多種材料對鉛鎘污染農(nóng)田土壤原位修復(fù)效果的研究

王建樂，謝仕斌，涂國權(quán)，方戰(zhàn)強，2*

（1.華南師范大學(xué)化學(xué)與環(huán)境學(xué)院，廣州510006；2.廣東省環(huán)境修復(fù)產(chǎn)業(yè)技術(shù)創(chuàng)新聯(lián)盟，廣州510006）

鎘、鉛是毒性大的重金屬，土壤中重金屬總量超標(biāo)現(xiàn)象對生態(tài)系統(tǒng)和人類來說是一種潛在的風(fēng)險[1]。根據(jù)國家原環(huán)境保護部和原國土資源部2014 年4 月公布的《全國土壤污染狀況調(diào)查公報》，全國鎘污染物點位超標(biāo)率為7%，位居重金屬污染物榜首，鉛超標(biāo)的問題也不容忽視。因此，土壤鎘、鉛超標(biāo)的環(huán)境問題亟待解決。

研究表明，黏土礦物具有很強的吸附重金屬的能力[2]。Glatstein等[3]通過吸附實驗，發(fā)現(xiàn)50 mg·L-1投加量的膨潤土具有較強的吸附鎘、鉛、銅的能力。Sun等[4]通過盆栽實驗，發(fā)現(xiàn)投加膨潤土后植物根系對鎘和鉛的吸收分別降低了31.3%和26.7%，莖部對鎘和鉛的吸收分別降低了44.3%和7.8%。Merrikhpour等[5]在修復(fù)材料的篩選中，使用天然沸石吸附銅、鎳、鉛、鎘四種重金屬，發(fā)現(xiàn)重金屬之間存在競爭吸附，天然沸石對四種重金屬都有吸附效果。Edwards 等[6]按0.5%、1.0%和5.0%投加合成沸石進行土壤修復(fù)，發(fā)現(xiàn)投加合成沸石能有效降低土壤重金屬的遷移性。另外，海泡石[7]、硅藻土[8]、羥基磷灰石[9]等修復(fù)材料也具有修復(fù)重金屬土壤的前景。

生物炭是由農(nóng)業(yè)有機廢棄物在高溫缺氧的環(huán)境下制得，是一種低成本、孔隙率高、比表面積大、物理化學(xué)性質(zhì)穩(wěn)定的吸附材料[10]，具有很強的吸附重金屬和有機污染物的能力，有利于修復(fù)重金屬污染土壤和減少植物對土壤中重金屬的積累[11]。

農(nóng)田原位修復(fù)既要考慮重金屬的固定效果，修復(fù)后要保證農(nóng)產(chǎn)品的質(zhì)量安全，又要考慮鈍化材料是否會破壞農(nóng)田土壤的理化性質(zhì)，保證鈍化材料不會影響農(nóng)田土壤的肥力以及生產(chǎn)能力。目前，普遍研究單一修復(fù)材料對農(nóng)田重金屬的鈍化效果，不同修復(fù)材料之間的修復(fù)效果缺乏比較，同時修復(fù)材料的投加量都比較高，不利于節(jié)約成本和保持土壤原來的理化性質(zhì)。因此，本文以黏土礦物和生物炭作為修復(fù)材料，以降低投加量的處理方式來比較分析不同修復(fù)材料單獨施加和復(fù)合施加對農(nóng)田土壤鎘、鉛的鈍化效果，探究修復(fù)材料處理后土壤中鎘、鉛的形態(tài)以及土壤理化性質(zhì)的變化，為我國鉛鎘污染農(nóng)田土壤的修復(fù)提供科學(xué)依據(jù)與方法參考。

1 材料與方法

1.1 供試土壤與供試材料

供試土壤取自佛山順德某農(nóng)田，破碎過篩后往該鎘污染土壤中添加硝酸鉛溶液，攪拌均勻，靜置至自然風(fēng)干。放置一個月后作為模擬污染土壤進行實驗，為保證鎘、鉛在模擬污染土壤中均勻分布，我們選取其中4 個土壤樣品進行分析，結(jié)果表明，誤差小于5%。土壤的基本理化性質(zhì)如表1所示。

