房獻寶，張智鈞，賴陽晴，葉脈，刁增輝

1.廣東省環(huán)境科學研究院，廣東 廣州 510045；2 仲愷農業(yè)工程學院，廣東 廣州 510225

隨著工業(yè)和經濟的快速發(fā)展，礦物資源開發(fā)和冶煉、工廠排放和農業(yè)污水灌溉等導致大量的重金屬如鉻（Cr）、鉛（Pb）和鎘（Cd）等被排放到環(huán)境中，嚴重污染了環(huán)境水體和土壤（Diao et al.，2018；Liu et al.，2020；秦坤等，2022）。這些重金屬具有致癌和致畸性特點，極大地威脅到了生態(tài)安全和人類健康（Diao et al.，2016；Zhang et al.，2019）。據(jù) 2014年全國土壤污染狀況調查公報表明，中國目前土壤環(huán)境質量總體較差，其中以重金屬污染超標點位數(shù)占全部超標點位的82.8%。在這些重金屬中，Cr和Cd受到最廣泛的關注（Zhang et al.，2019；Diao et al.，2020a），具高毒性和潛在致癌性的Cd是污染超標率最高的重金屬（Zhang et al.，2019）。同時，中國是Cr污染嚴重的國家之一，土壤中Cr質量分數(shù)平均值已達 78.94 mg·kg-1（Zhang et al.，2016），尤其是 Cr(Ⅵ)的毒性遠比 Cr(Ⅲ)高（Diao et al.，2021；Dong et al.，2021；Yan et al.，2022）。這些重金屬進入土壤后，會降低農作物產量和品質，并能通過食物鏈進入生物體，嚴重威脅到人類健康安全（Ahmad et al.，2014；Puga et al.，2015）。面對當今世界的能源和糧食危機的困境，研發(fā)低碳和綠色修復技術應用于重金屬污染土壤治理修復勢在必行。

目前，很多重金屬污染修復技術，如物理修復、化學修復、生物修復等，已經被廣泛應用到土壤重金屬Cr和Cd污染領域（Qiao et al.，2018；Diao et al.，2020b；Qian et al.，2022；劉娟等，2021）。近年來，化學鈍化法被廣泛應用于受重金屬污染土壤的修復，常用的鈍化劑有石灰、粉煤灰和生物炭等（Klupfel et al.，2014；Sun et al.，2016）。這些修復材料能通過吸附、還原、沉淀和螯合等反應形成毒性低和穩(wěn)定性高的重金屬化學結合態(tài)形式，有效減弱土壤中重金屬活性，從而降低重金屬的生物可利用性（Qi et al.，2017；Guo et al.，2018；Zhang et al.，2019）。其中，生物炭因具有比表面積大、官能團豐富、吸附性能好和原料來源廣泛等特點，被廣泛應用于土壤重金屬的修復（Puga et al.，2015；Qiu et al.，2020）。

生物炭呈堿性和多孔結構，不但能有效抑制土壤酸化，還能為土壤微生物生長提供載體環(huán)境（Lehmann et al.，2011；Jia et al.，2018）。近年來，以市政污泥為原料制備出的污泥生物炭也被國內外研究者所關注（Diao et al.，2018；Chagas et al.，2021），市政污泥生物炭除具有一般生物炭的特點，還富含多種礦物元素，且原料來源更廣泛、價格更低廉。研究表明，污泥生物炭對水體污染物如重金屬和有機物都具有良好的吸附效果（Wang et al.，2011；Liu et al.，2018；Diao et al.，2020c）。然而，市政污泥在熱解制備生物炭過程中還需添加改性劑（如ZnCl2和KOH等）以提升其吸附性能（Su et al.，2015；Diao et al.，2018）。研究表明，ZnCl2是制備生物炭常用的改性劑，但是ZnCl2的引入又帶來了二次污染（Su et al.，2015）。近年來，天然有機物（如淀粉和纖維素等）已被廣泛應用于多孔材料的合成工藝，因其具有生物相容性和無毒害性而被認為是具有應用前景的擴孔劑（Nishijima et al.，2014；Dele-Afolabi et al.，2017），因此，在前期研究工作中，成功制備出一種污泥生物炭，研究發(fā)現(xiàn)這種污泥生物炭能高效吸附去除水體中重金屬 Cr和Pb，且污泥生物炭具有較好的穩(wěn)定性（Diao et al.，2018）。然而，目前仍不清楚這種污泥生物炭是否能應用于土壤重金屬Cr和Cd的高效修復，采用污泥生物炭修復土壤重金屬Cr和Cd的研究也鮮見報道，同時重金屬Cr和Cd在污泥生物炭的反應機制研究較少，有待進一步深入。

