2025, Vol. 46
2. 山东司南检测技术有限公司, 济南 250001;
3. 天津科技大学化工与材料学院, 天津 300457;
4. 农业农村部环境保护科研监测所, 天津 300191
2. Shandong Sinan Testing Technology Co., Ltd., Jinan 250001, China;
3. College of Chemical Engineering and Materials Science, Tianjin University of Science and Technology, Tianjin 300457, China;
4. Agro-Environmental Protection Institute, Ministry of Agriculture and Rural Affairs, Tianjin 300191, China
城市的快速工业化发展导致土壤重金属污染问题突出, 尤其是重金属镉污染的农田土壤严重阻碍了我国农业发展[1]. 我国11个省份和25个地区土壤ω（Cd）平均值和最大值（0.097 mg·kg-1和13.40 mg·kg-1）均高于世界平均值和最大值（0.060 mg·kg-1和0.70 mg·kg-1）[2], 并且在近20 a以来, 农田土壤Cd含量增加了两倍[3]. 人为活动是土壤Cd的主要来源. 如, 污水灌溉导致河南省郑州、开封等地区农田土壤Cd污染严重[4, 5], 工矿企业排放的废料和废水导致洛阳市土壤受到Cd污染[6]. 河南省是我国小麦种植大省, 然而该地区农田土壤受到严重的Cd污染, 导致小麦籽粒Cd含量超出国家食品安全标准限值[7], 引发粮食安全问题. 然而, 目前较多的修复技术和材料在酸性土壤中具有较好的钝化效果, 但无法实现对碱性污染农田的高效修复[8]. 因此, 修复Cd污染的碱性农田土壤使其达到安全利用, 对保障农作物稳定高产和安全生产至关重要.
生物炭是一种修复成本低的环境友好型材料, 具有较大的孔隙度、较高的负电荷密度, 含有大量的含氧官能团和矿物质元素, 能改善土壤的理化性质, 为土壤提供营养元素, 吸附污染物. 有研究表明, 生物炭可降低土壤中重金属的植物有效性, 减少农作物对重金属的吸收量[9, 10]. 因铁锰氧化物具有较大的比表面积和氧化还原能力, 常被用于改性生物炭的制备[11 ~ 13]. 制备的铁锰氧化物改性生物炭, 一方面保留了两种材料的优点, 另一方面解决了生物炭性能较低和铁锰氧化物稳定性较差的问题[14]. 目前, 铁锰氧化物改性生物炭已应用于环境有机和无机污染物的修复, 对水体中砷、四环素和磷的最大吸附量达到8.25、14.24和0.96 mg·g-1[15 ~ 17]. 然而, 铁锰氧化物改性生物炭材料对碱性土壤中Cd的修复研究较少, 修复效应和机制尚不清楚.
城市发展产生的大量废弃物给环境和社会发展带来诸多问题, 如农业废弃物、林业废弃物和果皮废弃物等[18, 19]. 将废弃物应用于材料制备, 不仅能实现废弃物资源利用, 同时可减轻处理和管理压力. 由于生物质的物理特性和元素组成不同, 因此导致不同类型生物炭的性能存在差异[20]. 有研究表明, 施加秸秆生物炭可使酸性土壤有效态Cd降低37%~70%[21], 污泥生物炭可使稻田土壤有效态Cd降低27%~33%[22], 核桃和玉米秸秆生物炭可使稻田土壤有效态Cd含量降低20%~35%[23]. 然而, 不同类型生物质是否会影响改性元素在生物炭上的负载量和负载形式、生物炭的结构特性以及对镉的吸附性能尚未可知.
本文以河南省新乡市Cd污染碱性农田土壤为研究对象, 以树枝、榴莲壳和玉米秸秆为原料制备FM-BC, 分析铁锰改性对不同原料生物炭结构特性的影响, 通过水体吸附和土壤培养试验, 探究FM-BC对水体Cd（Ⅱ）的吸附性能, 以及对碱性土壤有效态Cd含量、Cd的形态分布和土壤pH值等理化性质的影响, 结合表征手段分析FM-BC固定Cd的机制, 以期为生物炭在Cd污染碱性土壤修复方面的应用提供理论支撑.
