合外，其余條件相同，分別制得鐵基-腐殖 質(zhì)復(fù)合材料E和F。
[0057] 將上述腐殖質(zhì)、鐵基-腐殖質(zhì)復(fù)合材料D、鐵基-腐殖質(zhì)復(fù)合材料E、鐵基-腐殖質(zhì) 復(fù)合材料F分別經(jīng)強(qiáng)酸消解后，采用火焰原子吸收光譜法測定其中Fe元素含量（結(jié)果如表 2所示）。結(jié)果與實施例1類似，說明以零價鐵粉和腐殖質(zhì)為前驅(qū)物成功獲得鐵基-腐殖質(zhì) 復(fù)合材料。
[0058] 表2 :實施例2腐殖質(zhì)及鐵基-腐殖質(zhì)復(fù)合材料中Fe元素含暈（％ )
[0060] 實施例3 :鐵基-腐殖質(zhì)復(fù)合材料對三價砷、五價砷及鎘離子的吸附實驗
[0061] 本實施例的鐵基-腐殖質(zhì)復(fù)合材料吸附去除砷鎘具體步驟如下：
[0062] (1)稱取0· 15g實施例1獲得的載鐵量4. 7%的鐵基-腐殖質(zhì)復(fù)合材料C加入15mL 離心管中，加入含有初始濃度分別為IOmgzl(NaAsO2)、IOmgzl(NaAsO3)及20mg/L(CdNO 3)混 合溶液15mL，按照取樣的數(shù)量及重復(fù)樣品確定需要布置的反應(yīng)離心管數(shù)量；
[0063] (2)將混合后的反應(yīng)液避光條件下在水平振蕩儀上振蕩；
[0064] (3)反應(yīng)進(jìn)行10、20、40、80、120、24011^11后分別取出三個反應(yīng)樣品離心；上清液稀 釋適當(dāng)?shù)谋稊?shù)后，采用原子熒光法測定體溶液中三種重金屬離子的濃度。
[0065] 結(jié)果如圖2所示，圖2為As (III)、As(V)及Cd(II)在不同時間點的去除率變化 圖。從圖2可以看出，溶液中三種重金屬具有較高的去除率，在240min時，As (III)、As (V) 及Cd(II)的去除率分別達(dá)到54. 6%、66. 7%和82. 1%?？梢姡景l(fā)明的鐵基-腐殖質(zhì)復(fù)合 材料對砷鎘具有高效的同時吸附去除效果。
[0066] 實施例4 :基于污染重金屬有效性降低的不同來源腐殖質(zhì)優(yōu)選
[0067] (1)分別設(shè)置不同來源腐殖質(zhì)的處理，不同來源的腐殖質(zhì)包括：提取自水稻田土、 蔬菜地土、果園土、泥炭土、池塘底泥的腐殖質(zhì)，分別標(biāo)記為A、B、C、D、E處理，腐殖質(zhì)的提取 方法采用國際腐殖質(zhì)協(xié)會推出的參考方法，以NaOH溶液提取；
[0068] 不同來源的腐殖質(zhì)中總碳及胡敏酸、胡敏素和富里酸的質(zhì)量分?jǐn)?shù)比例如表3所 示；
[0069] (2)采用與實施例1中鐵錳懸浮液與腐殖質(zhì)懸浮液體積比1:5比例相同的鐵 基-腐殖質(zhì)復(fù)合材料制備方法，分別制備成不同來源腐殖質(zhì)的鐵基-腐殖質(zhì)復(fù)合材料；
[0070] (3)從廣州市白云區(qū)江高蔬菜種植基地，采集無重金屬污染土壤；
[0071] (4)將濃度為 10mg/L (NaAsO2)、10mg/L (NaAsO3)及 20mg/L (CdNO3)的混合溶液與無 污染土壤按照水土比2:1的比例混合，攪拌均勻后靜置5天，然后自然晾干，配制成砷鎘復(fù) 合污染土壤；
[0072] (5)對于每一種不同的來源腐殖質(zhì)獲得鐵基-腐殖質(zhì)復(fù)合材料，均進(jìn)行以下實驗： 晾干后的土壤分成三份，按照復(fù)合材料：土壤=1:50的比例添加復(fù)合材料，混合均勻后加 水淹沒土壤靜置10天；另外設(shè)置三份不經(jīng)鐵基-腐殖質(zhì)復(fù)合材料處理的重金屬污染土壤作 為對照；
[0073] (6)將步驟（5)中的土壤分別采用水浸法提取其中的溶解態(tài)重金屬，采用0. 5M的 鹽酸提取吸附態(tài)重金屬.
