钝化剂对土壤砷、铅、镉的人体生物有效性的影响研究

　　摘要：摄入污染土壤是人体铅、镉和砷暴露的重要途径，向土壤中施加钝化剂可降低重金属的人体生物有效性，进而对土壤重金属污染及其健康危害进行有效防控。然而，评估向土壤中直接施加钝化剂对铅、镉和砷人体生物有效性的调控效果的研究仍缺乏。本研究选取湖南中西部3个矿区土壤，将9种钝化剂以1%比例施入土壤，开展小鼠活体实验，以肝肾为生物终点，测定钝化1个月后土壤中铅、镉和砷的相对生物有效性(relative bioavailability, RBA)。株洲黑土、株洲黄土和水口黄土的pH分别为6.94、6.50和5.70。钝化前，株洲黑土中砷、铅和镉的RBA分别为(37.1±7.54)%、(49.0±4.10)%和(23.1±1.20)%，石灰可将铅RBA降低30.9%;株洲黄土中砷、铅和镉的RBA分别为(41.1±5.49)%、 (46.5±11.6)%和(40.7±9.39)%，钙镁磷肥、磷灰石和石灰可将降砷RBA降低25.0%～30.7%;水口黄土中砷、铅和镉的RBA分别为(74.4±3.48)%、(70.4±2.92)%和(81.5±4.98)%，9种钝化剂均可将砷、铅和镉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显著。结果表明，相对于中性土壤，钝化剂在酸性土壤能发挥更好的效果;不同的钝化剂中，石灰的效果最好。本研究结果对原位利用钝化剂来控制土壤重金属人体健康危害具有重要指导意义。

　　关键词：重金属;土壤;生物有效性;钝化剂

　　宁涵; 王梦雨; 余广彬; 历红波 生态毒理学报 2022-01-10

　　近年来，我国土壤重金属污染问题日益突出，严重威胁着生态环境、食品安全和人体健康[1]。铅、镉和砷是土壤中重金属污染的主要元素[2]，可通过土壤、植物、空气和水等间接进入人体，危害人体健康。皮肤接触和长期口腔摄入高浓度铅污染土壤容易引起呼吸系统疾病、中枢神经系统疾病和儿童智力发育疾病[3];镉长期积累可导致肺癌和骨损伤[4];砷的慢性毒性包括膀胱癌和皮肤癌[5]。由于生物可利用度的限制，污染土壤中的重金属被摄入后，只有进入体循环的部分才能产生健康危害，即为对生物有效的重金属[6]。研究重金属生物有效性主要有2类方法。(1)通过模拟人体消化系统开展体外胃肠液提取实验，用各种消化酶与有机酸配制模拟液，对土壤进行提取，测定模拟液中重金属含量，以此代表可能吸收进体循环的重金属含量，其与土壤中重金属总量的比值定义为生物可给性(bioaccessibility) [7]。常用的生物可给性测定方法有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)通过动物模型开展体内实验。现有研究多使用猪和小鼠[12–13]等作为动物模型，选取合适的生物标志物来评估污染土壤中重金属的相对生物有效性(relative bioavailability, RBA)。可选取的生物标志物主要有血液金属浓度时间曲线面积(area under the blood metal concentration time curve, AUC) [14]和重金属在动物肝脏、肾脏、股骨或尿液中的累积量[15]。选取不同的生物标志物需要采取不同的暴露方式，测定AUC通常使用单一剂量灌胃暴露法，而测定重金属在器官中的累积量则常使用连续每天固定剂量喂养动物或者使其自由进食。虽然猪和小鼠在金属代谢、骨骼发育和矿物代谢方面与人类有相似之处，但动物和人类对重金属在相同剂量水平下的吸收量仍存在一定差异[12,16]。“绝对生物有效性”是指被吸收到全身系统的重金属与土壤中重金属总量的比值，不适用于从动物推演至人类来进行人体健康风险评价[17]。RBA是指土壤中重金属的绝对生物有效性与可溶性参考物质(如砷酸钠、醋酸铅和氯化镉)中重金属的绝对生物有效性之比[18]。假定从实验材料和可溶性参考物质中吸收的重金属的比值在动物和人类中一致，则RBA可用于人体健康风险评估。以往研究显示，测定重金属铅、镉和砷的RBA已有较为成熟的方法，可以采用小鼠模型，在一段时间内重复喂食添加实验材料的饲料，最终通过测定肝脏或肾脏中铅、镉和砷的累积量来计算RBA[15,18−19]。

