长期培养下不同生物炭对酸性土壤中Cd（Ⅱ）的固定作用外文翻译资料

长期培养下不同生物炭对酸性土壤中Cd（Ⅱ）的固定作用

原作者姓名： Xiaofei Tan1,2 amp; Yunguo Liu1,2 amp; Yanling Gu1,2 amp; Guangming Zeng1,2 amp;Xin Wang3 amp; Xinjiang Hu1,2 amp; Zhichao Sun1,2 amp; Zhongzhu Yang1,2

摘要：生物碳来于自竹子、椰子壳、松木屑、甘蔗渣，这些被应用到红壤影响固定Cd（II）的研究。经过360天的孵化，添加不同的生物碳的情况下改善了红壤的物理/化学性质。作为一个结果，土壤对Cd（Ⅱ）的最大吸附能力从8.02增加到9.07 - 11.51mmol/kg，竹炭对Cd（II）的固定化效果为最佳。Langmuir模型（R2＞0.983）拟合数据比Freundlich模型（R2为0.902–0.937）好。柱浸实验表明，生物炭还可以提高在浸出条件下Cd（Ⅱ）的固定化。生物炭的主要增加弱/不稳定的结合土壤中Cd（Ⅱ）的受力，如离子交换、静电吸引力，物理吸附，碳酸盐沉淀。此外，也观察到表面络合作用的显着增强。

关键词：生物炭；Cd（Ⅱ）土壤污染；阳离子交换容量；序列提取；土柱淋溶

前言

大量重金属元素排放土壤中的量令人担忧，由于各种人为活动（如采矿、过多农业施肥和污水灌溉等）导致全世界范围内严重的土壤污染（Jarup 2003; Houben 2013等人）。Cd（Ⅱ）是一种农作物最重要的金属污染物，可以被农作物吸收并通过食物在人体内逐渐积累，然后它可能会导致对人类伤害。（WHO 1992; Jeong 2012等人）。

广泛的技术已经发展到解决土壤中的重金属污染，而大多数人们一般的认为是环境破坏性和经济性在实践中不可行（Karami 2011; Jiang 2012b;Jiang and Xu 2013）。近年来，随着生物炭的土壤修复成为新的热门话题（Beesley 2011; Ahmad 2014b）。生物炭的研究是源于在亚马逊盆地高的土壤生育和高碳含量的亚马孙黑土（Marris 2006）。这些土壤继续储存到今天且保持碳营养丰富。土壤改良而言应用生物炭已成为一种新的令人激动的生物技术，可以提高作物产量，减缓全球升温和碳封存（Lehmann and Joseph 2009; Sohi 2012）。具体的积极性包括大型生物炭表面积，多孔结构，表面官能团和高pH值有可能被用作吸附剂固定土壤中的重金属（(Uchimiya 2010;Xu 2013;Zhang 2013;Tan 2015）。此外，改善土壤理化性质的研究中施用生物炭发挥积极的作用，可提高中金属保留（Houben 2013; Hardie 2014;Sun and Lu 2014）。因此，一个综合的理解这些机制是必要的。

红壤是阳离子交换量和pH值较低的酸性土壤（CEC），由于强烈风化而土壤演化，其显示对重金属较低的吸附能力（Jiang 2012a; Jiang and Xu 2013）。热解碱性生物炭是可以减轻低pH值的酸性土壤。在本研究中，选取红壤测试不同生物碳对Cd（II）的固定效果。此外，添加生物炭后较长时间的孵化，引导稳定的反应使土壤和碳之间的反应结果更接近实际应用。这个本研究的目的是（1）评估经过360天孵化的后的变量生物碳对红壤的物理/化学性质的改进；（2）检查生物炭对Cd（II）在红壤固定批量吸附实验、土柱淋溶和BCR提取程序的效果；（3）比较修改来自不同的原料的生物碳效应；（4）了解经过360天孵化生物质炭对土壤的Cd（II）的固定及土壤改进作用机制。

1. 材料和方法

1.1 土壤和生物碳

土壤表层样品（0–10厘米）的收集从中国湖南省长沙市某个区（28° 10.91′ N, 112°56.82′E）。土壤样品已经风干和通过2mm筛。

四个原材料即竹、椰壳、松木木屑、甘蔗渣是从中国长沙某郊区收集。这些原料已经被水冲洗和烘干（80 °C)。管式炉（sk-1200°C，天津中环实验电炉有限公司）是用于对这些样品转换为生物碳。对每个实验，大约100克的干燥样品被送入一个合适设计的石英玻璃管（直径5厘米，长20厘米），玻璃管能够放入在熔炉中。管式加热炉要密封且补充氮气（400毫升/分钟）保持热解过程的惰性气氛。温度被编程为7°C /分钟的速度上升到450°C，在冷却前2小时到房间的最高温度。导致生物碳轻轻压碎通过2mm筛，然后使用前密封在密闭容器中。让后竹子、椰子壳、松木屑、甘蔗渣等分别的简称BB、CB、PB、SB。