本研究采用缺氧高溫熱解法制備出一種新型污泥生物炭（SC），應用于土壤重金屬Cr和Cd的修復，系統(tǒng)地研究了生物炭對土壤理化性質、土壤酶活性、土壤微生物活性和重金屬Cr和Cd形態(tài)的影響，采用土壤培養(yǎng)和盆栽試驗驗證生物炭對 Cr和Cd的修復效果及對植株生長的影響，并探討污泥生物炭修復土壤Cr和Cd的反應機制，旨在為Cr和Cd污染土壤修復及市政污泥資源化提供思路。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

本試驗供試土壤樣品采自清遠某電鍍工業(yè)園附近土壤（0—20 cm），經預處理后，保存?zhèn)溆?。土壤重金屬含量及基本理化性質測定結果如表1所示，此土壤pH為5.81，CEC為9.54 cmol·kg-1，有機碳質量分數(shù)為9.87 mg·kg-1，速效氮、速效磷和速效鉀分別為97.25、12.41、198.63 mg·kg-1。Cr和Cd質量分數(shù)分別為415.21、2.02 mg·kg-1，土壤Cr和Cd含量遠超于農用地土壤污染風險篩選值250 mg·kg-1和0.4 mg·kg-1（5.5＜pH≤6.5）（GB 15618—2018）（中華人民共和國生態(tài)環(huán)境部，2018）。本實驗所用污泥生物炭是以市政污泥為原料，以淀粉為改性劑，在管式爐中按600 ℃、180 min進行缺氧高溫熱解制備而成，升溫速率設置為10 ℃·min-1，氮氣流量設置為40 mL·min-1（Diao et al.，2018）。采用掃描電鏡能譜儀（SEM-EDS）、傅里葉變換紅外光譜儀（FT-IR）和X射線衍射儀（XRD）分析技術對污泥生物炭的表征分析（圖1和圖2），結果表明，所形成的污泥生物炭孔隙發(fā)達，元素成分除了高含量的碳和氧外，還有豐富的含氧官能團和多種無機礦物質組分如SiO2、MgO、CaO、Fe3O4、Fe2O3和Al2O3等（Diao et al.，2018），這些特性有助于受重金屬污染土壤的改良和修復。青菜品種選用的是上海青（Brassica chinensis L.），購于廣州綠農種業(yè)有限公司。

圖1 SC的掃描電鏡能譜圖Figure 1 SEM-EDS of SC sample

圖2 SC的紅外圖譜（a）和XRD圖譜（b）Figure 2 FTIR (a) and XRD (b) of SC sample

表1 SC對土壤理化性質的影響Table 1 Effects of SC on soil physical and chemical properties

1.2 試驗部分

1.2.1 土培試驗

把污泥生物炭按照0、1.0%、2.5%、4.0%施加劑量將污泥生物炭分別加入50 g含有重金屬Cr和Cd的污染土壤中，充分攪拌混勻，加入一定量的超純水，置于25 ℃人工培養(yǎng)箱內培養(yǎng)40 d。每個處理設置3個平行樣。每隔4 d用超純水補充土壤水分，調節(jié)土壤含水量為持水量的70%。分別在0、10、20、30、40 d時采集土壤樣品，測定土壤重金屬Cr和Cd含量變化。另外，在40 d時，采集土壤樣品，測定土壤理化性質、土壤酶活性和土壤微生物活性的變化。

