桑稈生物炭對(duì)污染土壤氧化還原過(guò)程中重金屬的固持效應(yīng)

劉昳晗,劉 穎,王麗娜,楊 璐,鄧紹坡,韋 婧,5①,毛 萌

(1.生態(tài)環(huán)境部南京環(huán)境科學(xué)研究所,江蘇 南京 210042;2.國(guó)家環(huán)境保護(hù)土壤環(huán)境管理與污染控制重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,江蘇 南京 210042;3.中國(guó)農(nóng)業(yè)大學(xué)土地科學(xué)與技術(shù)學(xué)院,北京 100193;4.中國(guó)科學(xué)院南京土壤研究所,江蘇 南京 210008;5.廣東省環(huán)境健康與資源利用重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,廣東 肇慶 526061)

我國(guó)土壤重金屬污染現(xiàn)狀不容樂(lè)觀[1],受鎘、砷、汞、銅、鋅等重金屬污染土地面積約為0.1億hm2,每年被重金屬污染的糧食達(dá)1 200余萬(wàn)t[2-3]。土壤中重金屬元素可以通過(guò)土壤—作物—膳食鏈被人體攝取并在人體內(nèi)富集,嚴(yán)重威脅人體健康[4],其中,Cd、Pb被認(rèn)為是對(duì)人體危害最大且普遍存在的重金屬元素[5],環(huán)境中Zn過(guò)量累積也會(huì)對(duì)動(dòng)植物造成毒害[6]。

作為一種環(huán)境友好的污染土壤穩(wěn)定化藥劑,近年來(lái),生物炭被廣泛應(yīng)用于土壤修復(fù)領(lǐng)域[4,7-8]。生物炭是生物質(zhì)在高溫限氧條件下制備得到的富碳物質(zhì),具有發(fā)達(dá)的孔隙結(jié)構(gòu)、豐富的比表面積和表面官能團(tuán),能夠通過(guò)表面絡(luò)合、離子交換、靜電吸附以及共沉淀作用等機(jī)制吸附固定重金屬[8-10]。ZAMA等[11]研究不同熱解溫度條件下制備的生物炭對(duì)Cd和Pb等重金屬的吸附特性時(shí)發(fā)現(xiàn),生物炭對(duì)Pb2+的吸附機(jī)制主要是表面沉淀、有機(jī)官能團(tuán)絡(luò)合和π電子配位,而吸附Cd2+的機(jī)制主要為表面沉淀和陽(yáng)離子交換作用。SORIA等[12]研究了在Cd2+、Zn2+和Pb2+共存溶液中生物炭對(duì)重金屬離子的吸附機(jī)制,發(fā)現(xiàn)共存溶液體系中生物炭對(duì)Cd2+和Pb2+的吸附機(jī)制主要為羧基官能團(tuán)絡(luò)合、陽(yáng)離子-π鍵以及磷酸鹽、硅酸鹽沉淀作用,而Zn2+主要與生物炭上的酚醛官能團(tuán)結(jié)合或形成磷酸鹽沉淀。生物炭的生產(chǎn)是生物炭材料研發(fā)與應(yīng)用的前提和基礎(chǔ)。當(dāng)前,限氧高溫?zé)崃呀饧夹g(shù)是制備生物質(zhì)炭的主流方法,但是該技術(shù)的生產(chǎn)和使用成本仍較高(均價(jià)為2 000元·t-1),主要包括原料與產(chǎn)品的運(yùn)輸費(fèi)以及設(shè)備與場(chǎng)地的購(gòu)置和運(yùn)行維護(hù)費(fèi)等,這極大地限制了生物炭產(chǎn)品的推廣應(yīng)用[7]。校亮等[13]和馮麗蓉等[14]近期研發(fā)的“限氧-噴霧”和“曝氧-噴霧”系列制炭技術(shù),通過(guò)“水-火聯(lián)動(dòng)”方法可在田間實(shí)現(xiàn)將農(nóng)林廢棄物直接轉(zhuǎn)化為生物炭,制得的生物炭保留了較好的均質(zhì)性,具有豐富的營(yíng)養(yǎng)元素和表面官能團(tuán),對(duì)抗生素等污染物有較好的吸附性能。

