劉桃妹，葉偉，肖億金，梁秋，曾國驅(qū)

廣東省科學(xué)院廣東省微生物研究所，廣東省微生物分析檢測中心，華南應(yīng)用微生物國家重點實驗室，廣東省菌種保藏與應(yīng)用重點實驗室，廣州 510070

我國是農(nóng)業(yè)大國，農(nóng)業(yè)土壤質(zhì)量與人們的生產(chǎn)、生活密切相關(guān)。在各種土壤污染物中，重金屬的移動性和毒性強，通過各種途徑進入土壤環(huán)境中積累和富集，嚴重影響植物的生長發(fā)育[1]。報道顯示，南方耕地主要污染物為鎘(Cd2+)、鎳(Ni2+)、銅(Cu2+)、鋅(Zn2+)和鈷(Co2+)等金屬離子[2]，重金屬通過食物鏈在人體內(nèi)積累，危害人體健康[3]；遷移進入水體環(huán)境，引起水污染[4]。土壤中的鎘通過農(nóng)作物在人體中積累能導(dǎo)致“痛痛病”和其他疾??；高濃度鈷能明顯抑制植物生長發(fā)育，人體攝入過量鈷會嚴重損害血液系統(tǒng)；土壤中的銅污染會造成農(nóng)作物生長不良，且對水生生物的毒性很大。廣東地區(qū)土壤主要是酸性土壤，重金屬移動較強，礦區(qū)的開采活動使得重金屬進一步釋放，土壤重金屬污染在一定程度上阻礙了灣區(qū)的農(nóng)業(yè)經(jīng)濟發(fā)展。水溶態(tài)和可交換態(tài)重金屬是引起土壤重金屬污染和危害生物體的主要來源，有機結(jié)合態(tài)重金屬只有在堿性和氧化條件下才轉(zhuǎn)化為有效態(tài)，在酸性土壤中很難轉(zhuǎn)化為有效態(tài)。本文采用無重金屬污染的廣東省水稻土為模型，參照OECD 106實驗指導(dǎo)準則，采用批量平衡實驗方法研究了鎘(Cd2+)、鈷(Co2+)和銅(Cu2+)在廣東水稻土中的吸附解吸行為特征。

生物質(zhì)炭是在完全缺氧的條件下經(jīng)高溫熱解將植物生物質(zhì)炭化后產(chǎn)生的一種高度芳香化難熔性物質(zhì)[5]，在自然環(huán)境中廣泛存在，具有多級的孔隙結(jié)構(gòu)、巨大的比表面積、較大的孔容、高度的熱穩(wěn)定性和陽離子交換量(CEC)及較低的成本等優(yōu)勢。在土壤中施用生物質(zhì)炭可以改變土壤的理化性質(zhì)，極大地提高土壤的保水、保肥能力[6-7]和土壤團聚體穩(wěn)定性[8]；可以有效促進游離重金屬離子固化至土壤中，減少重金屬離子進入農(nóng)作物，從而減小其對人體的危害。近些年，由于生物質(zhì)炭在減緩氣候變化、改良土壤品質(zhì)[9]和修復(fù)環(huán)境污染方面表現(xiàn)出的巨大優(yōu)勢和潛力，生物質(zhì)炭用于緩解和控制土壤中有機污染[10-11]和重金屬污染[12-15]成為當前的研究熱點，已有關(guān)于生物炭吸附土壤中鉛[16]、鎘[17-19]和砷等的報道。然而，目前還沒有關(guān)于以熱帶和亞熱帶農(nóng)業(yè)廢棄資源為前驅(qū)材料燒制的生物炭對亞熱帶農(nóng)用土壤中重金屬吸附影響的相關(guān)報道。本文選用熱帶水果廢棄資源椰殼燒制生物炭，經(jīng)測試具有很大的比表面積和很強的吸附性能，通過在亞熱帶農(nóng)業(yè)土壤——廣東水稻土中施用椰殼炭，研究其對土壤中有效態(tài)重金屬的鈍化修復(fù)能力，并通過改變溫度、pH值和生物炭添加量等因素，研究其對椰殼生物炭吸附率的影響，從而促進農(nóng)業(yè)廢棄資源在土壤重金屬污染處理中的應(yīng)用，有利于“綠色經(jīng)濟”農(nóng)業(yè)的發(fā)展。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 材料

