文章信息
- 蒋田雨,姜 军,徐仁扣,周立祥
- JIANG Tian-yu,JIANG Jun,XU Ren-kou,ZHOU Li-xiang
- 稻草生物质炭对3种可变电荷土壤吸附Cd(Ⅱ)的影响
- Effect of Biochar from Rice Straw on Adsorption of Cd (Ⅱ) by Variable Charge Soils
- 农业环境科学学报, 2012, 31(6): 1111-1117
- Journal of Agro-Environment Science, 2012, 31(6): 1111-1117
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文章历史
- 收稿日期:2011-12-26
2. 南京农业大学资源与环境科学学院, 南京 210095
2. College of Resource and Environment, Nanjing Agriculture University, Nanjing 210095, China
我国南方的热带和亚热带地区分布着大量的可变 电荷土壤,由于强烈的风化、 淋溶作用,这些土壤中铁/ 铝氧化物含量较高。一般而言,可变电荷土壤 pH 值和 CEC 较低,因此这类土壤中重金属活性和生物有效性较 北方恒电荷土壤高,也更容易受重金属的污染。进入土 壤的重金属不能被降解而累积,会对生态环境和人类健 康造成威胁。因此,需要对重金属污染土壤进行修或 采取有效措施钝化污染土壤中的重金属。
重金属污染土壤可以采用多种措施进行修复,常 用方法有工程治理措施、物理化学方法、电动修复方 法和生物修复方法等 [1] 。 工程治理措施具有修复彻底、稳定的优点,但工程量大、 投资费用高,且会引起土壤 肥力下降,置换出的污染土壤存在二次污染风险。物 理化学修复和电动修复方法修复费用高、 操作复杂,难 以大面积推广 [1] 。 生物修复方法有诸多优点,但修复周 期长 [2] 。施用改良剂增加土壤对重金属的固定能力是 修复污染土壤的快速和廉价方法,而且用矿物或有机 物作为改良剂降低重金属的活性和生物有效性已开展 很多研究。 惰性有机碳 [3] 、 泥炭 [4] 、 沸石 [5] 、 赤泥 [6] 和鸡粪堆 肥 [7] 等均对污染土壤中重金属表现出很好的固定和钝 化效果,但研发新的修复和钝化材料仍然是目前努力 的方向。
农作物秸秆作为一种固体废弃物,收获季节大量 焚烧导致空气质量严重恶化 [8, 9, 10] 。 近来的研究表明,将 秸秆经过厌氧热解制备的生物质炭具有较高 pH、 巨 大的比表面积和丰富的含氧官能团 [11] ,对重金属有较 强的吸附能力和很高的吸附容量 [12, 13] 。生物质炭也能 促进酸性土壤对 Cu (Ⅱ)等重金属的吸附 [14] ,但其对 酸性土壤吸附 Cd (Ⅱ) 的影响及其机制还有待研究。 本文用稻草制备生物质炭,研究生物质炭对可变电荷 土壤吸附 Cd (Ⅱ) 的影响及其与土壤表面电化学性质 的关系,阐明生物质炭促进可变电荷土壤吸附和固定 Cd (Ⅱ) 的机制。由于本文选题有明显创新性,研究结 果不仅可为重金属污染土壤新修复方法的建立提供 理论依据,还可为农业废弃物处置开辟新途径,具有 重要的理论和实际意义。 1 材料和方法 1.1 供试土样
供试土壤分别为采自广西柳州发育于第四纪红 黏土的红壤、 采自海南澄迈发育于玄武岩的砖红壤和 采自海南昆仑由花岗岩发育的红壤,均为自然植被覆 盖下的底层土壤。 土壤样品经自然风干、 磨细过 60 目 筛备用,供试土样的基本性质列于表 1。
1.2 生物质炭及其改良土壤样品的制备生物质炭的制备: 将稻草秸秆风干、 粉碎、 过 10 目筛,将适量稻草秸秆置于陶瓷坩埚中压实、 盖紧,然后将坩埚置于马弗炉内在 300℃下加热 4h [11] 。冷却 后取出生物质炭,磨细过 60 目筛备用。用 BET 法测 得该生物质炭的比表面为 8.0m2 · g-1 ,用 Boehm 滴定 法 [15] 测得其羧基、 内酯基和酚羟基的含量分别为 9.0、 23.7、 106.4 cmol · kg-1 。