[0074] 與未經(jīng)鐵基-腐殖質(zhì)復(fù)合材料處理的砷鎘重金屬污染土壤相比，經(jīng)不同來源腐殖 質(zhì)制備的鐵基-腐殖質(zhì)復(fù)合材料處理的重金屬污染土壤中溶解態(tài)砷鎘均明顯下降，吸附態(tài) 砷鎘的濃度則明顯上升。鐵基-腐殖質(zhì)復(fù)合材料處理后土壤中溶解態(tài)重金屬相對于未經(jīng)處 理的重金屬污染土壤中砷鎘下降比例如圖3所示；吸附態(tài)重金屬含量變化如圖4所示。
[0075] 結(jié)合表3和圖3的結(jié)果分析可知，從果園土、泥炭土和池塘底泥提取的腐殖質(zhì)中總 碳及胡敏酸和胡敏素的含量相對較高，以這三種腐殖質(zhì)為前驅(qū)物制備的鐵基-腐殖質(zhì)復(fù)合 材料，使溶解態(tài)As(III)、As (V)和Cd(II)下降的比例相對更高。同樣的，如圖4吸附態(tài)重金 屬含量變化所示，鐵基-腐殖質(zhì)復(fù)合材料處理后的土壤中吸附態(tài)As (III)、As (V)和Cd(II) 的含量相對更高，尤其是以從果園土、泥炭土和池塘底泥提取的腐殖質(zhì)制備的鐵基-腐殖 質(zhì)復(fù)合材料。因此，本發(fā)明的以不同來源腐殖質(zhì)制備的鐵基-腐殖質(zhì)復(fù)合材料中對于砷鎘 復(fù)合污染土壤中重金屬有效性具有明顯的降低作用，尤其是以總碳及胡敏酸和胡敏素含量 較高的腐殖質(zhì)制備的復(fù)合材料，砷鎘有效性降低更為明顯。因此本發(fā)明中腐殖質(zhì)前驅(qū)物優(yōu) 選為總碳及胡敏酸和胡敏素含量較高的腐殖質(zhì)。
[0076] 表3 :不同來源提取的腐殖質(zhì)中總碳及其他參數(shù)指標(biāo)
[0078] 實施例5 :實施例2獲得的鐵基-腐殖質(zhì)復(fù)合材料D修復(fù)砷鎘復(fù)合污染土壤促進(jìn) 芥菜正常生長盆栽實驗
[0079] (1)實驗用土壤采自廣東省韶關(guān)市仁化縣的砷鎘復(fù)合污染土壤；
[0080] (2)分別設(shè)置鐵基-腐殖質(zhì)復(fù)合材料與土壤（Fe-HS-Soil) 1:50處理和無復(fù)合材料 處理的污染土壤（CK-Soil);
[0081] (3) Fe-HS-Soil處理中，土壤中添加鐵基-腐殖質(zhì)復(fù)合材料后，充分混合均勻，加 水淹沒土壤，老化10天；
[0082] (4)Fe-HS-Soil處理土壤老化10天后取少量土壤測定其中有效態(tài)重金屬濃度，其 他土壤用于盆栽實驗；
[0083] (5) 土壤經(jīng)測定各種營養(yǎng)指標(biāo)后確定盆栽實驗中所需添加的各種營養(yǎng)液含量，以 保證供試芥菜的正常生長需要；
[0084] (6)種植芥菜，按照常規(guī)要求設(shè)定盆栽實驗中水土比、培養(yǎng)過程中土壤的有效持水 量、病蟲害等指標(biāo)，觀察其生長狀況；
[0085] (7)播種40天后收獲，芥菜植株用自來水沖洗，洗掉附著在植株表層的重金屬，再 用去離子水沖洗三次，瀝干；將植株地上部分和地下部分分別粉碎，粉碎的芥菜樣品采用濃 硝酸-高氯酸法消煮，土壤樣品采用濃硝酸-高氯酸-氫氟酸法消化（3:1，v/v)后用原子 法測定砷鎘總濃度。
[0086] 鐵基-腐殖質(zhì)復(fù)合材料處理前后土壤有效砷鎘的含量及兩種處理后芥菜地上部 和地下部砷鎘的含量如表4所示。從結(jié)果可以看出，砷鎘復(fù)合污染土壤在經(jīng)鐵基-腐殖質(zhì)復(fù) 合材料處理后，其中的有效態(tài)砷鎘分別下降了 28. 2 %和37. 4 %。經(jīng)鐵基-腐殖質(zhì)復(fù)合材料 處理的砷鎘復(fù)合污染土壤中種植的芥菜，與未經(jīng)處理的砷鎘復(fù)合污染土壤中種植的芥菜相 比，芥菜地下部和地上部中砷的含量分別下降了 61. 7%和39. 3%，鎘則分別下降了 72. 1% 和48. 3%。由以上結(jié)果可知，本發(fā)明的鐵基-腐殖質(zhì)復(fù)合材料能有效降低砷鎘復(fù)合污染土 壤中砷和鎘的有效性。更為重要的是，經(jīng)鐵基-腐殖質(zhì)復(fù)合材料處理的砷鎘復(fù)合污染土壤 中種植的芥菜，地下部和地上部砷和鎘的濃度均大幅度降低，促進(jìn)了砷鎘復(fù)合污染土壤中 蔬菜的安全生產(chǎn)。
[0087] 表4 :鐵基-腐殖質(zhì)復(fù)合材料處理前后土壤有效砷鎘的含量及兩種處理后芥菜地 上部和地下部砷錦的含量
[0088]
[0089] 實施例6 :實施例2獲得的鐵基i腐殖質(zhì)復(fù)合材料修復(fù)砷鎘復(fù)合污染土壤降低水 稻籽粒中砷鎘含量的大田實驗。
[0090] (1)大田實驗在廣東省佛岡縣砷鎘復(fù)合污染的水稻田中進(jìn)行；
[0091] (2)將實施例2中獲得的鐵基-腐殖質(zhì)復(fù)合材料D按照畝施量100公斤的比例添 加到污染農(nóng)田中，對照組為不添加鐵基-腐殖質(zhì)復(fù)合材料的水稻土壤，每個小區(qū)為20平方 米，每個處理設(shè)置三個重復(fù)；
[0092] (3)添加鐵基-腐殖質(zhì)復(fù)合材料后，稻田土壤經(jīng)過翻耕犁田等措施使復(fù)合材料與 污染土壤充分混合；
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