王小雨 孫麗娜 呂良禾 李珍 時馨竹

（沈陽大學(xué)環(huán)境學(xué)院區(qū)域污染環(huán)境生態(tài)修復(fù)重點實驗室，遼寧沈陽 110044）

1 引言

近年來，因工業(yè)“三廢”過度排放、交通污染以及肥料不合理施用等，眾多土壤問題逐漸暴露且日益嚴(yán)峻，已嚴(yán)重影響生態(tài)環(huán)境質(zhì)量及人體健康。如今全球面臨的復(fù)合重金屬污染土壤問題十分嚴(yán)峻［1］。全球的土壤污染場地早已高達(dá)上千萬個，其中重金屬污染占一半以上［2］。在我國因重金屬污染導(dǎo)致農(nóng)業(yè)經(jīng)濟(jì)產(chǎn)生巨大損失［3］，受重金屬污染土壤通常以復(fù)合污染土壤呈現(xiàn)［4］。在污染土壤中Cd，Pb，Zn 3 種重金屬兩兩復(fù)合或三者復(fù)合情況居多，治理方法也相對成熟，隨著工農(nóng)業(yè)發(fā)展迅速，重金屬As 也快速加入其污染行列，這4 種重金屬復(fù)合污染屢見不鮮。

目前，治理重金屬污染土壤的常規(guī)方法很多。物理修復(fù)技術(shù)操作成本較高，修復(fù)范圍?。?］；植物［6］和微生物修復(fù)法［7］修復(fù)周期長，且僅適宜單一重金屬中低污染土壤?；瘜W(xué)鈍化技術(shù)是向重金屬污染土壤中施入適宜的鈍化劑材料，使重金屬在土壤中的各賦存形態(tài)發(fā)生變化，降低其生物有效性進(jìn)而修復(fù)重金屬污染土壤。與物理修復(fù)技術(shù)及生物修復(fù)技術(shù)相比，鈍化技術(shù)因處理時間短、經(jīng)濟(jì)成本低及適用范圍廣等優(yōu)點，逐步為眾多專家所接受，成為土壤重金屬修復(fù)的熱點研究方向之一［8］。

目前，有關(guān)土壤重金屬鈍化技術(shù)的研究多是針對單一重金屬污染，研究不同類型鈍化劑及其投加劑量等對土壤中重金屬的鈍化效果［9］，而針對多種重金屬復(fù)合污染的鈍化類型、劑量的鈍化效果卻鮮見報道。

本研究以人工模擬Zn，Cd，Pb 及As 復(fù)合污染土壤為對象，研究由過磷酸鈣磷肥［Ca（H2PO4）2·H2O］、石灰（CaO）、斑脫土［Al2O3·4（SiO2）·H2O］按不同比例復(fù)配的鈍化材料對土壤重金屬鈍化的效果。比較分析經(jīng)各處理方式治理的土壤，經(jīng)過不同時間鈍化后的土壤理化性質(zhì)及土壤中重金屬有效態(tài)情況，并分析鈍化效果及其影響因素，為進(jìn)一步篩選最優(yōu)鈍化劑組合治理復(fù)合重金屬污染土壤提供依據(jù)。

2 材料與方法

2.1 供試土壤樣品

實驗研究所用的土壤樣品為人工污染土壤。人工污染土壤制備過程如下：將采自遼寧省沈陽市沈陽大學(xué)綠化帶內(nèi)土壤在自然條件下風(fēng)干，剔除雜物后研磨過1 mm 孔徑網(wǎng)篩后混勻，測定土壤理化性質(zhì)，見表1。

表1 清潔土壤基本理化性質(zhì)

根據(jù)土壤中重金屬濃度，加入配制好的含有Cd，Pb，Zn，As 混合溶液并攪拌均勻，在自然條件下穩(wěn)定30 d，之后將制備土壤混勻，按四分法取樣測定制備土壤的理化性質(zhì)，見表2。

表2 人工污染土壤基本理化性質(zhì)

