磷強化米飯殘渣生物炭對土壤中Cd的穩(wěn)定化

彭亞茹，吳維隆，郭智強，劉俊汐，齊偉棟，張增強，李榮華

（西北農(nóng)林科技大學資源環(huán)境學院，陜西 楊凌712100）

《全國土壤污染狀況調查公報》顯示，我國有19.4%的耕地土壤污染超標，其中以Cd為首要污染物。土壤質量關乎社會經(jīng)濟發(fā)展和民生問題，治理污染土壤刻不容緩[1]。將一些修復材料加入到受污染土壤，通過其對污染物的吸附或沉淀作用來降低污染物的生物有效性，即污染土壤穩(wěn)定化修復，這也是環(huán)保部門在土壤修復實踐中推薦應用的措施之一。生物炭是生物質原料在≤700℃下缺氧熱解所得到的多孔固體，具有環(huán)境友好、性質穩(wěn)定、可吸附多種污染物的特點[2]。生物炭作為一種土壤修復材料，其能有效降低土壤中污染物的遷移性并降低污染物在作物籽粒中的累積，近年已被廣泛用于污染土壤的修復和改良[3?6]。但由于原料和制備條件的差異，生物質直接熱解制備的生物炭在物理和化學性質方面常存在較大的不同，因難以擁有較為突出的表面特點和化學功能，而使其在環(huán)境應用中仍存在一定的局限性[7?8]。為提升生物炭材料的環(huán)境應用潛力，近年來科學家逐漸將視角聚焦于生物炭的性能強化研究[7?9]。通過一些物理（礦物摻雜、蒸汽活化、微波/爆破、物理研磨等）或化學（酸堿活化和表面修飾等）方法對常規(guī)生物炭進行強化，從而獲得具有特定環(huán)境功能的新型生物炭材料[8]。例如，用氯化鐵和高錳酸鉀修飾的鋸末生物炭，對Cd（Ⅱ）的吸附量可達17.05 mg·g?1，遠高于原始生物炭（3.22 mg·g?1）[10]；摻雜鐵的稻殼生物炭也具有良好的吸附能力，可用于Cd、Cu、Ni、Pb和Zn等重金屬污染土壤的穩(wěn)定化修復[11]，但研發(fā)對重金屬污染物具有良好環(huán)境親和力的新型生物炭材料，仍是推進生物炭材料環(huán)境應用的關鍵[6]。

從生物炭的表面特點和化學組成上看，生物炭作為一種多孔材料，其發(fā)達的孔隙結構和豐富的表面官能團對重金屬污染物具有良好的吸附和表面絡合能力[6]；同時，生物質中所含的大部分礦物質（如Na、K、Ca、Mg、Fe、P等）在熱解過程中會被儲留在生物炭結構中[7]，其對污染物的環(huán)境行為也具有重要影響[12?17]。為提升生物炭材料的應用性能，一些學者嘗試了將有機廢物與外源礦物質進行共熱解處理，以有效處置有機廢物并制備出富含礦物質的新型生物炭材料。例如，Li等[17]在200～500℃熱解稻草時發(fā)現(xiàn)，相比于對照生物炭及摻雜高嶺土和碳酸鈣的生物炭，摻雜磷酸二氫鈣能使生物炭的環(huán)境穩(wěn)定性顯著提高，碳素持留量增加29%；Gao等[18]將磷礦石和油菜稈于500℃進行共熱解時也發(fā)現(xiàn)，磷礦石摻雜能顯著提高生物炭的環(huán)境穩(wěn)定性和碳層孔隙度，且所形成的摻雜生物炭對溶液中的Pb離子具有良好的吸附作用。此后，Zhao等[19]在比較磷酸鈣、磷酸二氫鈣和骨頭等含磷礦物摻雜共熱解松樹鋸末和柳枝稷過程中生物炭的穩(wěn)定性時發(fā)現(xiàn)，3種含磷礦物摻雜能使生物炭的碳素持留量分別增加53.5%～55.0%、68.4%～74.7%和58.5%～59.2%，并以摻雜磷酸二氫鈣的生物炭效果最為顯著，同時所制備的磷素摻雜生物炭材料還能有效降低Pb、Cu和Cd在土壤中的遷移能力。此外，相比于單一的生物炭和磷酸二氫鈣，將生物質和磷酸二氫鈣進行共熱解所形成的磷酸二氫鈣摻雜生物炭作為一種磷緩釋炭基材料，其長效的磷素養(yǎng)分緩慢釋放能力可顯著促進土壤Cd和Pb等污染物的穩(wěn)定化[1，19?20]。