　　重金属生物有效性是控制土壤摄入导致重金属人体暴露的关键因子，因此可采取生物有效性调控措施如向土壤中施加钝化剂，来防控土壤重金属污染及其健康危害。施加钝化剂调控重金属生物有效性的原理是利用钝化剂与土壤重金属间的一系列反应如吸附、沉淀、离子交换和氧化还原来改变重金属在土壤中的赋存形态，以降低其在土壤中的流动性和生物有效性[20–22]。钝化剂可简单分为无机钝化剂和有机钝化剂。应用广泛的钝化剂有石灰、碳材料、磷材料、粘土矿物、有机肥料和农业废弃物等。评价修复效果常用的方法有重金属形态分析实验[23–25]、提取实验[23,26−28]、浸出实验和原材料的重复性使用实验[23,25,29]。许多学者通过常用的评价方法探讨了不同钝化剂的修复效果，结果表明添加生物炭可以显著降低土壤中镉、铅等金属离子的迁移[30]。Wang等[31]研究发现，施用磷灰石、钙镁磷酸盐和磷酸二氢钙等磷肥修复某尾矿场地90 d后，有效铅和镉分别下降22%～81%和 1.5%～31%。Usman等[32]基于形态提取实验探索了硅肥的修复效果，结果表明，硅肥能减少土壤水溶态镉的浓度和植物吸收的镉。Liu等[33]的研究表明，石灰可以降低土壤可溶性镉含量以及降低铅在大米和豆类中的吸收。然而，目前评估向土壤中直接施加不同钝化剂对铅、镉、砷人体生物有效性的调控效果的研究仍缺乏。Theodoratos等[26]对一处采矿废弃物场地添加不同比例磷酸盐(PO4/Pb物质的量比=0.1～2.5)，利用螯合试剂对铅、锌和镉以及NaHCO3溶液对砷进行浸出提取测定，发现磷酸二氢钙对土壤中的铅和镉具有固定作用，但对砷的迁移有促进作用;植物积累实验表明磷酸盐处理不能影响植物组织对污染物的吸收。Yang和Mosby[34]通过旋转耕作、表面混合和高压向受冶炼厂污染的土壤中注入1% 磷酸，开展模拟人工胃液土壤铅提取实验，发现钝化90 d后铅在土壤中的生物可给性分别减少了59%、 61%和48%。美国环境保护局(United States Environmental Protection Agency, US EPA)对受冶炼厂废物影响的土壤进行磷化处理，并开展猪的活体实验，结果显示，1%的磷化处理可降低土壤的铅生物有效性;同时，对受磨粉废水影响的土壤进行磷酸盐处理，6个月后进行体外提取实验发现铅的生物可给性有所降低[17]。然而，以往在向土壤施加钝化剂时，常常需要对土壤进行酸化处理来得到降低生物有效性的效果[17]，而评估向土壤中直接施加不同钝化剂对铅、镉、砷人体生物有效性的调控效果的研究仍缺乏。

　　本研究选取3种不同污染程度的土壤，向土壤中直接施加不同钝化剂，不对土壤进行额外酸化处理，探讨钝化剂加入1个月后，土壤中砷、铅、镉的相对生物有效性的变化，明确不同钝化剂降低不同土壤中重金属人体生物有效性的效果，确立适合不同土壤的最佳钝化剂，为未来利用钝化剂修复实际污染场地和降低实际场地土壤污染的健康风险提供理论指导。