1 材料与方法 1.1 供试材料供试土壤采自河南省新乡市某小麦田表层土壤（0~20 cm）, 土壤pH值为7.86 ± 0.02, 总ω（Cd）为（2.49 ± 0.09）mg·kg-1.
供试材料为生物炭（BC）和铁锰改性生物炭（FM-BC）. 生物炭制备过程：分别以槐树枝、榴莲壳和玉米秸秆为生物质原料, 在500℃的马弗炉中热解2 h, 获得树枝生物炭（RBC）、榴莲壳生物炭（DBC）和玉米秸秆生物炭（YBC）. 铁锰改性生物炭制备过程：按照Fe∶Mn∶BC = 0.10∶0.02∶1质量比, 准确称取Fe（NO3）3·9 H2O、MnSO4·H2O和BC, 将Fe（NO3）3·9 H2O和MnSO4·H2O溶于去离子水中, 用1 mol·L-1 NaOH调节混合溶液pH值至7.00, 再分别加入树枝生物炭（RBC）、榴莲壳生物炭（DBC）和玉米秸秆生物炭（YBC）, 将悬浮液置于25℃的恒温振荡器中连续振荡12 h, 随后在80℃下干燥24 h, 干燥后的材料在500℃马弗炉中热解30 min, 获得产物分别为铁锰改性树枝生物炭（FM-RBC）、铁锰改性榴莲壳生物炭（FM-DBC）和铁锰改性玉米秸秆生物炭（FM-YBC）.
1.2 试验设计水体镉吸附试验：将40 mg BC和FM-BC分别投加到40 mL Cd（Ⅱ）溶液（pH为5.00 ± 0.05, 100 mg·L-1）, 置于恒温振荡器中, 在25℃和180 r·min-1的条件下分别振荡5、15、30、60、120、240、360、720和1 440 min.
土壤培养试验：将采集的污染土壤自然风干, 研磨后通过2 mm的筛子. 准确称取2.00 kg过筛土壤, 置于盆中. 试验设置RBC、DBC、YBC、FM-RBC、FM-DBC和FM-YBC这6种材料, 每种材料设置0.5%、1%和3%共3种投加量. 将准确称取的材料分别投加到土壤中, 充分搅拌至均匀. 将以上处理组放置在25℃的恒温培养箱进行为期42 d的静态培养. 试验期间定期添加去离子水, 使土壤田间持水量保持在70%. 本试验共设置19个处理, 每个处理组设置3个平行.
1.3 样品检测与分析 1.3.1 水体镉含量测定吸附试验结束后, 采用0.45 µm过滤膜（PES, Syringe Filters）过滤滤液. 采用火焰原子吸收分光光度计（TAS-990）检测滤液中Cd（Ⅱ）的浓度.
1.3.2 土壤理化性质及镉含量测定采用pH计测量土壤pH值（土壤与去离子水的比例为1∶2.5）. 采用去离子水浸提-TOC分析仪测定方法检测土壤可溶性有机碳（DOC）含量. 土壤电导率（EC）是在5∶1（去离子水∶土壤）条件下浸提后采用电导率仪测定. 土壤的阳离子交换容量（CEC）采用六胺三氯化钴分光光度法测定[24].
采用DTPA溶液浸提土壤中有效态Cd含量, 标记为DTPA-Cd. 准确称取0.250 0 g过100目筛的土壤样品, 加入硝酸（8 mL）和氢氟酸（4 mL）进行消解, 获得的消解液过滤后用于检测土壤总镉含量. 使用标准土壤样品（SRM 2586, 国家标准和技术研究所, NIST）校正分析值. 土壤样品中Cd的回收率在80%~120%之间, 相对标准偏差小于15%. 土壤中Cd的5种形态分布按照Tessier等[25]的方法依次提取, 提取方法见表 1. 采用电感耦合等离子体质谱仪（iCAP Q, ICP-MS Thermo Scientific）测定滤液中的镉含量.
