污泥-凹凸棒石共熱解生物炭對礦區(qū)重金屬污染土壤的鈍化修復(fù)效果研究

陶玲 ，馬奔 ，李中興 ，周怡蕾 ，任珺 ，4*

（1. 甘肅省黃河水環(huán)境重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，蘭州交通大學(xué)，蘭州 730070；2. 蘭州交通大學(xué)環(huán)境與市政工程學(xué)院，環(huán)境生態(tài)研究所，蘭州 730070；3.甘肅瀚興環(huán)?？萍加邢薰?，蘭州 730070；4.甘肅昊宇環(huán)?？萍加邢薰荆拭C 天水 741020）

土壤在滿足人類社會(huì)發(fā)展和生存繁衍方面發(fā)揮著重要作用。由于工業(yè)化和城鎮(zhèn)化的迅猛發(fā)展，重金屬等潛在有毒污染物向環(huán)境中過量釋放，導(dǎo)致土壤環(huán)境受到了嚴(yán)重污染。采礦業(yè)、工業(yè)和農(nóng)業(yè)等人類活動(dòng)是土壤中重金屬累積的主要原因，其中，采礦被看作是重金屬污染土壤的最主要原因之一。土壤中的重金屬累積到一定程度后，會(huì)使土壤理化性能變差，土壤肥力下降，土壤中微生物活動(dòng)變?nèi)?，從而引起土壤功能退化，?yán)重限制了礦區(qū)農(nóng)業(yè)的可持續(xù)發(fā)展。

在土壤受重金屬污染后的修復(fù)方法中，原位鈍化修復(fù)技術(shù)因其成本低、周期短、效率高、穩(wěn)定性好的特點(diǎn)而備受關(guān)注。鈍化修復(fù)技術(shù)最關(guān)鍵的是對鈍化材料的挑選。凹凸棒石作為一種具有代表性的鋁鎂硅酸鹽礦物，已被廣泛用作污染土壤修復(fù)的有效改良劑。趙廷偉等通過大田試驗(yàn)，將凹凸棒石作為化學(xué)修復(fù)劑添加到Cd 污染土壤中，結(jié)果表明凹凸棒石顯著提高了供試土壤pH、陽離子交換量（CEC）和速效K 含量，降低了土壤有效態(tài)Cd 的活性，且使作物籽粒 中 的 Cd 含 量 顯 著 降 低 。 XU 等將 ATTP 和nFe@ATTP 作為土壤改良劑加入到長沙地區(qū)Cd、Cr、Pb污染土壤中，發(fā)現(xiàn)二者均能提高土壤pH，顯著降低土壤中可提取態(tài)Cd、Cr、Pb 的濃度，將土壤中的Cd、Cr、Pb 轉(zhuǎn)化為生物有效性較低的狀態(tài)，從而抑制植物對重金屬的吸收。

以城鎮(zhèn)生活污水處理廠的剩余污泥為原料在無氧條件下制成污泥基生物炭，將其用于污染土壤中，可有效降低土壤中重金屬的遷移性和生物有效性。DAI等以城市污水污泥為原料，在400 ℃下熱解制得生物炭，結(jié)果表明施用污泥生物炭降低了重金屬在復(fù)合污染土壤中的遷移性。王志樸等將以污泥與棉稈為原料制備的污泥基生物炭加入Cr 污染土壤中，發(fā)現(xiàn)生物炭能夠鈍化土壤中的Cr 并且有利于Cr 污染土壤功能的恢復(fù)。污泥基生物炭中含有豐富的無機(jī)礦物，而且N、P、K 等營養(yǎng)元素的含量也較高，土壤中重金屬離子被吸附后具有較強(qiáng)的穩(wěn)定性，因而用于礦區(qū)重金屬污染農(nóng)業(yè)土壤修復(fù)時(shí)更具優(yōu)勢。研究表明，污泥基生物炭能夠有效地降低土壤中Pb、Cd、Mn、Cu、Zn 等離子的遷移性和生物有效性，從而抑制重金屬離子的毒害作用。

在污泥中添加凹凸棒石后制備的污泥基生物炭，能夠降低污泥炭中重金屬的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。本研究將不同添加量的凹凸棒石制備的污泥基生物炭加入礦區(qū)重金屬污染土壤樣品中，探究60 d 后其對重金屬Cd、Cu、Zn、Ni 和 Cr 的鈍化效果，并對鈍化處理后的土壤進(jìn)行風(fēng)險(xiǎn)評估，以期實(shí)現(xiàn)污泥在土壤改良中的資源化利用。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