　　1 材料与方法(Materials and methods) 1.1 3种污染土壤和9种钝化剂

　　在湖南中西部矿区附近的3个污染场地采集土壤样品，分别为株洲黑土、株洲黄土和水口黄土(表1)。所有土壤均经过风干，过250 m筛网，用于后续的钝化实验和生物有效性评估。3种土壤经US EPA 3050B方法消解后，采用电感耦合等离子体质谱(ICP-MS) (PerkinElmer NexION300X，美国)分析砷、铅和镉的总浓度。以水为浸提剂(水土比2.5∶1)，振荡2 h，静置30 min后，测定土壤pH值(HJ/T166)。从应用广泛的钝化剂中选取常用的无机肥、碳材料、磷材料和粘土矿物开展实验，具体包括钙镁磷肥(CMPF)、硅肥(SF)、高岭土(KL)、木制生物炭(WB)、椰壳生物炭(CSB)、羟基磷灰石(HA)、磷灰石1(Aa)、磷灰石2(Ab)和石灰(LI)。钙镁磷肥本身呈碱性，施入土壤中可提高土壤 pH值，从而降低镉的生物有效性;而且加入钙镁磷肥使得土壤中钙、镁的含量提升，土壤中有效态的钙离子和镁离子增多，可以降低镉的生物有效性[35]。石灰的施入可以提高土壤的pH，增加土壤表面的负电荷，增强吸附，或生成氢氧化物或碳酸盐结合态盐类沉淀[36–37]。硅肥通过增加土壤有效硅的含量，增加生物量的积累，提高叶绿素含量，激发抗氧化酶的活性，从而缓解重金属对植物生理代谢的毒害[38]。高岭土是一种2∶1型黏土矿物，黏土矿物比表面积大，极性、吸附性和离子交换性强，可与重金属发生吸附、配合和共沉淀作用[39]。一方面，黏土矿物通过物理吸附也可以降低重金属镉的有效态含量[40];另一方面，本身具有的Si—O四面体和Al—O八面体结构通过同晶置换作用将Cd2+替换从而实现钝化效果，并且在土壤液相中，Si—O—Si断裂可与水反应形成氢氧基官能团，与重金属镉可发生络合反应形成络合物[41]。生物炭呈碱性，具有巨大的比表面积和发达的多孔疏松结构，表面有丰富的含氧官能团(羧基、酚羟基、羰基和内酯基) [42]。羟基磷灰石是较难溶解的磷酸盐，其对重金属有较高的吸附能力[43]。磷基材料钝化重金属主要通过表面络合和共沉淀作用[26,29]，共沉淀过程包括2步：(1)磷基材料和重金属的溶解; (2)形成新的重金属和磷沉淀物质[44–45]。

　　1.2 土壤钝化处理

　　对3种土壤进行不同钝化剂添加处理，向99 g土壤中加入1 g钝化剂[46]，将其均匀混合后均分为3份，分别放入聚乙烯瓶，同时加入Milli-Q水至土壤含水量为20%[47]。2018年9月20日开始钝化，1个月后(2018年10月20日)从每个聚乙烯瓶中取出12 g样品，冷冻干燥后使用。在1个月钝化期间，定期对样品和聚乙烯瓶进行称量，根据质量变化添加水分，以此保持含水率不变。

　　1.3 重金属相对生物有效性(RBA)评价

　　用小鼠肾脏+肝脏模型评价钝化 1 个月后土壤样品中重金属的相对生物有效性。将 120 只体质量为 20～22 g 的 Balb/c 雌性小鼠(南京青龙山实验动物饲养场)在聚乙烯笼子中饲养，喂食洁净的啮齿动物饲料和 Milli-Q 水，保持 25 ℃，光/暗周期 12 h/12 h。为了将小鼠暴露于土壤，将土壤按照 1∶ 50 的比例先混入干净的饲料粉末中，混合均匀后，向饲料中添加 Milli-Q 水，捏合造粒后冻干。土壤添加后，饲料中砷、铅和镉的浓度分别为 2.7～48.6、32.8～594 和 0.94～10.5 mg·kg−1。为了计算土壤样品中砷、铅和镉的相对生物有效性，还将 3 种可溶盐(砷酸钠、乙酸铅和氯化镉)分别单独添加至小鼠基础饲料，使饲料中砷、铅和镉的浓度分别为 2、10、100 mg·kg−1，10、100、500 mg·kg−1， 0.5、6、15 mg·kg−1。

