錳改性水稻秸稈生物炭對(duì)堿性土壤中砷-鎘復(fù)合污染的鈍化作用

梁欣冉，郜紫依，付慶靈，劉永紅，朱 俊，胡紅青

(華中農(nóng)業(yè)大學(xué) a.資源與環(huán)境學(xué)院;b.理學(xué)院,中國(guó) 武漢 430070)

砷(As)和鎘(Cd)是地殼中廣泛分布的元素，被認(rèn)為是對(duì)人類和動(dòng)植物有害的物質(zhì)[1，2]。隨著城市化和工業(yè)化進(jìn)程的加快，人類不斷地通過(guò)電池制造、電鍍、礦石開(kāi)采、金屬冶煉、化肥農(nóng)藥使用以及污水灌溉等方式將大量的As和Cd排放到土壤中[3，4]，致使我國(guó)耕地土壤As-Cd污染嚴(yán)重。As和Cd極易在土壤-植物系統(tǒng)中轉(zhuǎn)移和積累，嚴(yán)重威脅耕地和農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量，進(jìn)而威脅人類健康[5]。

生物炭是生物質(zhì)材料在厭氧條件下經(jīng)過(guò)高溫?zé)峤庵瞥傻囊活惙€(wěn)定性強(qiáng)且芳香度高的高碳物質(zhì)[6]，具有較大的陽(yáng)離子交換量和較強(qiáng)的吸附能力，被廣泛用作重金屬污染土壤的鈍化材料[7，8]。此外，可用作生物炭原料的農(nóng)業(yè)廢棄物(農(nóng)作物秸稈、畜禽糞便等物質(zhì))儲(chǔ)量大，來(lái)源廣，成本低，將其應(yīng)用于環(huán)境的修復(fù)可以促進(jìn)資源的合理化應(yīng)用。然而，土壤中As和Cd的存在形式不同且電性相反，致使同時(shí)且高效地去除土壤中As和Cd難度較大。將帶負(fù)電的生物炭施入As-Cd污染土壤，易引起生物炭與帶負(fù)電的砷氧根離子之間產(chǎn)生靜電排斥作用，降低生物炭對(duì)土壤As的吸附，引起酸性土壤pH升高，導(dǎo)致土壤中砷氧根的溶出[9]，增加土壤中As的污染活性和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[10]。因此，需要對(duì)生物炭進(jìn)行改性以提高其吸附效果和鈍化能力。MnO2是一種氧化性強(qiáng)、比表面積大和空位豐富的物質(zhì)，對(duì)As有親和性，能氧化As(III)，降低As的毒性[11]。此外，Wu等[12]發(fā)現(xiàn)將錳氧化物負(fù)載于生物炭表面可以增加錳氧化物的表面密度和生物炭表面含氧官能團(tuán)的數(shù)量；呂宏虹等[13]發(fā)現(xiàn)錳改性生物炭可以促進(jìn)土壤中Cd由活性態(tài)向穩(wěn)定態(tài)轉(zhuǎn)化。而將負(fù)載MnO2的生物炭(MBC)用于As-Cd復(fù)合污染修復(fù)的相關(guān)研究較少，且As-Cd共存時(shí)MBC對(duì)As和Cd的鈍化機(jī)理不明。

因此，本研究以水稻秸稈為原料，熱解制備生物炭，以KMnO4為改性劑，制得錳改性生物炭(MBC)材料：(1)通過(guò)傅里葉變換紅外光譜儀(FT-IR)和X射線衍射儀(XRD)等儀器分析改性后MBC的性質(zhì)；(2)通過(guò)土壤培養(yǎng)試驗(yàn)，研究MBC及其不同用量對(duì)土壤As-Cd鈍化效果的影響；(3)評(píng)價(jià)添加MBC前后土壤As/Cd的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，探討MBC鈍化As和Cd的機(jī)制，以期為修復(fù)As-Cd復(fù)合污染土壤提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 錳改性生物炭的制備

水稻秸稈(采自湖北省棗陽(yáng)某水稻田)經(jīng)清洗、晾干、粉碎后置于馬弗爐中，于500 ℃熱解2 h，制成原始生物炭(BC)，過(guò)0.42 mm孔徑尼龍篩，去離子水洗滌，抽濾，烘干密封保存。