同植物殘體、糞便和污泥等生物質類似，餐廚食物殘渣也是制備生物炭的有效原料[18，20?21]。據(jù)估計，全球每年有1/3的食物被浪費，產(chǎn)生的食物加工剩余物及餐廚廢物高達13億t[21]。熱解作為一種有機廢物處理和資源化利用技術，能實現(xiàn)餐廚廢物的高效減量化[22]。Xue等[23]將多種食物加工剩余物及餐廚廢物（豬、牛、雞、魚肉和骨頭、蝦肉蝦殼等肉骨類；米飯、面條、饅頭、面包及其混合物等淀粉類；包心菜、菜花、油菜、西藍花等煎炒蔬菜；栗子殼、花生殼、核桃殼、瓜子殼、橘子皮、菠蘿皮、甘蔗皮、豆渣和剩茶葉等木素纖維類）分別在300～700℃成功熱解為生物炭，所制備的大部分生物炭對NH+4具有良好吸附能力，但淀粉類生物炭則吸附能力較差，究其原因可能與其比表面積較小且自身所含活性礦物質較少有關。Hong等[24]將餐廚食物殘渣和外源FeCl3在300～600℃進行混合共熱解，可以使餐廚食物殘渣生物炭對Se（Ⅵ）的吸附量顯著提高至11.7 mg·g?1，并進而指出，在常規(guī)生物炭中有目的地引入外源礦物質是提升生物炭材料應用性能的有效途徑。由此可推測，針對常規(guī)生物炭材料的不足，結合污染物的環(huán)境行為和特定污染現(xiàn)場的污染特點，將外源磷酸鹽礦物和生物質廢物熱解相結合，在理論上不但有望提升生物炭的環(huán)境應用潛力，促進Cd污染土壤的穩(wěn)定化修復，還能為植物生長提供磷素緩釋肥料[19]。此外，垃圾分類政策實施后，餐廚食物殘渣的資源化利用也是當今所面臨的難題。鑒于此，本研究選用餐廚米飯殘渣為原料，通過磷酸二氫鈣摻雜共熱解的方法制備磷強化餐廚米飯殘渣生物炭，以期能制備出對污染土壤中Cd具有良好穩(wěn)定化能力的新型生物炭材料，為我國廚余廢物的資源化利用和Cd污染土壤穩(wěn)定化修復提供科學依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

新鮮餐廚米飯殘渣采集自西北農(nóng)林科技大學南校區(qū)民族餐廳。磷酸二氫鈣（分析純），購買自西隴化工有限公司。磷強化廚余米飯生物炭材料自行制備，具體方法為：將收集到的米飯殘渣置于塑料籃中（孔徑約2 mm），用自來水沖洗2次后瀝去水分，于55～60℃烘干后粉碎成米飯殘渣粉末。然后，將1.5 g磷酸二氫鈣和300 g米飯殘渣粉末于陶瓷研缽中充分研磨混合，裝入剛玉坩堝中壓實，轉入氮氣保護熱解爐，于600℃熱解2 h。持續(xù)氮氣保護冷卻至室溫后，取出黑色炭塊，研磨至粒徑小于1 mm備用，為便于描述，記作EFB。以同樣的方式用米飯殘渣粉末制備不摻雜磷酸二氫鈣的生物炭（記作FB）。土壤樣品為湖南省郴州市某地受污染稻田的0～25 cm表層土壤，挑去碎石和植物殘體后，自然風干，研磨并過0.15 mm和2 mm尼龍土壤篩備用。該土壤樣品pH 4.61、電導率（EC）0.10 mS·cm?1、有機質9.57 g·kg?1、總鉀含量0.83 g·kg?1、總磷含量0.27 g·kg?1、總Cd含量14.47 mg·kg?1，超出GB 15168—2018規(guī)定的農(nóng)用地土壤污染風險篩選限值0.3 mg·kg?1（pH≤5.5），屬于Cd污染土壤。所用小芥菜種子（俗稱包心芥菜Brassica juncea L.）購自武漢某蔬菜種子公司。

