不同固定劑對土壤中鎘砷鈍化修復(fù)效果研究

盧美獻(xiàn), 李方圓，張超蘭，李傳章，楊惟薇，張靜靜，黃 河，吳海霞

(1.廣西大學(xué)環(huán)境學(xué)院， 廣西南寧530004； 2.廣西壯族自治區(qū)環(huán)境監(jiān)測中心站， 廣西南寧530028；3.廣西大學(xué)生命科學(xué)與技術(shù)學(xué)院， 廣西南寧530004)

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不同固定劑對土壤中鎘砷鈍化修復(fù)效果研究

盧美獻(xiàn)1, 李方圓1，張超蘭1，李傳章2，3，楊惟薇1，張靜靜1，黃 河1，吳海霞1

(1.廣西大學(xué)環(huán)境學(xué)院， 廣西南寧530004； 2.廣西壯族自治區(qū)環(huán)境監(jiān)測中心站， 廣西南寧530028；3.廣西大學(xué)生命科學(xué)與技術(shù)學(xué)院， 廣西南寧530004)

為了探究不同固定劑對鎘和砷復(fù)合污染土壤的修復(fù)效果，以蠶沙炭(BC)、硅酸鈣(Si)和硫酸亞鐵(Fe)為材料，通過土培實(shí)驗(yàn)研究了不同處理在28 d平衡時間內(nèi)對土壤基本性質(zhì)和土壤中鎘(Cd)、砷(As)有效態(tài)含量的影響。結(jié)果表明：單施1%(質(zhì)量百分比)硫酸亞鐵(Fe)和0.5%硫酸亞鐵+0.5%蠶沙炭(Fe+BC)的處理可顯著降低了土壤的pH值。單施1%硅酸鈣(Si)、單施1%蠶沙炭(BC)、0.5%硅酸鈣+0.5%蠶沙炭(Si+BC)、0.33%硅酸鈣+0.33%硫酸亞鐵+0.33%蠶沙炭等處理(Si+Fe+BC)則顯著提高了土壤的pH值。除了Fe處理外，其他處理均提高了土壤有機(jī)碳含量，增加幅度為5.52%～26.95%。Si+BC和Fe+BC處理顯著增加了土壤陽離子交換量(CEC)，增加幅度分別為43.07%和20.62%，Si+Fe和Si+Fe+BC處理卻顯著降低了土壤CEC含量，降低幅度為16.06%和14.59%。Fe和Fe+BC處理極顯著降低了土壤有效態(tài)As含量，分別降低了48.06%和33.75%；單施硅酸鈣、單施蠶沙炭、硫酸亞鐵+蠶沙炭處理顯著降低了土壤有效Cd含量，分別降低了19.56%、14.29%、33.32%。相關(guān)分析結(jié)果表明，土壤pH值與土壤有效態(tài)As含量呈顯著正相關(guān)關(guān)系，土壤中Cd的有效態(tài)含量與土壤CEC含量呈較好的顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系。綜合考慮各處理對土壤中Cd、As的鈍化效果，F(xiàn)e+BC處理對復(fù)合污染土壤中Cd、As的鈍化效果最佳，降低土壤有效態(tài)As含量為33.75%、降低土壤有效態(tài)Cd含量為33.32%。