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表 1 Cd的5种形态提取方法 Table 1 Methods of extraction procedure for Cd |
1.3.3 材料表征方法
采用pH计测定材料pH值. 采用元素分析仪（Vario EL cube, Elementar）测定材料C、N、O和H元素含量. 采用扫描电子显微镜-能量色散光谱仪（SEM-EDS；SU8020）观察材料的形貌和元素分布特征. 采用比表面积分析仪（BET, Microtrac BEL SORP-max）测定材料的比表面积和孔隙特征. 采用X射线衍射仪（XRD, D8Advance）分析材料的晶体结构, 检测过程中以2°·min-1的速率在10°~80°衍射角之间扫描. 利用傅里叶变换红外光谱仪（FT-IR, NicoletIS, ThermoScientifi）分析样品的表面官能基团. 利用X射线光电子能谱仪（XPS, Escalab250XI, ThermoFischer）检测材料在吸附前后的元素含量和价态变化.
1.4 数据处理使用Microsoft Excel 2010处理试验数据, 并以平均值±标准差表示. 使用SPSS 23.0统计软件分析处理组之间的显著性水平. 处理后的数据采用Origin 2021软件进行图件绘制.
2 结果与讨论 2.1 BC和FM-BC结构特征BC和FM-BC形貌特征如图 1所示. 对比3种未改性生物炭材料, RBC具有均匀分布的孔隙结构, 且表面光滑；DBC表面存在碎片, 孔隙塌陷；YBC没有明显的孔隙结构, 表面也存在碎片. 经铁锰改性后, 3种改性生物炭表面分布着颗粒状和针状物质, 孔隙结构发生变化. 从Mapping谱图中可以看出, 3种铁锰改性生物炭表面均存在铁和锰元素.
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图 1 BC和FM-BC的SEM-EDS谱图 Fig. 1 SEM-EDS spectra of BC and FM-BC |
BC和FM-BC理化性质列于表 2. 3种未改性生物炭均具有较高的pH值, 且YBC和DBC的pH值高于RBC. 铁锰改性后, FM-RBC、FM-DBC和FM-YBC的pH值均有所升高, 与RBC、DBC和YBC相比分别增加了0.39、0.23和0.76, 可能与改性后材料表面碱性官能团增加有关. 生物炭的比表面积和总孔体积按照DBC、YBC和RBC的顺序依此增大, 其中RBC的比表面积和总孔体积最大（96.35 m2·g-1和0.068 0 cm3·g-1）. 与未改性生物炭相比, FM-RBC、FM-DBC和FM-YBC比表面积分别增加1.70%、469.00%和216.61%, 总孔体积分别增加了20.59%、479.55%和74.54%. FM-RBC的平均孔径增大了70.82%, 而FM-DBC和FM-YBC的平均孔径分别减小了2.15%和53.91%. 总体来看, 铁锰改性对榴莲壳生物炭的比表面积和孔隙结构影响最显著.
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表 2 BC和FM-BC的特性 Table 2 Properties of BC and FM-BC |
根据元素组成结果, RBC中C含量高于DBC和YBC, DBC的O含量高于RBC和YBC. 元素含量差异主要由不同的生物质原料所导致. 铁锰改性后, FM-RBC、FM-DBC和FM-YBC的C含量分别下降了29.54%、28.95%和28.90%, O含量分别增加了63.16%、51.97%和83.62%, Fe含量分别增加了12、20和3倍, Mn含量分别增加了2、4和0.6倍. 对比3种铁锰改性生物炭, FM-RBC中Fe和Mn元素负载量最大, FM-DBC中O元素含量最大. 以上结果表明铁锰改性方法有助于改善生物炭物理结构, 增加吸附面积, 提升含氧官能团含量.