1.2 試驗方法

1.2.1 土壤培養(yǎng)試驗

按生物炭和土壤質量比0（對照CK）、1%和3%的比例，分別將FB和EFB與土壤樣品充分混勻，并將5 kg混合樣品裝入塑料桶（高20 cm、底部直徑18 cm、口部直徑24 cm）。裝樣過程中不斷振動塑料桶使土壤填充充實，桶口蓋一張濾紙以減少灰塵落入，每處理設置3個重復，于室溫靜置培養(yǎng)30 d，期間定期采集土壤樣品，自然風干后研磨并過0.15 mm和2 mm尼龍土壤篩備用。培養(yǎng)期間，根據(jù)土壤干濕情況和質量變化及時補充去離子水，保持土壤水分在60%田間持水量左右。

1.2.2 盆栽試驗

試驗在網(wǎng)格溫室中進行，未施用任何肥料。試驗前，將穩(wěn)定化處理后的土壤取出并破碎，稱取3 kg土壤重新裝入塑料桶中，播入小芥菜種子15粒，出苗至4葉片時定苗至每盆5株。試驗期間，維持土壤水分為約60%田間持水量，每處理設置3個重復。待小芥菜生長30 d后，采集土壤樣品并收獲植株。

1.2.3 指標測定及數(shù)據(jù)處理方法

以550℃有氧灼燒失重法測定生物炭的灰分含量。用Philips X′Pert MPDPW 3050型X射線衍射儀（XRD）分析生物炭材料的晶型，以Cu Kα靶為放射源，數(shù)據(jù)采集范圍2θ=20°～60°。用Sorbet2800P型N2吸附?脫附儀測定生物炭的比表面積和孔體積。用日立S?4800型掃描電子顯微鏡以噴金法觀察生物炭的表面形態(tài)，并同步用JED?2300型X射線能量散射儀（日本JEOL）分析生物炭的表面元素組成。用KBr壓片法，以美國熱電Nicolet 5700型紅外光譜儀（FT?IR）測定生物炭的表面化學官能團組成，測定波數(shù)500～4 000 cm?1。

按水和土壤或生物炭樣品質量比5∶1，將其混合并振蕩3 h后離心過濾，取濾液以電極法測定土壤和生物炭的pH（上海雷磁PHSJ?4F型）和EC（上海雷磁DDS?11A型）。土壤和生物炭分別用1 mol·L?1中性醋酸銨溶液和0.03 mol·L?1氟化銨?0.025 mol·L?1鹽酸溶液提取后，測定有效磷和有效鉀。土壤和生物炭經(jīng)H2SO4?H2O2消解后，以鉬藍比色法測全磷，火焰光度法測全鉀[25]。土壤樣品中全Cd采用HF?HClO4?HNO3消解，土壤有效態(tài)Cd用DTPA溶液提?。℅B/T 23739—2009），石墨爐原子吸收光譜法（日立Z?5000型）測定。土壤Cd形態(tài)分析采用BCR順序浸提法，將土壤Cd分為弱酸提取態(tài)和可交換態(tài)（0.10 mol·L?1HOAc溶液提?。?、可還原態(tài)（0.50 mol·L?1NH2OH·HCl溶液提?。?、可氧化態(tài)（30%H2O2提?。┖蜌堅鼞B(tài)[25]。

收獲的小芥菜植株分為根和莖葉，取各器官鮮樣在105℃殺青20 min，55～60℃烘干后稱干質量。小芥菜的莖葉和根部樣品分別用HNO3?HClO4消解，以賽默飛CAPTMPROX型電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀（ICP?OES）測定總Cd含量（Cd檢測限1.2μg·L?1）。

所有指標測定均設3次平行。以GSB04?1721?2004、GBW07408和GBW08502標準物質進行分析質量控制。試驗數(shù)據(jù)用SPSS 25.0軟件以Two?side ANOVA法進行顯著性檢驗（P＜0.05），Origin 2018軟件作圖。

2 結果與討論

2.1 生物炭材料的表征

米飯殘渣為富含有機物及Ca、Mg、K、Na等堿（堿土）金屬的生物質，其在熱解過程中會產(chǎn)生碳酸鹽，從而使得FB和EFB均呈堿性，且EC值較高（表1）。相比于FB，外源礦物磷酸二氫鈣摻雜可能會覆蓋生物炭的表面或堵塞孔隙，從而導致EFB的比表面積（26.76 m2·g?1）和總孔體積（0.036 cm3·g?1）低于FB（47.34 m2·g?1和0.041 cm3·g?1）。但FB和EFB仍為多孔碳質材料，具有粗糙的表面結構（圖1）。相比于FB，EFB具有相對較低的碳含量和較高的磷含量，這一點也在其EDS分析結果（圖1）中得到體現(xiàn)。

