改性生物炭對農田土壤鉻形態分布和酶活性的影響

陳藝杰，吳偉健，李高洋，張偉健，衛婷，藺中，甄珍*

（1.廣東海洋大學濱海農業學院，廣東 湛江 524088；2.廣東海洋大學化學與環境學院，廣東 湛江 524088）

重金屬超標已成為民眾普遍關注的環境污染問題。重金屬因無法降解等特點，已對人類和自然環境構成嚴重威脅，成為迫切需要解決的環境污染問題。鉻具有致癌、致畸和致突變的特點，被稱為最危險的重金屬元素之一。工業電鍍、制革、化工、冶金等行業的“三廢”排放是造成農田鉻污染的主要原因。據統計我國農田鉻污染濃度可高達820 mg·kg，遠超《土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB 15618—2018）。粵西地區的磚紅壤是由鉻含量較高的玄武巖或蛇紋石發育而來，這類土壤的總鉻含量接近300 mg·kg。土壤環境中鉻大多以Cr（Ⅲ）和Cr（Ⅵ）的形式存在，Cr（Ⅵ）毒性遠高于Cr（Ⅲ），對人體健康更具危害。Cr（Ⅵ）能夠進入細胞內部，破壞細胞的遺傳基因，較低濃度的Cr（Ⅵ）即可對人體造成嚴重危害，而Cr（Ⅲ）在皮膚表面即與蛋白質發生絡合，形成穩定的蛋白質配合物，不易被人體吸收。因此，Cr（Ⅵ）的去除備受學者關注。近年來，土壤鉻污染事件被頻繁報道，例如河南六城市鉻污染事件，嚴重危害了當地人民的生命安全。

生物炭孔隙結構良好、比表面積大且含有豐富的極性官能團，已廣泛用于重金屬污染農田的土壤修復。然而，生物炭對重金屬污染的修復效果受到原料特性和制備條件的制約。與植物源生物炭（秸稈、稻殼等）相比，動物糞源生物炭具有較高的極性和灰分含量，具有更高的重金屬吸附能力。此外，傳統生物炭對污染物的吸附容量較低，限制了生物炭的推廣和應用。為進一步提高生物炭的吸附性能，通常需要對其進行改性處理。目前，常見的改性方法有酸堿改性、負載金屬離子改性和磁性納米改性。酸堿改性是將生物炭浸泡在酸堿溶液中，經洗滌干燥后獲得的生物炭，該方法可以改變原始生物炭的比表面積和官能團等。負載金屬離子改性是指將金屬鹽溶液或金屬氧化物與生物炭反應，從而增加生物炭中金屬元素的含量和表面正電荷，增強極性，改變官能團種類和數量。UCHIMIYA 等對棉花殼炭進行3∶1 的HSO/HNO的酸改性處理后，棉花殼炭的比表面積減小，含氧官能團增加，對重金屬離子的吸附效果顯著增加。AGRAFIOTI 等發現，對稻殼生物炭進行CaO 和FeCl改性處理后，鉻的去除率高達89.0%。酸堿改性和負載金屬離子改性均可有效提高生物炭的吸附性能，且操作簡單、成本低廉，在環境修復領域中具有巨大的應用潛力。現階段，已有許多學者在改性生物炭制備、表征特性和對廢水中重金屬的吸附性能等方面做了大量研究。但關于改性生物炭對土壤中重金屬的形態轉化及對土壤理化特性的影響等方面的研究仍非常有限。

隨著物質生活水平的提高，奶牛養殖業迅猛發展，不能及時處理的牛糞造成水土嚴重污染。合理利用禽畜糞便，減少環境污染是維持養殖業可持續發展的重要因素。針對這一問題，本試驗以Cr（Ⅵ）為研究對象，以牛糞制備的糞源生物炭為原材料，使用HNO（酸改性）和FeCl（負載金屬改性）溶液進行改性，采用掃描電子顯微鏡、氮氣吸脫附潔、X 射線能譜和傅里葉變換紅外光譜技術對原始生物炭及兩種改性生物炭的理化特性及結構進行表征，以明確不同改性方法對生物炭特性的影響。通過水相吸附試驗，結合吸附動力學模型和等溫吸附模型研究改性生物炭對重金屬Cr（Ⅵ）的吸附機理。通過土壤試驗，進一步探討改性生物炭添加對農田土壤中Cr（Ⅵ）污染形態分布、土壤理化特性和酶活性的影響。本試驗所采用方法廉價、環保，可實現農業資源廢棄物利用和改良土壤重金屬污染的雙重作用，并可為粵西地區生物炭修復重金屬鉻污染農田提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 供試材料