重金屬有效態(tài)；生物炭；硅酸鈣；硫酸亞鐵

鎘(Cd)和砷(As)都是典型的有毒元素。稻田體系中經(jīng)常存在鎘砷復(fù)合污染，使農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量、人體健康和生態(tài)環(huán)境安全受到潛在危害。人體長期接觸鎘會對腎、肺、肝、睪丸、骨骼以及血液、神經(jīng)、免疫系統(tǒng)產(chǎn)生損傷[1]。2013年下半年，一項(xiàng)研究成果表明，中國有近2000萬人生活在砷污染的高風(fēng)險區(qū)，有58萬km2的土地面積砷濃度超過10 μg/L[2]，2014年11月18日，美國食品藥品監(jiān)督管理局(FDA)發(fā)布了關(guān)于谷物中砷含量的調(diào)查報告，顯示，糯米和白米的砷含量比其他谷物多80%，有機(jī)大米的砷含量并不比普通大米少[3]。鎘在大米、小麥、植物根莖葉、動物內(nèi)臟以及其他多葉蔬菜和海產(chǎn)品中含量較高[4]。大米成為人體攝入鎘和砷一個重要途徑[4-6]。因此，阻控土壤中鎘、砷進(jìn)入稻米，保障農(nóng)產(chǎn)品安全十分重要。土壤原位鈍化技術(shù)是通過添加固化劑，通過吸附或共沉淀作用來降低重金屬的可移動性，從而降低其生物有效性的一種簡便、快速、效果好、經(jīng)濟(jì)實(shí)用的方法[7-8]，是對污染農(nóng)田土壤修復(fù)行之有效的方法[9-10]。研究表明，蠶沙炭能夠有效地吸附和固持土壤中的鎘，使土壤有效態(tài)鎘含量比對照降低了47.72%[11]。水稻施硅能起到降鎘增產(chǎn)的作用[12]，白菜、辣椒等施硅能有效地減輕受重金屬鎘污染毒害[13-14]。含鐵材料治理砷污染土壤具有較好的效果[15]。在Fe2(S04)3和FeCl3幾種鐵鹽類鈍化劑對土壤中砷的固定的研究中，三價鐵優(yōu)于二價鐵，在鈍化28 d時，F(xiàn)e2(S04)3對砷有效態(tài)的固定率達(dá)到了71%[16]。鎘和砷在土壤中存在的形態(tài)不同，其性質(zhì)存在差異，很難有材料能夠同時固定這兩種元素[17-18]。然而，目前的鈍化劑研究主要是針對單一重金屬的鈍化，對多種重金屬并存的復(fù)合污染的土壤修復(fù)研究較少[19-20]，鑒于稻田土壤復(fù)合污染的情況十分普遍，聯(lián)合使用多種固定劑并找出一個合適比例，取長補(bǔ)短地提高土壤鈍化修復(fù)效果是復(fù)合污染土壤修復(fù)的研究熱點(diǎn)[18]。

本研究以蠶沙炭、硅酸鈣和硫酸亞鐵為材料，探究3種材料及其組合對復(fù)合污染土壤中鎘、砷有效態(tài)的影響，分析不同處理對土壤理化性質(zhì)的變化及其與土壤有效態(tài)Cd、As的相關(guān)性，試圖探討不同材料及其配比影響土壤有效態(tài)Cd和As的土壤化學(xué)機(jī)理，尋求對鎘和砷同時起到鈍化作用的材料及其組合，為鎘砷復(fù)合污染土壤的修復(fù)提供一種參考。

1 材料與方法

1.1 供試材料

1.1.1 供試土壤

供試水稻土采自廣西大學(xué)農(nóng)田基地。采樣深度為0～20 cm耕層，風(fēng)干去除樣品中雜物，過18目篩備用。供試土壤的基本理化性狀：pH值6.92，總有機(jī)碳含量16.95 g/kg，陽離子交換量(CEC)9.25 cmol/kg，全量鎘0.204 mg/kg，全量砷9.6 mg/kg，全量鋅64 mg/kg，全量鉛18.2 mg/kg，全量銅26.7 mg/kg。

1.1.2 供試材料

蠶沙炭：蠶沙購買于廣西宜州，為二齡蠶沙。其燒制程序：0～20 min從室溫升至100 ℃并通氮?dú)馀诺魻t膛內(nèi)空氣，20～40 min升溫至300 ℃并恒溫5 h，之后冷卻至室溫取出研磨過100目篩備用。蠶沙炭的pH為9.44，產(chǎn)率為68.9%，灰分為33.25%，有機(jī)碳含量為227.79 g/kg。

硅酸鈣(CaSiO3)：國藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司出產(chǎn)，化學(xué)純試劑，SiO2/CaO含量比為0.99～1.15。