為探究FB和EFB在礦物組成和表面官能團上的差異，對其進行了XRD和FTIR分析，結果如圖2所示。相比于FB的XRD特征譜圖，經(jīng)強化的EFB中出現(xiàn)了較強的焦磷酸鈣、三斜磷鈣石和羥基磷灰石特征衍射峰。這一結果和其他學者在進行Ca（H2PO4）2摻雜柳枝稷和松樹鋸末[20]、油菜稈[19]及豬糞[25]共熱解研究中的發(fā)現(xiàn)相印證，即在500～650℃的熱解過程中，Ca（H2PO4）2會逐漸向難溶的焦磷酸鈣和三斜磷鈣石轉化，并且作為前驅物的三斜磷鈣石會進一步轉化為羥基磷灰石。此外，相比于FB的FTIR特征譜圖，EFB在3 739 cm?1處的金屬?氧化學鍵（如Ca—O等）振動特征峰[25]增強，表明有較多的磷酸二氫鈣被引入。在1 419 cm?1和1 521 cm?1處特征峰的顯著增強及1 615 cm?1處振動峰[25]的被掩蓋，表明EFB比FB具有更多的CC鍵存在，反映了外源礦物摻雜有利于生物炭內部碳層的形成和穩(wěn)定[18]。相比于FB，EFB在551、597 cm?1和1 039 cm?1處的P—O鍵振動峰顯著增強[25]，暗示磷酸根官能團被成功引入EFB材料中。

表1 供試土壤和生物炭材料樣品的基本理化性質Table 1 The basic physico?chemical properties of collected soil and prepared biochar samples

2.2 土壤穩(wěn)定化過程中pH、EC、有效態(tài)Cd含量及Cd化學形態(tài)的變化

研究所用土壤采集自受污染稻田，為酸性土壤。土壤穩(wěn)定化修復過程中pH和EC的變化見圖3。在30 d的穩(wěn)定化處理期間，CK處理的土壤pH基本維持在4.61～4.66之間，EC保持在0.09～0.11 mS·cm?1之間，其余添加生物炭處理的土壤pH和EC則均呈現(xiàn)出先增加后逐漸平穩(wěn)的規(guī)律。30 d后，各處理土壤pH和EC高低順序均為3%EFB＞3%FB＞1%EFB＞1%FB＞CK。表明添加生物炭處理的土壤pH和EC均高于CK，這與生物炭本身的特點有關。生物質所含有的有機物和堿（堿土）金屬礦物，會在生物質的熱解過程中形成堿性的鹽類等，從而使生物炭呈堿性[20]。生物炭進入土壤環(huán)境后，堿性鹽類的逐漸溶解不但會釋放出水溶性鹽離子使土壤EC升高，而且會消耗H+從而使酸性土壤pH升高[25?26]。