MBC的制備：稱取一定量的生物炭(BC)，按照1∶100的固液質(zhì)量比加入質(zhì)量濃度約3%的KMnO4溶液(該質(zhì)量比條件下產(chǎn)物對(duì)Pb吸附效果很好[14])，隨后將BC和KMnO4的混合懸濁液使用超聲機(jī)超聲分散60 min，接著置于40 ℃恒溫磁力攪拌器中攪拌4 h，溶液經(jīng)抽濾后，所得固體用去離子水多次清洗、烘干，得到MBC。

1.2 供試土壤

供試土壤樣品取自湖北省陽(yáng)新縣某礦區(qū)(北緯29°48′40″，東經(jīng)115°25′53″)As-Cd復(fù)合污染的農(nóng)田耕層(0～20 cm)。土壤樣品經(jīng)自然風(fēng)干后，去除雜質(zhì)，分別過(guò)1.7 mm和0.15 mm孔徑的尼龍篩，分裝保存?zhèn)溆谩９┰囃寥阑纠砘再|(zhì)為：pH(m(土)∶m(水)=1∶2.5)7.67，有機(jī)質(zhì)30.36 mg·g-1，全氮1.59 mg·g-1，全磷0.32 mg·g-1，全鉀7.53 mg·g-1，總鎘(Cd)4.55 μg·g-1，總砷(As)70.08 μg·g-1，總錳(Mn)0.84 mg·g-1，總鐵(Fe)44.85 mg·g-1，其中As和Cd含量均高于農(nóng)田土壤污染的風(fēng)險(xiǎn)篩選值(GB 5168—2018，水田Cd為0.6 μg·g-1，其他農(nóng)田Cd為0.3 μg·g-1；水田As為25 μg·g-1，其他農(nóng)田As為30 μg·g-1)，土壤質(zhì)地為砂質(zhì)壤土，土壤陽(yáng)離子交換量(CEC)為189.8 μmol·g-1。

1.3 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

土壤培養(yǎng)試驗(yàn)在聚乙烯塑料杯中(直徑：70 mm，深度：95 mm)進(jìn)行。用風(fēng)干土配制4個(gè)生物炭用量水平：3 g BC，2，3和4 g MBC，分別記為3%BC，2%MBC，3%MBC和4%MBC，未添加生物炭的原始土作為空白(CK)，每個(gè)處理重復(fù)3次。生物炭與土壤充分混勻后裝進(jìn)塑料杯中，每個(gè)塑料杯裝土100 g。使用保鮮膜鋪蓋在塑料杯表面，同時(shí)留出部分孔隙(減少水分的損失)，置于25 ℃恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng)30 d，培養(yǎng)期間保持70%的土壤含水量，培養(yǎng)結(jié)束后收集土壤樣品，于室溫自然風(fēng)干后過(guò)0.15 mm孔徑的尼龍篩，備用。

1.4 分析方法

1.4.1 生物炭的基本理化性質(zhì) (1)生物炭的pH測(cè)定[15]：用pH計(jì)測(cè)定(水土質(zhì)量比20∶1)；(2)灰分含量的測(cè)定[16]：稱取1.0 g BC或MBC(精確至0.001 g)平鋪于瓷坩堝的底部，敞口置于750 ℃馬弗爐中灰化6 h，冷卻即為灰分，將其取出后稱取質(zhì)量；

(3)Mn含量的測(cè)定：灰分加入王水中(濃HCl與濃HNO3體積比3∶1)充分溶解，過(guò)濾，定容至50 mL容量瓶中，用電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀(ICP)測(cè)定濾液中Mn的含量；

(4)電荷零點(diǎn)用Zeta電位儀測(cè)定；

(5)BC和MBC的官能團(tuán)的變化通過(guò)FT-IR分析，晶態(tài)和微晶態(tài)物質(zhì)用XRD定相分析。

(6)CEC的測(cè)定選用乙酸銨交換-凱氏定氮法。

1.4.2 土壤TCLP提取態(tài)重金屬的測(cè)定 TCLP(Toxicity Characteristic Leaching Procedure)提取法是美國(guó)環(huán)保局推薦的用于確定液體、固體和城市垃圾中多項(xiàng)重金屬元素的溶出性和遷移性的一種標(biāo)準(zhǔn)毒性浸出方法。本文使用TCLP提取法對(duì)培養(yǎng)前后的土壤進(jìn)行As，Cd和Mn的提取，具體步驟為：將1.000 0 g風(fēng)干土壤樣品與20 mL TCLP提取液混合后置于25 ℃，250 r·min-1的震蕩機(jī)中振蕩18 h，離心，過(guò)濾，分別用原子熒光分析儀和原子吸收分光光度計(jì)測(cè)定濾液中的總As和總Cd的濃度。