2.2 BC和FM-BC对水体镉的吸附从图 2可以看出, BC和FM-BC对Cd（Ⅱ）的吸附量随时间的延长而增大. 在吸附前120 min内, 材料的吸附量快速增长, 在120~1 440 min吸附量逐渐达到平衡. 当吸附时间为1 440 min时, FM-RBC、FM-DBC和FM-YBC对Cd（Ⅱ）的吸附量达到最大, 分别为59.91、98.09和50.71 mg·g-1, 与RBC、DBC和YBC相比, 吸附量分别提高了4.27、1.61和1.61倍. 对比3种改性材料, FM-DBC对Cd（Ⅱ）的吸附性能最高, FM-RBC次之, FM-YBC吸附性能最低. 生物炭原料的不同导致材料的孔隙结构和官能团含量存在差异, 从而影响其对重金属的吸附能力[26]. RBC具有最大的比表面积, 有利于Fe和Mn元素的负载, 改性后的FM-RBC对Cd（Ⅱ）的吸附性能提升最显著；DBC中O元素含量最多, 改性后的FM-DBC中O元素明显增加, 对Cd（Ⅱ）的吸附量最大, 这与Yang等[27, 28]的研究结果相似. 以上结果表明, 提升O元素含量, 负载Fe和Mn元素是铁锰改性方法提高生物炭性能的主要途径.
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图 2 BC和FM-BC对水体镉的吸附量 Fig. 2 Adsorption capacity of Cd(Ⅱ) by BC and FM-BC |
采用SEM-EDS、XRD、FT-IR和XPS方法对吸附后的FM-BC进行表征, 探讨其对Cd的吸附机制. 如图 3所示, 吸附后FM-BC表面上分布着较小的白色球状颗粒物, 直径约0.3~0.5 μm. 以上颗粒物可能是Cd（Ⅱ）被吸附在生物炭表面形成的化合物质. Yang等[29]将纳米零价铁改性生物炭应用于Cd污染水体的修复, 吸附后的生物炭表面存在相似的结果.
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图 3 水体Cd吸附试验后FM-BC的SEM-EDS谱图 Fig. 3 SEM-EDS spectra of FM-BC after Cd adsorption in water |
从图 4（a）中可以看出, 3种铁锰改性生物炭在2θ为29.97°、35.20°、56.68°、62.30°和2θ为29.33°、34.25°和43.10°处具有特征峰, 分别对应于MnFe2O4（JCPSD 38-0430）和Fe3O4（JCPSD 99-0073）化合物[30], 表明Fe和Mn元素以MnFe2O4和Fe3O4形式负载在生物炭表面. 吸附水体Cd（Ⅱ）后, Fe3O4在34.25°和43.10°处的衍射峰变强, 表明FM-BC结晶度变高. 在2θ为23.35°、30.17°、36.18°、39.99°、47.87°、49.72°、58.02°, 2θ为32.88°和2θ为35.38°、56.74°处出现新的衍射峰, 与CdCO3（JCPSD 42-1342）, CdO（JCPSD 75-0591）和Cd2Mn3O8（JCPSD 19-0186）特征峰一致[29, 31]. 以上结果表明, FM-BC的矿物质（CO32-）、含氧官能团和铁、锰氧化物是吸附Cd（Ⅱ）的重要位点, 通过沉淀和络合反应固定水体中的Cd（Ⅱ）.
