新型污泥生物炭对土壤重金属Cr和Cd的修复研究

房献宝，张智钧，赖阳晴，叶脉，刁增辉

1.广东省环境科学研究院，广东 广州 510045；2 仲恺农业工程学院，广东 广州 510225

随着工业和经济的快速发展，矿物资源开发和冶炼、工厂排放和农业污水灌溉等导致大量的重金属如铬（Cr）、铅（Pb）和镉（Cd）等被排放到环境中，严重污染了环境水体和土壤（Diao et al.，2018；Liu et al.，2020；秦坤等，2022）。这些重金属具有致癌和致畸性特点，极大地威胁到了生态安全和人类健康（Diao et al.，2016；Zhang et al.，2019）。据 2014年全国土壤污染状况调查公报表明，中国目前土壤环境质量总体较差，其中以重金属污染超标点位数占全部超标点位的82.8%。在这些重金属中，Cr和Cd受到最广泛的关注（Zhang et al.，2019；Diao et al.，2020a），具高毒性和潜在致癌性的Cd是污染超标率最高的重金属（Zhang et al.，2019）。同时，中国是Cr污染严重的国家之一，土壤中Cr质量分数平均值已达 78.94 mg·kg-1（Zhang et al.，2016），尤其是 Cr(Ⅵ)的毒性远比 Cr(Ⅲ)高（Diao et al.，2021；Dong et al.，2021；Yan et al.，2022）。这些重金属进入土壤后，会降低农作物产量和品质，并能通过食物链进入生物体，严重威胁到人类健康安全（Ahmad et al.，2014；Puga et al.，2015）。面对当今世界的能源和粮食危机的困境，研发低碳和绿色修复技术应用于重金属污染土壤治理修复势在必行。

目前，很多重金属污染修复技术，如物理修复、化学修复、生物修复等，已经被广泛应用到土壤重金属Cr和Cd污染领域（Qiao et al.，2018；Diao et al.，2020b；Qian et al.，2022；刘娟等，2021）。近年来，化学钝化法被广泛应用于受重金属污染土壤的修复，常用的钝化剂有石灰、粉煤灰和生物炭等（Klupfel et al.，2014；Sun et al.，2016）。这些修复材料能通过吸附、还原、沉淀和螯合等反应形成毒性低和稳定性高的重金属化学结合态形式，有效减弱土壤中重金属活性，从而降低重金属的生物可利用性（Qi et al.，2017；Guo et al.，2018；Zhang et al.，2019）。其中，生物炭因具有比表面积大、官能团丰富、吸附性能好和原料来源广泛等特点，被广泛应用于土壤重金属的修复（Puga et al.，2015；Qiu et al.，2020）。

生物炭呈碱性和多孔结构，不但能有效抑制土壤酸化，还能为土壤微生物生长提供载体环境（Lehmann et al.，2011；Jia et al.，2018）。近年来，以市政污泥为原料制备出的污泥生物炭也被国内外研究者所关注（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点，还富含多种矿物元素，且原料来源更广泛、价格更低廉。研究表明，污泥生物炭对水体污染物如重金属和有机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，市政污泥在热解制备生物炭过程中还需添加改性剂（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是制备生物炭常用的改性剂，但是ZnCl2的引入又带来了二次污染（Su et al.，2015）。近年来，天然有机物（如淀粉和纤维素等）已被广泛应用于多孔材料的合成工艺，因其具有生物相容性和无毒害性而被认为是具有应用前景的扩孔剂（Nishijima et al.，2014；Dele-Afolabi et al.，2017），因此，在前期研究工作中，成功制备出一种污泥生物炭，研究发现这种污泥生物炭能高效吸附去除水体中重金属 Cr和Pb，且污泥生物炭具有较好的稳定性（Diao et al.，2018）。然而，目前仍不清楚这种污泥生物炭是否能应用于土壤重金属Cr和Cd的高效修复，采用污泥生物炭修复土壤重金属Cr和Cd的研究也鲜见报道，同时重金属Cr和Cd在污泥生物炭的反应机制研究较少，有待进一步深入。