表1 土壤理化性質(zhì)Table 1 Basic physical and chemical properties of the test soil

供試的修復(fù)材料有黏土礦物和生物炭，其中黏土礦物為硅藻土（CP，廣州億峰化工科技有限公司）、膨潤土（CP，廣州億峰化工科技有限公司）、海泡石粉（CP，行唐縣鑫磊礦物粉體廠）、人造沸石粉（AR，國藥集團化學(xué)試劑有限公司）、羥基磷灰石（CP，廣州億峰化工科技有限公司）。供試的生物炭原料為中藥渣，在惰性的氮氣氛圍中以550±50 ℃的熱解條件下制備成中藥渣生物炭，選取4 個樣品進行測定。經(jīng)測定，生物炭含碳量為766 g·kg-1、pH 值為10.05、灰分含量為27.4%、比表面積為233.3 m2·kg-1。

1.2 修復(fù)材料的表征

修復(fù)材料由硅藻土（Diatomite，D）、膨潤土（Bentonite，BE）、海泡石（Sepiolite，S）、人造沸石（Artificial zeolite，AZ）、羥基磷灰石（Hydroxyapatite，HA）、硅藻土+生物炭（Diatomite/Biochar，DB）、膨潤土+生物炭（Bentonite/Biochar，BEB）、海泡石+生物炭（Sepiolite/Biochar，SB）、人造沸石+生物炭（Artificial zeolite/Biochar，AZB）、羥基磷灰石+生物炭（Hydroxyapatite/Biochar，HAB）、生物炭（Biochar，B）組成。用激光粒度儀檢測修復(fù)材料的粒徑分布，設(shè)備型號為Mastersizer 3000。

1.3 鉛鎘污染土壤修復(fù)實驗

為比較D、BE、S、AZ、HA、DB、BEB、SB、AZB、HAB、B 對土壤中鎘、鉛的鈍化效果，將修復(fù)材料D、BE、S、AZ、HA、DB（黏土礦物∶生物炭質(zhì)量比為1∶1，下同）、BEB、SB、AZB、HAB、B 分別按0.1%（m/m）、0.2%（m/m）和0.3%（m/m）的投加量投加修復(fù)材料，每個樣品含污染土壤60 g，每種處理做2 個平行樣品，分別加入100 mL 離心管中，將100 mL 離心管放入翻轉(zhuǎn)式振蕩機，翻轉(zhuǎn)速度為30±2 r·min-1，常溫，21 d 后取出，參考二乙烯三胺五乙酸（Diethylenetriaminepentaacetic acid，DTPA）浸提——八種有效元素的測定，將配制好的浸提劑按土液比1∶2的比例加入，在180±20 r·min-1搖床中反應(yīng)2 h 后提取浸提液，檢測重金屬的生物有效性、通過連續(xù)提取法（Sequential Extraction Prodcedures，SEP）分步提取鉛鎘的可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機結(jié)合態(tài)、殘渣態(tài)[12]，檢測鉛鎘的形態(tài)變化，分析修復(fù)后土壤的理化性質(zhì)。

1.4 鉛鎘形態(tài)分析

經(jīng)21 d修復(fù)后的土壤，用SEP連續(xù)提取法進行提取，提取后各形態(tài)的重金屬溶液經(jīng)0.45 μm 微孔濾膜過濾，濾液用火焰原子吸收光譜法檢測，設(shè)備型號為TAS-986。每種處理做3個平行樣品。

1.5 土壤理化性質(zhì)

