重金属Cd在复配土壤中的迁移规律研究

舒晓晓 曲少东

摘 要 通过研究不同比例砒砂岩与沙复配土中重金属Cd2+的渗透变化，揭示不同比例的复配土对重金属的迁移吸附能力，为重金属污染防治提供科学支撑。结果表明，当砒砂岩与沙复配比例为0∶1、1∶4、1∶5时，重金属Cd的迁移能力较强，而黄土以及砒砂岩与沙复配比例为1∶0、1∶1、1∶2、1∶3时，对重金属Cd2+的吸附能力较强，迁移阻力较大。

关键词 重金属;Cd;迁移

中图分类号：X53 文献标志码：B DOI：10.19415/j.cnki.1673-890x.2020.23.103

近年来，随着土地资源的日益匮乏，对污染土壤修复进行研究至关重要，而重金属土壤污染是急需解决的科研难题。重金属进入土壤后不能被微生物降解，很难消除，在土壤中积累到一定程度就会对土壤-植物系统产生毒害，影响农作物的产量和品质。Smith E等[1-2]研究表明，农作物中的重金属主要来源于受污染的土壤，特别是一些易吸收重金属的农作物，如蔬菜、水稻等[3-4]。土壤中Cd、As、Pb、Cu、Zn等重金属易通过农作物经食物链对人体健康造成危害，引发癌症、痛痛病、血液病和皮肤病等[3，5-7]。污染土壤中的重金属除了可以在土壤-植物系统中迁移转化，影响植物的生长及农产品质量安全，也可通过地表径流、淋溶等作用逐渐向水体（包括地表和地下水体）迁移，从而对水体水质和生态环境产生面源污染[8-9]。

目前，众多学者针对重金属污染展开研究。刘勇等[10]研究发现，添加石灰可显著降低中/重度污染土壤中Cu、Cd、Zn的迁移能力和淋溶量。罗乐等[11]对锰渣中重金属在模拟酸雨条件下浸出量的研究发现，As、Cd、Cu、Pb的浸出量随淋溶量增大而逐渐减小。针对土体中重金属的研究集中于淋溶规律研究，而针对不同土体中的渗透迁移特性研究相对较少。基于此，以不同比例砒砂岩与沙复配土这一新土体为研究对象，开展重金属Cd2+的渗透迁移特性研究，为重金属污染防治提供方向。

1 材料与方法

1.1 供试土壤

供試材料为砒砂岩和沙不同比例复配后所形成的新型土壤，详细复配比例见表1。砒砂岩与沙均取自毛乌素沙地，土壤容重约为1.3 g·cm-3。采集风干土过2 mm筛备用。

1.2 试验方法

采用室内土柱淋溶模拟试验，将复配土按层填充土柱。土柱总高度设为50 cm，覆土厚度为40 cm，土柱为内径8 cm的有机玻璃管，上部为敞开，底部有均匀网眼的出水洞，底部中心连接水器，底部侧口橡胶管连接出水。试验开始前，先在土柱中加入去离子水浸湿土壤，使其达到饱和。如图1所示，将土柱从顶端注入渗透液，保持土柱有1 cm渗透液水头。对渗透全程进行人工等时间间隔采样，即在渗透开始每2～4 h取样一次，并记录相应取样时间，当出流液浓度与进入溶液相等时穿透实验结束。样品采集后立即送至实验室进行检测。研究设置的Cd2+渗透溶液水平为1.0 mg·L-1。

1.3 数据处理

测试指标采用电感耦合等离子质谱法ICP-MS进行测定，数据用Excel进行图表绘制。

2 结果与分析

图2中砒砂岩与沙比例为0∶1时，Cd2+在12 h明显迁移，22 h时，可完全穿透沙土。砒砂岩与沙为1∶4时，Cd2+在40 h开始迁移，浓度逐渐增高趋于平缓，120 h

内已经完全穿透。砒砂岩与沙复配比例为1∶5时，Cd2+在16 h开始穿透土壤，52 h浓度最大，之后缓慢降低趋于平缓。除此之后，Cd2+在黄土以及其他复配土壤中的迁移浓度几乎为0，表明黄土以及其他配比的复配土壤对重金属离子Cd2+的吸附能力很强，因而对其的迁移阻力更大。

3 结论

本试验条件下，Cd2+在不同比例复配土壤中的迁移变化规律不一，当砒砂岩与沙复配比例为0∶1、1∶4、1∶5时，Cd2+的浓度变化较大，说明此种比例的复配土增加了重金属Cd的迁移，而黄土以及砒砂岩与沙复配比例为1∶0、1∶1、1∶2、1∶3时，对重金属Cd2+的吸附能力较强，迁移阻力较大。

参考文献：

[1] Smith E，Juhasz A L，Weber J，et al.Arsenic uptake and speciation in rice plants grown under greenhouse conditions with arsenic contaminated irrigation water[J].Science of The Total Environment，2008，392（2-3）：277-283.

[2] Khan S，Aijun L，Zhang S，et al.Accumulation of polycyclic aromatic hydrocarbons and heavy metals in lettuce grown in the soils contaminated with long-term wastewater irrigation[J].Journal of Hazardou Materials，2008，152（2）：506-515.

[3] Yang Q W，Lan C Y，Wang H B，et al.Cadmium in soil-rice system and health risk associated with the use of untreated mining waste water for irrigation in Lechang China[J].Agricultural Water Management，2006，84（1-2）：147-152.

[4] Arora M，Kiran B，Rani S，et al.Heavy metal accumulation in vegetables irrigated with water from different sources[J].Food Chemistry，2008，111（4）：811-815.

[5] Arora M，Kiran B，Rani S，et al.Heavy metal accumulation in vegetables irrigated with water from different sources[J].Food Chemistry，2008，111（4）：811-815.

[6] Samsoe-Petersen L，Larsen E H，Larsen P B，et al.Uptake of Trace Elements and PAHs by Fruit and Vegetables from Contaminated Soils[J].Environmental Science & Technology，2002，36（14）：3057-3063.

[7] Tao S，Cui Y H，Xu F L，et al.Polycyclic aromatic hydrocarbons（PAHs） in agricultural soil and vegetables from Tianjin[J].Science of The Total Environment，2004，320（1）：11-24.

[8] Bonten L T，Rmkens P F A，Brus D J.Contribution of heavy metal leaching from agricultural soils to surface water loads[J].Environmental Forensics，2008，9（2-3）：252-257.

[9] Bayraktar S，Yilmaz T.Measures to diminish leaching of heavy metals to surface waters from agricultural soils[J].Desalination，2008，226（1）：89-96.

[10] 劉勇，刘燕，朱光旭，等.石灰对Cu、Cd、Pb、Zn复合污染土壤中重金属化学形态的影响[J].环境工程，2019，37（2）：158-164.

[11] 罗乐，王金霞，周皓.锰渣中重金属在模拟酸雨环境下的浸出规律[J].湿法冶金，2019，38（5）：352-357.

（责任编辑：刘 昀）