硫酸亞鐵(FeSO4.7H2O)：天津博迪化工股份有限公司出產(chǎn)，分析純試劑，雜質(zhì)含量為：砷(As)≤0.000 2%，銅(Cu)≤0.002%，鋅(Zn) ≤0.005，鉛(Pb) ≤0.002%，磷酸鹽(PO4) ≤0.000 5%。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

制備污染土：分別稱取100 g過18目的土壤，均勻噴灑5 mL 0.03 g/L的CdCl2混合均勻，再噴灑5 mL 0.76 g/L的Na3AsO4溶液，噴灑5 mL蒸餾水，調(diào)節(jié)水分含量為15%(w/w)，混合均勻，使土壤全量鎘達(dá)到1.5 mg/kg，全量砷達(dá)到38 mg/kg，然后分別將制備好的污染土置于200 mL廣口塑料瓶中，在(25±1) ℃恒溫智能培養(yǎng)箱中平衡10 d。按以下處理添加不同材料及其配比到污染土中，試驗(yàn)共設(shè)8個處理：①不添加任何材料的對照(CK)；②1%(質(zhì)量百分比)硅酸鈣(Si)；③1%硫酸亞鐵(Fe)；④1%蠶沙炭(BC)；⑤0.5%硅酸鈣+0.5%硫酸亞鐵(Si+Fe)；⑥0.5%硅酸鈣+0.5%蠶沙炭(Si+BC)；⑦0.5%硫酸亞鐵+0.5%蠶沙炭(Fe+BC)；⑧0.33%硅酸鈣+0.33%硫酸亞鐵+0.33%蠶沙炭(Si+Fe+BC)。每個處理重復(fù)3次。

按照實(shí)驗(yàn)設(shè)置所設(shè)計(jì)的比例將固定劑和土壤充分混合均勻，用牛皮紙封口保持透氣，在(25±1) ℃恒溫智能培養(yǎng)箱中培養(yǎng)，隔天定時通過稱量法向土壤補(bǔ)充去離子水，保持恒定含水率。培養(yǎng)28 d后取樣，測定土樣的pH值、陽離子交換量(CEC)、有機(jī)碳含量、有效態(tài)Cd、As含量。

1.3 測定項(xiàng)目和方法

土壤全量砷測定采用微波消解法消解(硝酸+鹽酸)，有效態(tài)As用0.5 mol/L的NaHCO3浸提[21]，消解液和浸提液中As用原子熒光分光光度計(jì)測定。

全量鎘采用微波消解法消解(硝酸+鹽酸+氫氟酸)，土壤有效態(tài)Cd采用0.005 mol/L DTPA-0.1 mol/L TEA-0.01 mol/L CaCl2浸提方法(ISO 14780,2001),消解液和浸提液中的Cd用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀測定。

土壤pH、CEC、有機(jī)碳的測定方法參照《土壤農(nóng)化分析》[22]。

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析

實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)用Excel 2010和SPSS 19.0軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)計(jì)算、統(tǒng)計(jì)與處理，顯著性分析采用Duncan多重比較法。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同處理對土壤基本理化性質(zhì)的影響

2.1.1 不同處理對土壤pH值的影響

由圖1可知，與對照相比，單施硫酸亞鐵、硫酸亞鐵+蠶沙炭處理顯著降低了土壤的pH值，分別降低了1.89、0.54個單位,其他處理均提高了土壤pH值，提高范圍在0.06～0.83個單位。其中,單施硅酸鈣、單施蠶沙炭、硅酸鈣+蠶沙炭、硅酸鈣+硫酸亞鐵+蠶沙炭4個處理顯著提高土壤pH值，分別提高了0.83、0.54、0.61、0.20個單位。硅酸鈣+硫酸亞鐵提高了0.06個單位，但效果不顯著。不同材料添加入土壤后都不同程度地改變了土壤的pH值。由于pH值對砷和鎘的影響趨勢不同，pH顯著增加和顯著降低都不利于同時鈍化這兩種重金屬。

