据2014年《全国土壤污染状况调查公报》获悉,土壤镉(Cd)和砷(As)超标点位分列第一位和第三位。较之其他重金属元素,As和Cd更容易在大米累积。二者通过食物链进入人体,在人体组织器官积累,最终危害人体健康。为保障农产品安全和减缓人体暴露风险,有必要对As和Cd污染土壤进行修复。但因水稻土As和Cd的环境化学行为差异,采用单一的钝化材料很难实现复合污染土壤的修复和安全利用。在环境修复领域,生物质炭已展示出较大的潜力。前期研究证实,生物质炭的原材料来源丰富,并对溶液As或Cd有较高的去除或吸附效率,这为其在As和Cd复合污染土壤的修复和安全利用奠定了一定基础。为实现As和Cd复合污染土壤的修复和安全利用的目标,本研究整合分析相关文献,定量评价了生物质炭对土壤As和Cd的有效性及植物As和Cd累积的抑制效应,从生物质炭、土壤、植物和试验类型多维度分析了影响抑制效应的关键因素,以为生物质炭的选择和改性提供参考;选择4种生物质炭(Biochar,BC)为基质材料,通过水铁矿(Ferrihydrite,Fh)、层状双氢氧化物(Layer double hydroxides,LDHs)和层状双氢氧化物掺杂硅(Layer double hydroxides doped silicon,LDHs-Si)3种合成方法制备改性生物质炭(Modified biochar,MBC),考察了MBC对As(III)和Cd(II)的同步吸附能力,借助于BET、SEM-EDS、FTIR、XRD和XPS等表征手段阐述其吸附机制;通过淹水培养试验、盆栽试验和田间原位试验系统地研究MBC对污染土壤中As和Cd的同步钝化效应及其机制,以期为As和Cd复合污染土壤的修复提供参考和依据。本研究的主要结果如下:1)整合分析生物质炭对As和Cd复合污染土壤修复的潜力。对1030个观察数据进行整合分析,结果显示:生物质炭可以显著地降低土壤Cd有效性,约50.12%[40.03%,58.45%];但略提高土壤As的有效性,约2.39%[-5.16%,10.57%]。在田间试验组,生物质炭显著降低了土壤As和Cd有效性,分别约23.28%和47.40%;在非田间试验组,生物质炭显著提高了土壤As有效性约10.17%,并大幅度地提高了间隙水As浓度约62.29%。总体来看,生物质炭显著地抑制了植物As和Cd的累积,分别为25.48%[22.06%,28.76%]和38.66%[33.18%,43.69%]。在非田间试验组,生物质炭显著抑制了植物对As和Cd的吸收,分别为27.33%和34.37%;在田间试验组,生物质炭显著抑制了植物对As和Cd的吸收,分别为18.09%和52.98%。生物质炭对植物累积As的抑制效应大小为根<茎<叶<籽粒;对植物累积Cd的抑制效应大小为根<叶<茎<籽粒,这表明它们能够抑制As和Cd向植物各部位转移,特别是向籽粒部分转移。从关键因素分析看,畜禽粪便类生物质炭、低温热解的生物质炭、低生物质炭施用量和高土壤有机碳(Soil organic carbon,SOC)更有利于降低植物As和Cd的积累。生物质炭实现了同步抑制植物As和Cd累积,但其效率有待进一步提高,以确保作物的安全生产。2)改性生物质炭同步吸附混合溶液As(III)和Cd(II)的性能及其机制。以小麦秸秆生物质炭(WSBC)、玉米秸秆生物质炭(CSBC)、猪粪生物质炭(PMBC)和混合木质生物质炭(MWBC)作为基质材料,通过Fh、LHDs和LDHs-Si合成方法,改性获得了12种改性生物质炭(MBC)。吸附试验结果表明,MBC具备同时吸附去除As(III)和Cd(II)的能力。与BC相比,12种MBC均明显提高了同步吸附As(III)和Cd(II)的性能,理论吸附量分别为25.13~97.13 mg/g和23.95~77.29mg/g。在MBC中,Fh@PMBC和LDHs-Si@PMBC分别对As(III)和Cd(II)的理论吸附量最大,分别为97.13 mg/g和77.29 mg/g。MBC上成功负载上Fe及其化合物,负载量为39.67~108.79 mg/g。通过BET试验表明,改性过程提高了MBC的比表面积和孔隙体积,这为As(III)和Cd(II)的吸附提供了更多的接触点位。