1.4.3 土壤砷鎘的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估 培養(yǎng)前后土壤中的As和Cd的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)使用內(nèi)梅羅指數(shù)(NI)和潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)(RI)[17,18]進(jìn)行評(píng)估。NI和RI的評(píng)估方法如下：

內(nèi)梅羅污染指數(shù)(Pi/PI)計(jì)算方法：

Pi=Ci/Si，

(1)

(2)

其中，Pi為單項(xiàng)污染指數(shù)，Ci為TCLP提取態(tài)重金屬含量(μg·g-1)，Si為不同重金屬的TCLP國(guó)際標(biāo)準(zhǔn)值(As和Cd的 TCLP 國(guó)際標(biāo)準(zhǔn)值分別為5和0.5 μg·g-1)，PI為內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)，Piavr為單項(xiàng)污染指數(shù)的平均值，Pimax為單項(xiàng)污染指數(shù)的最大值。

單一重金屬的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)計(jì)算方法：

Ei=Ti·Pi，

(3)

其中，Ei為單一重金屬的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)，Ti為不同重金屬的毒理響應(yīng)參數(shù)，其中As和Cd毒理響應(yīng)參數(shù)分別為5和30[18]。表1所示的是內(nèi)梅羅污染指數(shù)(Pi/PI)以及單一重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)(Ei)分別與土壤中重金屬污染程度的對(duì)應(yīng)關(guān)系。

表1 內(nèi)梅羅污染指數(shù)(Pi/PI)和單一重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)(Ei)同土壤中重金屬污染程度的關(guān)系Table 1 Relationship between Nemerow pollution index (Pi/PI) and single potential ecological risk index (Ei) and heavy metal pollution degree in soil

1.4.4 砷鎘形態(tài)分級(jí)方法 在本研究中，土壤中Cd的形態(tài)分級(jí)采用BCR提取法[19]，該方法將Cd劃分為酸溶態(tài)Cd、可還原態(tài)Cd、可氧化態(tài)Cd和殘?jiān)鼞B(tài)Cd。As的分級(jí)方法采用Wenzel連續(xù)提取法[20]，該提取方法將As的形態(tài)分為非專性吸附態(tài)As、專性吸附態(tài)As、無(wú)定形和弱結(jié)晶水合鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)As、結(jié)晶水合鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)As和殘?jiān)鼞B(tài)As。

1.5 數(shù)據(jù)處理

采用Microsoft Excel 2010和SPSS 21.0進(jìn)行數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析。采用顯著性F檢驗(yàn)和LSD多重比較法(P<0.05)分析各處理間差異。使用Origin 8.0作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 生物炭改性前后的性質(zhì)及表征

相比于BC，改性后MBC的灰分含量、Mn含量和電荷零點(diǎn)升高，pH值降低。BC和MBC均呈堿性，改性后MBC的pH值由BC的9.84降低至9.22，降低了0.62個(gè)pH單位；灰分質(zhì)量分?jǐn)?shù)由BC的26.27%增加至46.47%；Mn質(zhì)量比由BC的0.13 mg·g-1升高至235.14 mg·g-1，這說(shuō)明改性后Mn原子成功負(fù)載在MBC表面。此外，MBC的電荷零點(diǎn)較BC升高了2.59，說(shuō)明MBC在更廣的pH值范圍內(nèi)呈正電性，電荷零點(diǎn)的降低可減小MBC與砷氧負(fù)離子之間的靜電排斥作用。MBC的CEC較BC增加了748.8 μmol·g-1，說(shuō)明MBC改性后，土壤的緩沖能力提升，對(duì)金屬陽(yáng)離子的吸附能力增強(qiáng)。