本試驗以牛糞為原材料制備生物炭，所用牛糞采集自廣東省湛江市廣東海洋大學動物農場。采集的牛糞自然風干后，采用粉碎機粉碎，再研磨過20 目篩備用。將研磨的牛糞洗干凈后壓實置于不銹鋼反應容器，放入馬弗爐中，溫度調至350 ℃，馬弗爐升溫速率為10.0 ℃·min，保溫2 h，待冷卻至室溫后取出，裝入棕色瓶保存。標簽注明原材料、制備日期，得到牛糞生物炭。

HNO改性牛糞生物炭：稱取10.0 g 制備好的牛糞生物炭加入250 mL 錐形瓶中，再加入100 mL 8.00 mol·L的HNO溶液。待溶液與生物炭反應一段時間后，用保鮮膜將錐形瓶瓶口密封，并用牙簽在保鮮膜上扎一些小洞，置于振蕩器中振蕩6 h。然后用真空抽氣泵和布氏漏斗組合成抽濾裝置對硝酸?牛糞生物炭混合液進行抽濾，得到HNO改性生物灰，隨后用超純水反復清洗，直至濾液為中性。將改性生物炭轉移至燒杯，置于105 ℃烘箱中烘干，冷卻后裝入棕色瓶保存。標簽注明原材料、改性試劑、制備日期，得到HNO改性牛糞生物炭。

FeCl改性牛糞生物炭：稱取10.0 g 制備好的未改性牛糞生物炭加入250 mL 錐形瓶中，再加入100 mL 1.00 mol·L的FeCl溶液。在磁性攪拌器上攪拌2 h 后，將錐形瓶置于水浴鍋中，80.0 ℃水浴蒸干錐形瓶中的水分，后置于電熱鼓風干燥箱中，105 ℃烘干。將烘干的牛糞生物炭用超純水反復清洗，用真空抽氣泵和布氏漏斗組合成的抽濾裝置進行抽濾，直至濾液為中性。將改性生物炭轉移至燒杯，置于105 ℃烘箱中烘干，冷卻后裝入棕色瓶保存。標簽注明原材料、改性試劑、制備日期，得到FeCl改性牛糞生物炭。

供試土壤為未受重金屬污染的土壤，土壤類型為磚紅壤，采自湛江市廣東海洋大學校外試驗農田。將采集的農田土壤剔除表面雜物以及大顆粒石粒，放于陰涼處自然風干，研磨過20目篩，裝培養瓶備用。

試驗過程中采用的所有試劑均為分析純。

1.2 試驗設計

試驗分為水相吸附試驗和土壤老化試驗兩部分。

1.2.1 水相吸附試驗

吸附動力學試驗：配制初始濃度為50.0 mg·L、pH 5.00 的Cr（Ⅵ）溶液。依次稱取0.100 g 的牛糞生物炭（CB）、HNO改性牛糞生物炭（HCB）和FeCl改性牛糞生物炭（FCB）到不同的廣口瓶中，按照固液比1∶250 添加50.0 mg·L的Cr（Ⅵ）溶液，置于振蕩器中振蕩（25.0 ℃、180 r·min）。取樣時間分別為0.25、0.5、1、2、3、6、8、10、12、24 h 和36 h，按對應時間取樣測定Cr（Ⅵ）的殘留量，每個處理設置3個平行重復。

等溫吸附特征試驗：配制初始濃度為10、20、30、40、50、100、200、300、400 mg·L和500 mg·L的Cr（Ⅵ）溶液，調節溶液pH=5.00。依次稱取0.100 g 的CB、HCB 和FCB 到不同的廣口瓶中，按照固液比1∶250 添加50.0 mg·L的Cr（Ⅵ）溶液，置于振蕩器中振蕩（25 ℃、180 r·min）。24 h 后取樣測定Cr（Ⅵ）的殘留量，每個處理設置3個平行重復。