土壤中重金屬的行為與土壤理化性質(zhì)密切相關(guān)[15],南方稻田土壤在水稻生長(zhǎng)季節(jié)通常經(jīng)歷周期性的淹水排水階段,長(zhǎng)期的環(huán)境擾動(dòng)可能導(dǎo)致土壤氧化還原電位(Eh)和pH發(fā)生改變,容易引起土壤中重金屬的吸附與解吸、沉淀溶解等地球化學(xué)行為[16]。生物炭的施入能引起土壤理化性質(zhì)的改變,降低重金屬的遷移性和生物有效性[17]。例如YANG等[18]發(fā)現(xiàn)由動(dòng)物糞便制備的生物炭能夠使稻田土中易遷移態(tài)Cd、Zn和Pb含量分別降低25.35%～61.9%、39.26%～82.74%和60.24%～97.40%。EL-NAGGAR 等[19]在復(fù)合重金屬污染的礦區(qū)土壤中施加稻殼生物炭,發(fā)現(xiàn)生物炭降低了土壤中20%的易遷移態(tài)Cd、19%的易遷移態(tài)Cu以及8%的水溶態(tài)和可交換態(tài)Zn。但由于土壤環(huán)境本身十分復(fù)雜,生物炭材料的施入對(duì)重金屬穩(wěn)定性的影響仍有待長(zhǎng)期的監(jiān)測(cè)驗(yàn)證。

該研究以桑樹(shù)枝干為原料,采用前期研發(fā)的“水-火聯(lián)動(dòng)”原位制炭技術(shù)制備桑稈生物炭,開(kāi)展溶液批平衡試驗(yàn),探究生物炭對(duì)溶液中目標(biāo)重金屬的吸附特征與機(jī)制;以云南礦區(qū)附近污染農(nóng)田土為供試土壤,開(kāi)展室內(nèi)培養(yǎng)試驗(yàn),模擬氧化還原過(guò)程,研究添加桑稈生物炭對(duì)土壤pH、Eh以及土壤溶液中重金屬濃度的影響,探討桑稈生物炭對(duì)土壤重金屬的固持效果與機(jī)制。

1 材料與方法

1.1 生物炭的制備

選取廣西宜州的桑稈作為生物質(zhì)原料,采用前期研發(fā)的“水-火聯(lián)動(dòng)”田間制炭技術(shù)制備生物炭[13-14],即將桑稈原料填入田間制炭槽體壓實(shí),槽體一端用固體酒精引燃,利用槽體內(nèi)噴槍進(jìn)行噴水控火,制得桑稈生物炭,記作SG-BC。桑稈生物炭經(jīng)粉碎、研磨后過(guò)25 μm孔徑尼龍篩,裝入自封保存袋儲(chǔ)存?zhèn)溆谩?/p>

1.2 生物炭的表征

采用箱式電阻爐將樣品于800 ℃條件下灼燒4 h,測(cè)定生物炭灰分含量。按照m(生物炭)∶V(去離子水)=1∶25的比例混合,以160 r·min-1轉(zhuǎn)速振蕩24 h,混合液靜置1 h后,用pH計(jì)(MettlerToledo FiveEasy Plus FE28,瑞士)測(cè)定生物炭pH值。采用pH值漂移法測(cè)定生物炭等電點(diǎn)(pHpzc)[20]。利用元素分析儀(Elementar Vario Micro cube,德國(guó))對(duì)生物炭中C、H和N元素的質(zhì)量分?jǐn)?shù)進(jìn)行測(cè)定。利用傅里葉變換紅外光譜儀(FTIR,Thermo Scientific Nicolet iS5,美國(guó))分析生物炭表面官能團(tuán)。利用X射線衍射儀(XRD)(理學(xué)Ultima IV,日本)分析生物炭材料中的礦質(zhì)成分。采用掃描電子顯微鏡(SEM,日立S4800,日本)觀察生物炭表面形態(tài)。

1.3 等溫吸附試驗(yàn)

采用優(yōu)級(jí)純Cd(NO3)2·4H2O、Zn(NO3)2·H2O和Pb(NO3)2試劑,分別配制質(zhì)量濃度為1 000 mg·L-1的Cd、Zn和Pb貯備液。將貯備液用超純水(Millipore)稀釋為0～500 mg·L-1系列濃度梯度的Cd、Zn和Pb溶液,采用0.1 mol·L-1HCl或NaOH溶液調(diào)節(jié)各溶液pH為5.5 ±0.1,稱取20 mg生物炭置于15 mL離心管中,分別加入10 mL不同濃度梯度Cd、Zn和Pb溶液,在室溫條件下按160 r·min-1恒溫振蕩24 h。振蕩結(jié)束后,將混合液放入離心機(jī)以3 500 r·min-1的轉(zhuǎn)速離心15 min,上清液經(jīng)0.45 μm孔徑水相聚醚砜濾膜過(guò)濾,使用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀(ICP-MS,PerkinElmer Elan DCRII,USA)測(cè)定濾液中Cd、Zn和Pb濃度。采用Langmuir和Freundlich等溫吸附方程就生物炭對(duì)Cd、Zn和Pb的等溫吸附進(jìn)行擬合[21]。過(guò)濾后對(duì)剩余生物炭樣品進(jìn)行清洗和冷凍干燥,研磨后采用FTIR分析其吸附重金屬前后表面官能團(tuán)的變化情況。重金屬吸附容量計(jì)算公式為

