鈍化劑對土壤砷、鉛、鎘的人體生物有效性的影響研究

　　摘要：攝入污染土壤是人體鉛、鎘和砷暴露的重要途徑，向土壤中施加鈍化劑可降低重金屬的人體生物有效性，進而對土壤重金屬污染及其健康危害進行有效防控。然而，評估向土壤中直接施加鈍化劑對鉛、鎘和砷人體生物有效性的調控效果的研究仍缺乏。本研究選取湖南中西部3個礦區土壤，將9種鈍化劑以1%比例施入土壤，開展小鼠活體實驗，以肝腎為生物終點，測定鈍化1個月后土壤中鉛、鎘和砷的相對生物有效性(relative bioavailability, RBA)。株洲黑土、株洲黃土和水口黃土的pH分別為6.94、6.50和5.70。鈍化前，株洲黑土中砷、鉛和鎘的RBA分別為(37.1±7.54)%、(49.0±4.10)%和(23.1±1.20)%，石灰可將鉛RBA降低30.9%;株洲黃土中砷、鉛和鎘的RBA分別為(41.1±5.49)%、 (46.5±11.6)%和(40.7±9.39)%，鈣鎂磷肥、磷灰石和石灰可將降砷RBA降低25.0%～30.7%;水口黃土中砷、鉛和鎘的RBA分別為(74.4±3.48)%、(70.4±2.92)%和(81.5±4.98)%，9種鈍化劑均可將砷、鉛和鎘RBA降低11.4%～49.9%、12.0%～44.5%和7.06%～45.0%，其中木制生物炭和石灰效果顯著。結果表明，相對于中性土壤，鈍化劑在酸性土壤能發揮更好的效果;不同的鈍化劑中，石灰的效果最好。本研究結果對原位利用鈍化劑來控制土壤重金屬人體健康危害具有重要指導意義。

　　關鍵詞：重金屬;土壤;生物有效性;鈍化劑

　　寧涵; 王夢雨; 余廣彬; 歷紅波 生態毒理學報 2022-01-10

　　近年來，我國土壤重金屬污染問題日益突出，嚴重威脅著生態環境、食品安全和人體健康[1]。鉛、鎘和砷是土壤中重金屬污染的主要元素[2]，可通過土壤、植物、空氣和水等間接進入人體，危害人體健康。皮膚接觸和長期口腔攝入高濃度鉛污染土壤容易引起呼吸系統疾病、中樞神經系統疾病和兒童智力發育疾病[3];鎘長期積累可導致肺癌和骨損傷[4];砷的慢性毒性包括膀胱癌和皮膚癌[5]。由于生物可利用度的限制，污染土壤中的重金屬被攝入后，只有進入體循環的部分才能產生健康危害，即為對生物有效的重金屬[6]。研究重金屬生物有效性主要有2類方法。(1)通過模擬人體消化系統開展體外胃腸液提取實驗，用各種消化酶與有機酸配制模擬液，對土壤進行提取，測定模擬液中重金屬含量，以此代表可能吸收進體循環的重金屬含量，其與土壤中重金屬總量的比值定義為生物可給性(bioaccessibility) [7]。常用的生物可給性測定方法有solubility bioaccessibility research consortium (SBRC) [8]、in vitro gastrointestinal (IVG) [9]、Deutsches Institut fur Normunge e.V. (DIN)、 physiologically based extraction test (PBET) [10]和unified BARGE method (UBM) [11]等。(2)通過動物模型開展體內實驗。現有研究多使用豬和小鼠[12–13]等作為動物模型，選取合適的生物標志物來評估污染土壤中重金屬的相對生物有效性(relative bioavailability, RBA)。可選取的生物標志物主要有血液金屬濃度時間曲線面積(area under the blood metal concentration time curve, AUC) [14]和重金屬在動物肝臟、腎臟、股骨或尿液中的累積量[15]。選取不同的生物標志物需要采取不同的暴露方式，測定AUC通常使用單一劑量灌胃暴露法，而測定重金屬在器官中的累積量則常使用連續每天固定劑量喂養動物或者使其自由進食。雖然豬和小鼠在金屬代謝、骨骼發育和礦物代謝方面與人類有相似之處，但動物和人類對重金屬在相同劑量水平下的吸收量仍存在一定差異[12,16]。“絕對生物有效性”是指被吸收到全身系統的重金屬與土壤中重金屬總量的比值，不適用于從動物推演至人類來進行人體健康風險評價[17]。RBA是指土壤中重金屬的絕對生物有效性與可溶性參考物質(如砷酸鈉、醋酸鉛和氯化鎘)中重金屬的絕對生物有效性之比[18]。假定從實驗材料和可溶性參考物質中吸收的重金屬的比值在動物和人類中一致，則RBA可用于人體健康風險評估。以往研究顯示，測定重金屬鉛、鎘和砷的RBA已有較為成熟的方法，可以采用小鼠模型，在一段時間內重復喂食添加實驗材料的飼料，最終通過測定肝臟或腎臟中鉛、鎘和砷的累積量來計算RBA[15,18−19]。