1.2.2 盆栽試驗

盆栽試驗共設置4個處理：每個花盆裝2.5 kg土壤，分別施加0、1.0%、2.5%和4.0%污泥生物炭，同時施加一定的底肥（肥料用量為：1 kg土壤施加0.3 g氮、0.2 g磷和0.3 g鉀），每個處理3個平行樣品。調節(jié)土壤含水量為持水量的70%，穩(wěn)定7 d后播種上海青種子（供試種子預先用NaClO消毒、清理，然后置于濕潤濾紙上于人工培養(yǎng)箱中催芽3 d）。待其生長至幼苗期后，每盆土壤保留3棵幼苗，每隔4 d用超純水補充土壤水分，40 d后收獲青菜。收獲時取其地上和地下部作為青菜樣品，經預處理后，稱取地上部分鮮質量，并測定各處理的青菜莖葉和根中Cr和Cd含量。

1.3 分析方法

土壤樣品用0.1 mol·L-1HCl浸提后，使用ICP-AES測定有效態(tài)Cr和有效態(tài)Cd含量（王玉婷等，2020）；采用BCR連續(xù)提取法浸提后，使用ICP-AES測定不同形態(tài)土壤Cr和Cd含量（王志樸等，2021）；青菜樣品Cr和Cd含量分析：樣品經預處理后，用HNO3-HClO4消解，再使用ICP-AES測定（王玉婷等，2020）；土壤pH值、土壤有機碳（SOC）、土壤速效磷（AP）、速效氮（AN）和速效鉀（AK）依據(jù)《土壤農化分析》測定（鮑士旦，2000）；土壤酶活性分析：β-葡萄糖苷酶和脲酶分別采用對硝基苯酚法和靛酚藍比色法測定，酸性和堿性磷酸酶采用對硝基苯磷酸二鈉法測定（Tabataba，1994）。土壤微生物量碳氮含量采用氯仿熏蒸浸提法測定（王玉婷等，2020）；土壤微生物數(shù)量的測定按Biolog平板分析法，將接種的ECO板于25 ℃下培養(yǎng)，測定吸光度（OD）值（張迪等，2019）；修復后土壤中的元素化學結合態(tài)采用X射線光電子能譜（XPS）分析。

1.4 數(shù)據(jù)處理及分析

應用Origin Pro 8.5軟件和SPSS 22.0軟件進行數(shù)據(jù)分析與圖表制作。所獲得數(shù)據(jù)為3個平行樣品均值，對各處理間各類指標的差異進行差異顯著性檢驗（P＜0.05）。

2 結果與討論

2.1 污泥生物炭對土壤理化性質的影響

施加污泥生物炭對土壤理化性質影響的結果如表1所示，與未處理相比，土壤主要理化性質指標值都隨著污泥生物炭劑量的增加而增大。未處理土壤pH為5.81，當施加了1.0%、2.5%和4.0%污泥生物炭之后，土壤pH增加0.23—0.91個單位。這種污泥生物炭含有堿土金屬，施加到土壤中后能夠提高土壤鹽基飽和度，抑制酸根離子水解，有效緩解土壤的酸化作用，從而提升土壤堿性環(huán)境，有利于土壤重金屬的鈍化（Khan et al.，2013）。土壤陽離子交換量是反映土壤保肥能力的指標，研究發(fā)現(xiàn)施加4.0%污泥生物炭之后，土壤陽離子交換量從修復前的9.54 cmol·kg-1提高到了12.95 cmol·kg-1，這主要歸因于污泥生物炭的高pH、孔隙和表面電荷的共同作用。速效氮、速效磷、速效鉀和土壤有機碳是重要的土壤肥力指標，當污泥生物炭劑量為4.0%時，速效氮、速效磷、速效鉀和土壤有機碳的質量分數(shù)分別達到了109.18、17.41、231.13、17.52 mg·kg-1。數(shù)據(jù)表明，污泥生物炭本身含有的無機礦物（如碳酸鹽和硅酸鹽等）和C、N和P等養(yǎng)分能直接提升這些指標值；另外，污泥生物炭能為土壤微生物生長提供所需的基質，提高了微生物活性，能有效促進氮、磷和鉀的形成和轉化。施加污泥生物炭均有助于提升土壤的肥力，能顯著改善土壤理化性質。其中，土壤有機碳最顯著，當施加污泥生物炭劑量為4.0%時，土壤有機碳從未處理的9.87 mg·kg-1增加到了17.52 mg·kg-1，提升了近78%，一方面富含有機碳污泥生物炭施入土壤后，能直接增加土壤有機質含量；另一方面，施加生物炭提高了土壤通氣性，為微生物提供了基質，改變土壤中養(yǎng)分的生物可利用性，刺激了土壤微生物活性，提高了其對碳源的利用強度（Khan et al.，2013；Xu et al.，2022）。綜上，施加污泥生物炭能提升土壤肥力。