為評價生物炭對土壤Cd的穩(wěn)定化作用，分析了土壤有效態(tài)Cd（DTPA?Cd）的含量變化（圖3）。在30 d的穩(wěn)定化培養(yǎng)試驗中，CK處理的DTPA?Cd含量基本保持在4.62～4.77 mg·kg?1之間，其余添加生物炭處理的DTPA?Cd含量則隨著培養(yǎng)時間的延長而逐漸降低。至30 d試驗結束時，1%FB、1%EFB、3%FB和3%EFB處理中DTPA?Cd的含量分別為3.25、2.75、2.33 mg·kg?1和1.29 mg·kg?1。這表明添加生物炭可以有效降低土壤中有效態(tài)Cd的含量，EFB的效果優(yōu)于FB，且增加生物炭使用量對促進Cd的穩(wěn)定化具有積極作用。生物炭能促進土壤Cd穩(wěn)定化的原因包括：一是生物炭作為多孔碳材料對Cd（Ⅱ）具有較好的吸附能力[27?28]；二是具有堿性的生物炭材料進入土壤后會促進土壤pH升高，使自由的Cd（Ⅱ）變成難溶的沉淀形式，從而降低其遷移性和有效性[25]；三是生物炭中所含的無機礦物也會通過表面絡合、共沉淀或包夾沉淀的方式，來降低環(huán)境中Cd（Ⅱ）的遷移性和有效性[15，25，29]。例如，在30 d培養(yǎng)試驗結束后，土壤Cd化學形態(tài)分析表明（圖3），在1%FB、1%EFB、3%FB和3%EFB處理中，弱酸提取態(tài)和交換態(tài)Cd分別為40.25%、32.56%、26.01%和12.39%，顯著低于CK處理的53.44%（P＜0.05）；殘渣態(tài)Cd分別為45.55%、51.18%、55.52%和69.17%，顯著高于CK處理的29.60%（P＜0.05）。即添加生物炭后，土壤中Cd的弱酸提取態(tài)和交換態(tài)含量顯著降低，殘渣態(tài)含量顯著增加（P＜0.05），這表明添加生物炭能使易遷移和易被生物利用的弱酸提取態(tài)和交換態(tài)Cd轉化為難以遷移和難以被利用的殘渣態(tài)Cd[25，29?30]，且這一作用與生物炭的使用量有關。同時，1%EFB和3%EFB處理中Cd的弱酸提取態(tài)和交換態(tài)含量，也顯著低于相應的FB處理（P＜0.05），說明EFB對土壤Cd的穩(wěn)定化作用高于FB。

本研究中，EFB在Cd穩(wěn)定化方面的效果優(yōu)于FB，也可能與EFB具有相對較高的磷素含量有關。為進一步探究廚余生物炭材料FB和EFB對環(huán)境中Cd穩(wěn)定性的影響機制，分別將FB和EFB樣品（0.25 g）與100 mg·L?1的Cd（Ⅱ）溶液（200 mL，pH 5.96，以10 mmol·L?1NaNO3為背景電解質）于500 mL聚乙烯瓶中混合，室溫振蕩24 h后，小心過濾，收集生物炭殘渣并用去離子水淋洗數(shù)次，經(jīng)80℃真空干燥后進行XRD分析，結果見圖2。對比原始FB和EFB樣品可以明顯看出，吸附Cd（Ⅱ）后的FB和EFB樣品[Cd（Ⅱ）?FB和Cd（Ⅱ）?EFB]XRD圖譜中出現(xiàn)了包含磷酸鎘、羥基磷酸鎘、氫氧化鎘和碳酸鎘等特征譜峰；同時，其中所含的焦磷酸鈣、羥基磷灰石和三斜磷鈣石的特征譜峰強度也有一定程度的降低，并以EFB樣品的譜峰變化尤為明顯。這一結果表明，生物炭FB和EFB中的堿性物質和含磷礦物對Cd（Ⅱ）的吸附穩(wěn)定化具有重要作用，能以表面沉淀的方式促使Cd遷移性和生物有效性的降低。該研究結果和前人報道的磷礦石強化油菜稈生物炭[19]、磷酸鈣、磷酸二氫鈣和骨頭等含磷礦物強化松樹鋸末、柳枝稷生物炭[20]和豬糞生物炭[25]對Pb、Cu和Cd等重金屬的穩(wěn)定化作用機制基本吻合，即較高的pH和磷素含量是磷強化生物炭促進環(huán)境中陽離子重金屬污染物穩(wěn)定的主要原因。

2.3 土壤有效磷含量的變化及小芥菜生長和植株Cd的累積

在土壤培養(yǎng)試驗中，CK土壤的有效磷含量穩(wěn)定在10.76～10.92 mg·kg?1之間（圖4）。添加生物炭后土壤有效磷含量隨著培養(yǎng)時間的延長而逐漸降低。經(jīng)過30 d培養(yǎng)后，在1%FB、3%FB、1%EFB和3%EFB處理中，有效磷含量分別由20.17降低到9.97 mg·kg?1、34.43 mg·kg?1降低到18.78 mg·kg?1、78.93 mg·kg?1降低到44.36 mg·kg?1、209.92 mg·kg?1降低到121.53 mg·kg?1。隨著培養(yǎng)時間的延長，有效磷含量逐漸降低，可能是由于磷酸根與其他礦物元素離子（如Ca、Mg、Fe、Al、Cd等）發(fā)生反應形成難溶礦物所致[15?16]。其次，本研究中，添加生物炭的土壤均具有較高的有效磷含量，表明添加生物炭能補充土壤中磷素養(yǎng)分的供給[25?26]。雖然添加FB和EFB提高了土壤堿性（pH 6.1～7.0），在理論上磷酸根會與其他礦物元素離子結合形成難溶磷酸鹽而降低其有效性，但添加的生物炭為具有良好生物相容性的碳質多孔材料且富含養(yǎng)分，其發(fā)達的孔隙結構可為溶磷菌等微生物的棲息和繁衍提供生存環(huán)境，因而導致土壤中有效磷的含量仍保持在較高水平[26，31]。