表2 生物炭的基本理化性質(zhì)Table 2 Basic physicochemical properties of BC and MBC

圖1 BC和MBC的FT-IR圖譜(A)和XRD圖譜(B)Fig. 1 FT-IR spctra (A) and XRD patterns (B) of BC and MBC

2.2 施用錳改性生物炭對(duì)土壤pH值和CEC值的影響

注：a,bc不同小寫字母表示差異顯著，P<0.05，下同。 圖2 不同生物炭處理后土壤pH的變化和土壤陽(yáng)離子交換量的變化 Fig. 2 Changes of soil pH and cation exchange capacity after different biochar treatments

由圖2可知，添加生物炭培養(yǎng)的土壤pH均低于不加生物炭處理的土壤pH值(7.69)，3%BC，2%MBC，3%MBC和4%MBC處理分別降低了0.11,0.07,0.09和0.03個(gè)pH單位，降低效果不顯著，這可能由于土壤本身顯堿性，而生物炭表面富含官能團(tuán)，其添加可對(duì)土壤pH值起到一定的緩沖效果。添加生物炭培養(yǎng)后土壤的陽(yáng)離子交換量(CEC)均顯著增加，從189.8 μmol·g-1(CK)增加到212.7 μmol·g-1(3%BC處理)，243.5 μmol·g-1(2%MBC處理)，237.4 μmol·g-1(3%MBC處理)，235.5 μmol·g-1(4%MBC處理)，與CK和BC相比，MBC能顯著增加土壤的CEC值，有助于其對(duì)金屬陽(yáng)離子的吸附，從而促進(jìn)其對(duì)Cd的固定。

2.3 施用錳改性生物炭對(duì)土壤TCLP提取態(tài)As和Cd的影響

圖3 不同生物炭處理后土壤中TCLP 提取態(tài)As和Cd的含量 Fig. 3 Content of TCLP extracted As and Cd in soil after different biochar treatments

未添加生物炭的土壤(CK)中TCLP提取態(tài)As和Cd的質(zhì)量比為0.139和1.187 μg·g-1(圖3)。添加生物炭能夠顯著降低土壤中TCLP提取態(tài)As和Cd的含量，〗其中MBC處理的TCLP提取態(tài)As和Cd質(zhì)量比降低至0.022～0.034 μg·g-1和0.595～0.673 μg·g-1，相比于CK，降幅為75.5%～84.2%和43.3%～49.9%，顯著高于BC處理的降幅(35.3%和33.4%)，說(shuō)明相比于BC，MBC對(duì)土壤TCLP提取態(tài)As和Cd的鈍化效果更好。此外，TCLP提取態(tài)Cd的含量隨著MBC施用量的增加而降低，說(shuō)明MBC對(duì)土壤Cd的鈍化效果與MBC的施用量呈顯著正相關(guān)。

2.4 土壤中砷和鎘的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估

生物炭培養(yǎng)后土壤的As和Cd生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)通過(guò)內(nèi)梅羅指數(shù)(Pi/PI)和潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)(Ei)進(jìn)行評(píng)估，培養(yǎng)后土壤As和Cd 的Pi,PI和Ei如表3所示。供試土壤As的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)和潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)屬于低水平，而Cd屬于中等水平，As-Cd的綜合污染屬于中等水平。添加BC和MBC處理土壤后As和Cd的Pi,PI和Ei均降低，不同處理中，As和Cd的Pi和Ei的順序?yàn)镃K>3%BC>2%MBC=4%MBC>3%MBC和 CK>3%BC>2%MBC>3%MBC>4%MBC。說(shuō)明相比于BC，MBC能夠顯著降低土壤As和Cd的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)和潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，Cd風(fēng)險(xiǎn)隨著MBC施用量增加而降低，且當(dāng)用量為3%和4%時(shí)Ei值分別達(dá)到38.40和35.73，此時(shí)Cd的潛在風(fēng)險(xiǎn)由CK的中等水平降至低水平；而對(duì)于As，3%用量的MBC降低土壤As風(fēng)險(xiǎn)的效果最好。

表3 土壤中As和Cd的內(nèi)梅羅指數(shù)(Pi/PI)和潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)(Ei)Table 3 Nemerow index (Pi/PI) and potential ecological risk index (Ei) of As and Cd in soil