1.1.1 實驗儀器

Plasma 2000電感耦合等離子體原子發(fā)射光譜儀(鋼研納克檢測技術(shù)股份有限公司，中國)，射頻發(fā)射功率1 200，鎘元素的發(fā)射譜線為214.438、鈷元素的發(fā)射譜線為238.892、銅元素的發(fā)射譜線為327.396；HZ150L型恒溫培養(yǎng)搖床(武漢瑞華儀器設(shè)備有限責任公司，中國)；ST 16R型臺式冷凍離心機(Thermo Electron LED GmbH，德國)；NOVA 1000e比表面儀(美國康塔儀器公司)；JSM-6380LV掃描電鏡(JEOL，日本)；INCA Energy X射線能譜儀(EDS)(牛津儀器公司，英國)；sx-5-12型馬弗爐(北京中科路建儀器設(shè)備有限公司，中國)；Sartorious PB-21型pH測試儀(賽多利斯，德國)；Starious BT125D電子天平(賽多利斯，德國)。

1.1.2 供試椰殼生物炭

椰殼產(chǎn)地為海南，將椰殼風干后粉碎，粒徑控制在3 mm以下，填充到瓷坩堝內(nèi)，加蓋并通入氮氣于馬弗爐內(nèi)灼燒，以10 ℃·min-1的升溫速率升到200 ℃，恒溫2 h實現(xiàn)預(yù)炭化。然后以同樣的升溫速率升溫至500 ℃熱解炭化3 h，冷卻后研磨過100目篩(粒徑<0.15 mm)，采用掃描電鏡在20 kV下放大500倍測試椰殼生物炭的表面形態(tài)，能譜儀對生物炭進行面掃描，使用元素的歸一化值作為生物炭吸附前后的元素組成結(jié)果，采用比表面儀測定比表面積后，室溫密封保存待用。

1.1.3 供試土壤

一種農(nóng)用淺棕色砂壤土，采集于廣東省廣州市天河區(qū)華南農(nóng)業(yè)大學(xué)試驗基地的用于種植水稻的土壤，經(jīng)測試土壤未受重金屬污染。取樣GPS坐標23.167749°N，113.37371°E，采集斷面深度20 cm的土壤。樣品經(jīng)風干、去雜、研磨并過20目尼龍篩后，密封備用。其有機質(zhì)含量為30.9 g·kg-1，平均粒徑(d50)為0.019 mm，總有機炭為1.5%，水分為1.9%。

1.1.4 重金屬儲備液配制

配制濃度為0.2 g·L-1的氯化鎘和氯化鈷及濃度為2 g·L-1的氯化銅的混合儲備液S-1用于吸附解吸試驗。配制濃度為2 g·L-1的氯化鎘和氯化鈷及濃度為20 g·L-1的氯化銅的混合儲備液S-2，稀釋成不同濃度的貯備液用于吸附解吸等溫線試驗，所有貯備液添加前測試金屬離子實際濃度。

1.2 方法

1.2.1 試驗設(shè)計

根據(jù)預(yù)實驗結(jié)果，按水土比1∶25 (m/m)配制土壤-水溶液，在165 r·min-1和25 ℃±1 ℃條件下連續(xù)振蕩16 h左右進行水土平衡后，加入重金屬儲備液S-1，作為不添加生物炭試驗組；另一組添加5%椰殼炭作為生物炭試驗組。同時做無土壤空白對照和土壤空白對照，連續(xù)振蕩2、16、25、41和48 h后取出土壤懸浮液離心分離，測定上清液濃度，同時分析空白對照組和無土壤對照組中受試物的實際濃度。