(1)

式(1)中,Qt為吸附容量,mg·g-1;C0為初始濃度,mg·L-1;Ct為平衡時(shí)刻殘留濃度,mg·L-1;V為溶液體積,L;m為生物炭質(zhì)量,g。

Langmuir和Freundlich等溫吸附方程表達(dá)式分別為

(2)

(3)

式(2)～(3)中,Qm為單層飽和吸附容量,mg·L-1;Ce為平衡質(zhì)量濃度,mg·L-1;KL為L(zhǎng)angmuir吸附平衡常數(shù),mg·L-1;Qe為平衡吸附容量,mg·L-1;KF為Freundlich吸附平衡常數(shù);n為濃度指數(shù),用于指示吸附劑的吸附容量和表面均勻度。

1.4 土壤培養(yǎng)試驗(yàn)

供試土壤采自云南省蘭坪縣某礦區(qū)附近的稻田表層土壤(0～20 cm)。將采集到的土壤置于室內(nèi)自然風(fēng)干,在剔除石塊和生物殘?bào)w等雜物后,過(guò)1 700 μm孔徑尼龍篩后將其裝入自封袋保存?zhèn)溆?。供試土壤基本理化性質(zhì):pH為6.47,砂粒、粉粒和黏粒質(zhì)量含量分別為537、292和171 g·kg-1,土壤質(zhì)地為砂質(zhì)壤土,有機(jī)質(zhì)質(zhì)量含量為34.9 g·kg-1,陽(yáng)離子交換量為11.8 cmol·kg-1,Cd、Zn和Pb質(zhì)量含量分別為8.58、527.26和252.89 mg·kg-1。

室內(nèi)土壤培養(yǎng)試驗(yàn)設(shè)計(jì)參考BEIYUAN等[22]研究,設(shè)置未添加生物炭的原始土壤對(duì)照組(Soil)和添加3%(炭土質(zhì)量比)桑稈生物炭的試驗(yàn)組(Soil+SG-BC)2個(gè)處理,各設(shè)3個(gè)平行。厭氧和曝氧兩個(gè)階段共取樣9次(圖1)。

圖1 土壤培養(yǎng)試驗(yàn)示意

分別稱取10 g供試土壤置于100 mL密封螺口滅菌玻璃瓶中,試驗(yàn)組每個(gè)樣品添加0.3 g桑稈生物炭,充分混勻后加入30 mL滅菌去離子水,充入氮?dú)夂?將瓶口采用石蠟?zāi)し饪?置于32 ℃恒溫培養(yǎng)箱中進(jìn)行厭氧培養(yǎng)。培養(yǎng)4、11、20、28和40 d時(shí)在厭氧手套袋中進(jìn)行破壞性采樣及樣品處理。培養(yǎng)41 d時(shí),將瓶口密封蓋替換為耐高溫組培封口膜,封口膜中間為0.2 μm孔徑的聚四氟乙烯透氣膜,目的在于避免曝氧培養(yǎng)過(guò)程中空氣中雜質(zhì)進(jìn)入瓶中。隨后將培養(yǎng)瓶置于恒溫?fù)u床中,以240 r·min-1低速振蕩,使樣品與空氣充分接觸,進(jìn)行曝氧培養(yǎng)。培養(yǎng)41、43、47和54 d時(shí)進(jìn)行曝氧期樣品采集。樣品采集后測(cè)定pH、Eh和土壤溶液中Cd、Zn和Pb濃度。SG-BC對(duì)土壤重金屬的固持效率計(jì)算公式為

(4)

式(4)中,η為固持效率,%;ρCK、ρSG分別為對(duì)照組和施加SG-BC試驗(yàn)組土壤溶液中重金屬濃度,μg·L-1。

2 結(jié)果與討論

2.1 桑稈生物炭的基本理化性質(zhì)