礦區(qū)污染土樣采自甘肅省白銀市白銀公司第三冶煉廠附近（36.599 6° N，104.227 6° E）的表層土壤（0～20 cm），風(fēng)干除掉雜質(zhì)后過2 mm篩備用。土壤的基本性質(zhì)為：pH 7.74，有機(jī)質(zhì)（OM）4.96%，CEC 5.72 cmol·kg，總氮（TN）7.19 g·kg，總磷（TP）12.67 g·kg，總鉀（TK）7.44 g·kg，Cd、Cu、Zn、Ni 和 C r 的含量分別為9.79、20.35、781.42、37.01 mg·kg和569.39 mg·kg。

凹凸棒石由甘肅瀚興環(huán)?？萍加邢薰咎峁?，原礦采自甘肅省臨澤縣板橋鎮(zhèn)，主要礦物含量：凹凸棒石29.7%、石英21.8%、長石14.6%、白云石6.3%、海泡石4.9%、蒙脫石5.3%、石膏5.1%、云母4.2%。其基本性質(zhì)為：pH 8.22，CEC 178.64 cmol·kg，比表面積（BET）53.62 m·g，含水率10.8%，TN 0.32 g·kg，TK 23.26 g·kg，TP未檢出。

實(shí)驗(yàn)所用污泥取自蘭州市七里河污水處理廠的機(jī)械濃縮脫水處理后的剩余污泥。污泥基本理化性質(zhì)為：pH 7.04，電導(dǎo)率（EC）3.04 dS·m，OM 487.43 g·kg，TN 46.73 g·kg，TP 23.05 g·kg，TK 4.21 g·kg，含水率 8 0.73%，Cd、Cu、Zn、Ni、Cr 含量分別為 1 .85、96.23、296.03、19.61、110.94 mg·kg。

污泥采回后在陰涼處風(fēng)干，破碎研磨，過200 目篩。分別按5%、10%、15%、20%、25%、30% 的質(zhì)量比將凹凸棒石粉末添加進(jìn)污泥后充分混勻，通入N后將混合均勻的樣品放入熱解爐內(nèi)，在350 ℃的溫度下熱解2.5 h，冷卻到室溫后取出樣品，即為污泥-凹凸棒石共熱解生物炭樣品。制備包括不添加凹凸棒石的污泥在內(nèi)的污泥-凹凸棒石共熱解生物炭共7 種，過200 目 篩 備 用 ， 分 別 編 號(hào) 為 S AB0、SAB5、SAB10、SAB15、SAB20、SAB25、SAB30。共熱解生物炭的理化性質(zhì)和重金屬生物有效態(tài)含量見表1。

表1 污泥生物炭的理化性質(zhì)和重金屬生物有效態(tài)含量Table 1 Physicochemical properties and bioavailable contents of heavy metals in sludge biochar

1.2 實(shí)驗(yàn)方法

將上述制備好的7 種生物炭以10 g·kg的用量添加到礦區(qū)重金屬污染土樣中，混勻后放入塑料盆，以不添加污泥-凹凸棒石共熱解生物炭的重金屬污染原土作為對照，記為CK，共計(jì)8個(gè)處理。鈍化期間每3 d 攪拌一次，加入去離子水在淹水條件下保持田間持水量的70%，各處理重復(fù)3 次，鈍化60 d 后測定相關(guān)指標(biāo)。

1.3 土壤理化性質(zhì)的測定

土壤pH 用pH 計(jì)（PHS-3C，雷磁）以1∶2.5土水比浸提測定；EC 用電導(dǎo)率計(jì)（DDS-307A，雷磁）測定；CEC 采用乙酸銨交換法測定。土壤重金屬總量通過《國家土壤污染物狀況調(diào)查分析和測試技術(shù)指南》中的四酸（HCl-HNO-HF-HClO）消解法對樣品消解后用原子吸收分光光度計(jì)測定。

DTPA提取態(tài)重金屬含量用0.005 mol·L的DTPA提取液浸提后采用火焰原子吸收分光光度計(jì)測定。通過TCLP實(shí)驗(yàn)來測定土壤中重金屬的淋溶毒性，用原子吸收分光光度計(jì)測定TCLP提取態(tài)重金屬含量。重金屬在土壤中的化學(xué)形態(tài)采用BCR順序提取法測定。