圖中不同字母表示處理間差異顯著(P=0.05)，下同

2.1.2 不同處理對土壤有機(jī)碳含量的影響

不同材料添加入土壤后對土壤有機(jī)碳含量影響結(jié)果如圖2所示?？梢?，與對照相比，除了單施硫酸亞鐵處理略降低了土壤有機(jī)碳含量外，其他處理均提高了土壤有機(jī)碳含量，增加幅度為5.52%～26.95%。其中，單施蠶沙炭、硅酸鈣+硫酸亞鐵、硅酸鈣+蠶沙炭、硫酸亞鐵+蠶沙炭、硅酸鈣+硫酸亞鐵+蠶沙炭處理均顯著提高了土壤有機(jī)碳含量，分別提高25.61%、16.06%、18.06%、26.95%、11.25%。單施硅酸鈣也提高了土壤有機(jī)碳含量，但效果不顯著。外源有機(jī)碳的輸入及其本身分解的量決定了土壤有機(jī)碳含量[23]，土壤中細(xì)礦物顆粒對有機(jī)碳的吸附作用是土壤固持有機(jī)碳的重要機(jī)制之一[24]。蠶沙炭作為一種碳源物質(zhì)能增加有土壤中有機(jī)碳含量，硅酸鈣是土壤礦物成分中的一種細(xì)顆粒粉狀物，可能通過吸附土壤有機(jī)碳降低了土壤本身有機(jī)碳的降解。蠶沙炭是一種含碳豐富的物質(zhì)，300 ℃下制備的蠶沙炭有機(jī)碳含量高達(dá)為227.79 g/kg，從實(shí)驗(yàn)結(jié)果看，顯著提高土壤有機(jī)碳的處理都含有蠶沙炭，可見主要是蠶沙炭的添加引起土壤有機(jī)碳的增加，且蠶沙炭比例越高，土壤有機(jī)碳含量越高。

圖2 不同處理對土壤有機(jī)碳含量的影響

2.1.3 不同處理對土壤陽離子交換量含量的影響

不同材料添加入土壤后對土壤CEC含量改變?nèi)鐖D3所示。由圖可知，與對照相比，單施硅酸鈣、單施硫酸亞鐵、單施蠶沙炭處理都增加了土壤CEC含量但效果都不顯著，硅酸鈣+蠶沙炭和硫酸亞鐵+蠶沙炭處理顯著增加了土壤CEC含量，增加幅度分別為43.07%和20.62%，硅酸鈣+硫酸亞鐵和硅酸鈣+硫酸亞鐵+蠶沙炭的處理顯著降低了土壤CEC含量，降低幅度為16.06%和14.59%。此外土壤CEC含量是衡量土壤肥力的重要指標(biāo)，反應(yīng)土壤的吸持能力和供給可交換養(yǎng)分的能力。土壤CEC含量增加，其對陽離子的吸附、置換能力增強(qiáng)，從而增加對Cd的鈍化作用[25]。有機(jī)的交換基與無機(jī)的交換基共同構(gòu)成了土壤陽離子交換量，他們在土壤中相互結(jié)合，形成復(fù)雜的有機(jī)無機(jī)膠質(zhì)復(fù)合體[26]。由圖3可以看出硅酸鈣配施蠶沙炭和硫酸亞鐵配施蠶沙炭都是有機(jī)物質(zhì)和無機(jī)物質(zhì)的組合，顯著增加了土壤CEC含量。

圖3 不同處理對土壤CEC含量的影響

2.2 不同處理對土壤有效態(tài)As含量的影響

由圖4可知，不同材料添加入對土壤有效態(tài)As的含量的改變趨勢不一致。與對照相比，單施硫酸亞鐵、硫酸亞鐵+蠶沙炭處理極顯著降低了土壤有效態(tài)As含量，分別降低了48.06%和33.75%；硅酸鈣+硫酸亞鐵處理使土壤有效態(tài)AS含量降低了6.19%，但效果不顯著。而單施硅酸鈣、單施蠶沙炭、硅酸鈣+蠶沙炭、硅酸鈣+硫酸亞鐵+蠶沙炭的處理極顯著增加了土壤有效態(tài)As含量，分別增加了40.16%、45.79%、26.82%和47.24%。由此可見，對As污染土壤治理效果比較好的是單施硫酸亞鐵和硫酸亞鐵+蠶沙炭的處理。

