富硒土壤于2018-06-24采自海南省海口市遵谭镇、新坡镇一带地区的菜地(按采样顺序进行编号，1^#：N19°50′18″E110°16′28″；2^#：N19°50′17″E110°16′30″；3^#：N19°49′58″E110°16′40″；4^#：N19°49′48″E110°16′36″；5^#：N19°49′42″E110°16′33″；6^#：N19°49′5″E110°16′57″)，按S型随机布5点采集土壤并将其混匀。土壤样品经自然风干、四分法缩分、研磨处理后过20目筛，装袋密闭保存备用。

根据《土壤农业化学分析》记载的方法^[21]测定土壤的基本性质，包括pH、土壤有机质、CEC(阳离子交换容量)、全氮和全磷。供试富硒土样经HF-HClO₄-HNO₃混合酸在高压密封消解后，使用电感耦合等离子体-质谱法(ICP-MS)(NexIOTM300X，美国)测定土样中总Cd和总Se的浓度。基本性质见表1。供试土样的总Se含量为0.466 mg·kg⁻¹，符合富硒土壤的标准值(总Se≥0.4 mg·kg⁻¹)^[22]，pH偏低，印证了土壤为富硒区酸性土壤。该富硒土壤的总Cd含量低于土壤环境质量规定的二级标准(GB 15618-1995)(Cd≤0.4 mg·kg⁻¹)。

1) α-Fe₂O₃的制备。按照MULVANEY等^[23]提出的水热法，量取1 mol·L⁻¹的FeCl₃溶液50 mL，逐滴慢慢加入到先前已煮沸的450 mL超纯水中，在滴加的过程中，观察溶液的颜色变化，当溶液由金黄色变为深红色时，加入最后一滴。待溶液加热5 min后，停止加热，将其静置冷却至室温之后装入透析袋中，在HClO₄溶液(pH=3.5)中透析约48 h。溶液以8 000 r·min⁻¹的高速离心15 min，弃去上清液，沉淀物用超纯水清洗多次后，冷冻干燥，然后将样品研磨过60目筛，装袋保存备用。

2) HM的制备。以富硒土壤样品提取制备HM，称取一定量的富硒土壤于100 mL的离心管中，然后加入0.1 mol·L⁻¹ NaOH溶液(土液质量比为1∶10)，振荡6 h后，以4 000 r·min⁻¹的速度离心20 min，弃去分离出来的富里酸和胡敏酸上清液。以上步骤重复操作多次，待分离的上清液颜色变为淡黄色即可。接着用超纯水反复清洗固体至其pH为7.0左右，最后通过冷冻干燥获得胡敏素。

3) HM-α-Fe₂O₃的制备。利用湿法包覆，将HM按一定的比例吸附在α-Fe₂O₃上，获得HM-α-Fe₂O₃。具体步骤为，称量1 g HM置于烧杯中，加入适量的20 mmol·L⁻¹ NaCl溶液，然后使用质量分数为5% HCl或NaOH溶液调节溶液pH至中性。接着往里加入2.0 g α-Fe₂O₃和适量去离子水，控制总固液比为1∶20，然后用磁力搅拌器搅拌24 h。最后将混合物以7 800 r·min⁻¹的速度离心10 min，收集沉淀物并洗涤多次后，进行冷冻干燥，即获得HM-α-Fe₂O₃。

准确称取富硒土壤50 g，置于小塑料盆中，添加浓度水平为10 mg·kg⁻¹的Cd²⁺溶液，使其与土壤混匀，保持稳定平衡30 d。然后，添加不同剂量的HM(施用率分别为土壤重量的0.5%、1%和2%，其编号为H1、H2和H3)、α-Fe₂O₃(施用率分别为土壤重量的6%、12%和18%，其编号为F1、F2和F3)或HM-α-Fe₂O₃复合物(添加水平分别为1、1.5和2.0 g·kg⁻¹，编号为(F-H)1、(F-H)2和(F-H)3)，进行钝化实验，同时设置无任何添加的土壤样品50 g作为对照组(表示为CK)。每种钝化处理做3份平行样。将30个小塑料盆处理土壤置于(25±1) ℃的恒温室中，培养60 d，通过每日称重来补充去离子水，使土壤含水率达到田间持水量的70%。分别在培养时间为0、5、10、20和60 d采集适量土壤，冷冻干燥48 h。然后，将冷冻干燥后的土壤样品研磨，过80目尼龙筛，进行后续的分析。