參照《土壤pH 值的測定》（NY/T 1377—2007）、《土壤有效磷的測定碳酸氫鈉浸提-鉬銻抗分光光度法》（HJ 704—2014）、《土壤有機質(zhì)的測定》（GB 9834—1988）、《森林土壤陽離子交換量的測定》（LY/T 1243—1999）和《森林土壤水解性氮的測定》（LY/T 1299—1999）等國家標(biāo)準(zhǔn)對經(jīng)21 d修復(fù)后的土壤進行理化性質(zhì)的測定，每種處理做3個平行樣品。

1.6 數(shù)據(jù)處理

DTPA法中鉛（鎘）修復(fù)率的計算公式為：

式中：Q 為修復(fù)率，%；C0為空白實驗中浸提液的鉛（鎘）濃度，mg·L-1；C1為修復(fù)材料處理后浸提液的鉛（鎘）濃度，mg·L-1。

2 結(jié)果與討論

2.1 修復(fù)材料的表征

表2為5種黏土礦物激光粒度儀檢測結(jié)果。由表2 可知，各修復(fù)材料的粒徑都在微米級，硅藻土的中值粒徑為19.2 μm，比表面積為673.1 m2·kg-1，膨潤土的中值粒徑為28.9 μm，比表面積為705.1 m2·kg-1，羥基磷灰石的中值粒徑為42.3 μm，比表面積為842.3 m2·kg-1，海泡石的中值粒徑為16.3 μm，比表面積為1808 m2·kg-1，人造沸石的中值粒徑為192 μm，比表面積為147.8 m2·kg-1。本次實驗中，選用的人造沸石的粒徑比其他黏土礦物的粒徑大一個數(shù)量級，其余五種礦物材料的粒徑相似，在同一個數(shù)量級。

1.1對象 選擇2013年某焦化廠接噪工人1126例作為研究對象,男性866人、女性260人,研究對象年齡為18~60歲,平均27歲,作業(yè)工齡1~45年,平均工齡2年,將他們分為吸煙組(566)和不吸煙組(對照組)(560人),均通過問卷調(diào)查排除耳毒性藥物、傳染病、外傷、各種中耳性疾病,遺傳因素等非職業(yè)性致聾因素。

表2 黏土礦物粒度分布參數(shù)Table 2 Particle size distribution of clay mineral

2.2 二乙烯三胺五乙酸浸提

二乙烯三胺五乙酸（DTPA）浸提劑可以模擬植物根系吸收土壤中重金屬的過程，具備生物有效性的重金屬能被DTPA 提取出來[13-14]。未經(jīng)修復(fù)材料處理的空白土壤經(jīng)DTPA 提取的鉛濃度為56.6 mg·L-1，各修復(fù)材料的鉛修復(fù)效果如表3 所示。由表3 可知，各修復(fù)材料鉛修復(fù)率大小順序為：HA＞D＞AZ＞BE＞S＞DB＞BEB＞AZB＞SB＞HAB＞B，投加單一黏土礦物的修復(fù)率明顯高于黏土礦物與生物炭復(fù)合投加的修復(fù)率（P＜0.05）。黏土礦物單一處理的實驗中，HA 對鉛的修復(fù)效果最好，修復(fù)率介于72.5%～83.4%，其余單一黏土礦物對鉛的修復(fù)率介于12.4%～82.1%，與HA對鉛的修復(fù)率沒有顯著差異（P＜0.05）。黏土礦物與生物炭復(fù)合處理的實驗中，DB 對鉛的修復(fù)效果最好，修復(fù)率介于76.7%～79.3%，其余復(fù)配組合對鉛的修復(fù)率介于58.3%～79.3%，在0.1%（m/m）的投加量下，其余復(fù)配組合對鉛的修復(fù)率與DB沒有顯著差異，在0.2%（m/m）和0.3%（m/m）的投加量下，DB 和BEB對鉛的修復(fù)率與SB、AZB 和HAB 存在顯著差異（P＜0.05），投加單一生物炭對鉛的修復(fù)效果最差。