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图 4 水体Cd吸附试验后FM-BC的XRD和FT-IR谱图 Fig. 4 Spectrum of XRD and FTIR of FM-BC after Cd adsorption in water |
如图 4（b）所示, FM-RBC、FM-DBC和FM-YBC在662 cm-1和567~573 cm-1出现Mn—O和Fe—O拉伸振动的特征峰[32, 33], 表明Fe和Mn元素以Fe—O和Mn—O形式负载在生物炭表面. 对比3种铁锰改性生物炭, FM-DBC谱图中Mn—O、Fe—O和CO32-特征峰强度明显强于FM-RBC和FM-YBC, 表明FM-DBC含有更多的有效吸附位点. 吸附水体Cd（Ⅱ）后, FM-BC中CO32-的特征峰强度增加, 并发生红移, 表明CO32-可能与Cd（Ⅱ）发生沉淀反应生成CdCO3. FM-BC谱图中Mn—O和Fe—O的谱峰强度下降, 出现蓝移, 表明Mn—O和Fe—O参与Cd（Ⅱ）的吸附过程. 此外, FM-RBC和FM-DBC谱图中的C—O的谱带消失, 可能是Cd（Ⅱ）与C—O之间的络合反应所致. XRD谱图中观察到的CdCO3、CdO和Cd2Mn3O8特征峰进一步验证了FT-IR结果.
由图 5（a）可知, 吸附前3种FM-BC材料存在Fe 2p和Mn 2p特征峰；吸附后, FM-BC谱图中出现了Cd 3d（403~407 eV和410~414 eV）特征峰, 表明Cd（Ⅱ）被有效地固定在FM-BC上. FM-RBC、FM-DBC、FM-YBC谱图中405.50、405.42、405.46 eV和406.12、406.14、406.10 eV结合能分别为CdCO3和CdO特征峰[图 5（b）]. CdCO3和CdO在FM-RBC、FM-DBC、FM-YBC中的原子比分别为35.59%和64.41%、60.21%和39.79%、37.61%和62.39%. 以上结果表明FM-BC对Cd的吸附是一个复杂的过程, 主要吸附机制为络合和沉淀. 对于3种铁锰改性生物炭材料, FM-DBC以沉淀吸附为主, FM-RBC和FM-YBC以络合吸附为主. CO32-和含氧官能团含量是FM-DBC吸附性能高于FM-RBC和FM-YBC的关键所在.
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图 5 水体Cd吸附试验后FM-BC的XPS总谱图和Cd谱图 Fig. 5 Full and Cd XPS spectrum of FM-BC after Cd adsorption in water |
由表 3可知, 培养42 d后, 高投加量的RBC和YBC, 以及0.5%~3% DBC处理组土壤pH值显著增加（P < 0.05）. 铁锰改性生物炭显著提高了土壤pH值. 与对照组相比, 添加0.5%~3% FM-RBC、FM-DBC和FM-YBC后, 土壤pH值分别提高了1.48%~4.19%、2.96%~8.81%和1.86%~3.77%（P < 0.05）. 这可能与铁锰改性生物炭向土壤释放大量碱性物质, 使土壤pH值升高有关, 与已报道研究结果一致[34]. FM-DBC处理组土壤pH值高于FM-RBC和FM-YBC处理组, 可能与榴莲壳碱性和灰分量较高有关.
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表 3 不同处理对土壤pH值、DOC和CEC的影响1） Table 3 Effects of different treatments on soil pH value, DOC, and CEC |
与添加BC处理组相比, 施加0.5%~3% FM-RBC、FM-DBC和FM-YBC后土壤DOC分别提高了2.34~4.60、3.45~11.53和2.77~5.59倍（P < 0.05）, 该结果与胡坤等[35]的研究结果一致. FM-DBC处理组土壤DOC含量最高, FM-YBC处理组次之, FM-RBC处理组最低, 可能的原因为：①土壤pH值是影响生物炭DOC释放的重要因素, DOC释放量随土壤pH值的增加而增加, 因此促进FM-BC中DOC向土壤释放；②不同类型生物炭中溶解性有机碳含量存在差异, 榴莲壳生物炭中DOC较高, 释放到土壤中显著增加了土壤DOC含量.