解吸試驗組別設(shè)計同吸附動力學(xué)試驗，達到吸附平衡后，量取20 mL上清液用于濃度測定，取相同體積空白CaCl2溶液加入試驗組中繼續(xù)振蕩，分別于1、4、24、30和48 h后測定上清液濃度。確定幾種重金屬離子在土壤中的吸附解吸平衡時間后，在5%加炭量條件下，添加不同濃度的重金屬貯備液進行吸附解吸等溫線試驗[20]。

1.2.2 不同pH、溫度和生物炭添加量條件下生物炭對土壤中重金屬吸附的影響

在5%加炭量條件下，采用HCl和NaOH溶液調(diào)節(jié)試驗溶液的pH值分別為3、5、7和9，將離心管在165 r·min-1和25 ℃±1℃條件下振蕩25 h后測試上清液重金屬濃度，分析pH值對幾種重金屬離子吸附率的影響；采用靜態(tài)吸附，將試驗組溶液分別靜置于5 ℃、25 ℃、35 ℃和50 ℃環(huán)境中，吸附25 h后測試上清液重金屬濃度，分析溫度對幾種重金屬吸附率的影響；在土壤中分別添加不同質(zhì)量濃度椰殼生物炭，用pH測試儀測試試驗溶液的pH值，將試驗溶液在165 r·min-1和25 ℃±1 ℃條件下振蕩25 h后測試上清液重金屬濃度，分析生物炭添加量對重金屬離子吸附率的影響。

1.3 數(shù)據(jù)處理

1.3.1 吸附率和解吸率的計算

試驗數(shù)據(jù)用數(shù)據(jù)模型進行擬合分析，采用Excel軟件進行處理，吸附率按式(1)進行計算，解吸率按式(2)[20]進行計算。

(1)

(2)

1.3.2 吸附解吸等溫模型

選擇常用的Freundlich模型對吸附解吸等溫線數(shù)據(jù)進行擬合，吸附等溫線方程如式(3)：

lgcS=lgKf+1/nlgce

(3)

式中：Kf為Freundlich吸附解吸系數(shù)，n為吸附解吸回歸常數(shù)，ce為吸附解吸平衡時水相中物質(zhì)的質(zhì)量濃度(μg·cm-3)，cs吸附解吸平衡時固相中物質(zhì)的質(zhì)量濃度(μg·cm-3)。

1.3.3 滯后系數(shù)(HI)的計算

HI=ndes/n，n和ndes分別為Freundlich模型擬合的吸附和解吸過程中的吸附常數(shù)值。

2 結(jié)果與分析(Results and analysis)

2.1 椰殼生物炭形貌和比表面分析

椰殼生物炭吸附重金屬前后的表面形態(tài)如圖1所示。吸附前主要以細小炭顆粒和片層結(jié)構(gòu)為主，呈現(xiàn)出大小不一的無定形結(jié)構(gòu)堆疊而形成的許多不規(guī)則孔隙結(jié)構(gòu)，具有較大的比表面積，比較適合于重金屬離子的吸附，主要組成元素為生物質(zhì)基體元素C和O、Si和S等。生物炭吸附重金屬后形態(tài)發(fā)生變化，光滑片層結(jié)構(gòu)減少，炭孔隙發(fā)生溶脹，在不規(guī)則孔隙表面可見較多的重金屬顆粒。吸附重金屬后的椰殼生物炭主要元素為組成生物質(zhì)基體的元素C、O、Si和S等，以及試驗溶液的Ca和Cl元素和試驗過程中添加的Cu元素(表1)。其中，C、O、S和Cl原子在吸附重金屬離子前后質(zhì)量百分比有顯著差異。這可能是由于這些元素參與形成的官能團(如酸性官能團)能吸附并固定重金屬離子，從而使其吸附后的質(zhì)量百分比有所提升。由于Co元素和Cd元素的添加濃度相對較低，低于能譜儀的檢測限而沒有測出。椰殼生物炭對氮氣吸附的等溫線為典型的介孔材料吸附等溫線，吸附線性方程為y=26.61x-0.2796，比表面積為132 m2·g-1。

圖1 椰殼生物炭吸附重金屬前(a)后(b)掃描電鏡圖Fig. 1 The scan electron microscope images of coconut shell biochar before (a) and after (b) being adsorbed with heavy metal