　　将连续 7 d 喂食干净食物的小鼠在禁食一晚后称量体质量，分别将每只小鼠放在一个单独的聚乙烯笼子里。每个处理设置 3 只平行小鼠。向小鼠每日提供 5 g 含有土壤或砷酸钠、乙酸铅、氯化镉的饲料，与此同时，饲养 1 组老鼠作为空白对照组，喂养洁净饲料。连续饲喂 10 d 后，再次禁食过夜，称量体质量，并做死亡处理后收集其肝脏和肾脏，将肝脏和肾脏储存在–80 ℃的冰箱中。肝、肾冻干后，经 US EPA 3050B 法进行消解，用 ICP-MS 法测定砷、铅和镉的含量。首先，建立在砷酸钠、乙酸铅和氯化镉暴露下肝脏和肾脏中重金属浓度的剂量响应曲线。先将重金属在肝和肾里面的积累含量进行剂量归一化校正，然后对比土壤暴露和参比物质暴露，利用式 (1)计算出土壤中重金属的相对生物有效性(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 是指砷酸钠、乙酸铅和氯化镉，分别对应砷、铅和镉;soil 是指钝化前或后的土壤样品;cmetal in liver and kidney, soil和 cmetal in liver and kidney, ref 为暴露土壤或可溶性参比物后小鼠肝脏和肾脏中砷、铅和镉的含量;Dmetal dose, soil 和 Dmetal dose, ref为小鼠摄入土壤和可溶性参比物导致的砷、铅和镉的暴露剂量。

　　1.4 QA/QC 和统计分析

　　本研究的砷、铅和镉的浓度以及RBA结果均以3个平行的平均值及标准偏差的形式表现。使用US EPA 3050B法进行消解和使用ICP-MS测定重金属含量时，设置空白对照组和标准参考物质组(选取NIST 2710a进行消解、测定)。开展重金属RBA实验时，同时设置NIST 2710a标准参考物质组，NIST 2710a砷的RBA测定值为(41.2±13.1)%，与以往研究报道一致[48−50]。在ICP-MS分析过程中，每20个样品中回测标准溶液，回收率为95%～105%。所有图形均使用SigmaPlot(10.0版本)进行制作，不同处理组之间的显著性差异(P<0.05)使用SAS System(8.0版本)进行分析，采用 One-Way ANOVA方法进行Fisher’s LSD分析。

　　2 结果与讨论(Results and discussion) 2.1 污染土壤性质

　　污染土壤样本采集自湖南中西部的3个矿区(表1)。3种土壤砷、铅和镉的总浓度范围分别为67.7～ 2 433、820～29 678和23.4～526 mg·kg−1。土壤pH值范围为5.70～6.94。可以发现，株洲黑土污染程度最高，水口黄土污染程度最低;株洲黑土和黄土为中性土(pH分别为6.94、6.50)，水口黄土为酸性土(pH为5.70)。加入钝化剂1个月之后，测定土壤的pH值的变化(图1)，可以发现，所有钝化剂均可提高株洲黑土的pH值(7.22～8.88)，其中石灰对株洲黑土的pH的影响最大(8.88);钙镁磷肥、硅肥、羟基磷灰石和石灰可使株洲黄土的pH值升高(7.15、6.86、6.85和8.02)，而其他钝化剂并不能提高株洲黄土的pH 值;对于水口黄土，同样只有钙镁磷肥、硅肥、羟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、铅和镉在小鼠体内积累的线性剂量响应