CEC是影响污染物迁移的重要因素. 与对照相比, 添加BC和FM-BC后, 土壤CEC得到显著提升. 添加0.5%~3% RBC、DBC、YBC、FM-RBC、FM-DBC和FM-YBC后, 土壤CEC分别提高了3.74%~28.82%、13.19%~37.28%、4.90%~26.19%、27.92%~52.96%、33.26%~61.92%和25.45%~44.06%. 与BC对比, FM-BC显著提高了土壤CEC, 其中FM-DBC处理组土壤CEC最高, FM-YBC与FM-YBC处理组CEC差异较小. 该结果表明施加FM-BC有利于提高土壤负电荷, 与利用铁改性生物炭修复砷镉污染土壤的研究结果一致[36].
2.5 BC和FM-BC对土壤有效态镉和镉形态分布的影响为了研究FM-BC对碱性土壤的修复效果, 采用DTPA溶液浸提土壤有效态Cd含量. 如图 6（a）所示, 施加0.5%~3% RBC、DBC和YBC后, 土壤ω（DTPA-Cd）分别降低至0.75~0.85、0.60~0.82和0.72~0.84 mg·kg-1. 整体而言, 投加BC对土壤DTPA-Cd含量影响较小, 而添加FM-BC显著降低了土壤DTPA-Cd含量. 添加FM-RBC、FM-DBC和FM-YBC后, 土壤DTPA-Cd含量显著降低了11.77%~19.37%、26.08%~37.73%和13.36%~29.59%（P < 0.05）. FM-DBC对镉的固定效果最佳, FM-YBC次之, FM-RBC固定效果最低.
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图 6 不同处理对土壤DTPA-Cd含量和镉形态分布的影响 Fig. 6 Effects of different treatments on soil DTPA-Cd and Cd fraction |
Tessier法是分析土壤重金属形态分布应用最广泛的方法. 不同的组分代表了土壤中重金属的活性和植物有效性. 通过考察材料对土壤中镉形态分布的影响, 探讨其对镉的修复机制, 结果如图 6（b）所示. 对照组土壤EXC-Cd、CB-Cd、OX-Cd、OM-Cd和RES-Cd组分含量分别为33.00%、25.45%、29.32%、3.98%和8.25%. 与对照组相比, 添加0.5%~3% FM-RBC、FM-DBC和FM-YBC后, 土壤EXC-Cd组分分别降低了12.57%~32.79%、31.33%~40.59%和20.58%~37.06%, CB-Cd组分分别增加了9.89%~13.21%、8.61%~13.72%和12.22%~13.37%, OX-Cd组分分别增加了6.74%~26.00%、25.47%~35.05%和11.62%~29.92%（P < 0.05）, OM-Cd和RES-Cd组分无显著变化.
以上结果表明, FM-BC显著降低了可交换态Cd组分, 降低了土壤中Cd的植物有效性, 表明铁锰改性方法显著提升了生物炭固定碱性土壤中Cd的性能. 该结果与梁欣冉等[36]结果一致. 同时, FM-BC对碱性土壤中Cd的钝化效果显著优于已报道的铁改性生物炭[36]、锰铝双氧化物改性生物炭[37]和纳米改性生物炭[38]. 在本研究中, 虽然对FM-BC性能的研究为室内土壤培养试验, 田间试验尚在开展, 但在Cd污染的碱性土壤修复方面表现出很大的应用潜力.