称取土壤样品 200、 194、 190g,然后分别添加 0、 6g 和 10g 稻草秸秆炭,均匀混合后置于塑料杯中。 用去离子水将土壤含水量调节至田间持水量的 70%, 恒温 25℃下培养 30d,将土样风干、 磨细过 60 目筛 备用。 1.3 Cd (Ⅱ) 的吸附解吸实验
配制 0.1 mol · L-1 的 Cd (NO3)2溶液,以此作母液 配制浓度为 0.1、 0.25、 0.5、 1.0、 1.5 mmol · L-1 的 Cd (Ⅱ) 溶液用于等温吸附试验,支持电解质为 1 mmol · L-1 NaNO3。当研究 pH 对 Cd (Ⅱ) 吸附影响时,Cd (Ⅱ) 溶 液浓度为 2.0 mmol · L-1 。
称取 1.000g 土壤样品于 80 mL 塑料瓶中,将瓶 和土一起称重计为 W 1(g) 。加入 25 mL 不同浓度的 Cd (Ⅱ) 溶液,用 HNO3 和 NaOH 将悬液 pH 调节至目 标值,在恒温 25℃水浴中振荡 1h,用 HNO3 和 NaOH 再次调节 pH 至目标值,反复 3 次后,静置于 25℃恒 温箱内,72h 后以 4 500r · min-1 离心 5 min,过滤得吸 附平衡液。 含有土壤和残留溶液的瓶子再次称重并记 为 W2(g) ,加入 25 mL 的 1 mol · L-1 NaNO3 以解吸吸附 的 Cd (Ⅱ) ,将土样与溶液混合均匀后振荡 1h,离心 过滤得解吸液。用原子吸收分光光度法测定吸附平衡 液和解吸液中 Cd (Ⅱ) 的含量,用差减法计算土壤对 Cd (Ⅱ) 的吸附量,用以下公式计算 Cd (Ⅱ) 的解吸量:
用 Langmuir 方程[Q=CQm / (Q +1/k)] 和 Freundlich 方程 (lnQ=lnk +1/nlnC) 拟合 Cd (Ⅱ) 的等温吸附线。 两 方程中 Q 为 Cd (Ⅱ) 吸附量 (mmol · kg-1 ) ,C 为吸附平衡液中 Cd (Ⅱ) 浓度 (mmol · L-1 ) ,k 为常数; Langmuir 方程中 Qm 为 Cd (Ⅱ) 最大吸附量 (mmol · kg-1 ) ,Freundlich 方程中 n 也为常数。 1.5 Zeta 电位测量
称取过 300 目筛的 0.050g 土壤样品于 250 mL 锥形瓶中,加入 1 mmol · L-1 的 NaNO3。将配制的悬液 用超声波分散 1h,分置于 6 个 80 mL 塑料瓶中,用 HNO3 和 NaOH 调节 pH 至所需 pH,平衡 2d 后,用 JS94H 微电泳仪测定胶体悬液的 Zeta 电位。 2 结果与分析 2.1 稻草炭对土壤 pH 和表面电荷性质的影响
由于秸秆生物质炭一般含一定量的碱性物质 [11] , 添加秸秆生物质炭可以中和土壤酸度,提高土壤 pH [16] 。 图 1 结果表明,添加稻草炭显著提高了本文所用 3 种 可变电荷土壤的 pH,与文献报道结果一致 [14] 。 当稻草 炭的添加量为 3%时,海南澄迈砖红壤、 广西柳州红壤 和海南昆仑红壤 pH 值分别由 4.99、 4.91 和 4.82 增加 到 5.84、 5.52 和 5.57,分别提高了 0.85、 0.61 个和 0.75 个 pH 单位;当稻草炭的添加量提高到 5%时,3 种土 壤 pH 分别较对照提高 1.14、 1.03 个和 1.28 个 pH 单 位(图 1A)
添加稻草炭也显著增加了土壤的阳离子交换量 (CEC) 。 如图 1 (B) 所示,当稻草炭添加量为 3%时,海 南澄迈砖红壤、广西柳州红壤和海南昆仑红壤 CEC 分别比对照提高 14.0%、 39.0%和 68.4%; 当稻草炭添 加量提高到 5%时,3 种土壤的 CEC 分别比对照提高 了 50.0%、 72.4%和 88.3%。 CEC 代表 pH 7.0 时土壤表 面的负电荷量,生物质炭表面含有丰富的含氧官能 团,在较高 pH 条件下这些官能团以阴离子形态存 在,使生物质炭表面带负电荷,这是添加生物炭使可变电荷土壤 CEC 增加的主要原因。 热带、 亚热带地区 的可变电荷土壤 CEC 较低,对阳离子的吸附容量较 小。随着生物质炭的加入,土壤 CEC 显著增加,土壤 对阳离子的吸附容量显著提高。