圖4 不同處理對土壤有效態(tài)As含量的影響

2.3 不同處理對土壤有效態(tài)Cd含量的影響

由圖5可知，不同材料添加入土壤后改變了土壤有效態(tài)Cd的含量。硅酸鈣+硫酸亞鐵+蠶沙炭的處理顯著提高土壤有效態(tài)Cd的含量，達(dá)20.66%；單施硫酸亞鐵、硅酸鈣+硫酸亞鐵、硅酸鈣+蠶沙炭處理降低了土壤有效態(tài)Cd含量，但都不顯著，降低幅度在0.51%～9.00%；單施硅酸鈣、單施蠶沙炭、硫酸亞鐵+蠶沙炭處理顯著降低了土壤有效Cd含量，分別降低了19.56%、14.29%、33.32%。由此可見，對Cd污染土壤治理效果最好的處理是硫酸亞鐵+蠶沙炭。

圖5 不同鈍化處理對土壤有效態(tài)Cd含量的影響

2.4 相關(guān)性分析

表1 As和Cd的有效態(tài)與pH、CEC和SOC的相關(guān)性分析

注：*表示差異顯著(P<0.05)，**表示差異極顯著(P<0.01)。

3 討 論

目前土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)是以土壤中重金屬全量來確定土壤重金屬污染程度，但由于土壤性質(zhì)復(fù)雜，重金屬存在形態(tài)較多，全量很難反應(yīng)植物真正的受害情況[31]，重金屬的生物有效性在很大程度上取決于重金屬的化學(xué)形態(tài)[32]。污染物對人體和動植物的影響主要取決于其有效態(tài)成分的多少，因此，用重金屬有效態(tài)的含量變化來判斷固定劑鈍化效果的好壞。

3.1 土壤有效態(tài)As含量變化

單施硫酸亞鐵、硫酸亞鐵+蠶沙炭處理極顯著降低了土壤有效態(tài)As含量。含鐵材料治理砷污染土壤具有較好的效果，且含鐵材料固化砷的效果順序大致為三價鐵>二價鐵>鐵的氫氧化物、鐵的氧化物、聚合硫酸鐵；固砷的機(jī)理主要是鐵砷沉淀、離子交換和吸附等作用[16]。

FeS04添加入土壤后會氧化成Fe2(S04)3，F(xiàn)eSO4和Fe2(SO4)3產(chǎn)生Fe2O3沉淀從而釋放出H2SO4[16]，降低了土壤pH值。土壤pH值不同會影響土壤溶液的離子組成和土壤中的各種化學(xué)反應(yīng)，進(jìn)而影響土壤中重金屬的存在狀態(tài)，最終影響土壤重金屬污染的鈍化修復(fù)效果。因?yàn)橥寥纏H值通過改變重金屬的水解平衡來改變其可溶性，重金屬的吸附—解吸和沉淀—溶解平衡主要受pH影響[33]。FeS04加入土壤后產(chǎn)生了鐵氧化物，鐵氧化物的羥基和鐵陽離子所組成的表面官能團(tuán)(Fe-OH)可通過質(zhì)子的離解和締合而帶電，在靜電引力作用下，帶負(fù)電荷的砷酸根離子能跨越能量壁壘接近鐵氧化物膠體的表面，從而產(chǎn)生吸附作用[34]，且砷在土壤礦物質(zhì)上的吸附效果強(qiáng)烈依賴于體系的pH值[35]。土壤中As的有效態(tài)含量與土壤pH值呈極顯著正相關(guān)性，表明pH值的升高會直接增加土壤中As的有效態(tài)含量。