穩(wěn)定期間，每日用去離子水噴灑，保持其含水率在60%。用于制備人工污染土壤的重金屬藥劑，見表3。

表3 4 種重金屬污染所用藥劑

2.2 實驗用鈍化材料

通過文獻(xiàn)調(diào)研，在充分對比前人對不同鈍化劑鈍化重金屬的實驗效果、鈍化機(jī)理及其鈍化劑成本、易得性的基礎(chǔ)上，依據(jù)鈍化材料修復(fù)效果顯著、價廉易得、易操作和環(huán)境次生風(fēng)險低的原則，篩選出過磷酸鈣磷肥、石灰以及斑脫土作為本實驗研究的鈍化材料。

其中，過磷酸鈣磷肥，分析純，購自遼寧省禹王化學(xué)品有限公司；石灰，分析純，購自天津瑞金特化學(xué)品有限公司；斑脫土，分析純，購自遼寧省禹王化學(xué)品有限公司。

2.3 土壤鈍化實驗

鈍化材料施加方案：經(jīng)過文獻(xiàn)調(diào)研，在對比分析這3 種鈍化材料的鈍化效果基礎(chǔ)上，設(shè)定了本研究中3 種鈍化劑的劑量為：過磷酸鈣磷肥（7.68，12.68，17.68 g/kg）；石灰（10，20，30 g/kg）；斑脫土（50，70，90 g/kg）。不同鈍化劑以正交實驗方式進(jìn)行組合（見表4），每個組合設(shè)3 個平行，以2 個不加鈍化劑的土壤作為空白對照。

表4 選擇的鈍化材料類型及用量 g/kg

鈍化實驗過程：根據(jù)實驗方案，將穩(wěn)定好的人工污染土壤放入直徑9 cm、高12 cm 的塑料花盆中，每盆土壤干重1 kg。將3 種鈍化材料按方案設(shè)計比例分別施加到盆內(nèi)土壤中，混合均勻，鈍化期間用去離子水噴灑，保持含水率在60%左右。在土壤鈍化分別到30，60，90 d 時進(jìn)行鈍化土壤取樣，檢測不同時間段鈍化土壤的理化性質(zhì)及重金屬有效態(tài)含量。

2.4 分析測試方法

土壤Cd，Pb，Zn 分析：按照GB/T 17141—1997《土壤質(zhì)量鉛、鎘的測定石墨爐原子吸收分光光度法》采用硝酸－高氯酸－氫氟酸進(jìn)行消解，使用火焰原子吸收分光光度法（Spectr AA－200，Australian）測定。

土壤As 分析：按照GB/T 17141—1997，采用硝酸－高氯酸－氫氟酸消解，使用雙道原子熒光光度計（AFS－2202E，北京海光儀器有限公司，北京）測定。

土壤pH 和Eh 測定：取1.00 g 土壤樣品，加入5 mL 去離子水（土水比為1 ∶5），置于燒杯中充分混勻，放入恒溫振蕩器中（ZD－85，中國），常溫下以220 r/min 進(jìn)行振蕩1 h，取出后靜置30 min 后，使用氧化還原電位儀進(jìn)行土壤pH 和Eh 測定。

土壤有機(jī)質(zhì)測定：采用HJ 615—2011《土壤 有機(jī)碳的測定 重鉻酸鉀氧化－分光光度法》測定土壤有機(jī)質(zhì)。

重金屬有效態(tài)測定：采用CaCl2－DTPA 標(biāo)準(zhǔn)有效態(tài)浸提法對土壤中Cd，Pb，Zn 有效態(tài)進(jìn)行浸提，使用火焰原子吸收分光光度法（Spectr AA－200，Australian）進(jìn)行測定；采用0.1 mol/L HCl 溶液對土壤中As 有效態(tài)進(jìn)行浸提，使用雙道原子熒光光度計（AFS－2202E，北京海光儀器有限公司，北京）進(jìn)行測定。

2.5 實驗數(shù)據(jù)