2.2 生物炭對土壤幾種重金屬的吸附作用

不添加椰殼生物炭及在土壤中添加5%生物炭條件下，幾種重金屬離子的吸附特性如圖2所示，25 h達到吸附平衡時，在土壤中添加生物炭能將Cd2+、Co2+和Cu2+的吸附率分別提高17.9%、11.6%和20%。說明生物炭的添加能顯著提升Cd2+、Co2+和Cu2+的吸附率 (P<0.01)。

2.3 添加生物炭的土壤對重金屬的吸附解吸等溫線

Freundlich等溫方程為經(jīng)驗方程，假設(shè)吸附劑的表面為異質(zhì)性表面，是由不同吸附點位組成的，不能計算出吸附劑的最大吸附量。在5%生物炭添加量條件下，土壤對幾種不同濃度的重金屬離子的吸附解吸等溫線如圖3所示，由Freundlich模型擬合的相關(guān)擬合參數(shù)如表2所示。由Freundlich模型擬合的吸附等溫線擬合度R2>0.927，解吸等溫線擬合度R2>0.907，擬合度較高，因此生物炭對重金屬離子的吸附不是簡單的單分子層表面吸附，包含復(fù)雜的專性吸附作用，吸附發(fā)生在表面與內(nèi)層。幾種重金屬離子在土壤中的吸附強度1/n<1，吸附數(shù)據(jù)呈輕微非線性，吸附等溫線的非線性強于相對平直的解吸等溫線，兩者之間存在顯著差異(P<0.01)，這表明，其解吸過程并非吸附的可逆過程，解吸過程具有明顯的遲滯效應(yīng)。根據(jù)滯后系數(shù)公式計算出Cd2+、Co2+和Cu2+在土壤中的解吸滯后系數(shù)分別為33.838、1.347和0.972。滯后現(xiàn)象存在顯著差異(P<0.01)，滯后性將影響金屬離子在土壤中的移動性及生物有效性，滯后性越弱，離子在固相介質(zhì)中解吸釋放越容易。3種金屬離子在土壤中的解吸容易程度為：Cu2+>Co2+>Cd2+。這種解吸滯后現(xiàn)象會導(dǎo)致金屬離子在土壤中的短暫積累，減少重金屬污染的擴散，但也存在潛在的生態(tài)環(huán)境風險。

表1 椰殼生物炭吸附重金屬前后元素比例對比Table 1 The element proportion comparison of coconut shell biochar before and after being adsorbed with heavy metals

圖2 不同重金屬離子在不添加和添加椰殼生物炭條件下的吸附平衡圖Fig. 2 The adsorption equilibrium diagrams of different heavy metal ions with or without coconut shell biochar

圖3 不同重金屬離子在添加椰殼生物炭條件下的Freundlich吸附(a)及解吸(b)等溫曲線Fig. 3 The adsorption (a) and desorption (b) isotherms of different heavy metal ions under the condition of adding coconut shell biochar

2.4 不同pH條件下添加生物炭的土壤對重金屬的吸附規(guī)律

pH值是影響吸附的重要因素，溶液中的H+與金屬離子對結(jié)合位點形成競爭吸附，隨著pH的增大，H+的競爭優(yōu)勢減弱，更多結(jié)合位點釋放出來，金屬離子的吸附率增高。不同金屬離子在不同的pH臨界點開始生成沉淀，Cd2+、Co2+和Cu2+在20 ℃下開始生成沉淀的pH值分別為11、9和5.5，即Cd2+>Co2+>Cu2+。在pH 3～9范圍內(nèi)，配制不同pH值的試驗溶液，金屬離子的吸附率隨pH值升高逐漸升高，在其生成沉淀的pH臨界值附近會逐漸減小，因為當pH值逐漸增大，溶液中金屬離子能與OH-形成沉淀，使溶液中可移動的金屬離子減少，金屬離子的實際吸附率降低。