本研究采用缺氧高温热解法制备出一种新型污泥生物炭（SC），应用于土壤重金属Cr和Cd的修复，系统地研究了生物炭对土壤理化性质、土壤酶活性、土壤微生物活性和重金属Cr和Cd形态的影响，采用土壤培养和盆栽试验验证生物炭对 Cr和Cd的修复效果及对植株生长的影响，并探讨污泥生物炭修复土壤Cr和Cd的反应机制，旨在为Cr和Cd污染土壤修复及市政污泥资源化提供思路。

1 材料与方法

1.1 试验材料

本试验供试土壤样品采自清远某电镀工业园附近土壤（0—20 cm），经预处理后，保存备用。土壤重金属含量及基本理化性质测定结果如表1所示，此土壤pH为5.81，CEC为9.54 cmol·kg-1，有机碳质量分数为9.87 mg·kg-1，速效氮、速效磷和速效钾分别为97.25、12.41、198.63 mg·kg-1。Cr和Cd质量分数分别为415.21、2.02 mg·kg-1，土壤Cr和Cd含量远超于农用地土壤污染风险筛选值250 mg·kg-1和0.4 mg·kg-1（5.5＜pH≤6.5）（GB 15618—2018）（中华人民共和国生态环境部，2018）。本实验所用污泥生物炭是以市政污泥为原料，以淀粉为改性剂，在管式炉中按600 ℃、180 min进行缺氧高温热解制备而成，升温速率设置为10 ℃·min-1，氮气流量设置为40 mL·min-1（Diao et al.，2018）。采用扫描电镜能谱仪（SEM-EDS）、傅里叶变换红外光谱仪（FT-IR）和X射线衍射仪（XRD）分析技术对污泥生物炭的表征分析（图1和图2），结果表明，所形成的污泥生物炭孔隙发达，元素成分除了高含量的碳和氧外，还有丰富的含氧官能团和多种无机矿物质组分如SiO2、MgO、CaO、Fe3O4、Fe2O3和Al2O3等（Diao et al.，2018），这些特性有助于受重金属污染土壤的改良和修复。青菜品种选用的是上海青（Brassica chinensis L.），购于广州绿农种业有限公司。

图1 SC的扫描电镜能谱图Figure 1 SEM-EDS of SC sample

图2 SC的红外图谱（a）和XRD图谱（b）Figure 2 FTIR (a) and XRD (b) of SC sample

表1 SC对土壤理化性质的影响Table 1 Effects of SC on soil physical and chemical properties

1.2 试验部分

1.2.1 土培试验

把污泥生物炭按照0、1.0%、2.5%、4.0%施加剂量将污泥生物炭分别加入50 g含有重金属Cr和Cd的污染土壤中，充分搅拌混匀，加入一定量的超纯水，置于25 ℃人工培养箱内培养40 d。每个处理设置3个平行样。每隔4 d用超纯水补充土壤水分，调节土壤含水量为持水量的70%。分别在0、10、20、30、40 d时采集土壤样品，测定土壤重金属Cr和Cd含量变化。另外，在40 d时，采集土壤样品，测定土壤理化性质、土壤酶活性和土壤微生物活性的变化。

1.2.2 盆栽试验

盆栽试验共设置4个处理：每个花盆装2.5 kg土壤，分别施加0、1.0%、2.5%和4.0%污泥生物炭，同时施加一定的底肥（肥料用量为：1 kg土壤施加0.3 g氮、0.2 g磷和0.3 g钾），每个处理3个平行样品。调节土壤含水量为持水量的70%，稳定7 d后播种上海青种子（供试种子预先用NaClO消毒、清理，然后置于湿润滤纸上于人工培养箱中催芽3 d）。待其生长至幼苗期后，每盆土壤保留3棵幼苗，每隔4 d用超纯水补充土壤水分，40 d后收获青菜。收获时取其地上和地下部作为青菜样品，经预处理后，称取地上部分鲜质量，并测定各处理的青菜茎叶和根中Cr和Cd含量。