Zeta 电位是胶体滑动面上的电位,它的正负符号 和数值主要决定于胶体的表面电荷。图 2 结果表明, 添加生物质炭使土壤胶体 Zeta 电位向负值方向位 移,且随稻草炭加入量增加位移增大,说明由于生物 质炭的加入土壤表面负电荷增多,进一步证明添加生 物质炭增加了土壤表面负电荷量。
2.2 Cd (Ⅱ) 的吸附等温线3 种土壤对 Cd (Ⅱ) 的吸附等线如图 3 所示, 结果表明添加稻草炭改良后的土壤对 Cd (Ⅱ) 的吸附 量显著增加。如当 Cd (Ⅱ) 初始浓度为 1.5 mmol · L-1 时,添加 3%稻草炭使海南澄迈砖红壤、 广西柳州红壤 和海南昆仑红壤对 Cd (Ⅱ) 的吸附量分别较对照增加 了 6.6%、 26.2%和 18.4%;当添加稻草炭增加到 5% 时,Cd (Ⅱ) 吸附量分别较对照增加了 21.1%、 38.4%和 47.5%。 图 3 结果还表明,添加稻草炭也使吸附在土壤 表面的 Cd (Ⅱ) 的解吸量增加,且添加的生物质炭量 越多,Cd (Ⅱ) 的解吸量越大。这一趋势也与生物质炭 对 3 种土壤 CEC 和 Zeta 电位的影响一致 (图 1 和图 2) 。能被中性盐 NaNO3 解吸的这部分 Cd (Ⅱ) 是通过 静电吸附机制被土壤所吸附,添加生物质增加了土壤 的负电荷量,增强了土壤表面对阳离子的静电吸引 力,因此增加了 Cd (Ⅱ)在可变电荷土壤表面的静电 吸附量。当 Cd (Ⅱ) 初始浓度为 1.5 mmol · L-1 时,添加 5%的稻草炭使海南澄迈砖红壤、 广西柳州红壤和海南 昆仑红壤对 Cd (Ⅱ) 的静电性吸附量分别提高了 12.8%、 66.7%和 71.4%。
为了定量表征稻草炭对 Cd (Ⅱ) 吸附等温线的影响,分别用 Freundlich 和 Langmuir 方程对吸附等温线 进行拟合,所得拟合参数值列于表 2 中,结果表明 Freundlich 方程拟合效果更 佳,R2 为 在 0.91 以 上 ; Langmuir 方程的拟合效果稍逊,大多数处理拟合的 R2 在 0.82~0.93 之间。
Freundlich 方程中常数 k 是与吸附容量有关的参 数,根据 k 值大小可以进一步比较稻草炭对 Cd (Ⅱ) 吸附容量的影响,结果表明不加稻草炭的对照体系, 海南砖红壤和广西红壤 k 值远高于海南红壤,说明不 同可变电荷土壤对 Cd (Ⅱ) 的吸附容量存在很大差 异。 海南砖红壤和广西红壤分别发育于玄武岩和第四 纪红粘土,这 2 种土壤的粘粒含量高于花岗岩发育的 海南红壤 (表 1) ,这是后者对 Cd (Ⅱ) 吸附量低于前 者的主要原因,因为土壤粘粒对离子的吸附能力高于 大粒径的土壤颗粒 [17] 。另一方面,前 2 种土壤游离氧 化铁和氧化铝含量高于后者 (表 1) ,铁铝氧化物是可 变电荷土壤对重金属发生专性吸附的主要吸附剂 [17] , 是上述现象产生的另一个重要原因。 添加稻草炭使 3种土壤的 k 值增加,说明土壤对 Cd (Ⅱ) 的吸附容量 增加,且添加 5%处理的 k 值高于添加 3%的相应处 理,与土壤对 Cd (Ⅱ) 吸附量的实验结果一致。
2.3 pH 对 Cd (Ⅱ) 吸附的影响pH 升高导致可变电荷土壤表面负电荷量增加, 从而提高了土壤对 Cd (Ⅱ) 静电吸附能力。上述研究 结果表明,添加稻草炭增加了 3 种可变电荷土壤的 pH,因此除稻草炭本身增加土壤对 Cd (Ⅱ) 吸附能力 的贡献外,生物质炭还可以通过提高土壤 pH 增加土 壤对 Cd (Ⅱ) 的吸附量。
图 4 结果表明在所研究的 pH3.0~5.0 范围内,添 加稻草炭均增大了土壤对 Cd (Ⅱ) 的吸附量,且随稻 草炭添加水平的增加,Cd (Ⅱ) 吸附量的增幅增加。如 pH4.0 时,3%稻草炭使海南澄迈、广西柳州和海南昆 仑土壤 Cd (Ⅱ) 的吸附量较对照分别提高了 2.44、 4.40、 1.90 mmol · kg-1 ; 5%稻草炭处理使土壤对 Cd (Ⅱ) 的吸附量增加了 4.40、 9.40、 4.00 mmol · kg-1 。 pH5.0 时, 3% 稻草炭使海南澄迈、广西柳州和海南昆仑土壤Cd (Ⅱ) 的吸附量较对照分别提高了 4.69、 3.35、 2.68 mmol · kg-1 ,5%稻草炭使土壤对 Cd (Ⅱ) 的吸附量增加 了8.29、 5.88、 6.93 mmol · kg-1 。因此,较高 pH 下稻草炭 对海南砖红壤和红壤吸附 Cd (Ⅱ) 的促进作用更大。这 是因为较高 pH 下稻草炭表面含氧官能团的离解度增 加,表面所带负电荷相应增多。另外,表面阴离子数量 增加也提高了生物质炭表面对 Cd (Ⅱ) 的络合能力。
