凹凸棒石組配硫酸鋅對土壤Cd的鈍化效果及生態風險評價

陶 玲，米成成，王 麗，王藝蓉，王彤玉，任 珺*

1. 蘭州交通大學, 甘肅省黃河水環境重點實驗室, 甘肅 蘭州 730070

2. 蘭州交通大學環境與市政工程學院環境生態研究所, 甘肅 蘭州 730070

3. 甘肅瀚興環保科技有限公司, 甘肅 蘭州 730070

4. 蘭州大學大氣科學學院, 甘肅 蘭州 730030

Cd是一種具有長期性、滯后性和形態多樣性等特點的有毒重金屬，它在土壤環境中不能被進一步降解，而且還可通過植物、微生物等生物體吸收進入食物鏈，長期積聚將危及人類健康[1-3]. 目前，國內外常用的重金屬污染治理途徑有兩種：①改變重金屬在土壤中的存在形態使其固定，降低其在環境中的遷移性和生物可利用性[4-5]；②從土壤中去除重金屬. 其中，從土壤中去除重金屬處理難度極大，實用性不強. 而在諸多的修復技術中，占主導地位的是原位固化/穩定化技術[6-8]. 基于這種修復方式，采用化學鈍化修復技術是一種潛在的、經濟的方法[9]. 目前常用的化學鈍化材料主要包括黏土礦物[10]、生物碳[11]、磷酸鹽[12]、腐殖酸[13]等，其中黏土礦物擁有其高比表面積和特殊晶型結構，對重金屬有良好吸附效果而受到廣泛關注.

凹凸棒石屬于晶質水合鎂鋁硅酸鹽黏土礦物，具有獨特的層鏈狀結構，在其結構中存在晶格置換，晶體中含有不定量的Na+、Ca2+、Fe3+、Al3+，晶體呈針狀、纖維狀或纖維集合狀[14]. 由于單一的凹凸棒石對土壤重金屬的鈍化效果有限，改性凹凸棒石以及配施其他鈍化材料在鈍化重金屬方面取得了積極進展[15-16]. 目前關于凹凸棒石的改性可歸納為物理改性和化學改性，其中，物理改性可分為熱改性[17]、純化改性[18]，化學改性可分為酸堿[19]、有機改性[20]等，通過改性凹凸棒石使其在鈍化重金屬方面的應用更加廣泛.

研究表明，施用硫酸鋅可減少作物中Cd含量以及降低Cd的有效性[21-22]，同時可提高Cd污染土壤中作物的光合作用和過氧化物酶(POD)活性，增強質膜穩定性，提高作物對Cd污染脅迫的抵御能力[23].硫酸根離子通過增加土壤表面負電荷對重金屬陽離子的吸附，進一步氧化還原沉淀，達到穩定重金屬效果[24]. 從化學機理角度看，Zn、Cd屬同一主族，結構相似，離子半徑、電負性等化學性質接近. Zn主要從兩個方面影響土壤中Cd的積累和遷移：①由于土壤對Zn有很強的專性吸附，Zn施入土壤后，會增加土壤表面正電荷數量，土壤對Cd的排斥力增大，導致土壤對Cd的吸附能力降低；②Zn、Cd被植物吸收和轉運的拮抗作用降低了植物對Cd的富集轉運[25]. 因此硫酸鋅顯著影響著植物對Cd的吸收和利用，在農業生產中可將硫酸鋅作為控制Cd污染的材料之一.

目前無機鹽組配凹凸棒石鈍化Cd的研究內容較少，鑒于此，該研究以凹凸棒石組配硫酸鋅作為鈍化劑研究Cd的鈍化效果，同時探討鈍化劑對玉米生長狀況以及對玉米中Cd含量的影響，以期為凹凸棒石組配硫酸鋅治理修復Cd污染土壤提供參考，為Cd污染農田安全生產提供潛在、經濟的控制方法.

1 材料與方法

1.1 土壤采樣和污染土壤準備

未受污染的土壤樣本來自蘭州交通大學校園草坪，收集表層(0～20 cm)土壤，將樣品自然風干，去除異物，放入密封袋中保存. 將分析純CdCl2·2.5H2O作為Cd源，以溶液形式加入供試土壤中，使土壤外源Cd含量達到16 mg/kg. CdCl2·2.5H2O與土壤充分混勻，在室溫〔(25±2)℃〕和土壤含水量為田間持水量70%的條件下，老化3周后風干，得到Cd污染土壤作為供試土壤. 供試土壤的理化性質：pH為7.29，陽離子交換量為30.05 cmol/kg，電導率為328.67 μS/cm，有機質含量為1.60%，含水率為10.0%，速效氮含量為22.75 mg/kg，速效鉀含量為18.25 mg/kg，速效磷含量為20.96 mg/kg，全Cd含量為16.07 mg/kg，全Zn含量為12.85 mg/kg.