土壤鈍化率計算公式為：

式中，K 為鈍化率，%；C 為鈍化平衡后重金屬的浸出質(zhì)量濃度，mg/kg；Co為鈍化平衡前重金屬的浸出質(zhì)量濃度，mg/kg。

實驗中的數(shù)據(jù)結(jié)果均為平均值±標(biāo)準(zhǔn)偏差，圖表制作運用Excel 2019 及Origin7.0。

3 結(jié)果與分析

3.1 不同鈍化劑組合對土壤中Zn 的鈍化效果

圖1 為30，60，90 d 處理時不同鈍化劑組合對土壤Zn 的鈍化情況。

圖1 30，60，90 d 處理時土壤中Zn 的鈍化情況

從圖1 可以看出，隨著鈍化時間的增加，土壤Zn鈍化率增大。從30 d 到60 d，土壤Zn 的鈍化率從32.2%～55.5%增加到46.0%～63.9%，鈍化率平均值從45.4%增加到54.6%，平均值增高9.2%；但從60 d 到90 d，土壤Zn 的鈍化率從46.0%～63.9%增加到55.2%～66.7%，鈍化率平均值從54.6%增加到61.3%，平均值增高6.7%。其中，26，18，25，14，15，24，17，23，16 和13 號鈍化劑組合90 d 的鈍化率均大于61.3%；17，18，25，24，20，11，10，26，3，14，7，2，13，22，1 號鈍化劑組合60 d 的鈍化率均大于54.6%。特別是17，18，25，24 號鈍化劑組合對土壤Zn 的鈍化效果相對較好，處理60 d 時土壤Zn 的鈍化率分別為63.9%，62.5%，61.1%和60.7%，而90 d 時土壤Zn 的鈍 化 率 分 別 為62.9%，65.7%，64.8%和63.3%；20，11，10，26，3，14，7，2，13，22，1 號鈍化劑組合對土壤Zn 的鈍化效果也不錯，其60 d 時土壤Zn 的鈍化 率 分 別 為60.1%，60.1%，57.9%，57.8%，57.7%，57.2%，56.7%，55.5%，55.4%，55.3%，55.2%，90 d 時土壤Zn 的鈍化率分別為61.7%，61.3%，60.9%，66.7%，60.3%，64.0%，59.0%，55.2%，62.2%，63.0%，57.8%。

3.2 不同鈍化劑組合對土壤中Cd 的鈍化效果

圖2 30，60，90 d 處理時土壤中Cd 的鈍化情況

從圖2 可以看出，不同鈍化劑組合對土壤Cd 的鈍化趨勢與Zn 的鈍化趨勢總體相似。土壤Cd 的30 d 鈍化率為20%～50%，并隨鈍化時間增加鈍化率總體增大。從30 d 到60 d，土壤Cd 的鈍化率從22.7%～49.7%增加到37.4%～52.3%，鈍化率平均值從31.9%增加到45.3%，平均值增高13.4%；從60 d 到90 d，土壤Cd 的鈍化率從37.4%～52.3%增加到33.9%～59.8%，鈍 化 率 平 均 值 從45.3%增 加 到47.3%，平均值增高2.0%。與土壤Zn 鈍化率相比，土壤Cd 鈍化率從30 d 到60 d 的增幅較大，在60 d 到90 d 的增幅很小。其中，18，9，25，24，11，10，5，2，1，17，16，27 號鈍化劑組合90 d 土壤Cd 的鈍化率大于47.3%；25，18，19，17，26，24，10，8，7，3，20，21，14 號鈍化劑組合60 d 土壤Cd 的鈍化率大于45.3%；特別是25，18，17 號鈍化劑組合土壤Cd 的鈍化效果更好，30 d 土 壤Cd 鈍 化 率 分 別 為49.7%，52.3%，56.9%，60 d 土壤Cd 鈍化率分別為46.4%，48.1%，59.8%，90 d 的土壤Cd 鈍化率分別為46.3%，48.3%，48.8%。