1.4 鈍化效果評估

重金屬鈍化效率（Stabilizing efficiency，）按公式（1）計(jì)算：

式中：為土壤重金屬含量，mg·kg；為鈍化土壤重金屬的可萃取含量，mg·kg。

重金屬環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)（Environmental risk index，）按公式（2）計(jì)算?？煞譃槲孱悾旱陀?%，為無風(fēng)險(xiǎn)；在 1%～10% 范圍內(nèi)，為低風(fēng)險(xiǎn)；在10%～30%范圍內(nèi)，為中等風(fēng)險(xiǎn)；在30%～50%范圍內(nèi)，為高風(fēng)險(xiǎn)；高于50%，為極高風(fēng)險(xiǎn)。

式中：為土壤中重金屬的生物有效性含量，mg·kg；為《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618—2018）中的限定值。

重金屬的修復(fù)效率（Remediation ratio，）由公式（3）計(jì)算得出。

式中：、、和分別為BCR順序提取中酸溶態(tài)、還原態(tài)、氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)重金屬的含量，mg·kg。

作為對BCR 法結(jié)果的檢驗(yàn)，比較了酸消解法測定的4種形態(tài)（、、和）之和與重金屬總量。

式中：為重金屬的回收率（Percentage recovery），%；為重金屬的總含量，mg·kg。4 種形態(tài)之和與重金屬總量具有良好的一致性，一致率在95%～105%之間。

通過比較重金屬的潛在活動(dòng)形態(tài)（++）和穩(wěn)定形態(tài)（），可由公式（5）計(jì)算出重金屬的潛在風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)（Potential risk index，）。（Potential risk index of the individual contamination）是單個(gè)金屬的潛在風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)（公式6），（Potential risk index of the overall contamination）是總體污染潛在風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)（公式7）。和可用于土壤、污泥、生物炭和其他材料中重金屬的風(fēng)險(xiǎn)評估。

式中：為單個(gè)重金屬的毒性系數(shù)，Zn、Cr、Cu、Ni、Pb和Cd的值依次為1、2、5、6、5和30。

1.5 數(shù)據(jù)處理

使用Excel 2016 和Statistic 7.0 軟件對實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行處理，采用Duncan 多重比較法進(jìn)行差異顯著性檢驗(yàn)，使用Origin 2019b制圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 污泥-凹凸棒石共熱解生物炭對土壤理化性質(zhì)的影響

對鈍化后的土壤進(jìn)行理化性質(zhì)的測定，結(jié)果見表2。礦區(qū)重金屬污染土壤呈現(xiàn)弱堿性，添加共熱解生物炭后土壤的堿性整體增加，說明該生物炭對土壤的酸堿度影響顯著。與CK 相比，添加鈍化劑后的土壤pH 增加了 0.49～0.87個(gè)單位，其中 SAB25 處理使土壤pH增加最多。

表2 污泥生物炭鈍化重金屬污染土壤的pH、CEC和ECTable 2 The pH，CEC and EC of heavy metals polluted soil stabilized by sludge biochar

整體來說，共熱解生物炭對鈍化土壤的EC 影響顯著（＜0.01）。土壤EC 隨著生物炭中凹凸棒石含量的增加顯示出先增后減的趨勢，這可能是由于投加堿性凹凸棒石提高了污泥的pH，使混合物中的可溶性陽離子發(fā)生沉淀，但整體EC 仍高于CK 處理，當(dāng)凹凸棒石含量為15% 時(shí)達(dá)到最大。

加入鈍化劑后的土壤CEC 相比于原污染土樣有了很大變化，整體呈增加趨勢，從CK的5.83 cmol·kg增加至 SAB25 的 9.88 cmol·kg，增幅最大達(dá)到了69.5%。雖然污泥-凹凸棒石共熱解生物炭的添加對土壤CEC 的影響極顯著，但是不同處理的數(shù)據(jù)間沒有明顯的規(guī)律性，因此無法具體分析產(chǎn)生這種變化的原因，可能是由于土壤CEC 對鈍化條件的響應(yīng)比較敏感。

2.2 土壤重金屬的生物有效態(tài)及鈍化效果評價(jià)