使用扫描电子显微镜SEM(S-3000N 型扫描电子显微镜，日本日立)，观察所制备钝化剂的表面形貌特征；使用全自动比表面积与孔隙度分析仪(ASAP2020M+c，美国麦克仪器公司)测定钝化剂的比表面积和孔径大小。在土水比为1∶5的情况下，使用pH酸度计(PHS-3E型，上海仪电科学仪器股份有限公司)测定土壤的pH。使用由0.005 mol·L⁻¹二乙烯三胺五乙酸溶液(diethylenetriaminepentaacetic acid, DTPA)、0.1 mol·L⁻¹三乙醇胺溶液(triethanolamine, TEA)和0.01 mol·L⁻¹CaCl₂溶液制得的DTPA提取液，提取不同培养时间的钝化处理土壤中的有效态Cd含量^[24]。按照TESSIER等^[25]提出的连续提取法，分离并测定各种不同化学形态的Cd。土壤溶液中Cd浓度均使用火焰原子吸收分光光度计(TAS-990 AFG型，北京普析通用仪器有限责任公司)测定。

使用Excel 2010分析和绘制数据，并表示为平均值±标准偏差(SD；n=3)。使用Origin 8.0作图并进行数据模型拟合。使用SPSS 22.0进行单因素方差分析，以进行统计学分析，当发现处理数据之间存在显著差异时(P<0.05)，通过Duncan测试进行多次比较。

图1为HM、α-Fe₂O₃及HM-α-Fe₂O₃的SEM图。可以看出，HM表面存在丝状纤维并均匀分布，呈大块颗粒，表面具有明显的中孔和少量大孔；α-Fe₂O₃呈颗粒状，表面有许多颗粒，非常致密，表面具有更明显的中孔；HM-α-Fe₂O₃呈球形，表面存在一些中孔和一些未发育的孔结构，有利于比表面积增大。

图2为HM、α-Fe₂O₃和HM-α-Fe₂O₃的N₂吸附-脱附等温线和孔径分布情况。如图2所示，HM、α-Fe₂O₃和HM-α-Fe₂O₃的N₂吸附-脱附等温线可归类为IV型，其孔径分布都集中在2~50 nm(图2(b))，证明了介孔结构的存在。此外，基于Brunauere-Emmette-Teller模型进行分析得到了如下结果：HM、α-Fe₂O₃和HM-α-Fe₂O₃的比表面积分别为58.84、68.08和83.35 m²·g⁻¹，其对应的平均孔径分别为12.74、10.24和12.04 nm。与HM、α-Fe₂O₃钝化剂相比，复合钝化剂HM-α-Fe₂O₃的比表面积有所增加，这有利于其对土壤中重金属污染物的吸附。

与CK组对比，添加3个水平用量的钝化剂(HM、α-Fe₂O₃或HM-α-Fe₂O₃)，土壤pH的变化见表2。可以看出，HM或α-Fe₂O₃处理组的土壤pH均明显高于CK组，其中，α-Fe₂O₃处理组的土壤pH升高较显著，且在10 d时的改变较大。而HM-α-Fe₂O₃处理组与CK组相差不大，基本一致。与CK组相比，培养60 d时，F1~F3处理组的土壤pH上升了1.09~2.00；H1~H3处理组的土壤pH上升了0.09~0.43；(F-H)1~(F-H)3处理组的土壤pH上升了0.05~0.09。添加了α-Fe₂O₃钝化剂的土壤，pH上升较为明显，且随着培养期的延长而增加，其中F2、F3处理组的土壤均呈现弱碱性。这是由于α-Fe₂O₃的碱性特征，α-Fe₂O₃含有两性铁羟基(≡Fe—OH)和铁原子等表面基团，其等电点通常在pH=7~9^[26]。因此，施用α-Fe₂O₃作为土壤重金属的钝化剂有使土壤碱性化的风险。