3.3 不同鈍化劑組合對土壤中Pb 的鈍化效果

圖3 30，60，90 d 處理時土壤中Pb 的鈍化情況

從圖3 可以看出，不同鈍化劑組合對土壤Pb 的鈍化特點與Zn 相似，30 d 的鈍化率相對較高，為34.7%～50.1%，隨著鈍化時間增加，土壤Pb 的鈍化率增大。從30 d 到60 d，不同鈍化劑組合對土壤Pb的鈍化率明顯增高，從30 d 的34.7%～50.1%增加到60 d 的42.2%～62.8%，平均鈍化率從30 d 的43.0%增加到60 d 的53.1%；但從60 d 到90 d，不同鈍化劑組合的鈍化率增幅較小，從60 d 的42.2%～62.8%增加到90 d 的48.5%～59.7%，平均鈍化率從60 d 的53.1%增加到90 d 的56.2%。

3.4 不同鈍化劑組合對土壤中As 的鈍化效果

圖4 30，60，90 d 處理時土壤中As 的鈍化情況

從圖4 可以看出，不同鈍化劑組合對土壤As 的鈍化趨勢與Cd，Zn，Pb 總體相似，但30 d 的鈍化率明顯偏低，為15.3%～24.9%。隨鈍化時間增加，不同鈍化劑組合對土壤As 的鈍化率總體增大。土壤As的鈍化率分別從30 d 的15.3%～24.9%增加到60 d的24.4%～47.0%和90 d 的33.6%～49.4%，平均鈍化率從30 d 的20.0%增加到60 d 的37.9%和90 d 的41.8%。其中，17，18，25，11 號鈍化劑組合對土壤As的鈍化效果最好，60 d 土壤As 的鈍化率分別為35.7%，45.1%，47.0%和43.6%，90 d 土壤As 的鈍化率分別為49.4%，47.8%，44.9%，43.9%。

3.5 相同鈍化時間下對重金屬的鈍化效果

圖5 為鈍化30 d 時不同鈍化劑組合對土壤中重金屬的鈍化情況。

圖5 30 d 處理時土壤中重金屬鈍化情況

圖6 為鈍化60 d 時不同鈍化劑組合對土壤中重金屬的鈍化情況。

圖6 60 d 處理時土壤中重金屬鈍化情況

圖7 為鈍化90 d 時不同鈍化劑組合對土壤中重金屬的鈍化情況。

圖7 90 d 處理時土壤中重金屬鈍化情況

由圖5，6，7 可見，在30 d 處理時，這27 組鈍化劑的鈍化效果均有顯著提升。根據(jù)鈍化時間及鈍化效果篩選出9，18，25 號作為優(yōu)勢鈍化劑，這3 組鈍化劑對單一重金屬治理效果趨勢有所不同，9 號鈍化劑組合對Zn，Cd，Pb 治理效果逐步上升，而As 僅有24.8%，4 種重金屬平均鈍化率為38.8%；18 號鈍化劑組合也具有穩(wěn)定的鈍化效果，尤其對Zn 效果最明顯，鈍化率達(dá)55.5%，其次是Cd，Pb，As，效果呈依次降低趨勢，4 種重金屬平均鈍化率為40.7%；25 號鈍化劑組合效果更好，4 種重金屬平均鈍化率為43.2%，Zn，Cd，Pb 3 種重金屬鈍化效果差異不大，分布在50%左右。在30 d 鈍化期時，幾組優(yōu)勢鈍化劑組合對于As 的鈍化效果相對較弱，僅為24.8%，24.9%及20.4%。