DTPA 提取態(tài)和TCLP 提取態(tài)重金屬含量是評價(jià)重金屬生物有效性的指標(biāo)。不同凹凸棒石含量的污泥-凹凸棒石共熱解生物炭的添加影響了DTPA 提取態(tài)和TCLP 提取態(tài)重金屬的含量（圖1）。與CK 處理相比，污泥-凹凸棒石共熱解生物炭添加后，Zn、Cr 的DTPA 提取態(tài)和TCLP 提取態(tài)含量呈現(xiàn)下降的趨勢，且添加量在15%以上的處理影響顯著，添加量為30%時(shí)的效果最好。Cu、Cd 的 DTPA 和 TCLP 提取態(tài)含量整體變化幅度較小，部分處理有升高的趨勢，可能是在較長鈍化時(shí)間后，一些難溶的重金屬鹽緩慢釋放到土壤中造成的。SAB0、SAB5 和SAB10 處理對土壤中Ni 的DTPA 和TCLP 提取態(tài)含量均有降低作用，但是生物炭中凹凸棒石的含量增大后反而會(huì)失去這種作用，甚至?xí)雇寥乐械腘i釋放出來，導(dǎo)致土壤中Ni的DTPA和TCLP提取態(tài)含量增加。

圖1 污泥生物炭鈍化土壤中重金屬的生物有效態(tài)含量Figure 1 Bioavailabilities of heavy metals in soil stabilized with sludge biochar

添加不同凹凸棒石含量的生物炭處理下的DTPA 提取態(tài)和TCLP 提取態(tài)重金屬的鈍化效率見表3。可以看出，對于DTPA 提取態(tài)重金屬，不同凹凸棒石含量的污泥-凹凸棒石共熱解生物炭對Cu 的鈍化效率最高，在SAB15 處理下鈍化效率最大，為94.75%。共熱解生物炭對重金屬Cd 和Cr 的DTPA 提取態(tài)的鈍化效率低于同濃度的Cu，但均隨凹凸棒石添加量增大而增大，在SAB30 處理下鈍化效率達(dá)到最大，分別為94.36% 和92.60%。污泥-凹凸棒石共熱解生物炭對Ni 的DTPA 提取態(tài)的鈍化效率隨著凹凸棒石濃度的升高而降低，SAB5 處理下達(dá)到最大，為86.63%。對Zn的DTPA 提取態(tài)來說，SAB10處理的鈍化效率最大，為91.02%，最小為SAB5，為88.91%。

表3 污泥生物炭鈍化土壤中重金屬的鈍化效率（SE，%）Table 3 The stabilization efficiency（SE）of heavy metals in soil stabilized with sludge biochar（%）

對于TCLP 提取態(tài)重金屬，添加污泥-凹凸棒石共熱解生物炭對Zn 的鈍化效率最高，隨著凹凸棒石添加量的升高鈍化效率增大，在SAB30處理下鈍化效率最大，為99.03%。生物炭對金屬Cd、Cr 和Ni 的TCLP 提取態(tài)的鈍化效率低于同濃度的金屬Zn，但也隨凹凸棒石添加量的增大而增大，在SAB30處理下鈍化效率最大，分別為94.71%、96.51%、91.62%。污泥-凹凸棒石共熱解生物炭對Cu 的TCLP 提取態(tài)的鈍化效率隨著凹凸棒石添加量的升高而降低，SAB5 處理下達(dá)到最大，為95.30%。

2.3 土壤重金屬的BCR化學(xué)形態(tài)

采用BCR 順序提取法對土壤、污泥、生物炭等材料中重金屬的化學(xué)形態(tài)進(jìn)行分析，并采用和對土壤和污泥生物炭中重金屬的風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行評估，結(jié)果見表4。在添加共熱解生物炭鈍化處理的過程中，污染土壤中重金屬的各化學(xué)形態(tài)之間會(huì)相互轉(zhuǎn)化。酸溶態(tài)和還原態(tài)的Cd含量隨著共熱解生物炭中凹凸棒石含量的增加而下降，氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)的Cd 含量升高，主要以殘?jiān)鼞B(tài)Cd的形式存在，其中SAB15處理效果最好，與CK 相比，殘?jiān)鼞B(tài)Cd 含量增幅為113.42%。酸溶態(tài)Cu 和氧化態(tài)Cu 的含量隨凹凸棒石含量的增加不斷下降，而還原態(tài)Cu 含量與CK 相比增加了24.37%～74.15%；殘?jiān)鼞B(tài)Cu 含量上升，但上升幅度較小，其中SAB20處理下殘?jiān)鼞B(tài)Cu含量增加幅度最大，為18.80%。重金屬Zn 在共熱解生物炭處理后，酸溶態(tài)和還原態(tài)的含量降低，氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)Zn 含量升高；與CK 相比，酸溶態(tài)Zn 含量降低了7.04%～32.41%，殘?jiān)鼞B(tài)Zn 含量上升了17.35～21.64%，其中SAB5 處理效果最好。添加共熱解生物炭后，土壤中重金屬Ni 的酸溶態(tài)含量和殘?jiān)鼞B(tài)含量沒有發(fā)生明顯的變化，還原態(tài)Ni 含量升高，氧化態(tài)Ni 含量降低，表明在整個(gè)鈍化過程中，Ni 主要發(fā)生還原態(tài)和氧化態(tài)之間的轉(zhuǎn)化。在添加共熱解生物炭后，土壤中重金屬Cr 的氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)含量達(dá)到了Cr 總量的80% 以上，其中SAB15處理效果最好。