1.2 孵化实验

风干土壤样品取300克放置在1升塑料桶中，土壤与去离子水湿润到70%保持田间持水能力然后在黑暗中在（25plusmn;2°C ）条件下预培养10天。预培养完成后，每个生物炭添加到桶里在2%（烘干的基础）（Singh 2012）。土壤和生物炭充分混合，然后再用去离子水湿润使土壤拥有70%的田间持水量。所有桶上盖一个塑料盖，开一个小洞允许气体交换，但最大限度地减少水分流失，然后在恒定的25plusmn;2 °C温度条件下黑暗中孵化。桶每5天称量一个体重，补充水分使整个培养期内的水分含量恒定。经过360天的孵化，土壤样品被桶里搬走。然后风干样品的以备以后实验使用。土壤中分别添加不同的生物炭，这里被称为BB的土壤，CB的土壤，Pb的土壤、Sb的土壤。

1.3 生物炭改良的土壤特性

一种改良的氯化钡法（Lee 2010），是这项研究中确定未改良的土壤和改良后的土壤的阳离子交换能力。用扫描电子显微镜观察孵化后的改良土壤的形态和结构变化(SEM) (TM3000, Hitachi, 日本).红外光谱（iraffinity-1，岛津，日本）的吸附剂范围记录在4000–400厘米。

1.4 批量吸附实验

原液含1 g/L Cd（NO3）₂准备不同试剂Cd（NO3）₂·H2O，不同浓度（100，200，250，300，400，500，50毫克/升）的Cd(II)和0.001 M硝酸钠为背景电解质稀释原液和1 M硝酸钠。一克土样一式两份放在100毫升离心管中。然后20毫升不同浓度的Cd（NO3）2溶液添加到每个试管中。这个悬浮液在恒温水浴（25plusmn;2 °C）中摇动1小时，然后允许放一夜达到反应平衡。悬浮液用5000转速的离心机离心10分钟液体从固相中分离，上清液作为以后测试备用。上清液中的 Cd（Ⅱ）的浓度采用火焰原子吸收光谱法进行了分析（ PerkinElmer AA700, USA）。吸附容量（qe, mmol/kg）根据式（1）计算：

其中C_o 和 Ce分别为初始和平衡时的金属离子浓度（(mg/L），：V (mL)是悬浮液体积；M (g/mol)和m (g)分别是 Cd的摩尔质量和土壤的质量。评估和比较生物炭对影响土壤 Cd（Ⅱ）的吸附能力，Langmuir和Freundlich模型来拟合实验数据。对Langmuir和Freundlich等温吸附模型方程是由以下公式表示，分别：

式中qe是金属吸附量（mg/g）；Ce是溶液的平衡浓度（mg/L）；Qmax 是最大吸附量（mg/g）；Kl是Langmuir亲和力常数；Kf和n分别是Freundlich常数，这表明吸附容量和强度。

1.5序列提取

BCR连续提取的程序进行在以前的研究中所描述的（Quevauviller 1993;Fuentes 2008)）,四个连续提取步骤四个不同的组分的土壤Cd（Ⅱ），0.11 M 乙酸，0.1 M 盐酸羟胺(pH =2)， 8.8 M H2O2 ， 1 M 醋酸铵 (pH=2)和 HNO3–HF–HClO4 用来提取酸溶性部分。分别为可还原的部分，可氧化的部分和剩余的部分金属。

1.6 土柱淋溶试验

一个玻璃柱（20厘米长，内径3厘米）用于浸取试验。一百克不同的生物炭的土壤（约12厘米高）被装入柱使它拥有均匀的堆积密度。惰性石英层用在柱顶部和底部以分散在整个流动区域减少流动对胶体运动的影响。柱用100 mg/L )溶液使用蠕动泵从柱顶端淋溶(流量6.67times;10minus;9 m3/s)，在柱底用100毫升的测量瓶连续收集渗滤液。渗滤液中Cd（Ⅱ）的浓度确定跟上述一样。