未經(jīng)修復(fù)材料處理的空白土壤經(jīng)DTPA 提取的鎘濃度為0.182 mg·L-1，各修復(fù)材料的鎘修復(fù)效果如表3 所示。由表3 可知，各修復(fù)材料鎘修復(fù)率大小順序為：SB＞AZB＞B＞HAB＞BEB＞D＞S＞BE＞AZ＞HA＞DB，黏土礦物與生物炭復(fù)合處理的修復(fù)率明顯高于投加單一黏土礦物的修復(fù)率（P＜0.05）。黏土礦物與生物炭復(fù)合處理的實驗中，SB 對鎘的修復(fù)效果最好，平均修復(fù)率最高，修復(fù)率介于26.2%～34.2%，其余的復(fù)配組合對鉛的修復(fù)率介于9.2%～33.6%，在0.1%（m/m）的投加量下，AZB和HAB對鎘的修復(fù)效果最好，BEB 和SB 次之，但SB 與AZB、HAB 對鎘的修復(fù)率沒有顯著差異，在0.2%（m/m）和0.3%（m/m）的投加量下，SB 對鎘的修復(fù)效果最好，與DB、BEB、HAB 對鎘的修復(fù)率存在顯著差異（P＜0.05）；黏土礦物單一處理的實驗中，D 對鎘的修復(fù)效果最好，修復(fù)率介于12.2%～16.2%，其余黏土礦物對鉛的修復(fù)率為8.4%～14.8%不等，不同黏土礦物在不同投加量下對鎘的修復(fù)效果均沒有顯著性差異；單獨投加生物炭對鎘的修復(fù)率介于31.9%～32.2%。

表3 鉛和鎘的修復(fù)率（%）Table 3 Pb and Cd repair rate in tested soils（%）

鉛的修復(fù)主要以沉淀的形式為主，鎘的修復(fù)主要以離子交換的形式為主[9]，兩種重金屬的鈍化機制存在差異，因此修復(fù)材料對鉛、鎘的修復(fù)效果也存在差異。上述實驗結(jié)果表明，黏土礦物對鉛有良好的修復(fù)效果，生物炭對鎘有良好的修復(fù)效果。修復(fù)材料投加量對鉛的修復(fù)影響較小，對鎘的修復(fù)影響較大。HA對鉛修復(fù)率高的原因可能是羥基磷灰石能抑制土壤中鉛離子的解吸[15]，從而降低鉛的浸出，而B 對鉛修復(fù)率低的原因可能是鉛依靠生物炭中的磷元素鈍化[16]，但土壤速效磷背景值較高，具備一定的鈍化能力，從而弱化了生物炭的鈍化能力；SB 對鎘修復(fù)率高的原因可能是海泡石和生物炭能顯著提高農(nóng)田土壤的pH值，使農(nóng)田土壤的Zeta電位變?yōu)樨撝担瑥亩芄潭ㄦk離子[17-18]，而DB 對鎘修復(fù)率低的原因可能是該組合降低了農(nóng)田土壤中的速效磷含量，從而影響農(nóng)田土壤自身的鈍化能力。

2.3 SEP連續(xù)提取法

通過SEP 連續(xù)提取法可以合理地估算土壤中真實的重金屬形態(tài)分布[19]。在SEP 連續(xù)提取法中，土壤中的重金屬可以根據(jù)其在土壤中的穩(wěn)定性劃分為五種形態(tài)，分別為可交換態(tài)（EX）、碳酸鹽結(jié)合態(tài)（CB）、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)（OX）、有機結(jié)合態(tài)（OM）和殘渣態(tài)（RS），各種形態(tài)的穩(wěn)定性順序為EX＜CB＜OX＜OM＜RS。圖1a、圖1c 和圖1e 給出了鉛在土壤中的形態(tài)分布，土壤修復(fù)前后均未檢出EX-Pb，可能是因為近中性土壤的鉛溶解性極低[20]，加上土壤中EX-Pb含量本身較低[21]。在空白土壤（CK）中（CB：29.3%，OX：28.0%，OM：21.2%，RS：21.4%），鉛比較均勻地分布在CB、OX、OM 和RS 四種形態(tài)中。經(jīng)修復(fù)材料處理后，大量的CB 朝RS 轉(zhuǎn)化，少量OX 和OM 也朝RS 轉(zhuǎn)化，HA 處理后的這種變化趨勢更為明顯。CB 占比由29.3%降至5.8%～8.8%，相應(yīng)的RS 占比由21.4%升至67.0%～72.0%，均高于其他修復(fù)材料處理后的RS 值，由此說明HA適合用于鉛污染農(nóng)田土壤的修復(fù)。