表示重金屬的一致率，由表4 可知，4 種形態(tài)之和與重金屬總量具有良好的一致性，在82%～105% 之間。重金屬的隨著共熱解生物炭中凹凸棒石含量的增加顯示出先減后增的變化趨勢，但均低于 CK 處理。鈍化處理后，與 CK 相比，SAB15 處理時(shí)降低最顯著，下降幅度為48.41%，其次是SAB20，下降幅度為 47.70%，SAB0、SAB5、SAB10、SAB25 和SAB30 處 理 時(shí)降 幅 分 別 為 12.90%、30.67%、34.46%、35.24% 和28.21%。結(jié)果表明，污泥-凹凸棒石的共熱解生物炭具有很好的鈍化效果，能顯著降低土壤中重金屬的總體污染潛在風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)。

表4 污泥生物炭鈍化土壤中重金屬的BCR連續(xù)提取態(tài)含量、修復(fù)效率（RR）、一致率（PR）和總體污染潛在風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)（TRI）Table 4 BCR sequential extraction，remediation ratio（RR），percentage recovery（PR）of heavy metals and the potential risk index of the overall contamination（TRI）in soil stabilized with sludge biochar

2.4 土壤重金屬的風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)

為了更好地分析及預(yù)防重金屬污染，通過計(jì)算鈍化后的土壤重金屬含量，對其進(jìn)行等級(jí)劃分。由表5可知，對于DTPA 提取態(tài)重金屬，經(jīng)過鈍化處理后，Cr、Cu、Ni、Zn 的均小于 1，為無風(fēng)險(xiǎn)，而 Cd 的為低風(fēng)險(xiǎn)。對于TCLP 提取態(tài)重金屬，經(jīng)過鈍化處理后，Cr、Ni、Zn 的均小于 1，為無風(fēng)險(xiǎn)，而 Cd 和 Cu的均為低風(fēng)險(xiǎn)。添加污泥-凹凸棒石共熱解生物炭處理后，礦區(qū)重金屬污染土壤中重金屬的生物可利用性明顯下降，表明共熱解生物炭對污染土壤中的Cd、Zn、Cu、Ni、Cr具有很好的控制作用。

表5 污泥生物炭鈍化土壤中重金屬的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)（ERI）Table 5 The environmental risk indexes（ERI）of heavy metals in soil stabilized with sludge biochar

圖2 為不同凹凸棒石含量的污泥基生物炭鈍化處理土壤中Cd、Cu、Ni、Zn、Cr 的。可以看出，與CK 處理相比，在SAB5時(shí)Cu和Zn的降幅最大，分別為22.62% 和39.32%。重金屬Cd 的隨著投加量的增加呈現(xiàn)出先降低后增加的趨勢，與CK 處理相比，在SAB20 時(shí)降低幅度最大，為58.20%。各處理?xiàng)l件下Cr 的較CK 均有所增加，增加幅度為7.09%～21.26%。重金屬 Ni 的在 SAB10 和 SAB25 處理下較CK降低了3.95%。

圖2 污泥生物炭鈍化土壤中重金屬的潛在風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)（PRI）Figure 2 The potential risk indexes（PRI）of heavy metals in soil stabilized with sludge biochar