图 4 中 Cd (Ⅱ) 解吸量随 pH 的变化趋势与吸附 量相似,说明随 pH 升高土壤对 Cd (Ⅱ) 的静电吸附作 用增加。图 4 中添加生物炭处理 Cd (Ⅱ) 解吸量-pH 曲线位于对照处理之上,且相同 pH 下 Cd (Ⅱ) 解吸量 随稻草炭添加水平提高而增加,说明添加稻草炭增加 了土壤对 Cd (Ⅱ) 的静电吸附量。 2.4 生物质炭促进可变电荷土壤吸附 Cd (Ⅱ) 的机制
3 种可变电 荷土壤在 施加稻草 炭后对重 金属 Cd (Ⅱ) 的吸附量和解吸量均有所增强。解吸量可以 近似代表土壤对 Cd (Ⅱ) 的静电吸附量,因为以静电 方式吸附的离子可被中性盐溶液解吸 [18] 。热带、 亚热 带地区的可变电荷土壤,由于遭受强烈的风化和淋溶 作用,土壤发育程度高,土壤呈酸性,且 CEC 低,对 Cd (Ⅱ)等重金属的吸附能力弱 [19] 。 添加生物质炭增加 了土壤的 CEC,使土壤表面负电荷数量增加,土壤对 Cd (Ⅱ) 的静电吸附量增加。另一方面,生物炭表面含 有丰富羧基和酚羟基等含氧官能团,随着 pH 升高这 些官能团的离解度增加,表面有机阴离子数量增加, 对表面负电荷的贡献增加,导致土壤表面对 Cd (Ⅱ) 的静电吸附量增加。生物质炭表面的含氧官能团 可与Cd2+ 形成络合物,促进土壤对 Cd (Ⅱ) 的专性吸 附。随着 pH 升高,生物质炭表面阴离子数量增加, 对 Cd (Ⅱ) 的络合能力增强,对土壤专性吸附的促进 作用也增加。因此,向可变电荷土壤中添加生物质炭 可同时提高 Cd (Ⅱ) 的静电吸附和专性吸附量,增加 土壤对 Cd (Ⅱ) 的固定能力。 生物质炭中和土壤酸度, 提高了土壤 pH,可进一步增强土壤吸附和固定重金 属 Cd (Ⅱ) 的能力。
当 3 种土壤比较时,可以发现添加生物炭对海南 昆仑红壤吸附 Cd (Ⅱ) 的促进作用大于对海南砖红壤 和广西红壤,这是因为海南昆仑发育于花岗岩,其粘 粒和铁铝氧化物含量均低于其他 2 种土壤,因此该土 壤对照体系对 Cd (Ⅱ) 吸附量低于其他 2 种土壤。在 相似的吸附量的绝对增加幅度下,生物质炭对海南昆 仑红壤吸附 Cd (Ⅱ)促进作用的相对贡献最大。这说 明,对吸附容量相对较小的可变电荷土壤,添加生物质炭对提高土壤对重金属吸附容量的效果更佳。 3 结论
向 3 种可变电荷土壤添加稻草炭显著提高土壤 pH 和 CEC,使土壤胶体 Zeta 电位向负值方向位移, 说明稻草炭使土壤表面负电荷增多。 生物质炭表面含 有羧基和酚羟基等含氧官能团,可以与 Cd2+ 发生络合 反应。 因此,添加生物质炭不仅提高土壤对 Cd (Ⅱ) 的 静电吸附量,也增加了 Cd (Ⅱ) 的专性吸附量,从而增 加土壤对 Cd (Ⅱ) 的固定作用。添加生物质炭导致土 壤 pH 升高,使其对土壤中 Cd (Ⅱ) 的静电吸附和专性 吸附 的 促 进作 用 进一 步 增加 。 Freundlich 方 程 和 Langmuir 方程均可用于拟合土壤对 Cd (Ⅱ) 的吸附等温 线,其中 Freundlich 方程拟合效果更佳。
[1] | 顾继光, 林秋奇, 胡 韧, 等. 土壤-植物系统中重金属污染的治理途径及其研究展望[J]. 土壤通报, 2005, 36(1): 128-133. GU Ji-guang, LIN Qiu-qi, HU Ren, et al. Heavy metal pollution in soilplant system and its research prospect[J]. J ournal of Soil Science , 2005, 36(1): 128-133. |
[2] | 朱永官, 陈保冬, 林爱军, 等. 珠江三角洲地区土壤重金属污染控制与修复研究的若干思考[J]. 环境科学学报, 2005, 25(12): 1575-1579. ZHU Yong-guan, CHEN Bao-dong, LIN Ai-jun, et al. Heavy metal contaminated in Pear River Delta-Status and research priorities[J]. A cta Scientiae Circums tantiae, 2005, 25(12): 1575-1579. |