3.2 土壤有效態(tài)Cd含量變化

單施硅酸鈣、單施蠶沙炭、硫酸亞鐵+蠶沙炭的處理都顯著降低了土壤中Cd的有效態(tài)含量。單施硅酸鈣顯著提高土壤pH值，其原因除了自身呈強(qiáng)堿性外，硅酸鈣與土壤中的Al3+等反應(yīng)形成穩(wěn)定的非晶形羥基鋁硅酸鹽也是土壤pH值升高的另一個重要原因[36]。硅肥除了自身呈堿性，能夠增加土壤pH值，降低土壤中Cd的有效態(tài)含量外，硅肥中所含的硅酸根離子可與鎘、汞、鉛等重金屬發(fā)生化學(xué)反應(yīng)，形成新的不易被植物吸收的硅酸化合物而沉淀下來，并能氧化鎘、錳等重金屬，減少它們的溶解度，從而抑制作物對它們的吸收，有效地防止重金屬的污染[37-39]。單施生物炭也能顯著提高土壤pH值，蠶沙炭也是一種堿性物質(zhì)，這主要是因?yàn)樾笄菁S便燒制而成的生物炭灰分比較高，并且留存較多的礦物，灰分中的Na、K、Ga、Mg等以氧化物或碳酸鹽的形式存在灰分中，溶于水后能提高土壤的鹽基飽和度，從而提高土壤的pH值[40-41]。

土壤的pH值升高并不是降低土壤有效態(tài)Cd含量的唯一因素。由相關(guān)性分析可知，土壤CEC含量與土壤有效態(tài)Cd含量呈一定的負(fù)相關(guān)關(guān)系(P<0.05)，表明CEC的升高會直接減少土壤中Cd的有效態(tài)含量。硅酸鈣+蠶沙炭和硫酸亞鐵+蠶沙炭處理顯著提高了土壤CEC含量，但硅酸鈣+蠶沙炭處理降低土壤有效態(tài)Cd含量效果不顯著，硫酸亞鐵+蠶沙炭處理降低效果顯著。這可能是因?yàn)楣杷徕}+蠶沙炭和硫酸亞鐵+蠶沙炭處理都顯著提高了土壤有機(jī)碳含量，但是硫酸亞鐵+蠶沙炭處理提高程度大于硅酸鈣+蠶沙炭處理。由圖2可知，生物炭的加入增加了土壤有機(jī)碳的含量，其中的一個原因是由于生物炭本身含有機(jī)碳，另一個原因可能是生物炭能吸附土壤中的有機(jī)分子，通過表面催化活性促進(jìn)小的分子聚合形成土壤有機(jī)質(zhì)[42]，有機(jī)碳是有機(jī)質(zhì)成分的一種，有機(jī)質(zhì)可與土壤重金屬發(fā)生絡(luò)合、螯合作用，從而影響重金屬的遷移和轉(zhuǎn)換過程，有機(jī)質(zhì)的增加可增加土壤有機(jī)結(jié)合態(tài)重金屬含量[43]。但是土壤有效態(tài)As、土壤有效態(tài)Cd與有機(jī)碳含量的相關(guān)性并不顯著，這說明本研究下添加生物炭提高土壤有機(jī)碳含量并不能直接鈍化修復(fù)土壤中的As、Cd。

4 結(jié) 論

①單施硫酸亞鐵、硫酸亞鐵+蠶沙炭處理顯著降低了土壤的pH值，分別降低了1.89、0.54個單位。單施硅酸鈣、單施蠶沙炭、硅酸鈣+蠶沙炭、硅酸鈣+硫酸亞鐵+蠶沙炭處理顯著提高了土壤的pH值，分別提高了0.83、0.54、0.61、0.20個單位。單施蠶沙炭、硅酸鈣+硫酸亞鐵、硅酸鈣+蠶沙炭、硫酸亞鐵+蠶沙炭、硅酸鈣+硫酸亞鐵+蠶沙炭處理顯著提高了土壤有機(jī)碳含量，分別增加了25.61%、16.06%、18.06%、26.95%、11.25%。硅酸鈣+蠶沙炭和硫酸亞鐵+蠶沙炭處理顯著增加了土壤CEC含量，分別增加了43.07%、20.62%。