2.5 不同溫度條件下和不同生物炭添加量條件下重金屬吸附的變化規(guī)律

在不同溫度條件下達到吸附平衡時，重金屬離子在土壤中的吸附率與溫度呈正相關(guān)。溫度因素對幾種重金屬的影響從大到小為：Cu2+﹥Cd2+﹥Co2+。在0%、1%、5%、10%、15%和20%生物炭添加量條件下，試驗溶液的pH值分別為4.74、4.85、5.01、5.23、5.33和5.52，在土壤中添加生物炭能提高土壤溶液的pH值，在酸性土壤中尤其明顯，能改善酸性土壤中重金屬污染現(xiàn)狀。在0、1%、5%和10%加炭量條件下，生物炭添加量與重金屬離子的吸附率呈正相關(guān)。加炭量對幾種重金屬吸附率的影響從大到小為：Cd2+﹥Cu2+﹥Co2+。幾種重金屬離子在土壤中的吸附率與溫度和加炭量的線性規(guī)律如表3所示。

3 討論(Discussion)

研究結(jié)果表明，Cd2+、Co2+和Cu2+在廣東水稻土中吸附25 h后達到吸附平衡，由圖2可知，吸附動力學(xué)分為2個明顯階段。金屬離子在0～2 h內(nèi)屬于初始的快吸附階段，快吸附階段主要與金屬離子的濃度和表面的分配作用有關(guān)，在2 h后屬于慢吸附階段，慢吸附階段可能與孔隙填充有關(guān)。結(jié)合能譜儀分析結(jié)果可知，本研究所制備椰殼生物炭具有多孔結(jié)構(gòu)，具有較大的比表面積，且羧基和酚羥基等酸性基團相對較多，因此其重金屬吸附容量較大，重金屬吸附率較高[21-22]。金屬離子在30 h后達到解吸平衡，被吸附的金屬離子很難從土壤和生物炭上解吸，Cd2+、Co2+和Cu2+的解吸率分別為0.49%、1.20%和0.64%，解吸率很低，其解吸過程具有明顯的遲滯效應(yīng)。主要是由于生物炭吸附金屬離子的主要機制是氫鍵作用和π-π作用[23-24]，高溫裂解的生物炭是強π-供體，金屬離子很難解吸，因此具有很強的固定重金屬離子的能力，從而降低有毒有害重金屬離子在環(huán)境中遷移的生態(tài)風險。由圖2可知，添加椰殼生物炭后達到吸附平衡所需時間更長，說明椰殼生物炭的添加能影響重金屬離子在水體-土壤中的吸附解吸行為，可能由于椰殼生物炭更大的比表面積和孔隙率能使更多的金屬離子從水體和土壤中遷移至椰殼生物炭中。添加質(zhì)量濃度為5%的椰殼生物炭使土壤對重金屬Cd2+、Co2+和Cu2+的吸附率提高11.6%～20.0%。在不同加炭量條件下，生物炭添加量和吸附率呈正相關(guān)，在了解土壤污染程度的前提下，可為修復(fù)土壤選擇適宜的生物炭施用量。生物炭的吸附性能與燒制的溫度密切相關(guān)，李橋等[25]在不同溫度條件下制備了椰殼生物炭，發(fā)現(xiàn)在400～700 ℃范圍內(nèi)，低溫制得生物炭表面酸性官能團較多，以表面擴散吸附為主，高溫制得生物炭孔隙結(jié)構(gòu)更豐富，以粒內(nèi)擴散為主。劉杰等[26]的研究表明，制備稻殼和棉花秸稈生物炭較合適的溫度是500 ℃，在此溫度下制備的生物炭吸附Pb2+效果較好，這與本文制備椰殼生物炭的溫度條件一致。Jia等[27]還研究了不同溫度燒制的生物炭與重金屬離子的相互作用，結(jié)果表明，600 ℃燒制的玉米秸稈生物炭對Cd2+的吸附幾乎是線性的。我們在后續(xù)亦可研究不同溫度燒制的椰殼生物炭與金屬離子的相互作用。

表2 土壤中添加生物炭后對不同重金屬離子的吸附解吸等溫線擬合參數(shù)Table 2 Isotherm fitting parameters of adsorption and desorption of different heavy metal ions after adding biochar to soil