[3] | 孟令阳, 辛素贞, 苏德纯. 不同惰性有机碳物料对土壤中Cd赋存形态和生物有效性的影响[J]. 农业环境科学学报, 2011, 30(8): 1531-1538. MENG Ling-yang, XIN Su-zhen, SU De-chun. Inert materials of different soil organic carbon in the form of Cd occurrence and biological effectiveness of impact[J]. Environme ntal Science and Tec hnology, 2011, 30(8): 1531-1538. |
[4] | Iksong Ham, 胡林飞, 吴建军, 等. 泥炭对 Cd 有效性及形态变化的影 响[J]. 土壤通报, 2009, 40(6): 1436-1441. Iksong Ham, HU Lin-fei, WU Jian-jun, et al. The effectiveness of peat and morphological changes of Cd effects[J ]. J ournal of Soil Science , 2009, 40(6): 1436-1441. |
[5] | Querol X, Alastuey A, Moreno N, et al. Immobilization of heavy metals in polluted soils by the addition of zeolitic material synthesized from coal fly ash[J]. Chemos phere , 2006, 62: 171-180. |
[6] | GrayC W, Dunham S J, Dennis P G, et al. Field evaluation of in situ remediation ofa heavy metal contaminated soil using lime and red-mud[J]. Environme ntal Pollution, 2006, 142: 530-539. |
[7] | Liu L N, Chen H S, Cai P, et al. Immobilization and phytotoxicity of Cd in contaminated soil amended with chicken manure compost[J]. J ournal of Hazardous Materials , 2009, 163: 563-567. |
[8] | 张懿华, 段玉森, 高 松, 等. 上海城区典型空气污染过程中细颗粒 污染特征研究[J]. 中国环境科学, 2011, 31(7): 1115-1121. ZHANG Yi-hua, DUAN Yu-sen, GAO Song, et al. Typical urban air pollution in Shanghai during the study of fine particle pollution characteristics[J]. China Environme ntal Science , 2011, 31(7): 1115-1121. |
[9] | 尹 聪, 朱 彬, 曹云昌, 等. 秸秆焚烧影响南京空气质量的成因探讨[J]. 中国环境科学, 2011, 31(2): 207-213. YIN Cong, ZHU Bin, CAO Yun-chang, et al. Straw burning causes air quality impact of Nanjing[J]. China Environmental Science , 2011 , 31(2): 207-213. |