　　此前研究报道重金属经肠道吸收后在肝脏和肾脏中的积累可反映重金属的生物有效性[15,18−19]。本研究选择重金属在肝和肾中浓度的加和为生物终点。通过稳态剂量法测定土壤中重金属 RBA 时，需要在小鼠肝脏和肾脏中建立重金属积累量和摄入剂量水平之间的线性响应。根据土壤添加后饲料中砷、铅和镉的浓度 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 )来建立剂量响应曲线(图 2)。对照组小鼠中，砷、铅和镉在肝脏、肾脏中的浓度加和较低(0.12、1.06 和 0.08 mg·kg−1 )。当暴露于 Na2HAsO4(2～100 mg·kg−1 )、Pb(Ac)2(10～500 mg·kg−1 )和 CdCl2(0.5～15 mg·kg−1 )后，砷、铅和镉在肝脏和肾脏中的浓度加和增加到 1～8、2.5～30 和 0.12～2 mg·kg−1，且与暴露剂量呈良好的线性关系(r 2=0.99、0.94 和 0.99;图 2)。

　　2.3.1 钝化剂对株洲黑土砷、铅和镉RBA的影响

　　开展小鼠实验，计算得到土壤样品中砷、铅、镉相对生物有效性(图 3～5)。钝化前，株洲黑土中砷、铅和镉的 RBA 分别为(37.1±7.54)%、(49.0±4.10)%和(23.1±1.20)%。不同钝化剂将株洲黑土钝化 1 个月后，砷、铅和镉的 RBA 呈现出不同的变化。由图 3(a)可知，钙镁磷肥可以将砷的 RBA 降低，相对于对照，降幅为 27.9%，但并不显著;经其他钝化剂处理之后，砷 RBA 并未降低，反而升高。此前也有学者[51−53]研究发现修复土壤后，砷的可利用度增加。Wang 和 Mulligan[51]发现用腐殖酸修复场地土壤，会促进土壤中砷的迁移，这可能是因为生物炭吸附重金属的机理并不是沉淀作用 [54]，而是络合作用[55]。陈同斌[52]开展盆栽实验研究土壤溶液中砷的环境化学行为，发现提高土壤的 pH 会促进砷的溶解，增加土壤溶液中砷的浓度。Madeira 等[53]也发现羟基磷灰石可提高矿区周边土壤砷的有效性。除了木制生物炭外，其他钝化剂的加入使株洲黑土中铅的 RBA 有不同程度的降低，降低幅度为 3.37%～30.9%，石灰降低铅 RBA 的效果最显著(P<0.05)(图 3(b))。这与此前郝金才等[56]的研究结果较为相似，钙镁磷肥、生物质炭和磷矿粉的添加可以减少土壤中提取态铅，但并不显著;而石灰可以显著减少土壤中的提取态铅。而对于镉 RBA，椰壳生物炭、钙镁磷肥和石灰分别可将其降低 22.8%、5.50%和 3.93%，但并不显著(图 3(c))。有学者认为镉有效性的降低主要受到 pH 的影响[57]，土壤的 pH 在 4.5～5.5 之间时，土壤 pH 上升可以显著降低镉的移动性和生物有效性[58]，但株洲黑土 pH 为 6.94，钝化剂并不能很好地展示效果。

　　2.3.2 钝化剂对株洲黄土砷、铅和镉RBA的影响

　　钝化前，株洲黄土中砷、铅和镉的 RBA 分别为(41.1±5.49)%、(46.5±11.6)%和(40.7±9.39)%(图 4)。向株洲黄土中施加钝化剂后，观察砷、铅和镉的 RBA，可以发现，钙镁磷肥、磷灰石 2 和石灰可大幅降低砷 RBA，降低幅度为25.0%～30.7%，且效果显著;磷灰石 1 也对砷RBA有一定幅度(14.5%) 的降低(图 4(a))。这与文献结果较为一致。Wang 等[59]发现外源磷的加入可降低大部分土壤砷的植物有效性，Lee 等[60]利用废弃的石灰岩钝化污染土壤，发现土壤中砷的生物有效性降低 13%。各种钝化剂对铅和砷 RBA 的降低效果也有限，只有钙镁磷肥和硅肥对铅 RBA 有小幅度(7.87%～9.17%)降低，且并不显著，对于镉 RBA，磷基材料和石灰对其有小程度(6.53%～21.5%)降低，也不显著(图 4(b)和 4(c))，推测也是因为株洲黄土的 pH 为 6.50，钝化剂效果不佳。