1.2 鈍化劑的制備

凹凸棒石由甘肅瀚興環?？萍加邢薰咎峁?，采自甘肅省臨澤縣板橋鎮礦區，主要礦物成分為凹凸棒石(29.7%)、石英(21.8%)、海泡石(4.9%)、長石(14.6%)、白云石(6.3%)、綠泥石(4.8%)、石膏(5.1%)、蒙脫石(5.3%)、方解石(3.2%)、云母(4.2%). 凹凸棒石粒度為2 mm 左右，質地均勻，化學組成為SiO2(48.38%)、Al2O3(11.24%)、Fe2O3(4.78%)、MgO(7%)、CaO(7.41%)[26]. 凹凸棒石原礦(記為CK00)，經密封式制樣粉碎機進行粉碎，過0.074 mm篩. 將篩分后的凹凸棒石置于燒杯中，加適量水洗滌，待固液分離后，倒掉上清液，上層固體與下層固體有明顯分層時，將上層固體倒出，繼續加入適量的4 mol/L鹽酸溶液進行酸洗24 h，去離子水洗成中性，恒溫100 ℃下烘干，破碎、過0.150 mm篩，裝密封袋室溫保存，得到純化后的凹凸棒石[27].

將純化后的凹凸棒石粉末分別分散在質量分數不同的ZnSO4·7H2O(化學分析純)溶液中，設置固液比為1∶10，攪拌速率為400 r/min，溫度控制在65 ℃，ZnSO4·7H2O與凹凸棒石的質量比分別為0∶1、1∶3、1∶5、1∶7、1∶9、1∶11，依次記為ZA01、ZA13、ZA15、ZA17、ZA19、ZA111，持續反應4 h，超聲30 min，待沉淀至固液分離，去除上清液后固體產物在105 ℃鼓風干燥箱內烘干，機械粉碎后過0.074 mm篩，裝密封袋室溫保存，得到組配型鈍化劑.

1.3 試驗方法

所用鈍化劑為凹凸棒石及凹凸棒石組配硫酸鋅，每種鈍化劑(以土壤干質量的4%作為添加量)均設置1個施用水平. 試驗共設置7個處理：①不添加任何鈍化劑(CK)；②只添加凹凸棒石(ZA01)；③添加硫酸鋅+凹凸棒石〔質量比為1∶3，ZA13〕；④添加硫酸鋅+凹凸棒石(質量比為1∶5，ZA15)；⑤添加硫酸鋅+凹凸棒石(質量比為1∶7，ZA17)；⑥添加硫酸鋅+凹凸棒石(質量比為1∶9，ZA19)；⑦添加硫酸鋅+凹凸棒石(質量比為1∶11，ZA111). 用塑料盆(直徑20 cm，盆高15 cm)準確稱取1.2 kg人工配制的Cd污染土壤，將鈍化劑均勻地加入塑料盆中，充分混勻后噴施去離子水至田間持水量的70%，始終保持淹水狀態，平衡50 d后，攪勻，提取適量土壤溶液烘干，磨細，過0.150 mm篩后備用.

將上一步平衡50 d后的土壤溶液經自然風干、搗碎后裝入花盆，花盆中播8粒玉米種子(隴單4號)，播種深度2 cm，土壤與種子充分混合，放置于恒溫培養箱內，每天保持土壤濕潤，待出苗后，放入溫室內繼續培育，出苗后10 d左右進行間苗，每盆3株苗保持均勻，通過種植玉米驗證加入鈍化劑對土壤Cd有效性的影響. 30 d后，取出盆中植物，用去離子水洗滌，瀝水和風干，測量其玉米莖、根部鮮質量以及長度等生物量指標. 將新鮮采集的玉米樣品在110 ℃的恒溫烘箱中殺青30 min，在65 ℃下干燥至恒質量，測定干質量指標.