圖1b、圖1d、圖1f 為鎘在土壤中的形態(tài)分布，在空白土壤（CK）中（EX：31.2%，CB：30.8%，OX：13.1%，OM：3.6%，RS：21.3%），由于鎘在土壤中比較活躍[22]，因此鎘主要分布在EX和CB中。經(jīng)修復(fù)材料處理后，部分的EX 和CB 朝OM 和RS 轉(zhuǎn)化，DB、AZB、HAB、B處理后的這種變化趨勢更為明顯。生物炭作為修復(fù)材料處理后鎘的RS 占比高于單一黏土礦物處理，經(jīng)B 處理后鎘的RS 占比由21.3%升至41.7%～44.4%，因此，生物炭適合用于修復(fù)鎘污染農(nóng)田，也適合作為復(fù)配材料用于修復(fù)含鎘的復(fù)合重金屬污染農(nóng)田。

2.4 修復(fù)過程前后土壤理化性質(zhì)的變化

2.4.1 pH值

圖1 不同修復(fù)材料對鉛和鎘形態(tài)分布的影響Figure 1 Changes of Pb and Cd speciation in soils treated with amendments

修復(fù)劑處理后土壤pH 值上升0.33～0.53 個單位（表4）。其中，S 和AZ 處理后對pH 值影響最大，D、BE、HA、DB、BEB、SB、AZB、HAB、B 處理后農(nóng)田土壤pH 值則分別增加了0.44、0.41、0.36、0.36、0.37、0.39、0.39、0.33、0.44，S 和AZ 處理后土壤pH 值的提升幅度最大，D、BE、SB、AZB、B 的提升幅度次之（P＜0.05）。由此可得，單獨投加黏土礦物（D、BE、S、AZ、HA）處理后pH 值上升幅度高于黏土礦物和生物炭（DB、BEB、SB、AZB、HAB）混合處理后pH 值上升幅度。土壤pH的升高可能是由于BE、S、AZ、HA 均屬于堿性礦物材料。而D雖然本身呈酸性，卻使土壤pH值上升，其原因可能在于D 表面攜帶的可代換性H+較少，而攜帶的Na+、K+等交換性陽離子較多，進入土壤后，交換性陽離子的水解作用強于H+的交換作用，在土壤溶液中產(chǎn)生較多的NaOH，致使土壤pH 值升高[23]。而B則是由于本身的堿度，還有B形成過程中形成的碳酸鹽（MgCO3、CaCO3）和有機酸根（-COO－）有關(guān)[24]?？偟膩碚f，修復(fù)材料處理后農(nóng)田土壤pH值會顯著增大（P＜0.05），由于修復(fù)材料投加量比較低，修復(fù)材料處理后土壤pH 值仍保持在6～7 的范圍內(nèi)，符合農(nóng)田土壤的pH值范圍。