3 討論

污泥基生物炭對土壤中重金屬的吸附通常是多種吸附機(jī)理共同作用形成的。污泥改性處理的方法不同，也會(huì)造成污泥基生物炭的形態(tài)結(jié)構(gòu)和化學(xué)成分發(fā)生重大變化，因而不同改性方法的污泥基生物炭的吸附機(jī)理各有差異。與單一的污泥熱解炭化相比，協(xié)同炭化可以改變污泥特性，從而提高污泥基生物炭的鈍化能力。WANG 等的研究結(jié)果表明，污泥與生物質(zhì)協(xié)同熱解制備的生物炭為堿性，共熱解后所得到的生物炭具有更高的熱穩(wěn)定性、芳香性、碳化程度和pH，且具有豐富的孔隙結(jié)構(gòu)和P、K 營養(yǎng)成分。KHOSSAIN 等將廢水污泥熱解后制成污泥生物炭，以圣女果作為實(shí)驗(yàn)植物進(jìn)行盆栽實(shí)驗(yàn)，結(jié)果表明污泥生物炭提高了作物產(chǎn)量，果實(shí)中的所有金屬濃度均低于食品標(biāo)準(zhǔn)的最高限值。劉凱傳等以污泥和秸稈為原料制備了污泥秸稈混合基生物炭，結(jié)果表明所制備的生物炭具有較大的比表面積和微孔數(shù)量，能有效地改善土壤性質(zhì)，土壤中的CEC、有機(jī)碳、微生物量碳、堿解氮和速效磷的含量都明顯提高。

添加污泥-凹凸棒石共熱解生物炭后，污染土壤的pH較對照處理顯著增加。這是因?yàn)橹苽涞纳锾孔陨沓蕢A性，且含有羥基等基團(tuán)和Na、Mg和K等鹽基離子，加入土壤后降低了土壤中交換性H和交換性Al的含量，從而使得土壤的pH 增加；此外，污泥生物炭中含有大量的堿性物質(zhì)，土壤pH 也會(huì)隨著這些堿性物質(zhì)釋放到土壤中而逐漸升高。共熱解生物炭中含有的大量磷酸鹽等無機(jī)礦物以及其表面的羧基、羥基等有機(jī)含氧基團(tuán)均能與土壤中重金屬通過吸附、沉淀和絡(luò)合等作用實(shí)現(xiàn)重金屬的固定。

將凹凸棒石添加到污泥中制備共熱解生物炭過程中，凹凸棒石脫去吸附水和沸石水，其孔隙變大、比表面積增加、活性交換位點(diǎn)增多，而且熱解過程中凹凸棒石與污泥的化學(xué)官能團(tuán)之間會(huì)產(chǎn)生一系列復(fù)雜的反應(yīng)，增強(qiáng)了污泥-凹凸棒石共熱解生物炭對重金屬的吸附能力。加入共熱解生物炭后礦區(qū)污染土壤中Cd、Cu、Ni、Zn、Cr的酸溶態(tài)、還原態(tài)含量降低，殘?jiān)鼞B(tài)含量升高，這說明添加污泥生物炭能有效降低污染土壤中Cd、Cu、Ni、Zn、Cr 的遷移性及生物有效性，這與MENDEZ等、湯傳武等的研究結(jié)果一致。

4 結(jié)論

（1）將不同凹凸棒石含量的污泥-凹凸棒石共熱解生物炭加入礦區(qū)重金屬污染土壤進(jìn)行鈍化處理后，所有處理的土壤pH較原土均有所增加，土壤電導(dǎo)率、陽離子交換量也有所增加。

（2）經(jīng)鈍化處理后，礦區(qū)重金屬污染土壤中Cd、Cu、Ni、Zn、Cr 的 TCLP 提取態(tài)重金屬含量均下降；除Cu的DTPA提取態(tài)含量增加了5.93%～24.97%外，Cd、Ni、Zn、Cr 的 DTPA 提取態(tài)含量均呈降低的趨勢。酸溶態(tài)的 Cd、Cu、Ni、Zn、Cr 也向更加穩(wěn)定的殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化，重金屬的4 種化學(xué)形態(tài)之和與其總量具有良好的一致性。重金屬的總體污染潛在風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)隨著凹凸棒石含量的增加呈現(xiàn)先減后增的趨勢，但所有處理下的風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)值均低于對照處理。以總體污染潛在風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)作為評價(jià)指標(biāo)，在污泥中添加15% 的凹凸棒石能顯著降低土壤重金屬的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)。

（3）在礦區(qū)重金屬污染土壤中添加污泥-凹凸棒石共熱解生物炭后，Cd、Cu、Ni、Zn、Cr 的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)均低于2，依據(jù)土壤管控標(biāo)準(zhǔn)，風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)均屬于低風(fēng)險(xiǎn)水平，其生態(tài)毒性降低。整體來說，Cd、Cu、Ni和Zn 的潛在風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)較對照均有所下降；雖然Cr 的潛在風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)有所升高，但所有的處理?xiàng)l件下Cr 的污染等級(jí)均為輕度。