　　重金屬生物有效性是控制土壤攝入導致重金屬人體暴露的關鍵因子，因此可采取生物有效性調控措施如向土壤中施加鈍化劑，來防控土壤重金屬污染及其健康危害。施加鈍化劑調控重金屬生物有效性的原理是利用鈍化劑與土壤重金屬間的一系列反應如吸附、沉淀、離子交換和氧化還原來改變重金屬在土壤中的賦存形態，以降低其在土壤中的流動性和生物有效性[20–22]。鈍化劑可簡單分為無機鈍化劑和有機鈍化劑。應用廣泛的鈍化劑有石灰、碳材料、磷材料、粘土礦物、有機肥料和農業廢棄物等。評價修復效果常用的方法有重金屬形態分析實驗[23–25]、提取實驗[23,26−28]、浸出實驗和原材料的重復性使用實驗[23,25,29]。許多學者通過常用的評價方法探討了不同鈍化劑的修復效果，結果表明添加生物炭可以顯著降低土壤中鎘、鉛等金屬離子的遷移[30]。Wang等[31]研究發現，施用磷灰石、鈣鎂磷酸鹽和磷酸二氫鈣等磷肥修復某尾礦場地90 d后，有效鉛和鎘分別下降22%～81%和 1.5%～31%。Usman等[32]基于形態提取實驗探索了硅肥的修復效果，結果表明，硅肥能減少土壤水溶態鎘的濃度和植物吸收的鎘。Liu等[33]的研究表明，石灰可以降低土壤可溶性鎘含量以及降低鉛在大米和豆類中的吸收。然而，目前評估向土壤中直接施加不同鈍化劑對鉛、鎘、砷人體生物有效性的調控效果的研究仍缺乏。Theodoratos等[26]對一處采礦廢棄物場地添加不同比例磷酸鹽(PO4/Pb物質的量比=0.1～2.5)，利用螯合試劑對鉛、鋅和鎘以及NaHCO3溶液對砷進行浸出提取測定，發現磷酸二氫鈣對土壤中的鉛和鎘具有固定作用，但對砷的遷移有促進作用;植物積累實驗表明磷酸鹽處理不能影響植物組織對污染物的吸收。Yang和Mosby[34]通過旋轉耕作、表面混合和高壓向受冶煉廠污染的土壤中注入1% 磷酸，開展模擬人工胃液土壤鉛提取實驗，發現鈍化90 d后鉛在土壤中的生物可給性分別減少了59%、 61%和48%。美國環境保護局(United States Environmental Protection Agency, US EPA)對受冶煉廠廢物影響的土壤進行磷化處理，并開展豬的活體實驗，結果顯示，1%的磷化處理可降低土壤的鉛生物有效性;同時，對受磨粉廢水影響的土壤進行磷酸鹽處理，6個月后進行體外提取實驗發現鉛的生物可給性有所降低[17]。然而，以往在向土壤施加鈍化劑時，常常需要對土壤進行酸化處理來得到降低生物有效性的效果[17]，而評估向土壤中直接施加不同鈍化劑對鉛、鎘、砷人體生物有效性的調控效果的研究仍缺乏。

　　本研究選取3種不同污染程度的土壤，向土壤中直接施加不同鈍化劑，不對土壤進行額外酸化處理，探討鈍化劑加入1個月后，土壤中砷、鉛、鎘的相對生物有效性的變化，明確不同鈍化劑降低不同土壤中重金屬人體生物有效性的效果，確立適合不同土壤的最佳鈍化劑，為未來利用鈍化劑修復實際污染場地和降低實際場地土壤污染的健康風險提供理論指導。