2.2 污泥生物炭對土壤酶活性的影響

污泥生物炭施加對土壤酶活性影響的結果如表2所示，土壤酶活性是土壤養(yǎng)分轉化過程和土壤肥力的重要指標。研究發(fā)現(xiàn)，在未處理土壤，β-葡萄糖苷酶、脲酶和堿性磷酸酶活性均處于較低水平，當施加污泥生物炭，β-葡萄糖苷酶、脲酶和堿性磷酸酶均隨著污泥生物炭劑量的增加而增大。顯然，施加污泥生物炭改善了土壤碳、氮和磷的循環(huán)轉化過程，從而影響了土壤酶活性。這些酶活性的提高表明施加污泥生物炭能促進了土壤養(yǎng)分周轉速率。

表2 SC對土壤酶活性的影響Table 2 Effects of SC on soil enzyme activities

當施加污泥生物炭劑量為4.0%時，β-葡萄糖苷酶從未處理的18.95 μg·g-1·h-1增加到了30.81 μg·g-1·h-1，提升了近63%；堿性磷酸酶從未處理的4.02 mg·g-1增加到了5.12 mg·g-1，提升了近 27%；脲酶從未處理的2.65 μg·g-1·h-1增加到了4.20 μg·g-1·h-1，提升了近58%。然而，酸性磷酸酶卻隨著污泥生物炭劑量的增加而減少，當施加污泥生物炭劑量為4.0%時，酸性磷酸酶從未處理的10.51 μg·g-1·h-1減少到了8.94 μg·g-1·h-1，降低了近 15%。這是因為添加污泥生物炭顯著提升了土壤 pH、土壤陽離子交換量和土壤有機碳等指標，改善了土壤性質和肥力，從而促進了土壤β-葡萄糖苷酶、脲酶和堿性磷酸酶活性的提高，降低了土壤酸性磷酸酶活性（Vithanage et al.，2018）。

2.3 污泥生物炭對土壤微生物活性影響

施加污泥生物炭對土壤微生物量碳氮和微生物數(shù)量的影響結果如表3所示，研究發(fā)現(xiàn)，當施加污泥生物炭，微生物量碳和氮含量都有較大的提高，兩者含量均隨著污泥生物炭劑量的增加而增大。當污泥生物炭劑量為4.0%時，微生物量碳和氮質量分數(shù)分別為56.62、30.42 mg·kg-1，與空白相比，微生物量碳和氮含量分別提升了37.3%和36.7%。這表明，施加污泥生物炭能增加土壤的營養(yǎng)元素成分，改善土壤微生物的生長環(huán)境（Zhu et al.，2017；梅闖等，2022）。

表3 SC對土壤微生物量碳氮和微生物豐度的影響Table 3 Effects of SC on soil MBC,MBN and microbial abundance