桑稈生物炭基本理化性質(zhì):pH為9.34,等電點(diǎn)(pHpzc)為10.00,灰分質(zhì)量分?jǐn)?shù)為21.65%,N、C、H和O質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為0.714%、62.715%、1.324%和13.600%,H/C比值為0.253,O/C比值為0.163。SG-BC堿性較強(qiáng),pH為9.34,主要是由于原始桑稈含有大量纖維素和木質(zhì)素,煅燒后形成的生物炭鹽基離子和無(wú)機(jī)堿濃度較高造成的[23-24]。SG-BC的H/C比值為0.253,具有較強(qiáng)的芳香性,在環(huán)境中可長(zhǎng)久穩(wěn)定存在[25]。

桑稈生物炭的SEM-EDS圖見(jiàn)圖2。圖2顯示,SG-BC主要呈現(xiàn)不規(guī)則塊狀,有部分孔隙結(jié)構(gòu),能譜顯示SG-BC富含Ca、Mg和K等堿性鹽基離子。生物炭表面的堿基離子能與重金屬離子發(fā)生陽(yáng)離子交換以固定重金屬[10]。SG-BC的XRD和FTIR譜圖見(jiàn)圖3。

圖2 桑稈生物炭的SEM圖〔(a)和(b)〕和EDS能譜圖〔(c)〕

圖3 桑稈生物炭的XRD和FTIR譜圖

圖3(a)顯示,SG-BC包含大量無(wú)定形碳成分,含有的主要礦質(zhì)成分為石英(主要成分為二氧化硅)和方解石(主要成分為碳酸鈣)。生物炭中的硅組分可與重金屬形成硅酸鹽沉淀,且碳酸鈣釋放出的鈣離子能與重金屬發(fā)生陽(yáng)離子交換作用和沉淀作用[8,12]。SG-BC的FTIR譜圖主要存在5個(gè)主峰:3 383 cm-1對(duì)應(yīng)的羥基(—OH)、1 564和1 426 cm-1對(duì)應(yīng)的羧基對(duì)(—COO-)、1 100 cm-1對(duì)應(yīng)的碳氧鍵(—C—O)以及874 cm-1處芳香族化合物的碳?xì)滏I(C—H)[11,21]。生物炭表面的—OH和—COO-等含氧官能團(tuán)能與重金屬發(fā)生離子交換和絡(luò)合作用吸附固定重金屬[26]。除此之外,生物炭的芳香結(jié)構(gòu)還能作為π電子供體與重金屬離子發(fā)生陽(yáng)離子-π鍵作用[27]。因此,制備得到的SG-BC有望對(duì)重金屬表現(xiàn)出較好的吸附固持效果。

2.2 SG-BC對(duì)Cd2+、Zn2+和Pb2+的等溫吸附特征

采用Langmuir和Freundlich等溫吸附模型對(duì)SG-BC吸附Cd2+、Zn2+和Pb2+的結(jié)果進(jìn)行擬合,得到的等溫吸附線見(jiàn)圖4,擬合參數(shù)見(jiàn)表1。SG-BC對(duì)Cd2+、Zn2+和Pb2+的最大實(shí)際吸附量分別為25.75、41.10和214.39 mg·g-1。SORIA等[12]采用的高溫(550和700 ℃)限氧條件制備的不同植物前體生物炭,對(duì)Cd、Zn和Pb的最大吸附量分別為8～21、3～11和41～46 mg·g-1。嵇夢(mèng)圓等[28]在500 ℃缺氧條件下熱解制備的農(nóng)林廢棄物基生物炭,對(duì)Cd和Pb的最大吸附量分別為15.9～29.5和87.7～110.5 mg·g-1。與前人研究相比,筆者研究制備的SG-BC對(duì)Pb等重金屬的吸附能力較為優(yōu)異,且制炭方式簡(jiǎn)便易得。

表1 桑稈生物炭對(duì)Cd、Zn和Pb的等溫吸附模型擬合參數(shù)