土壤溶液中的氮磷是植物的主要氮源和磷源，也是衡量土壤肥力的重要指標(biāo)[25]。修復(fù)劑處理后土壤中速效磷的含量變化如表4所示，對照組（CK）的速效磷含量為58.6 mg·kg-1，單獨黏土礦物處理后，除了HA使土壤的速效磷增加10.7 mg·kg-1外，D、BE、S、AZ分別使速效磷減少了28.7、12.4、18.0、16.5 mg·kg-1。黏土礦物和生物炭混合處理后，除了BEB 和SB 分別使速效磷增加11.6 mg·kg-1和15.5 mg·kg-1外，DB、AZB、HAB 分別使速效磷減少了37.8、19.6、13.0 mg·kg-1。B的施入使得土壤速效磷含量降低9.1 mg·kg-1，可能是因為生物炭處理后提高了土壤pH 值，進而影響磷的吸附和解吸[26]。此外，HA 之所以能夠增加速效磷則可能是因為HA 具有低淋出率和緩慢磷釋放的特性，是一種具有較大潛力的磷肥[27-28]。修復(fù)劑處理后土壤中堿解氮的含量變化如表4 所示，對照組（CK）的堿解氮含量為158.96 mg·kg-1。黏土礦物單獨處理后，除了HA 分別使土壤的堿解氮增加18.83 mg·kg-1外，D、BE、S、AZ 分別使堿解氮減少了14.64、23.01、20.91、23.01 mg·kg-1。黏土礦物和生物炭混合處理后，除了SB 使堿解氮減少20.91 mg·kg-1外，DB、BEB、AZB、HAB 分別使堿解氮增加了8.37、23.01、2.09、23.01 mg·kg-1。B 處理后土壤堿解氮提高46.02 mg·kg-1。由此看出，黏土礦物會降低土壤中的堿解氮，但生物炭可以彌補這一不足，可以提高土壤的堿解氮。生物炭提高土壤堿解氮可能是因其具有多孔特性和巨大的比表面積可以吸附氮素物質(zhì)，與此同時也改變了土壤理化性質(zhì)，使得土壤環(huán)境中微生物多樣性、豐度及活性受到了影響，繼而影響土壤氮的循環(huán)[29]。

2.4.3 有機質(zhì)

土壤有機質(zhì)是土壤肥力的物質(zhì)基礎(chǔ)，它對土壤肥力起著多方面的作用[30]。從表4可以看出，對照組CK的有機質(zhì)含量為36.2 g·kg-1，修復(fù)劑處理后土壤有機質(zhì)上升了1.2～54.2 g·kg-1，其中，HAB 和B 處理對有機質(zhì)的影響尤為顯著（P＜0.05），分別增加了41.9 g·kg-1和54.2 g·kg-1，D、BE、S、AZ、HA、DB、BEB、SB、AZB 處理后有機質(zhì)分別增加8.8、1.2、8.6、1.8、13.8、22.6、10.2、11.4、10.6 g·kg-1。因此，黏土礦物和生物炭混合處理對土壤有機質(zhì)的提升幅度均要高于黏土礦物單獨處理。生物炭本身碳含量非常高，因此B可以大量地增加土壤有機質(zhì)的含量[24]。D 由于其本身含有一定量的有機質(zhì)，以及可以通過提高土壤pH 值來固定土壤原有的有機質(zhì)，因此D處理后能夠提高土壤的有機質(zhì)含量[23]。BE、S、AZ、HA 等處理增加有機質(zhì)則可能是通過改變土壤的質(zhì)地、水分等土壤外部環(huán)境條件而對土壤有機質(zhì)起作用的[30]。

2.4.4 陽離子交換量

陽離子交換量（CEC）可以用來估算土壤吸收、保留和交換陽離子的能力[24]。從表4 可以看出，對照組CK 的CEC 含量為11.65 cmol·kg-1。修復(fù)材料處理后土壤CEC 含量提高了0.04～1.58 cmol·kg-1，D、BE、S、AZ、HA、DB、BEB、SB、AZB、HAB、B 處理后分別使CEC 增加0.85、1.30、1.12、0.34、1.58、0.65、0.97、0.91、1.15、0.08、0.04 cmol·kg-1。黏土礦物單獨處理對土壤CEC的提升幅度要高于黏土礦物和生物炭混合處理，黏土礦物能明顯提高土壤的陽離子交換量（P＜0.05）。B 的施入未對土壤CEC 產(chǎn)生顯著的影響（P＜0.05），可能是因為B 表面氧化程度較低，結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性強，不易發(fā)生化學(xué)氧化和微生物降解，因而不能增加土壤CEC含量[31]。D、BE可能由于其本身含有一定量的CEC，同時提高土壤pH值，促進土壤膠體表面陽離子的解離，從而增加土壤的CEC 含量[23]。S、AZ、HA則可能是通過提高土壤pH 值來增加土壤中的CEC含量。