1.7 统计分析

统计分析采用SPSS18版本进行。由杜克的试验单因素方差分析pH值、显著性差异CEC、生物炭吸附Cd（II）土壤和未吸附的土壤。图中所示的结果表示平均三个独立重复处理。这项研究中得到的是标准偏差（标）的数据。显着水平被定义为在小于0.05。

2.结果与讨论

2.1生物炭对土壤性质的影响

360天的孵化后，测量pH值显示添加生物碳土壤的pH值很大程度上都增加了。土壤中添加生物炭的土壤pH值的增加可能是由于原料中有机基质在热解过程中碱金属盐的释放（Ahmad 2012; Kim 2013）。当BB，CB，PB和SB处理土壤时对土壤pH值从4.78分别增加到5.80，5.26，5.72，5.36。

BB，CB，PB和SB改良土壤，土壤阳离子交换量也从5.60分别为增加到9.03，6.80，9.75和8.88 cmol/kg（图1）。改良土壤中更高的阳离子交换主要归因于生物炭羧酸官能团的引入(Lee 2010;Harvey 2011)。此外，观察到土壤阳离子交换量随改良土壤随原料的种类而不同。高阳离子交换量在BB和PB土壤中表明较高的羧酸含量在这些生物碳中形成，这可能归因于木质素组成的差异和相应的原料的热降解(Opsahl和Benner 1995; Harvey 2011).

图1 不同样品的阳离子交换容量，不同字母表示不同的样品的显着差异（对0.05）

未改良土的及四种生物炭改良的土壤扫描电镜图像S1所示（附属材料）。它表明，土壤表面的未改良土壤是均匀的（图S1 a, b），而生物碳改良土壤是不规则的（图S1 c–f）。以前的研究报道称，掺入生物炭将提高生物炭孔隙空间结构的高度多孔性（Sun和Lu 2014）。一些研究还提出了应用生物炭的土壤会产生住宿毛孔在生物炭颗粒和土壤团聚体之间（Jones 2010; Hardie 2014）从扫描电镜图像，我们可以显然发现两种因素的效果在土壤孔隙结构中可能发挥积极作用。所有包含生物碳的土壤有多孔结构能提高对金属的吸附性能。此外，生物碳嵌入在土壤粒子或附着在土壤表面，使新的稳定聚合和新的住宿毛孔形成。

图2显示红外光谱下未改良的土壤和四生物炭改良的土壤图，红外光谱表明掺入四种生物碳增强了官能团的功能（(minus;OH, minus;COOH, C=C和C=O），这表明应用生物炭使土壤的官能团比例显着增加，导致较高的阳离子交换能力和Cd（II）的络合(Lee 2010; Jiang 2012b)。

图2红外光谱的土壤控制生物炭改良四种和无Cd加载的土壤

2.2 Cd（Ⅱ）的吸附等温线

未改良土壤和四种生物炭改良土壤的吸附等温线通过研究范围从50到500mg/L不同的初始浓度的重金属，结果如图3所示。土壤Cd（Ⅱ）的吸附常数和相关系数获得Langmuir和Freundlich等温线在表1中给出。相关系数表明，Langmuir模型（R²＞0.983）拟合数据优于Freundlich模型（R²为0.902–0.937）。这说明吸附观察到的行为主要是单层吸附（Chen 2011）。

从结果可以看出，生物炭的掺入使生物炭改良土壤对吸附Cd（Ⅱ）均显著增加。Cd（Ⅱ）最大吸附容量土壤BB、土壤CB、土壤PB、土壤SB分别（11.51，9.07，10.37和9.91mmol/kg）高于未经改良的土壤（(8.02 mmol/kg)(plt;0.05)）。Cd（Ⅱ）吸附量增加13.16%,43.61%,29.41%和23.58%由于分别添加BB, CB, PB和 SB。BB的土壤有最高的吸附能力其次是PB的土壤，SB的土壤和CB的土壤。这可能是由于BB土壤有更高的阳离子交换能力和更多的官能团比CB土壤和 SB土壤。此外，经过360天的孵化，土壤的pH值升高，BB的土壤比CB的土壤, SB的土壤和PB的土壤具有较高的pH值。随着BB土壤的pH值升高，金属离子和质子的结合位点的竞争减少，更多的结合位点释放因去质子化的官能团(Lu ，2012)。因此，静电引力作用使更多的Cd（II）离子通过BB土壤表面被捕获。

图3Cd（II）吸附等温线的控制：四种改良土壤的等温线a Langmuir等温线, b Freundlich等温线

2.3 BCR馏分 吸附土壤中的Cd（II）

分馏四组Cd（I

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