1.3 分析方法

土壤样品用0.1 mol·L-1HCl浸提后，使用ICP-AES测定有效态Cr和有效态Cd含量（王玉婷等，2020）；采用BCR连续提取法浸提后，使用ICP-AES测定不同形态土壤Cr和Cd含量（王志朴等，2021）；青菜样品Cr和Cd含量分析：样品经预处理后，用HNO3-HClO4消解，再使用ICP-AES测定（王玉婷等，2020）；土壤pH值、土壤有机碳（SOC）、土壤速效磷（AP）、速效氮（AN）和速效钾（AK）依据《土壤农化分析》测定（鲍士旦，2000）；土壤酶活性分析：β-葡萄糖苷酶和脲酶分别采用对硝基苯酚法和靛酚蓝比色法测定，酸性和碱性磷酸酶采用对硝基苯磷酸二钠法测定（Tabataba，1994）。土壤微生物量碳氮含量采用氯仿熏蒸浸提法测定（王玉婷等，2020）；土壤微生物数量的测定按Biolog平板分析法，将接种的ECO板于25 ℃下培养，测定吸光度（OD）值（张迪等，2019）；修复后土壤中的元素化学结合态采用X射线光电子能谱（XPS）分析。

1.4 数据处理及分析

应用Origin Pro 8.5软件和SPSS 22.0软件进行数据分析与图表制作。所获得数据为3个平行样品均值，对各处理间各类指标的差异进行差异显著性检验（P＜0.05）。

2 结果与讨论

2.1 污泥生物炭对土壤理化性质的影响

施加污泥生物炭对土壤理化性质影响的结果如表1所示，与未处理相比，土壤主要理化性质指标值都随着污泥生物炭剂量的增加而增大。未处理土壤pH为5.81，当施加了1.0%、2.5%和4.0%污泥生物炭之后，土壤pH增加0.23—0.91个单位。这种污泥生物炭含有碱土金属，施加到土壤中后能够提高土壤盐基饱和度，抑制酸根离子水解，有效缓解土壤的酸化作用，从而提升土壤碱性环境，有利于土壤重金属的钝化（Khan et al.，2013）。土壤阳离子交换量是反映土壤保肥能力的指标，研究发现施加4.0%污泥生物炭之后，土壤阳离子交换量从修复前的9.54 cmol·kg-1提高到了12.95 cmol·kg-1，这主要归因于污泥生物炭的高pH、孔隙和表面电荷的共同作用。速效氮、速效磷、速效钾和土壤有机碳是重要的土壤肥力指标，当污泥生物炭剂量为4.0%时，速效氮、速效磷、速效钾和土壤有机碳的质量分数分别达到了109.18、17.41、231.13、17.52 mg·kg-1。数据表明，污泥生物炭本身含有的无机矿物（如碳酸盐和硅酸盐等）和C、N和P等养分能直接提升这些指标值；另外，污泥生物炭能为土壤微生物生长提供所需的基质，提高了微生物活性，能有效促进氮、磷和钾的形成和转化。施加污泥生物炭均有助于提升土壤的肥力，能显著改善土壤理化性质。其中，土壤有机碳最显著，当施加污泥生物炭剂量为4.0%时，土壤有机碳从未处理的9.87 mg·kg-1增加到了17.52 mg·kg-1，提升了近78%，一方面富含有机碳污泥生物炭施入土壤后，能直接增加土壤有机质含量；另一方面，施加生物炭提高了土壤通气性，为微生物提供了基质，改变土壤中养分的生物可利用性，刺激了土壤微生物活性，提高了其对碳源的利用强度（Khan et al.，2013；Xu et al.，2022）。综上，施加污泥生物炭能提升土壤肥力。

2.2 污泥生物炭对土壤酶活性的影响

污泥生物炭施加对土壤酶活性影响的结果如表2所示，土壤酶活性是土壤养分转化过程和土壤肥力的重要指标。研究发现，在未处理土壤，β-葡萄糖苷酶、脲酶和碱性磷酸酶活性均处于较低水平，当施加污泥生物炭，β-葡萄糖苷酶、脲酶和碱性磷酸酶均随着污泥生物炭剂量的增加而增大。显然，施加污泥生物炭改善了土壤碳、氮和磷的循环转化过程，从而影响了土壤酶活性。这些酶活性的提高表明施加污泥生物炭能促进了土壤养分周转速率。