內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)(PI)反映的是土壤中As-Cd的綜合污染狀況。添加生物炭后，土壤As和Cd的PI分別從2.66(CK)降至1.77(3%BC)，1.51(2%MBC)，1.43(3%MBC)和1.33(4%MBC)，PI降低說(shuō)明綜合污染風(fēng)險(xiǎn)降低。綜上所述，在兩種生物炭中，添加MBC對(duì)降低土壤As-Cd的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)最有效。

2.5 錳改性生物炭對(duì)土壤As和Cd的賦存形態(tài)的影響

供試土壤As的形態(tài)主要為殘?jiān)鼞B(tài)As和晶質(zhì)鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)As(見(jiàn)圖4)，占總As含量的82%～83%。MBC的施加使土壤中活性最強(qiáng)的非專性吸附態(tài)As的含量相比于CK減少3.0%～24.1%，而B(niǎo)C的施加使非專性吸附態(tài)As的含量增加了2.8倍。此外，添加2%MBC，3%MBC和4%MBC培養(yǎng)后的土壤中殘?jiān)鼞B(tài)As的含量較BC增加了3.78%，1.11%和2.94%，較CK增加了15.45%，12.49%和12.52%，說(shuō)明MBC的施加更能夠促進(jìn)As從不穩(wěn)定態(tài)向穩(wěn)定態(tài)轉(zhuǎn)化，且鈍化主要方式為降低土壤非專性吸附態(tài)As和晶質(zhì)鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)As的含量，增加殘?jiān)鼞B(tài)As含量。

圖4 不同生物炭培養(yǎng)后土壤中非專性吸附態(tài)As(A)、殘?jiān)鼞B(tài)As(B)、酸溶態(tài)Cd(C)、殘?jiān)鼞B(tài)Cd(D)質(zhì)量比及不同形態(tài)As(E)和Cd(F)的質(zhì)量分?jǐn)?shù)Fig. 4 Mass fractions of non-obligate adsorbed As (A),residual As (B),acid-soluble Cd (C),residual Cd (D)，different forms of As (E),and different forms of Cd (F) in soil after different biochar cultures

供試土壤Cd的形態(tài)以酸溶態(tài)Cd和可還原態(tài)Cd為主，其占比為Cd總量的55%～66%。添加3%BC，2%MBC，3%MBC和4%MBC處理土壤，可使土壤酸溶態(tài)Cd含量降低7.50%，12.49%，7.44%和16.35%，其中2%和4%用量的MBC能夠很大程度降低土壤酸溶態(tài)Cd的含量，而活性最弱的殘?jiān)鼞B(tài)Cd占比由CK的14%增加至15%～23%，且在3%BC處理時(shí)占比最大(23%)，說(shuō)明BC和MBC對(duì)促進(jìn)土壤Cd由活性態(tài)向更穩(wěn)定的殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化具有重大意義。此外，MBC的施加可以顯著降低土壤可氧化Cd的含量，且伴隨著可還原態(tài)Cd含量的增加。綜上，土壤中Cd的鈍化主要方式為降低土壤中酸溶態(tài)Cd和可還原態(tài)Cd的含量，增加殘?jiān)鼞B(tài)Cd的含量。

3 討論

將3%BC，2%MBC，3%MBC和4%MBC施入土壤培養(yǎng)30 d均能使原堿性土壤的pH值降低近0.1個(gè)單位。土壤pH值的變化可能使土壤環(huán)境發(fā)生一定的變化，能夠直接影響土壤環(huán)境的氧化還原電位，從而間接影響土壤中As和Cd的存在狀態(tài)和生物有效性[24]。土壤pH值的降低使MBC表面質(zhì)子化程度增強(qiáng)，且MBC擁有較BC更高的電荷零點(diǎn)和更大的CEC，使得帶負(fù)電的砷酸根離子與生物炭之間的排斥作用降低，從而促進(jìn)土壤As與MBC的結(jié)合固定[25]。

圖5 不同生物炭培養(yǎng)后土壤TCLP提取態(tài)Mn的質(zhì)量比 Fig. 5 Contents of TCLP extracted Mn in soil after different biochar cultures