空白组与不同钝化处理组土壤DTPA提取的有效态Cd含量的变化结果见图3。可以看出，CK组土壤中的有效态Cd含量在培养时间5 d时有所降低，之后基本维持较稳定的含量状态((6.92±0.21) mg·kg⁻¹)。不同钝化处理组土壤随着施用量和培养时间的增加，土壤中有效态Cd浓度均出现了不同程度的降低。在钝化处理的60 d范围内，以HM、α-Fe₂O₃和HM-α-Fe₂O₃分别作为钝化剂，分别添加3个水平的用量，使土壤有效态Cd含量的降低率(相对于CK处理)分别从7.85%~11.79%、1.64%~4.69%和4.30%~20.85%增加至14.21%~22.96%、21.25%~37.55%和13.45%~27.75%。

各种钝化剂施用效果呈现不同的规律。 HM处理组土壤中有效态Cd含量的减少率在5 d时达到最大，之后有效态Cd含量有所回升并呈现基本稳定的波动状态，各用量中以H2钝化效果较好。HM的钝化作用，与其具有一定的比表面积且含有能够与Cd²⁺发生络合作用的—COOH、—OH等活性基团有关。α-Fe₂O₃处理组土壤中有效态Cd含量，在整个培养期内逐渐降低且幅度最大，在60 d时，施加率为12%(F2)组土壤显示出最优的钝化效果。此时土壤呈弱碱性，其表面负电荷有所增加，并伴随着表面吸附点的增加，产生Cd [Cd(OH)⁺]的羟基态，这种状态与土壤吸附点的亲和力比，金属离子的自由态更强^[27]，从而使α-Fe₂O₃产生较强的钝化效果。HM-α-Fe₂O₃处理组土壤中有效态Cd含量在整个培养期内，呈现逐渐降低的趋势(除5 d外)，且以(F-H)3钝化效果最佳。通过相关性分析结果可得，有效态Cd浓度的降低量与钝化剂用量、钝化时间都呈极显著正相关(r=0.631，0.428)(P<0.01)。表明复合型钝化剂HM-α-Fe₂O₃的吸附和活性点的作用可能分布较均匀，且作用周期较长，从而使其钝化效果与用量、时间呈现出较好的线性增长关系，考虑到其施用率较低，该钝化剂具有较好的应用潜力，可通过提高施用率来挖掘潜力，并适宜于修复周期较长的需要。

土壤pH对有效态Cd的含量有重要影响。研究^[28]表明，当土壤pH升高时，可以促进大部分重金属进行表面络合作用，使其固定。pH与有效态Cd浓度呈显著负相关(r=−0.729)(0.01<P<0.05)。这一发现与JAFARNEJADI等^[29]的研究结果一致。

土壤中重金属的各种形态随着土壤环境因素的变化而变化，而这种变化往往处于动态平衡状态。图4为应用3种钝化剂后，土壤中Cd的各种形态含量随时间的变化情况。由图4可见，与CK组相比，添加钝化剂后，可交换态Cd的含量均有所降低，其中在10 d内变化较大(主要为降低)，随后趋于稳定，其中α-Fe₂O₃处理组土壤中可交换态Cd的含量水平最低(当然其施用率也较高)。碳酸盐结合态Cd的含量，以CK组最低，H3组最高，钝化后均有所升高，其中在5 d时升高最明显，随后有所下降(10~20 d)。铁锰氧化物结合态Cd的含量，以CK组最低，以F1~F3组最高，钝化后，其变化特征为，前20 d逐渐上升，20 d后快速降低，其中以60 d时最低，甚至接近CK组的水平。这可能由于发生了铁锰氧化物的还原溶解，将Fe和Mn固定为硫化物化合物^[30]。有机物结合态Cd的含量，以CK组最低，以F1~F3组最高，钝化后最初升高较为明显，随后趋于平稳。残留态Cd的含量，以CK组最低，以F3、(F-H)2和(F-H)3组最高，钝化后最初增加较为显著，随后明显趋于稳定。根据相关性分析结果，投加HM钝化剂后，投加量与土壤中可交换态Cd、碳酸盐结合态Cd和残留态Cd含量之间的关系分别呈负相关(r=−0.136)(P>0.05)、极显著正相关(r=0.753)(P<0.01)和显著正相关(r=0.558)(0.01<P<0.05)；投加α-Fe₂O₃钝化剂后，投加量与土壤中可交换态Cd含量呈极显著负相关(r=−0.870)，而与残留态Cd含量之间的关系呈极显著正相关(r=0.654)(P<0.01)；投加HM-α-Fe₂O₃复合钝化剂后，投加量与土壤中可交换态Cd、铁锰氧化物结合态Cd含量呈负相关(r=−0.099，−0.485)(P>0.05)，而与碳酸盐结合态Cd、残留态Cd含量之间的关系分别呈极显著正相关(r=0.654)(P<0.01)和显著正相关(r=0.632)(0.01<P<0.05)。这些结果表明，生物可利用的Cd(可交换态)主要转化为生物学不可利用状态Cd(残留态)，从而降低Cd的活性。这一发现与CHEN等^[31]的研究结果一致。此外，有研究人员发现，修复剂的施用也可以增加可交换态Cd的浓度^[32]，这可能与外源Cd的不同污染水平促进了土壤中的微生物活动有关。