表3 不同溫度和加炭量條件與重金屬的吸附率線性相關(guān)關(guān)系Table 3 Linear relationship between temperature or biochar addition and adsorption rate of heavy metals

土壤溶液的pH值隨加炭量的增加而增大，在pH值3～9的試驗溶液中，金屬離子的吸附率與不同金屬產(chǎn)生沉淀的pH臨界值有很大關(guān)系，金屬離子在pH臨界值附近形成氫氧化物沉淀，表現(xiàn)為去除率顯著增大。因此，在土壤重金屬修復(fù)中，可通過調(diào)節(jié)土壤pH值達到降低某種重金屬污染的目的。Vilvanathan和Shanthakumar[28]研究了熱帶柚木生物炭對Ni2+及Co2+的吸附作用，發(fā)現(xiàn)該生物炭在弱酸性(pH為5和6)時，對Ni2+及Co2+的去除率顯著提升，達到了92.46%和91.21%，說明pH值對生物炭吸附重金屬離子的能力有顯著影響。在不同溫度條件下，幾種重金屬離子在土壤中的吸附率與溫度呈正相關(guān)，吸附為自發(fā)進行的吸熱反應(yīng)，吸附作用力主要為離子交換、偶極力和化學(xué)鍵，升溫將促進吸附反應(yīng)的進行。這為不同季節(jié)溫度條件下的生物炭施用量提供了依據(jù)，選擇在溫度較高的季節(jié)進行土壤修復(fù)比氣溫低的季節(jié)更合適，修復(fù)效果更好。Koodyńska等[29]研究了豬糞和牛糞燒制生物炭對Cu2+、Zn2+、Cd2+和Pb2+的吸附特性，在60 ℃條件下，該生物炭對金屬離子的吸附能力遠強于在40 ℃和20 ℃條件下對金屬離子的吸附能力，說明生物炭對金屬離子的吸附能力在一定范圍內(nèi)與溫度呈正相關(guān)[30-31]。解吸實驗結(jié)果表明，生物炭可以有效固定有毒的水溶性重金屬離子，在實際應(yīng)用中，有毒的重金屬離子可隨環(huán)境溶液的變化逐漸轉(zhuǎn)化為無毒的化合物形態(tài)。因此，吸附重金屬后的生物炭在環(huán)境中大概率是安全的。

由于礦區(qū)開采和工業(yè)污染，我國南方農(nóng)用土壤的重金屬污染風險高于于北方，特別是廣東和湖南地區(qū)，大部分土壤屬于酸性土壤，重金屬容易溶出，造成較為嚴重的土壤重金屬污染，一般采用物理法、生物富集法和環(huán)境微生物修復(fù)法治理土壤中的重金屬污染，但物理法耗費較大，生物富集法和環(huán)境微生物修復(fù)法耗時較長。通過因地制宜，采用農(nóng)業(yè)廢棄資源為前驅(qū)材料燒制生物炭治理環(huán)境污染不僅可改善土壤肥力，提高熱帶亞熱帶農(nóng)作物產(chǎn)量，改善酸性土壤性質(zhì)，同時對土壤中的有機污染物和重金屬污染物均有一定的修復(fù)作用[32]。而且本文中的椰殼生物炭和廣東省土壤對Cd2+、Co2+和Cu2+具有較好的去除率，最高去除率超過75%。因此，以農(nóng)業(yè)廢棄物為前驅(qū)材料燒制生物炭治理環(huán)境污染能合理利用農(nóng)業(yè)廢棄資源，減少資源浪費和環(huán)境污染。本文對于減輕廣東省土壤重金屬污染有一定的理論與技術(shù)價值，同時也符合“綠色農(nóng)業(yè)”的理念和新農(nóng)業(yè)發(fā)展的方向。在后續(xù)的工作中，我們將進一步對椰殼生物炭吸附重金屬的效率進行優(yōu)化，對其吸附解吸特性及機制進行深入研究，促進椰殼生物炭在處理農(nóng)業(yè)水稻土重金屬污染中的應(yīng)用。