如圖6，在60 d 處理時，所篩選出的優(yōu)勢鈍化劑組合為18 號和25 號。在18 號鈍化劑組合處理下，效果最好的Zn，鈍化率達(dá)到62.5%，而Pb，Cd，As 效果相差不大，分別為48.1%，46.9%，45.1%，4 種重金屬平均鈍化率為50.7%，較30 d 處理時增長了10.0%。25 號鈍化劑組合效果依舊穩(wěn)定，對Zn，Pb 的鈍化率達(dá)到61.1%和62.8%。經(jīng)文獻(xiàn)調(diào)研，與前人實驗效果相比，這2 種重金屬的鈍化效果已達(dá)到中上水平，對于As 的效果提升了26.5%，達(dá)到46.9%。另外，24，26，22 號鈍化劑組合在60 d 鈍化齡期內(nèi)也有較好效果。

在90 d 處理時，根據(jù)鈍化效果，篩選出17，18，25 號鈍化劑組合作為該齡期內(nèi)優(yōu)勢鈍化劑。由圖7 可知，3 組鈍化劑組合對4 種重金屬的鈍化效果均達(dá)到了較好程度，對Zn 效果依舊穩(wěn)定，Pb，Cd 2 種重金屬鈍化率達(dá)到48.8%以上，As 達(dá)到44.9%以上，3 組鈍化劑組合的平均鈍化率分別為55.1%，57.9%，56.5%。在17 號鈍化劑組合處理條件下，4 種重金屬治理效果依次為：Zn 優(yōu)于Pb 優(yōu)于Cd優(yōu)于As，18 號鈍化劑組合對Zn，Pb，Cd，As 治理效果依次減弱，而25 號鈍化劑組合效果依舊很好，Zn，Pb，Cd，As 鈍 化 率 分 別 為64.7%，59.7%，56.8%，44.9%。另外，11 號鈍化劑組合在90 d 時，雖效果弱于17，18，25 號，但也取得了相對穩(wěn)定的鈍化效果，11 號組合鈍化率分別為：Zn 是61.3%，Pb 是58.3%，Cd 是54.9%，As 是43.9%。

4 討論

在鈍化期內(nèi)，土壤中重金屬的有效態(tài)含量均呈現(xiàn)降低趨勢，說明鈍化劑的施加起到了一定的效果。影響鈍化劑鈍化能力的因素主要是土壤環(huán)境pH，Eh，有機(jī)質(zhì)變化，鈍化劑的官能團(tuán)數(shù)量、種類及比表面積等［10］。