基于Biolog法中的平均吸光值（AWCD）能客觀反映土壤微生物群落活性，因此，對不同處理后的土壤微生物群落活性進行了分析，結果表明，未處理時的AWCD為0.32，當污泥生物炭施加量為1.0%、2.5%和4.0%時，相應的AWCD分別達到了0.34、0.39和0.43。當污泥生物炭劑量為4.0%時，AWCD達到了最大增幅34.4%。以上試驗數(shù)據(jù)表明，施加污泥生物炭之后，土壤理化性質得到了較好的改善，土壤營養(yǎng)元素成分含量增加，土壤酶活性也得到了提升，污泥生物炭多孔結構還能為微生物提供棲息場所，形成了一個更適宜土壤微生物生長的土壤環(huán)境，從而使土壤微生物數(shù)量和豐度得到了較好的提高（Gu et al.，2022）。

2.4 污泥生物炭對土壤中重金屬Cr和Cd的修復效果

重金屬在土壤中可被植物吸收同化的那部分統(tǒng)稱為重金屬的有效態(tài)含量，它通常被用來衡量土壤重金屬修復效果。本研究通過測定不同污泥生物炭處理后的土壤重金屬的有效態(tài)含量的變化來評估該土壤重金屬的修復固定效果，不同污泥生物炭劑量對土壤中Cr和Cd修復效果影響的結果如圖3所示。土壤中Cr和Cd修復效率均隨著污泥生物炭劑量的增加而增大，且Cr和Cd修復效率也隨著反應時間的延長而增大。當污泥生物炭劑量為1.0%、2.5%和4.0%時，反應40 d后，土壤中Cr的修復效率分別達到38.6%、54.3%和69.2%（圖3a）；土壤中Cd的修復效率則分別達到64.7%、80.7%和93.2%（圖3b）。與Cr相比，在同一污泥生物炭劑量對Cd的修復固定效果更高，一方面，此土壤樣品 Cr含量遠比Cd高，另一方面，也與重金屬元素的性質差別相關。以上數(shù)據(jù)表明，本試驗污泥生物炭能有效地固定土壤中不穩(wěn)定態(tài)重金屬Cr和Cd，使這些土壤重金屬的有效態(tài)含量顯著下降，達到修復的目的。污泥生物炭對土壤中Cr和Cd有顯著修復效果的主要原因是呈堿性和多孔結構的污泥生物炭的施加使土壤環(huán)境和重金屬結合形態(tài)轉化為穩(wěn)定態(tài)（Guo et al.，2018）。綜上可知，這種污泥生物炭對兩種重金屬Cr和Cd均有較高的修復固定效率。

圖3 不同SC處理對土壤中重金屬Cr和Cd的修復效果Figure 3 Immobilization efficiencies of Cr and Cd in soil with different SC treatments

2.5 污泥生物炭對土壤中重金屬Cr和Cd形態(tài)分布的影響

污泥生物炭對土壤中重金屬Cr和Cd形態(tài)分布的影響如圖4所示。未處理的土壤重金屬Cr形態(tài)分布規(guī)律為酸溶態(tài)＞可氧化態(tài)＞可還原態(tài)＞殘渣態(tài)（圖4a），這表明，目前土壤重金屬Cr的形態(tài)大部分為酸溶態(tài)，為不穩(wěn)定態(tài)，易被植物吸收同化的有效態(tài)含量較高，危害環(huán)境和植物。未處理土壤中Cr的形態(tài)以弱酸提取態(tài)和可氧化態(tài)為主，當施加污泥生物炭之后，重金屬Cr酸溶態(tài)和可氧化態(tài)比例均隨著污泥生物炭劑量的增加而減小。當污泥生物炭劑量為1.0%、2.5%和4.0%時，反應40 d后，土壤中重金屬Cr的酸溶態(tài)比例從未處理的60.5%分別降至40.1%、30.5%和17.9%。相應地，重金屬Cr的可氧化態(tài)比例從未處理的20.4%分別降至16.5%、10.5%和7.6%。

圖4 不同SC處理對土壤中重金屬Cr和Cd形態(tài)的影響Figure 4 Bioavailability fraction of Cr and Cd in soil with different SC treatments