FM-BC促进Cd的可交换态组分向碳酸盐结合态和铁锰氧化物结合态转化, 提高了土壤中Cd稳定性, 可归结于以下方面：①施加的FM-BC通过改变土壤理化性质间接提高土壤对Cd的吸附. 土壤pH值、DOC和CEC是影响Cd形态的重要因素. 较高的pH值环境有利于Cd从活性较高的形态向稳定形态转化, 还可促进土壤颗粒官能团去质子化, 增强对Cd的吸附[39]. 土壤DOC可通过络合反应与Cd形成Cd-有机金属配合物, 提高Cd的稳定性[40]. CEC与pH值呈正相关关系, CEC高的土壤具有较高的负电荷, 有利于促进土壤颗粒对阳离子的吸附和交换能力[41]. 具有碱性的FM-BC投入到土壤后, 通过增加土壤pH值、DOC和CEC为固定Cd提供了有利的环境. ② FM-BC直接吸附土壤中的活性Cd, 降低其迁移性. 生物炭的比表面积、含氧官能团是吸附污染物的关键位点[42]. 与BC相比, 铁锰改性方法有效改善了生物炭外部表面和内部孔隙结构, 增大了生物炭与Cd的接触面积；同时, 铁锰改性方法使生物炭的O含量和C—O等含氧官能团数量得到增强[图 4（a）], 这些官能团可络合土壤中的Cd, 实现Cd的固定稳定化[43]；铁锰改性后, Fe和Mn元素以金属-氧基团（Fe—O和Mn—O）负载在生物炭表面[图 4（b）], 该类基团对Cd有较强的亲和力, 可与Cd高效结合, 促进Cd的可交换态向铁锰氧化物结合态转化[44].
施加FM-BC有效减少了土壤可交换态Cd含量, 但不同原料改性生物炭对土壤Cd的钝化性能不同, 整体表现为：FM-DBC > FM-YBC > FM-RBC, 可能的原因为：① FM-DBC对Cd（Ⅱ）的吸附量最高（图 2）, 投加至土壤中能快速吸附土壤溶液中的Cd（Ⅱ）, 从而降低土壤有效态Cd含量. ② FM-DBC中O和含氧官能团含量最多, 通过络合作用有效吸附土壤中的活性Cd. ③较大孔隙结构和比表面积的FM-DBC施加至土壤后, 增加了土壤表面活性, 促进了土壤对镉的吸附. ④榴莲壳含有易降解的纤维素, 炭化后FM-DBC富含羧基、酮基等, 其含有的活性有机碳成分释放至土壤中提高DOC含量, 通过化学反应固定土壤中有效态Cd. ⑤由于榴莲壳含有大量的碳酸盐, 导致制备的FM-DBC碳酸根离子含量高于FM-RBC和FM-YBC. 添加至土壤后, FM-DBC释放的碳酸根与镉形成CdCO3沉淀物[45], 促进可交换态Cd转化为碳酸盐结合态Cd. 在3种铁锰改性生物炭中, FM-RBC具有最大的比表面积和Fe、Mn元素的负载量, 但其吸附性能低于FM-DBC, 可能与Fe和Mn元素过量负载, 堵塞孔道, 占据吸附位点有关. FM-DBC主要通过沉淀和络合作用固定土壤中的活性Cd, 其中沉淀反应为主要贡献机制. 以上结果也表明, 含有丰富的含氧官能团和无机矿物质组分的生物质是制备高效修复材料的最佳原料.
3 结论（1）以树枝、榴莲壳和玉米秸秆为代表的林业、果皮和农业废弃物为生物质原料, 成功制备了铁锰氧化物改性生物炭材料.
（2）铁锰改性后, FM-RBC、FM-DBC和FM-YBC的比表面积、总孔体积和O含量分别增加了1.70%~469.00%、20.59%~479.55%和51.97%~83.62%, 结构特性得到了整体改善.
（3）与BC相比, FM-BC对水体Cd（Ⅱ）的吸附量提高了1.61~4.27倍, 其中, FM-DBC的吸附性能最佳.
（4）施加FM-BC后, 土壤DTPA-Cd含量降低了11.77%~37.73%, 促进Cd的可交换态组分向碳酸盐结合态组分和铁锰氧化物结合态组分转化, 提高了土壤中Cd的稳定性.
（5）FM-BC通过富含的碳酸盐、Fe—O和Mn—O基团、以及含氧官能团吸附Cd, 实现了对土壤Cd的高效固定. 研究结果为镉污染土壤修复提供了一种高效钝化材料.
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