　　1 材料與方法(Materials and methods) 1.1 3種污染土壤和9種鈍化劑

　　在湖南中西部礦區附近的3個污染場地采集土壤樣品，分別為株洲黑土、株洲黃土和水口黃土(表1)。所有土壤均經過風干，過250 ?m篩網，用于后續的鈍化實驗和生物有效性評估。3種土壤經US EPA 3050B方法消解后，采用電感耦合等離子體質譜(ICP-MS) (PerkinElmer NexION300X，美國)分析砷、鉛和鎘的總濃度。以水為浸提劑(水土比2.5∶1)，振蕩2 h，靜置30 min后，測定土壤pH值(HJ/T166)。從應用廣泛的鈍化劑中選取常用的無機肥、碳材料、磷材料和粘土礦物開展實驗，具體包括鈣鎂磷肥(CMPF)、硅肥(SF)、高嶺土(KL)、木制生物炭(WB)、椰殼生物炭(CSB)、羥基磷灰石(HA)、磷灰石1(Aa)、磷灰石2(Ab)和石灰(LI)。鈣鎂磷肥本身呈堿性，施入土壤中可提高土壤 pH值，從而降低鎘的生物有效性;而且加入鈣鎂磷肥使得土壤中鈣、鎂的含量提升，土壤中有效態的鈣離子和鎂離子增多，可以降低鎘的生物有效性[35]。石灰的施入可以提高土壤的pH，增加土壤表面的負電荷，增強吸附，或生成氫氧化物或碳酸鹽結合態鹽類沉淀[36–37]。硅肥通過增加土壤有效硅的含量，增加生物量的積累，提高葉綠素含量，激發抗氧化酶的活性，從而緩解重金屬對植物生理代謝的毒害[38]。高嶺土是一種2∶1型黏土礦物，黏土礦物比表面積大，極性、吸附性和離子交換性強，可與重金屬發生吸附、配合和共沉淀作用[39]。一方面，黏土礦物通過物理吸附也可以降低重金屬鎘的有效態含量[40];另一方面，本身具有的Si—O四面體和Al—O八面體結構通過同晶置換作用將Cd2+替換從而實現鈍化效果，并且在土壤液相中，Si—O—Si斷裂可與水反應形成氫氧基官能團，與重金屬鎘可發生絡合反應形成絡合物[41]。生物炭呈堿性，具有巨大的比表面積和發達的多孔疏松結構，表面有豐富的含氧官能團(羧基、酚羥基、羰基和內酯基) [42]。羥基磷灰石是較難溶解的磷酸鹽，其對重金屬有較高的吸附能力[43]。磷基材料鈍化重金屬主要通過表面絡合和共沉淀作用[26,29]，共沉淀過程包括2步：(1)磷基材料和重金屬的溶解; (2)形成新的重金屬和磷沉淀物質[44–45]。

　　1.2 土壤鈍化處理

　　對3種土壤進行不同鈍化劑添加處理，向99 g土壤中加入1 g鈍化劑[46]，將其均勻混合后均分為3份，分別放入聚乙烯瓶，同時加入Milli-Q水至土壤含水量為20%[47]。2018年9月20日開始鈍化，1個月后(2018年10月20日)從每個聚乙烯瓶中取出12 g樣品，冷凍干燥后使用。在1個月鈍化期間，定期對樣品和聚乙烯瓶進行稱量，根據質量變化添加水分，以此保持含水率不變。

　　1.3 重金屬相對生物有效性(RBA)評價

　　用小鼠腎臟+肝臟模型評價鈍化 1 個月后土壤樣品中重金屬的相對生物有效性。將 120 只體質量為 20～22 g 的 Balb/c 雌性小鼠(南京青龍山實驗動物飼養場)在聚乙烯籠子中飼養，喂食潔凈的嚙齒動物飼料和 Milli-Q 水，保持 25 ℃，光/暗周期 12 h/12 h。為了將小鼠暴露于土壤，將土壤按照 1∶ 50 的比例先混入干凈的飼料粉末中，混合均勻后，向飼料中添加 Milli-Q 水，捏合造粒后凍干。土壤添加后，飼料中砷、鉛和鎘的濃度分別為 2.7～48.6、32.8～594 和 0.94～10.5 mg·kg−1。為了計算土壤樣品中砷、鉛和鎘的相對生物有效性，還將 3 種可溶鹽(砷酸鈉、乙酸鉛和氯化鎘)分別單獨添加至小鼠基礎飼料，使飼料中砷、鉛和鎘的濃度分別為 2、10、100 mg·kg−1，10、100、500 mg·kg−1， 0.5、6、15 mg·kg−1。