通過鈍化效果的比較，本研究共篩選出了4 組優(yōu)勢鈍化劑，分別是9，17，18，25 號。其中，9 號鈍化劑組合（G：12.68 g/kg；S：30 g/kg；B：90 g/kg）在30，60，90 d 時，pH 呈現(xiàn)升高趨勢，Eh 隨之相應(yīng)降低，該組合在0～30 d 與30～60 d 階段鈍化效果較為顯著，復(fù)合重金屬污染平均鈍化率分別為38.8%和46.6%。在這個組合中施入斑脫土含量相對較高，斑脫土主要成分為蒙脫石，其擁有較多的微孔道和巨大的比表面積，存在大量可交換陽離子（如K＋，Na＋，Ca＋，Mg＋等），易與土壤中的H＋，Al3＋等發(fā)生置換，一方面使酸堿性減弱，另一方面對Zn，Cd，Pb，As 起到良好的吸附固定作用；與此同時，斑脫土對重金屬離子的吸附相當(dāng)于一個十分復(fù)雜的非均相固液離子交換與吸附過程，從而起到去除重金屬離子的作用。通過實驗將某重金屬復(fù)合污染土壤作為研究對象，以蒙脫石進(jìn)行鈍化修復(fù)，土壤中弱酸提取態(tài)Pb，Zn，Cd 減少了12.0%～15.9%，而殘渣態(tài)含量上升了62.5%～110.1%，結(jié)果表明，這4 種重金屬的生物有效性及遷移性都有所降低［11］，與本實驗結(jié)果一致。在60 d 培養(yǎng)期，各處理土壤pH 值雖有小幅度增加，但各處理組pH值浮動差異并不大，除了鈍化劑自身存在酸性的原因外，另一方面也是因為土壤環(huán)境復(fù)雜，且對pH 具有緩沖作用。17 號鈍化劑組合（G：7.68 g/kg；S：30 g/kg；B：50 g/kg）的鈍化效果基本處于平穩(wěn)上升狀態(tài)，在鈍化的3 個階段pH 值由7.30 提升到7.79，對于4 種重金屬平均鈍化率在30～60 d 上升了10.0 個單位，60～90 d 僅上升了6.5個單位，說明在鈍化的第3 階段鈍化效果受到了抑制，雖然17 號鈍化組合施加的材料含量不多，但取得了較好效果，說明在進(jìn)行土壤鈍化治理時，并非鈍化材料施加量越多越好。18號鈍化劑組合（G：7.68 g/kg；S：30 g/kg；B：90 g/kg）是所有組合里效果最好的，90 d 內(nèi)平均鈍化率達(dá)到57.9%，該組合pH，Eh 與9 號鈍化劑組合變化趨勢基本一致，在90 d 時，有機(jī)質(zhì)含量基本趨于穩(wěn)定，大部分處理組的pH 值依舊會有極小程度提升，而有少部分處理組隨著時間的推移，土壤pH 變化的趨勢呈現(xiàn)降低或不變。據(jù)分析，在過磷酸鈣磷肥和石灰施入量相同時，斑脫土成分稍多效果較好，在鈍化過程中，斑脫土所帶晶格對重金屬吸附能力更強，對重金屬離子具有較強的吸附能力［12］，而在石灰與斑脫土施入量相同組別里，過磷酸鈣磷肥施入量稍少效果較好，進(jìn)一步說明了過磷酸鈣磷肥本身為酸性材料，經(jīng)常在污染土壤中起到肥料作用，土壤自身也具有潛在酸性，在鈍化的過程中與堿性材料搭配必不可少，同時還應(yīng)注意酸堿鈍化材料的施加量；據(jù)觀察，隨著pH 值增加到一定范圍，土壤中重金屬有效態(tài)的活動性也受到了一定的抑制。土壤中重金屬的存在形態(tài)主要有交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)及殘渣態(tài)［13］。在本實驗中，鈍化前土壤中的4 種重金屬大多以活躍態(tài)強的弱酸態(tài)及還原態(tài)存在，具有較強的生物毒性和生物可利用性，待加入鈍化材料后，各重金屬形態(tài)向活躍性低的可氧化態(tài)及殘渣態(tài)變化。隨著鈍化時間的延長，生物有效性高的形態(tài)含量逐漸降低，說明施入的鈍化材料可有效降低Pb，Cd，Zn，As 遷移性及生物有效性。與此同時，土壤pH，Eh 對重金屬的賦存形態(tài)、配位性能及電荷量吸附等有著密切影響，可使重金屬在土壤中的形態(tài)發(fā)生變化，影響其在土壤環(huán)境中的遷移轉(zhuǎn)化，這與前人研究結(jié)果一致［14］。25 號鈍化劑組合（G：17.68 g/kg；S：30 g/kg；B：70 g/kg）施入過磷酸鈣磷肥相對較多，pH 值增加幅度小，Eh 值下降速度也隨之減緩，在鈍化材料組合中石灰與斑脫土均為堿性材料，通過向土壤施加石灰，使pH 顯著提升，有效態(tài)Cd 含量明顯降低［15］。石灰通常以添加劑施入土壤，應(yīng)嚴(yán)格控制其施入量，避免過分施加導(dǎo)致土壤板結(jié)等后果；而斑脫土雖顯堿性，但一定范圍內(nèi)的施入量對土壤環(huán)境危害較小，隨著鈍化時間的延長，石灰及斑脫土能發(fā)揮較好作用，加上土壤自身也有緩沖作用，維持了后期的土壤pH 處于穩(wěn)定狀態(tài)［16］。Pb，Cd，Zn 復(fù)合重金屬污染存在較多，從本實驗中看，復(fù)合污染土壤中Pb，Zn 有效性低于單一污染土壤，復(fù)合污染土壤中Cd 有效性高于單一污染土壤，說明實驗中Pb，Zn 的存在對Cd 有抑制作用，Cd 的存在對Pb，Zn 有促進(jìn)作用，同時又因為Pb，Zn，Cd 均為正電荷離子，存在對鈍化材料的吸附位點的競爭，幾種重金屬又會表現(xiàn)出不同的相互作用，這與孫文田等［17］、孟莉蓉等［18］研究結(jié)果一致。出現(xiàn)這種結(jié)果也可能是由于過磷酸鈣磷肥、石灰及斑脫土對Pb，Zn 的吸附速率和吸附親和力均大于Cd［19］。治理重金屬As 時，應(yīng)用較多的為金屬氧化物材料，如赤泥等，但赤泥對于其他重金屬的治理效果卻不明顯，據(jù)前人研究其原因可能是降低了重金屬的可移動性以及復(fù)配鈍化劑中的Ca2＋，在后期階段與重金屬有效態(tài)之間存在拮抗作用，導(dǎo)致有效態(tài)含量再次升高［20］。