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

当施加污泥生物炭剂量为4.0%时，β-葡萄糖苷酶从未处理的18.95 μg·g-1·h-1增加到了30.81 μg·g-1·h-1，提升了近63%；碱性磷酸酶从未处理的4.02 mg·g-1增加到了5.12 mg·g-1，提升了近 27%；脲酶从未处理的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，酸性磷酸酶却随着污泥生物炭剂量的增加而减少，当施加污泥生物炭剂量为4.0%时，酸性磷酸酶从未处理的10.51 μg·g-1·h-1减少到了8.94 μg·g-1·h-1，降低了近 15%。这是因为添加污泥生物炭显著提升了土壤 pH、土壤阳离子交换量和土壤有机碳等指标，改善了土壤性质和肥力，从而促进了土壤β-葡萄糖苷酶、脲酶和碱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 污泥生物炭对土壤微生物活性影响

施加污泥生物炭对土壤微生物量碳氮和微生物数量的影响结果如表3所示，研究发现，当施加污泥生物炭，微生物量碳和氮含量都有较大的提高，两者含量均随着污泥生物炭剂量的增加而增大。当污泥生物炭剂量为4.0%时，微生物量碳和氮质量分数分别为56.62、30.42 mg·kg-1，与空白相比，微生物量碳和氮含量分别提升了37.3%和36.7%。这表明，施加污泥生物炭能增加土壤的营养元素成分，改善土壤微生物的生长环境（Zhu et al.，2017；梅闯等，2022）。

表3 SC对土壤微生物量碳氮和微生物丰度的影响Table 3 Effects of SC on soil MBC,MBN and microbial abundance

基于Biolog法中的平均吸光值（AWCD）能客观反映土壤微生物群落活性，因此，对不同处理后的土壤微生物群落活性进行了分析，结果表明，未处理时的AWCD为0.32，当污泥生物炭施加量为1.0%、2.5%和4.0%时，相应的AWCD分别达到了0.34、0.39和0.43。当污泥生物炭剂量为4.0%时，AWCD达到了最大增幅34.4%。以上试验数据表明，施加污泥生物炭之后，土壤理化性质得到了较好的改善，土壤营养元素成分含量增加，土壤酶活性也得到了提升，污泥生物炭多孔结构还能为微生物提供栖息场所，形成了一个更适宜土壤微生物生长的土壤环境，从而使土壤微生物数量和丰度得到了较好的提高（Gu et al.，2022）。

2.4 污泥生物炭对土壤中重金属Cr和Cd的修复效果

重金属在土壤中可被植物吸收同化的那部分统称为重金属的有效态含量，它通常被用来衡量土壤重金属修复效果。本研究通过测定不同污泥生物炭处理后的土壤重金属的有效态含量的变化来评估该土壤重金属的修复固定效果，不同污泥生物炭剂量对土壤中Cr和Cd修复效果影响的结果如图3所示。土壤中Cr和Cd修复效率均随着污泥生物炭剂量的增加而增大，且Cr和Cd修复效率也随着反应时间的延长而增大。当污泥生物炭剂量为1.0%、2.5%和4.0%时，反应40 d后，土壤中Cr的修复效率分别达到38.6%、54.3%和69.2%（图3a）；土壤中Cd的修复效率则分别达到64.7%、80.7%和93.2%（图3b）。与Cr相比，在同一污泥生物炭剂量对Cd的修复固定效果更高，一方面，此土壤样品 Cr含量远比Cd高，另一方面，也与重金属元素的性质差别相关。以上数据表明，本试验污泥生物炭能有效地固定土壤中不稳定态重金属Cr和Cd，使这些土壤重金属的有效态含量显著下降，达到修复的目的。污泥生物炭对土壤中Cr和Cd有显著修复效果的主要原因是呈碱性和多孔结构的污泥生物炭的施加使土壤环境和重金属结合形态转化为稳定态（Guo et al.，2018）。综上可知，这种污泥生物炭对两种重金属Cr和Cd均有较高的修复固定效率。

图3 不同SC处理对土壤中重金属Cr和Cd的修复效果Figure 3 Immobilization efficiencies of Cr and Cd in soil with different SC treatments