　　將連續 7 d 喂食干凈食物的小鼠在禁食一晚后稱量體質量，分別將每只小鼠放在一個單獨的聚乙烯籠子里。每個處理設置 3 只平行小鼠。向小鼠每日提供 5 g 含有土壤或砷酸鈉、乙酸鉛、氯化鎘的飼料，與此同時，飼養 1 組老鼠作為空白對照組，喂養潔凈飼料。連續飼喂 10 d 后，再次禁食過夜，稱量體質量，并做死亡處理后收集其肝臟和腎臟，將肝臟和腎臟儲存在–80 ℃的冰箱中。肝、腎凍干后，經 US EPA 3050B 法進行消解，用 ICP-MS 法測定砷、鉛和鎘的含量。首先，建立在砷酸鈉、乙酸鉛和氯化鎘暴露下肝臟和腎臟中重金屬濃度的劑量響應曲線。先將重金屬在肝和腎里面的積累含量進行劑量歸一化校正，然后對比土壤暴露和參比物質暴露，利用式 (1)計算出土壤中重金屬的相對生物有效性(RBA)。 metal in liver and kidney, soil metal dose, ref metal in liver and kidney, ref metal dose, soil RBA(%) = 100% (1) c D c D ? ? ? ? ? ? ? ? ? ?式中：reference 是指砷酸鈉、乙酸鉛和氯化鎘，分別對應砷、鉛和鎘;soil 是指鈍化前或后的土壤樣品;cmetal in liver and kidney, soil和 cmetal in liver and kidney, ref 為暴露土壤或可溶性參比物后小鼠肝臟和腎臟中砷、鉛和鎘的含量;Dmetal dose, soil 和 Dmetal dose, ref為小鼠攝入土壤和可溶性參比物導致的砷、鉛和鎘的暴露劑量。

　　1.4 QA/QC 和統計分析

　　本研究的砷、鉛和鎘的濃度以及RBA結果均以3個平行的平均值及標準偏差的形式表現。使用US EPA 3050B法進行消解和使用ICP-MS測定重金屬含量時，設置空白對照組和標準參考物質組(選取NIST 2710a進行消解、測定)。開展重金屬RBA實驗時，同時設置NIST 2710a標準參考物質組，NIST 2710a砷的RBA測定值為(41.2±13.1)%，與以往研究報道一致[48−50]。在ICP-MS分析過程中，每20個樣品中回測標準溶液，回收率為95%～105%。所有圖形均使用SigmaPlot(10.0版本)進行制作，不同處理組之間的顯著性差異(P<0.05)使用SAS System(8.0版本)進行分析，采用 One-Way ANOVA方法進行Fisher’s LSD分析。

　　2 結果與討論(Results and discussion) 2.1 污染土壤性質

　　污染土壤樣本采集自湖南中西部的3個礦區(表1)。3種土壤砷、鉛和鎘的總濃度范圍分別為67.7～ 2 433、820～29 678和23.4～526 mg·kg−1。土壤pH值范圍為5.70～6.94。可以發現，株洲黑土污染程度最高，水口黃土污染程度最低;株洲黑土和黃土為中性土(pH分別為6.94、6.50)，水口黃土為酸性土(pH為5.70)。加入鈍化劑1個月之后，測定土壤的pH值的變化(圖1)，可以發現，所有鈍化劑均可提高株洲黑土的pH值(7.22～8.88)，其中石灰對株洲黑土的pH的影響最大(8.88);鈣鎂磷肥、硅肥、羥基磷灰石和石灰可使株洲黃土的pH值升高(7.15、6.86、6.85和8.02)，而其他鈍化劑并不能提高株洲黃土的pH 值;對于水口黃土，同樣只有鈣鎂磷肥、硅肥、羥基磷灰石和石灰能提高土壤pH值(7.05、6.79、6.56 和9.41)。