②硫酸亞鐵和硫酸亞鐵+蠶沙炭處理極顯著降低了土壤有效態(tài)As含量，分別降低了48.06%、33.75%；與對照相比，單施硅酸鈣、單施蠶沙炭、硫酸亞鐵+蠶沙炭處理顯著降低了土壤有效Cd含量，分別降低了19.56%、14.29%、33.32%。綜合各處理對Cd、As的固定效果，以硫酸亞鐵加蠶沙炭處理對兩種元素的固定效果最好。

③相關(guān)性分析表明，土壤pH值與土壤有效態(tài)As含量呈顯著正相關(guān)關(guān)系(P<0.01)，土壤CEC含量與土壤有效態(tài)Cd含量呈一定的負(fù)相關(guān)關(guān)系(P<0.05)。

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(責(zé)任編輯 張曉云 裴潤梅)

Effects of different soil amendments on the immobilization and remediation of cadmium and arsenic in soil

LU Mei-xian1, LI Fang-yuan1, ZHNG Chao-lan1, LI Chuan-zhang2,3, YANG Wei-wei1, ZHANG Jing-jing1, HUANG He1, WU Hai-xia1

(1.School of the Environment, Guangxi University, Nanning 530004, China; 2.Guangxi Environmental Monitoring Center，Nanning 530028， China; 3.College of Life Science and Technology, Guangxi University, Nanning 530004, China)

In order to study the remediation effects of different soil amendments on soil combined pollution with cadmium and arsenic, the effects of different soil amendments[( biochar (silkworm excrement), calcium silicate, ferrous sulfate]on soil properties and available Cd and As contents in soils were studied over 28 d. The results showed that the pH value of the soil was significantly decreased with the application of ferrous sulfate and ferrous sulfate plus biochar. In contrast, the application of calcium silicate, biochar, calcium silicate plus biochar, and the combination of the three material applied could significantly increase the pH value of the soil. Organic carbon content in soil increased by 5.52%～26.95% with all treatments, except the use of ferrous sulfate. Thus, the soil CEC content was significantly increased by 43.07% and 20.62% with the application of calcium silicate plus biochar and ferrous sulfate plus biochar. And the soil CEC content was significantly decreased by 16.06% and 14.59% with the application of calcium silicate plus ferrous sulfate and mixed of three materials applied. The available As content in soil decreased significantly by 48.06% and 33.75% with the application of ferrous sulfate and ferrous sulfate plus biochar. The available Cd content in soil decreased significantly by 19.56%、14.29%、33.32% with the treatment of calcium silicate, biochar, and ferrous sulfate plus biochar. The correlation analysis showed that the available As content was significantly and positively correlated with the pH value of the soil. The available Cd content of soil was negatively correlated with the CEC content. Considering all remediation effects of various processes, the treatment of ferrous sulfate plus biochar showed the best results, which made the available As content in soil decreased by 33.75% and the available Cd content decreased by 33.32%.

available of heavy metals; biochar; calcium silicate; ferrous sulfate

2016-03-10；

2016-04-06

國家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(41061045)；廣西自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(2014GXNSFAA18039，2015GXNSFEA139001)；廣西科技攻關(guān)項(xiàng)目(桂科合14125008-2-30)

張超蘭(1971—)，女，廣西藤縣人，廣西大學(xué)教授，博士生導(dǎo)師；E-mail：zhangcl@gxu.edu.cn。

盧美獻(xiàn),李方圓，張超蘭,等.不同固定劑對土壤中鎘砷鈍化修復(fù)效果研究[J].廣西大學(xué)學(xué)報(自然科學(xué)版)，2016，41(5)：1667-1675.

10.13624/j.cnki.issn.1001-7445.2016.1667

X52

A

1001-7445(2016)05-1667-09