huán)境科學(xué)，2021，42（5）：2469-2479.

［101］劉 燦，秦魚(yú)生，趙秀蘭. 長(zhǎng)期不同施肥對(duì)鈣質(zhì)紫色水稻土重金屬累積及有效性的影響［J］. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2020，39（7）：1494-1502.

［102］高 躍，韓曉凱，李艷輝，等. 腐殖酸對(duì)土壤鉛賦存形態(tài)的影響［J］. 生態(tài)環(huán)境，2008，17（3）：1053-1057.

［103］褚艷春，葛 驍，魏思雨，等. 污泥堆肥對(duì)青菜生長(zhǎng)及重金屬積累的影響［J］. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2013，32（10）：1965-1970.