　　2.2 砷、鉛和鎘在小鼠體內積累的線性劑量響應

　　此前研究報道重金屬經腸道吸收后在肝臟和腎臟中的積累可反映重金屬的生物有效性[15,18−19]。本研究選擇重金屬在肝和腎中濃度的加和為生物終點。通過穩態劑量法測定土壤中重金屬 RBA 時，需要在小鼠肝臟和腎臟中建立重金屬積累量和攝入劑量水平之間的線性響應。根據土壤添加后飼料中砷、鉛和鎘的濃度 2.7～48.6、32.8～594 和 0.94～10.5 mg·kg−1，采用 Na2HAsO4(2～100 mg·kg−1 )、 Pb(Ac)2(10～500 mg·kg−1 )和 CdCl2(0.5～15 mg·kg−1 )來建立劑量響應曲線(圖 2)。對照組小鼠中，砷、鉛和鎘在肝臟、腎臟中的濃度加和較低(0.12、1.06 和 0.08 mg·kg−1 )。當暴露于 Na2HAsO4(2～100 mg·kg−1 )、Pb(Ac)2(10～500 mg·kg−1 )和 CdCl2(0.5～15 mg·kg−1 )后，砷、鉛和鎘在肝臟和腎臟中的濃度加和增加到 1～8、2.5～30 和 0.12～2 mg·kg−1，且與暴露劑量呈良好的線性關系(r 2=0.99、0.94 和 0.99;圖 2)。

　　2.3.1 鈍化劑對株洲黑土砷、鉛和鎘RBA的影響

　　開展小鼠實驗，計算得到土壤樣品中砷、鉛、鎘相對生物有效性(圖 3～5)。鈍化前，株洲黑土中砷、鉛和鎘的 RBA 分別為(37.1±7.54)%、(49.0±4.10)%和(23.1±1.20)%。不同鈍化劑將株洲黑土鈍化 1 個月后，砷、鉛和鎘的 RBA 呈現出不同的變化。由圖 3(a)可知，鈣鎂磷肥可以將砷的 RBA 降低，相對于對照，降幅為 27.9%，但并不顯著;經其他鈍化劑處理之后，砷 RBA 并未降低，反而升高。此前也有學者[51−53]研究發現修復土壤后，砷的可利用度增加。Wang 和 Mulligan[51]發現用腐殖酸修復場地土壤，會促進土壤中砷的遷移，這可能是因為生物炭吸附重金屬的機理并不是沉淀作用 [54]，而是絡合作用[55]。陳同斌[52]開展盆栽實驗研究土壤溶液中砷的環境化學行為，發現提高土壤的 pH 會促進砷的溶解，增加土壤溶液中砷的濃度。Madeira 等[53]也發現羥基磷灰石可提高礦區周邊土壤砷的有效性。除了木制生物炭外，其他鈍化劑的加入使株洲黑土中鉛的 RBA 有不同程度的降低，降低幅度為 3.37%～30.9%，石灰降低鉛 RBA 的效果最顯著(P<0.05)(圖 3(b))。這與此前郝金才等[56]的研究結果較為相似，鈣鎂磷肥、生物質炭和磷礦粉的添加可以減少土壤中提取態鉛，但并不顯著;而石灰可以顯著減少土壤中的提取態鉛。而對于鎘 RBA，椰殼生物炭、鈣鎂磷肥和石灰分別可將其降低 22.8%、5.50%和 3.93%，但并不顯著(圖 3(c))。有學者認為鎘有效性的降低主要受到 pH 的影響[57]，土壤的 pH 在 4.5～5.5 之間時，土壤 pH 上升可以顯著降低鎘的移動性和生物有效性[58]，但株洲黑土 pH 為 6.94，鈍化劑并不能很好地展示效果。