圖4 桑稈生物炭對(duì)Cd、Zn和Pb的等溫吸附曲線

比較表1中2種擬合模型的決定系數(shù)R2可知,Freundlich模型能夠更好地用于描述SG-BC對(duì)Cd和Zn的等溫吸附過(guò)程,說(shuō)明SG-BC對(duì)Cd和Zn的吸附主要為多分子層的物理吸附,且吸附位點(diǎn)分布不均一[14]。Langmuir模型對(duì)Pb吸附結(jié)果的擬合效果優(yōu)于Freundlich模型,說(shuō)明桑稈生物炭對(duì)Pb的吸附以單分子層化學(xué)吸附為主[29]。根據(jù)Freundlich理論,一般認(rèn)為吸附程度常數(shù)n在2～10范圍內(nèi)時(shí)為有利吸附,n<0.5時(shí)為難以吸附,n值越大,表明吸附強(qiáng)度越大。依據(jù)筆者研究中SG-BC對(duì)3種重金屬的Freundlich吸附模型擬合參數(shù)(表1),SG-BC對(duì)Cd、Zn和Pb均為有利吸附,SG-BC對(duì)3種重金屬的吸附強(qiáng)度由大到小依次為Pb、Zn和Cd。對(duì)此,參考SORIA等[12]的研究,在單一元素體系和多元素競(jìng)爭(zhēng)吸附體系中生物炭對(duì)Pb的固定效果均優(yōu)于Cd和Zn,這是因?yàn)榕cCd和Zn相比,Pb的離子半徑和電負(fù)性更大,生物炭對(duì)Pb吸附作用更強(qiáng)。此外,Pb離子也更易與生物炭?jī)?nèi)部發(fā)生陽(yáng)離子交換作用而被吸附[28]。

2.3 吸附重金屬前后SG-BC的FTIR譜圖分析

桑稈生物炭吸附Cd、Zn和Pb前后的FTIR譜圖見(jiàn)圖5。與原始生物炭相比,吸附重金屬后生物炭主要官能團(tuán)發(fā)生了明顯變化。吸附Cd后,3 383 cm-1處—OH吸收峰振動(dòng)減弱,這與生物炭上的羥基和重金屬的表面絡(luò)合有關(guān)[30]。1 620～1 540、1 420～1 390 cm-1兩個(gè)波段對(duì)應(yīng)生物炭的羧基振動(dòng)峰[31],SG-BC吸附重金屬前不對(duì)稱和對(duì)稱振動(dòng)峰的差值為138 cm-1,吸附Cd、Zn和Pb后羧基不對(duì)稱和對(duì)稱振動(dòng)峰的差值分別為140、142和140 cm-1,即峰間距呈現(xiàn)不同程度增加,表明重金屬離子與SG-BC上的羧基發(fā)生了絡(luò)合反應(yīng)。SG-BC吸附Cd后1 385 cm-1處出現(xiàn)峰,可能是因?yàn)樾纬闪颂妓徭k沉淀[32-33]。此外,吸附Pb、Zn后874 cm-1處芳環(huán)C—H鍵伸縮振動(dòng)明顯減弱,與重金屬陽(yáng)離子-π鍵相互作用有關(guān)[34]。

圖5 吸附重金屬前后桑稈生物炭的FTIR分析

2.4 氧化還原過(guò)程中SG-BC對(duì)土壤Eh及pH的影響

土培試驗(yàn)中土壤Eh、pH隨時(shí)間的動(dòng)態(tài)變化見(jiàn)圖6。在厭氧培養(yǎng)后期,土壤pH略有上升,而在曝氧培養(yǎng)初期,土壤pH迅速上升,最后趨于穩(wěn)定。與對(duì)照組相比,施加SG-BC后土壤pH變化較大。對(duì)照組土壤pH范圍為6.06～7.13,施加SG-BC的試驗(yàn)組為6.84～8.10。施加SG-BC明顯提高土壤pH,這與生物炭本身的堿性有關(guān)。一方面,生物炭中某些堿性官能團(tuán)會(huì)發(fā)生去羧化,消耗土壤中的H+從而導(dǎo)致土壤pH升高[35];另一方面,土壤酸堿度主要受土壤鹽離子影響,生物炭的高灰分含量降低了土壤中可交換態(tài)氫離子或鋁離子濃度,間接提高土壤pH[18]。

圖6 氧化還原過(guò)程中土壤pH和Eh變化

土壤Eh在厭氧培養(yǎng)期內(nèi)緩慢下降,曝氧期迅速上升后逐漸趨于平穩(wěn)。在整個(gè)土培期內(nèi),對(duì)照組土壤Eh為-247～268 mV,施加SG-BC后土壤Eh為-290～235 mV。與對(duì)照組相比,施加SG-BC后土壤Eh整體降低,這是因?yàn)樯锾勘砻婧豕倌軋F(tuán)和芳香結(jié)構(gòu)具有氧化還原活性[36],土壤中氧化性物質(zhì)可作為電子受體,接受來(lái)自生物炭的電子而被生物炭還原,造成土壤Eh下降[27]。土壤曝氧條件下氧氣為主要電子受體,而厭氧條件下土壤中氧氣被消耗后,鐵錳氧化物等物質(zhì)則作為替代性電子受體被生物炭還原[19]。因此,施加SG-BC造成厭氧條件和曝氧條件下土壤Eh均降低。