　　2.3.3 钝化剂对水口黄土砷、铅、镉RBA的影响

　　钝化前，水口黄土中砷、铅和镉的 RBA 分别为(74.4±3.48)%、(70.4±2.92)%和(81.5±4.98)%。观察钝化后水口黄土砷、铅和镉的 RBA(图 5)，可以发现 9 种钝化剂均可降低砷的 RBA，除羟基磷灰石的降低水平只有 11.4%外，其他钝化剂的降低水平较高，降低幅度为 35.6%～49.9%，其中钙镁磷肥、磷灰石 2 和石灰的效果尤为显著。此前也有学者的研究结果与本研究较为一致。黄黎粤等[61]发现施用生物炭可降低作物根系砷的富集。Abd El-Azeem 等[62]发现石灰可以固定土壤中的砷。除椰壳生物炭以外，其他钝化剂均可使铅 RBA 有所降低(12.0%～44.5%)，其中石灰的效果最为显著。木制生物炭和石灰使镉 RBA 大幅降低 45.0%和 41.3%，木制生物炭的降低效果更为显著;其他钝化剂也可以不同程度地降低镉 RBA(7.06%～28.4%)，但并不显著。整体上，各钝化剂可以有效地降低砷、铅、镉的 RBA，这可能是由于水口黄土的 pH 为 5.70，为酸性土壤，各钝化剂均能较好地作用于土壤中的砷、铅和镉，将其固定，降低其生物有效性。对比 3 种土壤的钝化效果，可以发现，酸性的水口黄土在 3 种土壤中钝化效果最佳。这可能是因为株洲黑土和黄土是中性土壤，不利于钝化剂施加后其中有效成分与重金属的各种反应，导致钝化剂的固化效果甚微，无法显著降低铅、镉 RBA;由于土壤原本 pH 较高时再增加 pH，会增加砷的溶出，故株洲黑土在钝化后砷的 RBA 有提高的现象，而钝化剂作用于株洲黄土和水口黄土时，吸附、沉淀作用较强，会降低砷 RBA。水口黄土在钝化剂加入后，钙镁磷肥、硅肥、羟基磷灰石和石灰提高了土壤 pH，对砷、铅和镉的 RBA 都能降低，其他钝化剂(如木制生物炭)也在酸性条件下更好地吸附重金属等，发挥钝化作用。

　　综合以上结果，可得出以下结论：相对于中性土壤，钝化剂在酸性土壤能较好地发挥效果。水口黄土具有较低的pH，各种钝化剂对水口黄土砷、铅和镉RBA均可降低;对于更偏中性的株洲黑土，钝化剂可以降低铅RBA，但效果有限。

　　2.4 钝化剂作用下不同重金属RBA降低效果对比

　　从株洲黄土和水口黄土的钝化结果来看，钝化剂对土壤砷 RBA 降低效果最为明显，整体强于对铅和镉 RBA 的降低效果。钝化剂的施加不能显著降低株洲黄土铅和镉 RBA;但钙镁磷肥和石灰可显著降低砷 RBA，且降幅达 25.0%和 30.7%(图 4)。作用于水口黄土时，除椰壳生物炭只对镉有效外 (降低幅度为 24.2%)，各钝化剂均可使水口黄土的铅和镉 RBA 降低(降低幅度为 12.0%～44.5%、 7.06%～45.0%)，其中木制生物炭和石灰的降低幅度较大且效果显著(木制生物炭和石灰对铅、镉 RBA 的降低幅度依次为 27.9%、45.0%，44.5%、41.3%);而除了羟基磷灰石只能小幅降低砷 RBA(11.4%) 外，其他钝化剂均可以显著降低砷 RBA，降低幅度也都在 35%以上(图 4)。然而观察钝化剂对株洲黑土的固定效果，只有铅 RBA 呈现出降低的现象，其中石灰作用下的铅 RBA 显著降低(降低幅度为 30.9%)，推测对于黑土这种 pH 达 6.95 的中性土，钝化剂的加入只能对铅起到固定效果。