2.5 污泥生物炭对土壤中重金属Cr和Cd形态分布的影响

污泥生物炭对土壤中重金属Cr和Cd形态分布的影响如图4所示。未处理的土壤重金属Cr形态分布规律为酸溶态＞可氧化态＞可还原态＞残渣态（图4a），这表明，目前土壤重金属Cr的形态大部分为酸溶态，为不稳定态，易被植物吸收同化的有效态含量较高，危害环境和植物。未处理土壤中Cr的形态以弱酸提取态和可氧化态为主，当施加污泥生物炭之后，重金属Cr酸溶态和可氧化态比例均随着污泥生物炭剂量的增加而减小。当污泥生物炭剂量为1.0%、2.5%和4.0%时，反应40 d后，土壤中重金属Cr的酸溶态比例从未处理的60.5%分别降至40.1%、30.5%和17.9%。相应地，重金属Cr的可氧化态比例从未处理的20.4%分别降至16.5%、10.5%和7.6%。

图4 不同SC处理对土壤中重金属Cr和Cd形态的影响Figure 4 Bioavailability fraction of Cr and Cd in soil with different SC treatments

相反地，重金属Cr可还原态和残渣态比例均随着污泥生物炭剂量的增加而增大。当污泥生物炭剂量为4.0%时，重金属Cr的可还原态和残渣态比例分别从10.8%和8.3%提升到34.2%和40.3%。这表明，污泥生物炭的施用能使土壤重金属Cr的不稳定态向稳定态转化，显著降低了Cr的生物可利用性。类似地，当污泥生物炭剂量为1.0%、2.5%和4.0%时，反应40 d后，土壤中Cd的酸溶态比例从未处理的60.1%分别降至24.7%、12.4%和8.6%，而Cd的残渣态比例从未处理的9.7%分别提升到37.5%、47.1%和53.2%（图4b）。以上实验数据表明，经污泥生物炭修复后的土壤重金属Cr和Cd形态以残渣态为主，显著降低了土壤重金属Cr和Cd生物可利用性。

2.6 污泥生物炭对青菜Cr和Cd生物量和累积影响

污泥生物炭对青菜生物量影响的结果如图5所示，研究发现，与未处理的样品相比，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随着污泥生物炭剂量的增加而升高，当污泥生物炭剂量为1.0%、2.5%和4.0%时，反应40 d后，青菜地上部的生物量较未处理样品分别提升了13.4%、32.4%和55.5%。结果表明，施用了污泥生物炭后，一方面，土壤的理化性质得到了改善，重金属的毒害作用减弱，另一方面，土壤的营养元素成分增多，肥力得到了提升，从而使青菜地上部的生物量获得较大的提高。

图5 不同SC处理对青菜生物量的影响Figure 5 Effects of different SC treatments on the biomass of pakchoi

同时，也进一步研究了不同处理对青菜茎叶和根中Cr和Cd含量的影响效果，结果如图6所示。与未处理的样品相比，施用了污泥生物炭后，青菜茎叶和根中Cr和Cd的含量都有显著的降低。当污泥生物炭剂量为1.0%、2.5%和4.0%时，青菜茎叶中Cr含量较未处理的样品分别降低了20.2%、59.3%和87.7%。相应地，青菜根中Cr含量较未处理的样品降低11.8%—52.5%（图6a）。实验结果表明，施用污泥生物炭能有效阻控Cr在青菜中各部位的积累，显著地降低了Cr的生物可利用性，从而减轻Cr对青菜的毒害效应。类似地，污泥生物炭的施加，使青菜茎叶和根中Cd含量显著降低，当污泥生物炭剂量为4.0%时，青菜茎叶和根中Cd含量较未处理的样品分别降低了84.6%和67.3%（图6b）。其中可食部分（茎叶）Cr和Cd质量分数分别为0.41 mg·kg-1和0.08 mg·kg-1，均小于国家安全食用标准（GB 2762—2017，最大限值Cr≤0.5 mg·kg-1，Cd≤0.2 mg·kg-1）（国家食品药品监督管理局，2017；王玉婷等，2020）。

图6 不同处理对青菜茎叶和根中Cr和Cd含量的影响Figure 6 Effects of different treatments on concentrations of Cr and Cd in stem leaf and root of Brassica chinensis L.