1.4 分析測定方法

利用掃描電鏡(ZEISS GeminiSEM 500，德國卡爾蔡司公司)考察鈍化劑的表面形貌特征，將樣品過0.074 mm篩，在不同放大倍數下對樣品形貌和表面結構進行觀察和分析.

TCLP(toxicity characteristic leaching procedure)[28]是美國通用的生態風險評價方法，測定重金屬毒性浸出含量來評價鈍化劑對土壤中Cd的鈍化效果. TCLP改進方法：將5.7 mL冰乙酸溶于去離子水中，定容至1 L，保持pH為2.88±0.05，緩沖液用量和土壤樣品質量比為20∶1，在室溫下振蕩18 h，離心后抽濾，采用火焰原子吸收分光光度計(TAS 990，北京普析通用儀器有限責任公司)測量其含量[29]. 采用DTPA浸提劑[30]測定土壤中Cd的有效態含量，采用火焰原子吸收分光光度計測定浸提液中Cd的含量. 稱取定量玉米莖、根部樣品研磨，采用濕法(四酸消解法)消解玉米樣品，抽濾后定容，采用火焰原子吸收分光光度計測量玉米各部位Cd的含量，每個處理重復3次.

1.5 鈍化效果評估方法

Cd鈍化效率(stabilization efficiency，SE)的計算方法[31-32]：

式中，Cm和Cb分別為對照和添加鈍化劑處理后土壤中Cd的有效態含量，mg/kg.

富集系數(bioconcentration factor，BCF)和轉運系數(transfer factor，TF)的計算方法：

式中，Croot、Cshoot、Csoil分別為根、莖、土壤中的Cd含量，mg/kg.

1.6 數據統計分析方法

采用Excel 2010軟件匯總分析數據；通過Origin 2019軟件制圖；采用SPSS 22.0軟件進行單因素方差分析(One-way ANOVA)；采用Duncan法(P＜0.05)進行差異性顯著檢驗，并進行Pearson相關性分析.

2 結果與討論

2.1 鈍化劑表面結構

凹凸棒石原礦結構結實緊密，主要以晶束團聚狀態存在，表面粗糙、不均勻、孔隙結構不多，凹凸不平的棒狀結構緊緊依附在材料表面〔見圖1(a)〕. 凹凸棒石經酸化后的表面碳酸鹽雜質消失，表面縫隙增大，暴露的棒狀結構增多且細，均勻分布，團聚體明顯減少，對重金屬的吸附能力可能會增強[33-34]〔見圖1(b)〕.向酸化后的凹凸棒石中加入硫酸鋅〔見圖1(c)〕，其表面棒狀結構進一步增多、分散，孔道變大，超聲步驟導致凹凸棒石結構斷裂，質地更均勻，可能進一步促進凹凸棒石對重金屬的固定吸附、層間離子交換以及可能存在的表面羥基的配位反應[35].

圖1 鈍化劑的掃描電鏡圖Fig.1 Scanning electron microscopy of stabilizers

2.2 土壤中Cd的有效態含量分析

由圖2可見，土壤中Cd的有效態含量均有不同程度降低，尤其在加入硫酸鋅后，土壤Cd的有效態含量降低更顯著(P＜0.001). 不同處理下Cd的DTPA有效態含量均顯著低于CK(P＜0.001)，其中ZA01、ZA13、ZA15、ZA17、ZA19、ZA111處理較CK分別降低了5.22%、28.57%、30.49%、29.86%、32.77%、32.77%. 不同處理下Cd的TCLP有效態含量均顯著低于CK(P＜0.001)，其中ZA01、ZA13、ZA15、ZA17、ZA19、ZA111處理較CK分別下降了12.43%、35.65%、30.71%、28.15%、27.06%、25.41%，在加入凹凸棒石的基礎上，隨著硫酸鋅量的依次增加，Cd的鈍化效果愈加顯著.