以钝化60 d时Cd的形态分布(图5)来比较不同钝化处理组与空白组(CK)Cd的形态转化特征。CK组土壤中Cd的形态以可交换态为主，占比为62.29%，残留态、铁锰氧化物结合态和碳酸盐结合态的Cd占比分别为14.44%、11.82%和8.8%，而有机物结合态Cd占比仅为2.66%。与CK组对比，钝化处理组在不同的程度上减少了土壤中可交换态Cd的比例。具体表现在HM、α-Fe₂O₃和HM-α-Fe₂O₃处理组中该比例分别降低了17.77%~23.34%、33.93%~45.39%和18.56%~22.07%。此外，不同钝化剂处理后，其土壤中Cd形态分布的变化规律不同。α-Fe₂O₃的应用对残留态Cd的影响较显著，其占比增加了22.21%~33.04%，且比例随钝化剂施加量的增加而增加，以F3的效果为最佳；HM则对碳酸盐结合态Cd的影响较显著，其占比增加了10.72%~15.38%；相比其他3种形态，HM-α-Fe₂O₃对残留态Cd影响也较大，其比例增加了13.24%~21.10%。然而，在所有的处理组中，有机物结合态Cd含量均很低，仅占总Cd含量的较低比例，但其含量较为稳定。

可交换态Cd是潜在生物可利用元素的重要指标，在对Cd污染富硒土壤进行各种修复后，可交换部分Cd均小于CK处理组。由于Cd的可交换和碳酸盐结合部分具有高生物利用度，其可以转化为残留态，以降低Cd的迁移率和有效性。HM、α-Fe₂O₃和HM-α-Fe₂O₃固定土壤中Cd，分析这可能是Cd通过与离子化的羟基基团形成了络合物，也可能是由于Cd与碳酸盐中含量丰富的${\rm{CO}}_3^{2 - }$或${\rm{PO}}_3^{4 - }$形成沉淀来实现的。

1)添加HM、α-Fe₂O₃和HM-α-Fe₂O₃可以不同程度地减少外源Cd污染富硒土壤中的有效态Cd浓度。由于其比表面积较大，因此，HM-α-Fe₂O₃复合钝化剂对土壤中重金属污染物具有较强的吸附性能。其中，处理组(F-H)3(60 d)对土壤有效态Cd含量的降低率高达27.75%，说明HM-α-Fe₂O₃可用于稳定化修复重金属污染土壤。

2)有效态Cd浓度与土壤pH呈显著负相关(r=−0.729)(0.01<P<0.05)，随着pH的增加，Cd的流动性和生物利用度有所降低。HM-α-Fe₂O₃处理组的pH与CK组基本一致，在有效修复外源Cd污染富硒土壤的同时，能够维持土壤pH的稳定。

3)不同钝化剂对土壤中Cd不同形态的转化特征存在差异性，总体来说，主要是由可交换态Cd转化为残留态Cd。HM-α-Fe₂O₃复合处理结合了HM和α-Fe₂O₃这2种单独处理的优点，改善了各种Cd形态的转化和分布。

4)从污染土壤的修复效果来看，复合钝化剂的钝化效果与用量、时间呈现出较好的线性关系，施用率较低且效果明显。未来可通过提高HM-α-Fe₂O₃施用率来挖潜，并适宜于修复周期较长的需要。