相反地，重金屬Cr可還原態(tài)和殘渣態(tài)比例均隨著污泥生物炭劑量的增加而增大。當污泥生物炭劑量為4.0%時，重金屬Cr的可還原態(tài)和殘渣態(tài)比例分別從10.8%和8.3%提升到34.2%和40.3%。這表明，污泥生物炭的施用能使土壤重金屬Cr的不穩(wěn)定態(tài)向穩(wěn)定態(tài)轉化，顯著降低了Cr的生物可利用性。類似地，當污泥生物炭劑量為1.0%、2.5%和4.0%時，反應40 d后，土壤中Cd的酸溶態(tài)比例從未處理的60.1%分別降至24.7%、12.4%和8.6%，而Cd的殘渣態(tài)比例從未處理的9.7%分別提升到37.5%、47.1%和53.2%（圖4b）。以上實驗數(shù)據(jù)表明，經污泥生物炭修復后的土壤重金屬Cr和Cd形態(tài)以殘渣態(tài)為主，顯著降低了土壤重金屬Cr和Cd生物可利用性。

2.6 污泥生物炭對青菜Cr和Cd生物量和累積影響

污泥生物炭對青菜生物量影響的結果如圖5所示，研究發(fā)現(xiàn)，與未處理的樣品相比，施用污泥生物炭后，青菜地上部的生物量都有不同程度的提高。青菜地上部的生物量均隨著污泥生物炭劑量的增加而升高，當污泥生物炭劑量為1.0%、2.5%和4.0%時，反應40 d后，青菜地上部的生物量較未處理樣品分別提升了13.4%、32.4%和55.5%。結果表明，施用了污泥生物炭后，一方面，土壤的理化性質得到了改善，重金屬的毒害作用減弱，另一方面，土壤的營養(yǎng)元素成分增多，肥力得到了提升，從而使青菜地上部的生物量獲得較大的提高。

圖5 不同SC處理對青菜生物量的影響Figure 5 Effects of different SC treatments on the biomass of pakchoi

同時，也進一步研究了不同處理對青菜莖葉和根中Cr和Cd含量的影響效果，結果如圖6所示。與未處理的樣品相比，施用了污泥生物炭后，青菜莖葉和根中Cr和Cd的含量都有顯著的降低。當污泥生物炭劑量為1.0%、2.5%和4.0%時，青菜莖葉中Cr含量較未處理的樣品分別降低了20.2%、59.3%和87.7%。相應地，青菜根中Cr含量較未處理的樣品降低11.8%—52.5%（圖6a）。實驗結果表明，施用污泥生物炭能有效阻控Cr在青菜中各部位的積累，顯著地降低了Cr的生物可利用性，從而減輕Cr對青菜的毒害效應。類似地，污泥生物炭的施加，使青菜莖葉和根中Cd含量顯著降低，當污泥生物炭劑量為4.0%時，青菜莖葉和根中Cd含量較未處理的樣品分別降低了84.6%和67.3%（圖6b）。其中可食部分（莖葉）Cr和Cd質量分數(shù)分別為0.41 mg·kg-1和0.08 mg·kg-1，均小于國家安全食用標準（GB 2762—2017，最大限值Cr≤0.5 mg·kg-1，Cd≤0.2 mg·kg-1）（國家食品藥品監(jiān)督管理局，2017；王玉婷等，2020）。

圖6 不同處理對青菜莖葉和根中Cr和Cd含量的影響Figure 6 Effects of different treatments on concentrations of Cr and Cd in stem leaf and root of Brassica chinensis L.

綜上，污泥生物炭對土壤中重金屬Cr和Cd具有良好的修復固定效果，顯著降低了Cr和Cd生物可利用性，有效阻控Cr和Cd在青菜中各部位的積累，達到了土壤重金屬修復的效果。