圖2 鈍化土壤中Cd的有效態含量Fig.2 The available content of Cd in stabilized soils

加入鈍化劑后，污染土壤中Cd的DTPA有效態含量均有降低，原因可能是：①淹水(厭氧)條件下，硫酸鋅中的S O42-還 原為 S2-，發生了氧化還原反應，形成了CdS沉淀，有效抑制了Cd向活性狀態轉變[36]；②酸化后的凹凸棒石去除了孔道內碳酸鹽，增加了晶格內部的孔道面積，將土壤中的可溶性Cd元素緊緊吸附束縛在其表面或固定在晶格內部[19]. 從吸附動力學角度看，土壤可能存在對Zn的專性吸附，會解吸土壤中的部分Cd進入土壤溶液中，使得凹凸棒石對土壤溶液Cd的吸附轉運能力增強[37]. Zn與Cd存在復雜的交互作用，拮抗作用也能降低重金屬的毒害作用，Zn2+/Cd2+值在一定范圍內時，在同一Cd2+處理水平下，Zn2+對Cd2+表現為拮抗作用，相反，當超出這一范圍時則表現為協同作用[38]，這與土壤性質、鈍化劑種類和用量以及農作物的生理學性質密切相關[39].

2.3 植物的生長特性

由圖3可見，不同處理下玉米莖和根長差異顯著(P＜0.001). ZA19的玉米莖長達到36.715 cm，為最大值，較CK增加了4.54%，加入硫酸鋅后的玉米莖長顯著高于CK(P＜0.001). ZA13的玉米根長達到17.510 cm，為最大值，較CK增加了28.99%；CK的玉米根長為最小值，顯著低于各鈍化處理(P＜0.001). 加入鈍化劑對玉米幼苗根部生長的影響最為顯著，可優先緩解Cd對玉米根部生長的脅迫，為玉米的生長發育提供了良好條件.

圖3 鈍化土壤中種植玉米的生長特性Fig.3 The growth traits of corn planted in stabilized soils

由圖4可見，不同處理下玉米莖部和根部鮮質量差異顯著(P＜0.001). ZA13的玉米莖部鮮質量達到12.90 g，為最大值，較CK升高了30.74%；CK的玉米莖部鮮質量為最小值，顯著低于各鈍化處理(P＜0.001). ZA13的玉米根部鮮質量達到7.96 g，為最大值，較CK升高了52.20%；CK的玉米根部鮮質量為最小值，顯著低于各鈍化處理(P＜0.001). 不同處理下玉米莖部和根部干質量差異顯著(P＜0.001). ZA13的玉米莖部干質量達到0.98 g，為最大值，較CK升高了48.49%；CK的莖部干質量為最小值，顯著低于各鈍化處理(P＜0.001). ZA13的玉米根部干質量達到0.74 g，為最大值，較CK升高了2.36倍；CK的根部干質量為最小值，顯著低于各鈍化處理(P＜0.001).

圖4 鈍化土壤中種植玉米的生物量Fig.4 The biomass of corn planted in stabilized soils

施加鈍化劑明顯改變了玉米植株的生長狀況：①Zn元素作為玉米的營養元素，對玉米的生長發育有促進作用，能夠通過激活和調控植物發育的酶、蛋白質和生長激素來緩解Cd的脅迫，促進玉米生物量顯著提升；②Zn可以加快Cd復合物形成，Cd復合物是一類經Cd誘導而形成的多肽，分子量很大，它可以通過豐富的巰基(-SH)絡合進入細胞中的Cd，讓其處于非活性狀態，進而減輕Cd對玉米的毒害，促進玉米植株的生長發育，解毒能力得到增強[39]；③Cd與凹凸棒石表面羥基的吸附絡合降低了Cd有效態含量[40]. 付寶榮等[23]研究指出，硫酸鋅可提高Cd污染農田中小麥的光合作用與POD活性，增強質膜的穩定性，降低作物體內脯氨酸的含量，提高作物對Cd污染脅迫的能力. 陳貴青等[41]指出，Zn元素會顯著降低Cd在辣椒體內的脅迫，促進其生物量生長.綜上，硫酸鋅對Cd的拮抗作用與凹凸棒石的化學鈍化效應共同促進了玉米生長發育.

2.4 植物對土壤Cd的轉運評價

由圖5可見，不同處理下玉米莖、根部Cd的富集量均顯著低于CK(P＜0.001). 其中，玉米莖部Cd的含量均明顯低于根部，ZA13的莖部Cd富集量為2.19 mg/kg，較CK降低了60.06%；同時ZA13的根部Cd富集量為4.30 mg/kg，較CK降低了32.69%. 可見鈍化處理能降低玉米植株對Cd的轉運吸收，使玉米體內Cd含量顯著降低.