為探究生物炭對土壤養(yǎng)分的供給作用，同時甄別生物炭對土壤Cd的穩(wěn)定化效果，在穩(wěn)定化培養(yǎng)后的土壤上開展了小芥菜種植試驗，結果見圖5。經(jīng)過30 d的小芥菜生長，1%FB、3%FB、1%EFB和3%EFB處理中，小芥菜莖葉干質量分別為0.78、1.28、1.04和1.57 g·株?1，高于CK處理的0.56 g·株?1；小芥菜根部干生物量分別為0.076、0.086、0.080 g·株?1和0.097 g·株?1，也高于CK處理的0.034 g·株?1。表明生物炭處理均能提高小芥菜的莖葉和根系的生物量，其原因可能是：一方面生物炭FB和EFB均能為土壤提供作物生長所需的養(yǎng)分，促進了小芥菜的生長；另一方面，生物炭FB和EFB能減少污染土壤中Cd的生物有效性，減少Cd對小芥菜的植物毒性，從而促進了小芥菜的生長。

分析比較小芥菜莖葉和根部中Cd的含量可知，CK處理的小芥菜莖葉和根的Cd含量（56.40 mg·kg?1和79.48 mg·kg?1）遠高于其他添加生物炭的處理（圖6）。相比于莖葉，Cd更易于在植株根部富集，其中CK、1%FB、3%FB、1%EFB和3%EFB處理中，小芥菜莖葉和根的Cd含量比值分別為0.71、0.57、0.52、0.43和0.47，均小于1。這與前人[32]的研究結果部分相似，即芥菜是一種對重金屬具有較強吸收能力的植物，但不屬于Cd超富集植物。小芥菜的莖葉作為可食部位，其Cd含量關系到食品安全。雖然在所有添加生物炭的處理中，小芥菜莖葉部的Cd累積量均顯著低于CK處理。例如，經(jīng)過30 d的生長，1%FB、1%EFB、3%FB和3%EFB處理中，小芥菜的莖葉部位Cd含量分別為34.87、14.33、10.30 mg·kg?1和5.03 mg·kg?1，顯著低于CK處理的56.40 mg·kg?1（P＜0.05），但仍然超出了《食品安全國家標準 食品中污染物限量》（GB2762—2017）。這可能與本研究所用的供試污染土壤有關，即該污染土壤具有較高的Cd含量（14.47 mg·kg?1），其超出GB 15168—2018規(guī)定的農(nóng)用地土壤污染風險篩選限值0.30 mg·kg?1（pH≤5.5）近47倍，屬于重度Cd污染土壤，應限制進行農(nóng)業(yè)生產(chǎn)。但本研究仍證明，添加生物炭可減少Cd在小芥菜中的吸收積累，且EFB具有比FB更為顯著的應用效果（表2），具有較好的環(huán)境應用潛力。

表2 不同處理各指標的方差分析顯著性檢驗結果Table 2 Resultsof the significance test of ANOVA analysis among various treatments with different index

3 結論

（1）將餐廚米飯殘渣與外源礦物磷酸二氫鈣進行摻雜后于600℃缺氧熱解，可制備出磷強化餐廚米飯殘渣生物炭EFB。相比于未摻雜外源礦物磷酸二氫鈣的生物炭FB，EFB具有較高的有效磷含量。

（2）增加FB和EFB材料的施用量能提高土壤pH和EC，降低弱酸提取態(tài)和交換態(tài)Cd含量，增加可氧化態(tài)和殘渣態(tài)Cd含量，降低土壤Cd生物有效性，促使污染土壤中Cd的穩(wěn)定。

（3）添加FB和EFB能提高土壤中有效磷含量，促進小芥菜生長，減少Cd在小芥菜植株中的吸收積累，并以添加3%EFB處理的效果尤為顯著。生物炭材料EFB具有良好的環(huán)境應用潛力。