表4 修復(fù)后土壤的理化性質(zhì)Table 4 Changes of basic physical and chemical properties of the test soil with amendments

2.5 不同處理的影響

通過研究對比發(fā)現(xiàn)，不同修復(fù)材料D、BE、S、AZ、HA、DB、BEB、SB、AZB、HAB 和B，均能顯著降低鉛和鎘的有效形態(tài)。D、BE、S、AZ、HA 和DB 處理對鉛的修復(fù)率與其他組合存在顯著性差異（P＜0.05），這幾種處理均能顯著提高農(nóng)田土壤的pH 值，同時可以顯著提高農(nóng)田土壤的陽離子交換量和有機質(zhì)含量，有利于重金屬的鈍化和農(nóng)田安全生產(chǎn)，HA 能顯著提高農(nóng)田土壤速效磷和堿解氮，原因可能是修復(fù)材料本身的磷和氮含量比較高，除HA 外，其他組合會顯著降低農(nóng)田土壤速效磷和堿解氮，會對農(nóng)田生產(chǎn)造成不利影響。B、SB和AZB處理對鎘的修復(fù)率與其他組合存在顯著性差異（P＜0.05），這幾種處理均能顯著提高農(nóng)田土壤的pH 值和有機質(zhì)含量，SB 和AZB 可以顯著提高農(nóng)田土壤的陽離子交換量，B 和AZB 能顯著提高農(nóng)田土壤堿解氮的含量，有利于農(nóng)田生產(chǎn)，B 和AZB 處理會降低農(nóng)田土壤速效磷的含量，SB 處理可以顯著提高農(nóng)田土壤速效磷的含量。

2.6 成本核算

1 m2土壤耕作層的質(zhì)量按2.25 t 計算，農(nóng)田土壤含水率按60%計算，則1 m2實際需要修復(fù)的土壤為0.90 t，修復(fù)材料按0.1%（m/m）～0.3%（m/m）的投加量計算，即修復(fù)1 m2農(nóng)田土壤需要修復(fù)材料0.90～2.7 kg·m-2。

硅藻土、膨潤土、海泡石、人造沸石、羥基磷灰石大致的價格分別為3.00、0.80、2.00、3.50、2.00 元·kg-1，因此修復(fù)1 m2土壤耕作層的修復(fù)材料費用分別為2.70～8.10、0.72～2.16、1.80～5.40、3.15～9.45、1.80～5.40元。

3 結(jié)論

本研究旨在比較原位修復(fù)中不同修復(fù)材料D、BE、S、AZ、HA、DB、BEB、SB、AZB、HAB 和B 在低投加量下對重金屬污染農(nóng)田土壤中鉛、鎘的修復(fù)效果。結(jié)果表明，以HA為代表的黏土礦物在原位修復(fù)鉛污染農(nóng)田土壤方面有明顯優(yōu)勢，含生物炭的修復(fù)材料在原位修復(fù)鎘污染農(nóng)田土壤方面有明顯優(yōu)勢，SB和AZB適合用于鉛鎘復(fù)合污染農(nóng)田，各種修復(fù)材料的組合均能提高鉛、鎘殘渣態(tài)（RS）的比例，處理后農(nóng)田土壤理化性質(zhì)未發(fā)生較大變化。低投加量下的黏土礦物和生物炭結(jié)合具有應(yīng)用在重金屬污染土壤原位修復(fù)領(lǐng)域的前景。