圖5 鈍化土壤中種植玉米的Cd富集量Fig.5 Cd accumulation of corn planted in stabilized soils

由表1可見，不同處理下玉米對Cd的富集系數均顯著低于CK(P＜0.001). 對于玉米莖部，各處理較CK的降幅在9.3%～20.37%之間，玉米對Cd的生物富集在ZA13處理時降到最低；對于玉米根部，各處理較CK的降幅在2.8%～13.2%之間，玉米對Cd的生物富集在ZA19處理時降到最低. 鈍化處理后玉米莖部對Cd的富集系數均小于其對應的根部，說明玉米對Cd的富集主要集中在根部.

表1 鈍化土壤中種植玉米對Cd的生物富集系數和轉運系數Table 1 The bioconcentration factor and transfer factor of Cd forcorn planted in stabilized soils

鈍化處理后玉米對Cd的轉運系數均小于1(見表1)，進一步說明玉米對Cd的富集主要集中在根部.玉米對Cd的轉運系數在ZA13處理最小，除ZA01外，其他處理對Cd的轉運系數均顯著(P＜0.001)低于CK. 添加鈍化劑后，玉米對Cd的轉運系數降低，緩解了Cd對玉米莖部生長的脅迫，這對于指導農業生產具有重要意義.

玉米對Cd的富集吸收受到很多因素的影響，如土壤理化性質、Cd的生物有效性以及不同離子之間的相互作用[42]. Zn與Cd具有極其相似的地球化學和環境性質，屬同一主族，兩種元素核外電子構型相似，Zn作為生物體必需的營養元素，可以共同競爭根細胞膜表面的吸收位點，能夠以相同的運輸通道被植物吸收和轉運[43]. 硫酸鋅用量的提高會明顯抑制Cd在植物體內的運輸、轉運，金屬離子間的拮抗效應降低植物對Cd的吸收與富集[44]. 凹凸棒石可明顯降低Cd的有效態含量，從而在一定程度上降低玉米對Cd的吸收[45]. 總體來看，金屬離子間獨有的拮抗作用與凹凸棒石施用能夠降低Cd的有效態含量是Cd富集量降低的主要原因. 根據GB 15618-2018《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準(試行)》[46]，向單一Cd污染土壤加入硫酸鋅不會對土壤環境造成Zn的毒害，Zn可作為植物生長發育的營養元素，顯著降低作物中的Cd含量，提升作物品質.

2.5 相關性分析

由表2可見，Cd的DTPA有效態含量與玉米莖部的生物量呈顯著負相關(P＜0.05)，與根部的生物量呈極顯著負相關(P＜0.01)，與玉米對Cd的富集量呈極顯著正相關(P＜0.01)，與玉米對Cd的富集系數和轉運系數均呈極顯著正相關(P＜0.01). Cd的TCLP有效態含量與玉米的生物量呈極顯著負相關(P＜0.01)，與玉米對Cd的富集量呈極顯著正相關(P＜0.01)，與玉米對Cd的富集系數和轉運系數均呈極顯著正相關(P＜0.01). 可見，土壤中Cd的有效態含量與Cd對玉米的生長風險具有顯著相關性，在一定程度上可作為植物對Cd可利用性高低的評價依據.

表2 Cd對玉米的生態毒性與Cd有效態含量之間的相關性Table 2 The correlation between ecotoxicity of Cd to corn and availability of Cd

3 結論

a) 以土壤質量的4%作為鈍化劑的添加量，凹凸棒石組配硫酸鋅作為鈍化劑能夠顯著降低土壤中Cd的有效態含量，在施加凹凸棒石的基礎上，鈍化效果隨著硫酸鋅用量的增加而顯著提升，對Cd的鈍化效率提升至30%左右.

b) 施用凹凸棒石、凹凸棒石組配硫酸鋅對玉米的生長具有促進作用，其長度、干質量、鮮質量較CK處理均有較大幅度提升，玉米生物量隨著硫酸鋅添加量的增加而顯著提高.

c) 凹凸棒石組配硫酸鋅的添加顯著降低了玉米對Cd的吸收及轉運能力，其中莖部Cd含量較CK處理的最大降幅為60.06%，根部的最大降幅為32.69%，凹凸棒石與硫酸鋅配比為3:1時，玉米對Cd的抑制效果最明顯.

d) 土壤中Cd的有效態含量與玉米生物量呈顯著負相關(P＜0.05)，與玉米對Cd的富集呈顯著正相關(P＜0.05)，凹凸棒石組配硫酸鋅可作為控制土壤Cd污染與指導農業生產的材料之一.