2.5 氧化還原過(guò)程中SG-BC對(duì)土壤中重金屬的固持效應(yīng)

氧化還原過(guò)程中土壤溶液中Cd、Zn和Pb濃度變化見(jiàn)圖7。總體而言,隨培養(yǎng)時(shí)間增加,土壤溶液重金屬濃度在厭氧期逐漸下降,在曝氧期迅速上升后再下降,培養(yǎng)47 d后趨于穩(wěn)定。與對(duì)照組相比,施加SG-BC后,土壤溶液中重金屬濃度均總體呈現(xiàn)下降趨勢(shì),以曝氧初期下降為最明顯。曝氧3 d(即培養(yǎng)43 d)時(shí),施加SG-BC土壤溶液中Cd、Zn和Pb濃度分別降低10.81、94.20和63.25 μg·L-1,固持效率分別為43.42%、48.68%和54.23%。曝氧處理7 d后,施加SG-BC處理土壤溶液中Cd、Zn和Pb濃度降低至0.76、17.08和1.73 μg·L-1并維持穩(wěn)定。

圖7 土壤溶液中Cd、Zn和Pb濃度隨時(shí)間的變化趨勢(shì)

吸附試驗(yàn)結(jié)果表明SG-BC對(duì)重金屬表現(xiàn)出較好的吸附性能,土培試驗(yàn)結(jié)果進(jìn)一步表明SG-BC在施入土壤后有效降低了土壤溶液中重金屬濃度,其中,其對(duì)Zn和Pb的固持效果更突出〔圖7(b)～(c)〕。生物炭施入土壤后,炭基體對(duì)重金屬的沉淀和吸附作用能固持土壤中的重金屬。同時(shí),生物炭的固持效應(yīng)還會(huì)受到土壤中生物和非生物作用的影響[27]。前文中指出施加SG-BC引起土壤pH升高,而氧化條件下較高的pH將有利于土壤膠體對(duì)重金屬陽(yáng)離子的吸附[37]。厭氧培養(yǎng)4 d時(shí),施加生物炭處理土壤Eh降低到-150 mV以下,此時(shí),土壤中硫化物開(kāi)始被硫酸鹽還原菌等微生物還原為S2-[38],重金屬易形成硫化物沉淀,因此,土壤溶液中重金屬濃度逐漸降低。曝氧初期(41～43 d)Eh上升,硫化物沉淀發(fā)生氧化溶解[16],重金屬濃度迅速上升。由于施加SG-BC處理組Eh在曝氧期上升較為緩慢,硫化物沉淀溶解較慢,因此,生物炭處理組土壤溶液中重金屬的釋放減慢。上述結(jié)果表明,施加SG-BC能有效降低氧化還原電位變化過(guò)程中土壤重金屬的釋放。

3 結(jié)論

(1)“水-火聯(lián)動(dòng)”制備的桑稈生物炭具有較高的灰分和表面含氧官能團(tuán),可為重金屬的吸附固定提供較多的吸附位點(diǎn)。此外,該生物炭H/C比值較低,石墨化程度較高且具有較強(qiáng)的芳香性,環(huán)境穩(wěn)定性好。

(2)等溫吸附模型擬合表明桑稈生物炭對(duì)重金屬的吸附過(guò)程,既有物理吸附,又有化學(xué)吸附,對(duì)Cd和Zn以物理吸附為主,對(duì)Pb則以化學(xué)吸附為主。桑稈生物炭上的羥基、羧酸根基團(tuán)以及生物炭的芳香結(jié)構(gòu)均有利于Cd、Zn和Pb的吸附固定。

(3)氧化還原過(guò)程中土壤重金屬濃度變化與土壤Eh和pH密切相關(guān),施加桑稈生物炭提高了土壤pH,略微降低Eh且能夠有效抑制氧化還原過(guò)程中重金屬的釋放,對(duì)3種重金屬的固持效果由大到小依次為Pb、Zn和Cd,其中,在曝氧期生物炭對(duì)重金屬的固持作用更加顯著。