　　2.3.2 鈍化劑對株洲黃土砷、鉛和鎘RBA的影響

　　鈍化前，株洲黃土中砷、鉛和鎘的 RBA 分別為(41.1±5.49)%、(46.5±11.6)%和(40.7±9.39)%(圖 4)。向株洲黃土中施加鈍化劑后，觀察砷、鉛和鎘的 RBA，可以發現，鈣鎂磷肥、磷灰石 2 和石灰可大幅降低砷 RBA，降低幅度為25.0%～30.7%，且效果顯著;磷灰石 1 也對砷RBA有一定幅度(14.5%) 的降低(圖 4(a))。這與文獻結果較為一致。Wang 等[59]發現外源磷的加入可降低大部分土壤砷的植物有效性，Lee 等[60]利用廢棄的石灰巖鈍化污染土壤，發現土壤中砷的生物有效性降低 13%。各種鈍化劑對鉛和砷 RBA 的降低效果也有限，只有鈣鎂磷肥和硅肥對鉛 RBA 有小幅度(7.87%～9.17%)降低，且并不顯著，對于鎘 RBA，磷基材料和石灰對其有小程度(6.53%～21.5%)降低，也不顯著(圖 4(b)和 4(c))，推測也是因為株洲黃土的 pH 為 6.50，鈍化劑效果不佳。

　　2.3.3 鈍化劑對水口黃土砷、鉛、鎘RBA的影響

　　鈍化前，水口黃土中砷、鉛和鎘的 RBA 分別為(74.4±3.48)%、(70.4±2.92)%和(81.5±4.98)%。觀察鈍化后水口黃土砷、鉛和鎘的 RBA(圖 5)，可以發現 9 種鈍化劑均可降低砷的 RBA，除羥基磷灰石的降低水平只有 11.4%外，其他鈍化劑的降低水平較高，降低幅度為 35.6%～49.9%，其中鈣鎂磷肥、磷灰石 2 和石灰的效果尤為顯著。此前也有學者的研究結果與本研究較為一致。黃黎粵等[61]發現施用生物炭可降低作物根系砷的富集。Abd El-Azeem 等[62]發現石灰可以固定土壤中的砷。除椰殼生物炭以外，其他鈍化劑均可使鉛 RBA 有所降低(12.0%～44.5%)，其中石灰的效果最為顯著。木制生物炭和石灰使鎘 RBA 大幅降低 45.0%和 41.3%，木制生物炭的降低效果更為顯著;其他鈍化劑也可以不同程度地降低鎘 RBA(7.06%～28.4%)，但并不顯著。整體上，各鈍化劑可以有效地降低砷、鉛、鎘的 RBA，這可能是由于水口黃土的 pH 為 5.70，為酸性土壤，各鈍化劑均能較好地作用于土壤中的砷、鉛和鎘，將其固定，降低其生物有效性。對比 3 種土壤的鈍化效果，可以發現，酸性的水口黃土在 3 種土壤中鈍化效果最佳。這可能是因為株洲黑土和黃土是中性土壤，不利于鈍化劑施加后其中有效成分與重金屬的各種反應，導致鈍化劑的固化效果甚微，無法顯著降低鉛、鎘 RBA;由于土壤原本 pH 較高時再增加 pH，會增加砷的溶出，故株洲黑土在鈍化后砷的 RBA 有提高的現象，而鈍化劑作用于株洲黃土和水口黃土時，吸附、沉淀作用較強，會降低砷 RBA。水口黃土在鈍化劑加入后，鈣鎂磷肥、硅肥、羥基磷灰石和石灰提高了土壤 pH，對砷、鉛和鎘的 RBA 都能降低，其他鈍化劑(如木制生物炭)也在酸性條件下更好地吸附重金屬等，發揮鈍化作用。

　　綜合以上結果，可得出以下結論：相對于中性土壤，鈍化劑在酸性土壤能較好地發揮效果。水口黃土具有較低的pH，各種鈍化劑對水口黃土砷、鉛和鎘RBA均可降低;對于更偏中性的株洲黑土，鈍化劑可以降低鉛RBA，但效果有限。

　　2.4 鈍化劑作用下不同重金屬RBA降低效果對比

　　從株洲黃土和水口黃土的鈍化結果來看，鈍化劑對土壤砷 RBA 降低效果最為明顯，整體強于對鉛和鎘 RBA 的降低效果。鈍化劑的施加不能顯著降低株洲黃土鉛和鎘 RBA;但鈣鎂磷肥和石灰可顯著降低砷 RBA，且降幅達 25.0%和 30.7%(圖 4)。作用于水口黃土時，除椰殼生物炭只對鎘有效外 (降低幅度為 24.2%)，各鈍化劑均可使水口黃土的鉛和鎘 RBA 降低(降低幅度為 12.0%～44.5%、 7.06%～45.0%)，其中木制生物炭和石灰的降低幅度較大且效果顯著(木制生物炭和石灰對鉛、鎘 RBA 的降低幅度依次為 27.9%、45.0%，44.5%、41.3%);而除了羥基磷灰石只能小幅降低砷 RBA(11.4%) 外，其他鈍化劑均可以顯著降低砷 RBA，降低幅度也都在 35%以上(圖 4)。然而觀察鈍化劑對株洲黑土的固定效果，只有鉛 RBA 呈現出降低的現象，其中石灰作用下的鉛 RBA 顯著降低(降低幅度為 30.9%)，推測對于黑土這種 pH 達 6.95 的中性土，鈍化劑的加入只能對鉛起到固定效果。