2.7 污泥生物炭修復土壤中重金屬Cr和Cd的反應機制

為了進一步探討污泥生物炭對土壤中重金屬Cr和Cd的反應機制，對污泥生物炭修復后土壤的XSP光譜變化進行分析，結果如圖7所示。由圖7a可知，XPS光譜圖主要有C 1s、Fe 2p、O 1s、Cr 2p和Cd 3d的峰。在C 1s光譜圖，有C=O、C-O、C-H和C-C所對應的峰（圖7b），說明污泥生物炭富含有機碳和含氧官能團，重金屬Cr和Cd可能與這些官能團發(fā)生吸附、絡合和沉淀等反應，從而使Cr和Cd的有效態(tài)下降。由Fe 2p和O 1s光譜圖可知，污泥生物炭存在鐵氧化物，如Fe2O3、FeOOH和Fe3O4等，這些氧化物具有良好的吸附作用，有助于重金屬Cr和Cd的絡合和沉淀固定。除重金屬氧化物和氫氧化物[Cr2O3和Cd(OH)2]外，還有絡合物FeCr2O4的形成，以上數(shù)據(jù)表明，施加污泥生物炭能有效吸附固定土壤的Cr和Cd。

圖7 污泥生物炭修復后土壤的XPS光譜變化Figure 7 XPS spectra variations of soil after remediation

此外，在Cr 2p和Cd 3d光譜圖，還發(fā)現(xiàn)有Cr(OH)3和CdO的形成，另外，還存在部分被吸附的Cr(Ⅵ)和CaCl2?；谝陨蠈嶒灲Y果和相關文獻研究（Diao et al.，2018；Liu et al.，2020；Qian et al.，2022；王志樸等，2021），提出了污泥生物炭修復土壤中重金屬Cr和Cd可能的反應機制（圖8）。首先，污泥生物炭含有的無機礦物（如碳酸鹽和硅酸鹽等）能與土壤中Cr和Cd形成沉淀而將其固定；其次，污泥生物炭表面的含氧官能團（如羧基和羥基等）能通過絡合作用與土壤中的Cr和Cd形成金屬配合物，實現(xiàn)重金屬Cr和Cd的吸附固定；最后，污泥生物炭增加了土壤有機質的含量，使Cr和Cd與土壤中有機質形成絡合物而被固定。綜上可知，土壤中重金屬 Cr的修復主要是在污泥生物炭和土壤表面通過吸附、還原、絡合和沉淀的作用，形成較穩(wěn)定態(tài)的物質（如Cr2O3、Cr(OH)3和FeCr2O4等），而Cd的修復主要是通過吸附、絡合和沉淀的作用形成如Cd(OH)2和CdO等穩(wěn)定態(tài)物質，從而實現(xiàn)土壤中重金屬Cr和Cd的修復固定，降低了其生物可利用性，有效阻控Cr和Cd的污染毒害。

圖8 污泥生物炭修復土壤中重金屬Cr和Cd的反應機制Figure 8 The possible mechanism for the remediation of Cr and Cd by SC

3 結論

本研究以市政污泥為原料，以淀粉作為改性劑，通過缺氧高溫熱解法制備了一種污泥生物炭（SC）用于土壤重金屬鉻（Cr）和鎘（Cd）的修復。研究發(fā)現(xiàn)，污泥生物炭富含有機碳和含氧官能團，污泥生物炭的施加能增加土壤有機碳含量和提升土壤肥力，同時還能有效提高土壤酶活性和土壤微生物豐度。污泥生物炭能同步固定兩種重金屬 Cr和Cd，在反應40 d后，其修復效率分別高達69.2%和93.2%。經污泥生物炭修復后的土壤重金屬 Cr和Cd形態(tài)以可還原態(tài)和殘渣態(tài)為主，顯著降低了土壤Cr和Cd遷移性。施加污泥生物炭能使青菜地上部的生物量增大，降低了Cr和Cd生物可利用性，有效阻控Cr和Cd在青菜中各部位的積累，緩解重金屬的毒害作用。土壤中Cr的修復主要通過吸附、還原、絡合和沉淀的作用，形成較穩(wěn)定態(tài)物質（如Cr2O3、Cr(OH)3和FeCr2O4等），而Cd的修復主要是通過吸附和沉淀的作用形成如 Cd(OH)2和CdO等穩(wěn)定態(tài)物質，從而實現(xiàn)土壤中重金屬Cr和Cd的修復固定。