　　2.5 不同钝化剂对土壤重金属RBA降低效果的对比

　　本次研究所选择的钝化剂包括无机肥、粘土矿物、生物炭和磷灰石四大类。钙镁磷肥和石灰主要通过提高土壤 pH 来发挥钝化作用[38]：用钙镁磷肥将 3 种土壤钝化 1 个月之后，3 种土壤的 pH 均升高，它们的砷、铅和镉 RBA 都有所降低，这与前人研究结果较为一致[25]。石灰也显著提高土壤的 pH，除株洲黑土的砷 RBA 反而升高以外，其他均表现出较好的降低效果，降幅大且效果显著。之前较多学者研究也发现石灰可降低水溶性的砷、铅和镉[33,62–64]，但使用石灰性物质也可能会引起土壤有机质过速分解，破坏土壤结构，还可能在表土层下形成碳酸钙和氢氧化钙胶体沉淀层。硅肥对 3 种土壤中的铅 RBA 均有小幅度降低，而只能降低水口黄土中的砷和镉 RBA，对株洲黑土、黄土并无效果。这可能是因为硅肥主要作用在植物生长阶段，而对 RBA 效果不甚理想。高岭土只对水口黄土的钝化效果较好，其他均没有效果，推测是因为高岭土虽然可以与土壤中的重金属发生吸附、配合和共沉淀作用[39]，但对中性的株洲黑土和株洲黄土并无效果。本研究中木制生物炭只能降低水口黄土中的砷、铅和镉 RBA;椰壳生物炭可降低株洲黑土的铅 RBA 及水口黄土的砷和镉 RBA。两者均可降低水口黄土铅和镉 RBA。对比两者效果可以发现，木制生物炭对其降低幅度更大。这与黄黎粤等[61]的结果一致，对比其他生物炭，施用木制生物炭的玉米幼苗根系中砷、铅含量降低最多。此前有学者对比不同生物炭的吸附效果，发现含氧官能团可以弥补比表面积小导致的吸附量不足，推测络合作用是生物炭钝化重金属的主要机制[55]，故此推测是由于木制生物炭吸附位点更多，才呈现更好的钝化效果。本研究使用羟基磷灰石和其他2种磷灰石，对于株洲黑土，3种磷基材料只可以降低铅RBA;却都不能降低株洲黄土铅的RBA，羟基磷灰石对砷RBA也没有效果;但对于水口黄土来说，3种磷基材料均能较好地降低砷、铅和镉RBA，羟基磷灰石施加的效果相对较小。此前有研究认为，镉修复的稳定性取决于含磷修复材料的性质，溶解性越大的修复效率高[23]。而羟基磷灰石钝化后的土壤pH高于另外2种，故其钝化效果不如其他2种磷灰石。也有学者认为其效果受pH的影响 [57]，酸性土壤为重金属和磷酸根离子的溶出提供更好的条件，容易形成溶解度低的沉淀，有利于钝化剂对土壤中重金属的固定[28]。本研究中只有水口黄土为酸性土壤，故3种磷基材料能发挥钝化效果。对比不同的钝化剂，石灰的效果最好，对株洲黄土和水口黄土砷、铅和镉RBA均有降低效果，也可显著降低株洲黑土中铅的RBA。若要降低土壤砷RBA，酸性土壤有很多可选的钝化剂，但适用于偏中性土壤的最佳钝化剂为钙镁磷肥或石灰;若要降低铅、镉RBA，木制生物炭和石灰效果更显著。