通过FTIR观测,MBC表面的-OH官能团吸收峰增强;通过XRD分析,MBC表面形成了铁(氢)氧化物或层状双氢氧化物的新物相;通过吸附等温、竞争离子、解吸试验、氧化还原试验和表征手段证明,MBC同步吸附As(III)和Cd(II)的过程可能涉及表面络合、内层络合、离子交换、氧化还原和静电吸附等机制。3)改性生物质炭同步钝化复合污染土壤As和Cd的可能性及潜在机制。选择12种MBC,通过淹水培养试验和材料稳定性试验探讨MBC对复合污染水稻土As和Cd的同步钝化效果及其机理。结果表明,随着淹水培养时间的延长,土壤氧化还原电位降低,体系的还原性增强,间隙水As浓度呈先增加后趋于平稳的趋势。当pe+p H<5时,间隙水As的浓度急剧增加。间隙水Fe和As呈很好的线性关系,说明它们在土壤中的溶出具有同步性,与含As铁矿物的还原溶解有关。随着土壤还原性的增强,间隙水Cd浓度呈先增加后减小的趋势,Cd浓度拐点为pe+p H=5。当pe+p H<5时,间隙水Cd降低可能与更多的硫化物结合有关。在所有处理中,BC(除PMBC外)提高了间隙水As的浓度,降低了间隙水Cd的浓度;但MBC可以同步抑制水稻土As和Cd向间隙水的释放,这说明MBC中负载的Fe及其化合物对As的固定起着直接的作用。淹水培养后,BC(除了CSBC外)和MBC都能显著地提高土壤p H(P<0.05)。LDHs-Si@BC类MBC明显提高了约0.62~0.70个单位的土壤p H;在4种BC中,PMBC明显提高了约0.3个单位的土壤p H。作为富含碳材料,BC或MB也能提高土壤有机碳(SOC)含量,约1.15~5.48 g/kg。BCR结果显示,添加5‰的BC或MBC使弱酸提取态Cd向可氧化态Cd转化,说明有效态Cd与BC/MBC发生了结合。通过材料稳定性试验揭示,MBC影响土壤性质及间隙水As/Cd浓度的同时,其自身属性也发生了变化。MBC进入土壤后,其可溶性有机组分和负载的铁(氢)氧化物发生了变化。MBC提高了土壤溶液DOC浓度,并改变了土壤溶液DOM的结构和组成(如,富里酸比例的增加),进而影响水稻土As和Cd的有效性和活性;Fh@PMBC和Fh@WMBC上无定型铁(氢)氧化物转化为晶型的铁(氢)氧化物,这也为固定土壤As和Cd提供了界面;LDHs@BC和LDHs-Si@BC的层状结构破坏,说明层状结构并未对复合污染土壤As和Cd的同步钝化起作用。4)改性生物质炭对大米As和Cd累积的抑制效应。通过盆栽试验和田间原位试验,探究MBC对As和Cd复合污染土壤的修复效果。盆栽试验结果显示,4种Fh@BC处理减小了间隙水As的浓度峰值,由1032μg/L降至573~698μg/L;4种BC降低间隙水Cd的浓度峰值,由18.13μg/L降至15.33~17.13μg/L。从大米As累积来看,BC(CSBC除外)和MBC均能够减小大米As的含量,其中Fh@PMBC的对大米As的抑制效果最好,为27.63%。从大米无机砷(Inorganic arsenic,i As)累积来看,BC和MBC均显著(P<0.05)降低了大米i As含量,BC对大米i As累积的抑制效应更好。其中,PMBC、CSBC和LDHs-Si@MWBC处理的大米i As含量分别为0.19 mg/kg、0.19 mg/kg和0.15 mg/kg,且满足《GB 2762—2017》标准的要求。其他BC和MBC处理的大米i As浓度轻微地高于上述标准的要求。从大米Cd累积来看,BC和MBC处理均能显著降低大米Cd含量(P<0.05),且满足《GB 2762—2017》标准的要求。其中,LDHs-Si@MWBC、WSBC、PMBC和CSBC对大米Cd累积的抑制效果较好,约为60%。盆栽实验和田间原位试验共同证实,PMBC及其MBC均能有效地抑制大米i As和Cd的累积,说明PMBC及其MBC在As和Cd复合污染水稻田土壤的修复方面具一定的潜力。值得注意的是,LDHs-Si@BC对水稻的根、茎叶、籽粒及总生物量都有明显的抑制作用,其层状结构对土壤As和Cd的同步钝化也未起到作用,不推荐作为As和Cd复合污染土壤的修复材料。相比而言,Fh@BC对大米As、i As和Cd的累积都具有良好的抑制作用,加之其制备过程更为简易,具有作为As和Cd复合污染土壤修复材料的潜力。