综上，污泥生物炭对土壤中重金属Cr和Cd具有良好的修复固定效果，显著降低了Cr和Cd生物可利用性，有效阻控Cr和Cd在青菜中各部位的积累，达到了土壤重金属修复的效果。

2.7 污泥生物炭修复土壤中重金属Cr和Cd的反应机制

为了进一步探讨污泥生物炭对土壤中重金属Cr和Cd的反应机制，对污泥生物炭修复后土壤的XSP光谱变化进行分析，结果如图7所示。由图7a可知，XPS光谱图主要有C 1s、Fe 2p、O 1s、Cr 2p和Cd 3d的峰。在C 1s光谱图，有C=O、C-O、C-H和C-C所对应的峰（图7b），说明污泥生物炭富含有机碳和含氧官能团，重金属Cr和Cd可能与这些官能团发生吸附、络合和沉淀等反应，从而使Cr和Cd的有效态下降。由Fe 2p和O 1s光谱图可知，污泥生物炭存在铁氧化物，如Fe2O3、FeOOH和Fe3O4等，这些氧化物具有良好的吸附作用，有助于重金属Cr和Cd的络合和沉淀固定。除重金属氧化物和氢氧化物[Cr2O3和Cd(OH)2]外，还有络合物FeCr2O4的形成，以上数据表明，施加污泥生物炭能有效吸附固定土壤的Cr和Cd。

图7 污泥生物炭修复后土壤的XPS光谱变化Figure 7 XPS spectra variations of soil after remediation

此外，在Cr 2p和Cd 3d光谱图，还发现有Cr(OH)3和CdO的形成，另外，还存在部分被吸附的Cr(Ⅵ)和CaCl2。基于以上实验结果和相关文献研究（Diao et al.，2018；Liu et al.，2020；Qian et al.，2022；王志朴等，2021），提出了污泥生物炭修复土壤中重金属Cr和Cd可能的反应机制（图8）。首先，污泥生物炭含有的无机矿物（如碳酸盐和硅酸盐等）能与土壤中Cr和Cd形成沉淀而将其固定；其次，污泥生物炭表面的含氧官能团（如羧基和羟基等）能通过络合作用与土壤中的Cr和Cd形成金属配合物，实现重金属Cr和Cd的吸附固定；最后，污泥生物炭增加了土壤有机质的含量，使Cr和Cd与土壤中有机质形成络合物而被固定。综上可知，土壤中重金属 Cr的修复主要是在污泥生物炭和土壤表面通过吸附、还原、络合和沉淀的作用，形成较稳定态的物质（如Cr2O3、Cr(OH)3和FeCr2O4等），而Cd的修复主要是通过吸附、络合和沉淀的作用形成如Cd(OH)2和CdO等稳定态物质，从而实现土壤中重金属Cr和Cd的修复固定，降低了其生物可利用性，有效阻控Cr和Cd的污染毒害。

图8 污泥生物炭修复土壤中重金属Cr和Cd的反应机制Figure 8 The possible mechanism for the remediation of Cr and Cd by SC

3 结论

本研究以市政污泥为原料，以淀粉作为改性剂，通过缺氧高温热解法制备了一种污泥生物炭（SC）用于土壤重金属铬（Cr）和镉（Cd）的修复。研究发现，污泥生物炭富含有机碳和含氧官能团，污泥生物炭的施加能增加土壤有机碳含量和提升土壤肥力，同时还能有效提高土壤酶活性和土壤微生物丰度。污泥生物炭能同步固定两种重金属 Cr和Cd，在反应40 d后，其修复效率分别高达69.2%和93.2%。经污泥生物炭修复后的土壤重金属 Cr和Cd形态以可还原态和残渣态为主，显著降低了土壤Cr和Cd迁移性。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在青菜中各部位的积累，缓解重金属的毒害作用。土壤中Cr的修复主要通过吸附、还原、络合和沉淀的作用，形成较稳定态物质（如Cr2O3、Cr(OH)3和FeCr2O4等），而Cd的修复主要是通过吸附和沉淀的作用形成如 Cd(OH)2和CdO等稳定态物质，从而实现土壤中重金属Cr和Cd的修复固定。