通過實驗結(jié)果可知，有部分組合土壤的酸堿度提升幅度有持平、輕微下降或上升緩慢趨勢，主要是由于隨著土壤培育時間的延長，Ca2＋因離子交換作用置換出土壤顆粒表面的H＋，從而降低土壤的pH。堿性鈍化材料可以在短期內(nèi)取得較好的效果，但當(dāng)土壤pH 呈現(xiàn)降低趨勢時，所形成的沉淀中重金屬極易溶出，進(jìn)而重新釋放到土壤中［21］。隨著鈍化時間延長，土壤鈍化到90 d 時，大多數(shù)組合鈍化材料依舊有很好的鈍化效果，然而個別組合鈍化率效果不太理想，可能是由于含有石灰的鈍化劑進(jìn)入土壤后會先與土壤中的腐殖酸等物質(zhì)發(fā)生反應(yīng)，中和一部分堿，導(dǎo)致鈍化劑中可固定重金屬離子的有效成分含量降低，且反應(yīng)生成的Ca2＋在一定程度上與土壤中的Cd2＋和Pb2＋競爭黏土礦物表面的吸附位點，從而削弱了鈍化劑的鈍化能力。另一方面，隨著鈍化時間的延長，土壤中重金屬離子含量逐漸降低，斑脫土對其吸附速率也有所下降，斑脫土因比表面積較大吸附速度更快，加速降低了其對重金屬的吸附速率，因此鈍化率隨著鈍化時間的延長而略有降低。

5 結(jié)論

通過開展在不同鈍化齡期下單一污染土壤和復(fù)合污染土壤的鈍化實驗，得出以下結(jié)論：

（1）不同鈍化劑組合對Zn，Cd，Pb，As 均具有良好鈍化效果。綜合分析，其中9，17，18，25 號鈍化劑組合效果最好。18 號鈍化劑組合對Zn，Cd 在90 d時鈍化效果最佳，平均鈍化率為62.7%；對Zn，As 在90 d 時鈍化效果最佳，平均鈍化率為56.7%；對Cd，Pb在90 d 時鈍化效果最佳，平均鈍化率為59.2%；對Cd，As 在90 d 時鈍化效果最佳，平均鈍化率為53.8%；對Zn，Cd，Pb 在90 d 時鈍化效果最佳，平均鈍化率為61.3%；對Zn，Cd，Pb，As 在90 d 時鈍化效果最佳，平均鈍化率為57.9%。17 號鈍化劑組合對Pb，As 在90 d 時鈍化效果最佳，平均鈍化率為54.3%。同時9 號和25 號組合也具有良好鈍化效果。

（2）影響鈍化劑鈍化能力的因素主要有土壤環(huán)境pH，Eh 以及有機(jī)質(zhì)含量，同時鈍化效果與鈍化劑的官能團(tuán)數(shù)量、種類以及比表面積也息息相關(guān)。