[10] | 陆 炳, 孔少飞, 韩 斌, 等. 2007 年中国大陆地区生物质燃烧排放污染物清单[J].中国环境科学, 2011, 31(2): 186-194. LU Bing, KONG Shao-fei, HAN Bin, et al. Mainland China in 2007 biomass burning emissions inventory of pollutants[J]. China Environmental Science , 2011, 31(2): 186-194. |
[11] | Yuan J H, XuR K, Zhang H. The forms of alkalis in the biochar produced from crop residues at different temperature[J]. Biores ource Technology, 2011, 102: 3488-3497. |
[12] | Tong X J, Li J Y, Yuan J H, et al . Adsorption of Cu(Ⅱ)by biochars generated from crop straws[J]. Chemical Engineering J ournal, 2011, 172: 828-834. |
[13] | Cao X D, Ma L, GAO B, et al. Dairy-manure derived biochar effectively sorbs lead and atrazine[J]. Environmental Science and Te chnology, 2009, 43: 3285-3291. |
[14] | 佟雪娇, 李九玉, 姜 军, 等. 添加秸秆生物质炭对红壤吸附 Cu(Ⅱ)的影响[J]. 生态与农村环境学报, 2011, 27(5): 37-41. TONG Xue-jiao, LI Jiu-yu, JIANG Jun, et al. Effect of biochars derived from crop straws on Cu(Ⅱ)adsorption by red soils[J]. J ournal of Ecology and Rural Environment, 2011, 27(5): 37-41. |
[15] | Boehm H P. Surface oxides on carbon and their analysis: A critical assessment[J]. Carbon, 2002, 40(1): 145-149. |
[16] | Yuan J H, XuR K. The amelioration effects of low temperature biochar generated from nine crop residues on an acidic Ultisol[J]. Soil Us e and Manag ement, 2011, 27(1): 110-115. |
[17] | Yu T R. Chemistry of variable charge soils[M]. New York: Oxford University Press, 1997. |
[18] | Xu R K, Xiao S C, Zhao A Z, et al. Effect of Cr(Ⅳ)on adsorption and desorption behavior of Cu(Ⅱ)in the colloidal systems of two authentic variable charge soils[J]. J ournal of Colloid and Interface Science, 2005, 284(1): 22-29. |
[19] | Naidu R, Kookana R S, Sumner M E, et al. Cadmium sorption and transport in variable charge soils: A review[J]. J ournal of Environme ntal Quality, 1997, 26: 602-617. |