MnO2是土壤中常見(jiàn)且吸附性強(qiáng)的一種物質(zhì)。在筆者的研究中，施加3%負(fù)載MnO2的MBC進(jìn)入土壤可以最大程度地降低土壤TCLP提取態(tài)As的含量，不會(huì)顯著增加土壤TCLP提取態(tài)Mn的含量(圖5)。此外其他處理的土壤TCLP提取態(tài)As的含量(3%BC>4%MBC>2%MBC>CK)也均與土壤TCLP提取態(tài)Mn含量存在負(fù)相關(guān)關(guān)系(CK>2%MBC>4%MBC>3%BC)，這可能是MBC施入土壤，導(dǎo)致MBC表面上的MnO2與土壤中As發(fā)生反應(yīng)，As被生物炭固定，而參與反應(yīng)的Mn由原本穩(wěn)定的礦物形態(tài)轉(zhuǎn)為活性較強(qiáng)的離子形態(tài)，從而釋放到土壤中，但其釋放量仍處于土壤Mn質(zhì)量比的一般范圍(100～5 000 μg·g-1)，并未造成土壤Mn毒害[26]。BC施入土壤卻顯著增加了土壤非專性吸附態(tài)As的含量，這可能是由于BC的加入導(dǎo)致土壤可溶性有機(jī)碳的含量增加，可溶性有機(jī)碳與As競(jìng)爭(zhēng)土壤顆粒上的位點(diǎn)[9]，導(dǎo)致As含量的增加。因此，MBC能夠更好固定土壤中的As，降低As毒性。

酸溶態(tài)Cd由于其最易被溶出而易于被植物吸收，被視為生物可利用的形態(tài)，其含量的降低有助于降低土壤的Cd活性；殘?jiān)鼞B(tài)Cd很難被植物吸收和利用，因此是最穩(wěn)定的，其含量增加說(shuō)明Cd被進(jìn)一步鈍化[23]。本試驗(yàn)中，BC和MBC施入土壤均能顯著降低土壤TCLP提取態(tài)Cd的含量，促進(jìn)酸溶態(tài)Cd向殘?jiān)鼞B(tài)Cd的轉(zhuǎn)化，降低土壤中Cd污染風(fēng)險(xiǎn)。

BC對(duì)Cd的鈍化主要是由于Cd與BC表面的羧基、碳酸鹽和硫化物等官能團(tuán)反應(yīng)，將土壤中的活性Cd轉(zhuǎn)化成穩(wěn)定態(tài)Cd[27]；而MBC增加了土壤可還原態(tài)Cd和降低了可氧化態(tài)Cd的含量，這可能由于MnO2的強(qiáng)氧化作用，使其與可氧化Cd反應(yīng)而釋放了可還原態(tài)Cd。相比于BC，MBC能夠更大程度地降低酸溶態(tài)Cd的含量，這可能由于酸溶態(tài)Cd與MBC表面的官能團(tuán)反應(yīng)，將土壤中的活性Cd轉(zhuǎn)化成穩(wěn)定態(tài)Cd，此外MBC表面的Mn也可與Cd結(jié)合，使其對(duì)Cd的固定優(yōu)于BC。因此，MBC的施加實(shí)現(xiàn)了土壤As和Cd的鈍化，更有利于As和Cd復(fù)合污染土壤的修復(fù)。

4 結(jié)論

(1)生物炭改性后，電荷零點(diǎn)和Mn含量升高，表面負(fù)載了MnO2，極大促進(jìn)土壤中As和Cd的固定。

(2)相比于BC，MBC對(duì)As-Cd復(fù)合污染土壤中As和Cd的鈍化效果更好。施加MBC可以顯著降低堿性土壤的pH值、As和Cd的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)、TCLP提取態(tài)As和Cd的含量。土壤TCLP提取態(tài)Cd的含量和Cd生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)隨著MBC施用量的增加而降低。MBC可通過(guò)減少As-Cd污染土壤中非專性吸附態(tài)As、晶質(zhì)鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)As、酸可溶態(tài)Cd和可還原態(tài)Cd的含量，增加殘?jiān)鼞B(tài)As和Cd含量來(lái)實(shí)現(xiàn)對(duì)土壤中As-Cd的鈍化。因此，MBC更能有效修復(fù)As-Cd復(fù)合污染土壤。