　　2.5 不同鈍化劑對土壤重金屬RBA降低效果的對比

　　本次研究所選擇的鈍化劑包括無機肥、粘土礦物、生物炭和磷灰石四大類。鈣鎂磷肥和石灰主要通過提高土壤 pH 來發揮鈍化作用[38]：用鈣鎂磷肥將 3 種土壤鈍化 1 個月之后，3 種土壤的 pH 均升高，它們的砷、鉛和鎘 RBA 都有所降低，這與前人研究結果較為一致[25]。石灰也顯著提高土壤的 pH，除株洲黑土的砷 RBA 反而升高以外，其他均表現出較好的降低效果，降幅大且效果顯著。之前較多學者研究也發現石灰可降低水溶性的砷、鉛和鎘[33,62–64]，但使用石灰性物質也可能會引起土壤有機質過速分解，破壞土壤結構，還可能在表土層下形成碳酸鈣和氫氧化鈣膠體沉淀層。硅肥對 3 種土壤中的鉛 RBA 均有小幅度降低，而只能降低水口黃土中的砷和鎘 RBA，對株洲黑土、黃土并無效果。這可能是因為硅肥主要作用在植物生長階段，而對 RBA 效果不甚理想。高嶺土只對水口黃土的鈍化效果較好，其他均沒有效果，推測是因為高嶺土雖然可以與土壤中的重金屬發生吸附、配合和共沉淀作用[39]，但對中性的株洲黑土和株洲黃土并無效果。本研究中木制生物炭只能降低水口黃土中的砷、鉛和鎘 RBA;椰殼生物炭可降低株洲黑土的鉛 RBA 及水口黃土的砷和鎘 RBA。兩者均可降低水口黃土鉛和鎘 RBA。對比兩者效果可以發現，木制生物炭對其降低幅度更大。這與黃黎粵等[61]的結果一致，對比其他生物炭，施用木制生物炭的玉米幼苗根系中砷、鉛含量降低最多。此前有學者對比不同生物炭的吸附效果，發現含氧官能團可以彌補比表面積小導致的吸附量不足，推測絡合作用是生物炭鈍化重金屬的主要機制[55]，故此推測是由于木制生物炭吸附位點更多，才呈現更好的鈍化效果。本研究使用羥基磷灰石和其他2種磷灰石，對于株洲黑土，3種磷基材料只可以降低鉛RBA;卻都不能降低株洲黃土鉛的RBA，羥基磷灰石對砷RBA也沒有效果;但對于水口黃土來說，3種磷基材料均能較好地降低砷、鉛和鎘RBA，羥基磷灰石施加的效果相對較小。此前有研究認為，鎘修復的穩定性取決于含磷修復材料的性質，溶解性越大的修復效率高[23]。而羥基磷灰石鈍化后的土壤pH高于另外2種，故其鈍化效果不如其他2種磷灰石。也有學者認為其效果受pH的影響 [57]，酸性土壤為重金屬和磷酸根離子的溶出提供更好的條件，容易形成溶解度低的沉淀，有利于鈍化劑對土壤中重金屬的固定[28]。本研究中只有水口黃土為酸性土壤，故3種磷基材料能發揮鈍化效果。對比不同的鈍化劑，石灰的效果最好，對株洲黃土和水口黃土砷、鉛和鎘RBA均有降低效果，也可顯著降低株洲黑土中鉛的RBA。若要降低土壤砷RBA，酸性土壤有很多可選的鈍化劑，但適用于偏中性土壤的最佳鈍化劑為鈣鎂磷肥或石灰;若要降低鉛、鎘RBA，木制生物炭和石灰效果更顯著。