1.2.2 土壤老化試驗

試驗設置4個處理：CK處理，土壤+Cr（Ⅵ）；CB處理，土壤+Cr（Ⅵ）+牛糞生物炭；HCB處理，土壤+Cr（Ⅵ）+HNO改性牛糞生物炭；FCB處理，土壤+Cr（Ⅵ）+FeCl改性牛糞生物炭。每個處理設置3 個平行重復。用KCrO配制Cr（Ⅵ）濃度為1.00 mg·mL的儲備溶液。使用3.00 L 培養瓶，每瓶裝土2.00 kg，將200 mL 儲備溶液均勻噴灑到培養瓶中的土壤上，搖晃并充分攪拌，得到100 mg·kg的Cr（Ⅵ）污染土壤，將其靜置沉淀30 d。隨后根據試驗設計按5%的生物炭添加比例，每瓶添加100 mg生物炭，再次攪拌混勻，以不加生物炭處理的土壤作為對照。定期用去離子水給土壤補充水分，保持在田間持水量的60.0%左右，分別于培養0、30 d和60 d時取樣，測定樣品土壤pH、有機質、腐殖質、陽離子交換量（CEC）、脲酶活性、蔗糖酶活性、脫氫酶活性以及土壤中鉻的不同形態含量。

1.3 生物炭理化性質的測定

試驗通過掃描電子顯微鏡（SEM）觀察生物炭表面的微觀形貌等信息。采用酸堿電位滴定法測定生物炭的等電點。采用氮氣吸脫附法對生物炭的比表面積和孔徑分布進行分析。采用X 射線能譜（EDs）對生物炭進行化學成分分析。采用傅里葉變換紅外光譜儀（FTIR）測定生物炭的表面官能團。

1.4 土壤理化性質的測定

采用電位法測定土壤pH。采用重鉻酸鉀容量法測定土壤有機質。采用振蕩交換?蒸餾滴定法測定土壤CEC。采用焦磷酸鈉?氫氧化鈉混合溶液提取法（LY/T 1238—1999）測定土壤腐殖質含量。

1.5 酶活性的測定

本試驗土壤酶活性根據關松蔭的《土壤酶及其研究方法》進行測定。采用3，5?二硝基水楊酸比色法測定蔗糖酶活性。采用靛酚藍比色法測定脲酶活性。采用氯化三苯基四氮唑（TTC）還原法測定脫氫酶活性。

1.6 Cr（Ⅵ）殘留量的測定

試驗采用二苯碳酰二肼紫外分光光度法測定

溶液中Cr（Ⅵ）濃度，采用BCR三步連續提取法測定土壤中鉻不同形態含量。

1.7 數據統計與分析

試驗數據采用SPSS 23.0 統計軟件進行單因素方差分析（One?way ANOVA），不同處理之間采用Duncan′s 法進行多重比較（＜0.05）。利用Origin 2021 軟件進行柱形圖的繪制。同時采用SPSS 23.0 統計軟件對重金屬形態和環境因子進行相關性分析。

2 結果與分析

2.1 生物炭的表征

2.1.1 掃描電鏡分析

圖1 為改性前、后牛糞生物炭放大2 000 倍時的表征圖片。從圖1（a）可以明顯看出，未改性牛糞生物炭表面粗糙且無明顯的孔道結構，外壁富含較多小顆粒雜質。從圖1（b）和圖1（c）可以看出，HNO改性牛糞生物炭和FeCl改性牛糞生物炭表面變得光滑且存在較多不規則圓周和孔結構，這使得生物炭具有了更大的比表面積和豐富的多孔結構。

圖1 牛糞生物炭掃描電鏡圖（×2 000倍）Figure 1 The SEM characterization of the cow dung biochar（×2 000 times）

2.1.2 物理化學性質

改性處理對牛糞生物炭的理化性質有顯著的影響。從表1可以看出，CB、HCB 和FCB 的pH分別為7.48、5.23 和8.21，CB 和FCB 的pH明顯高于HCB，這與CB 和FCB 的pH 高于HCB 相符。與CB 相比，HCB 和FCB 的平均孔徑分別減小1.28 nm 和3.86 nm，而HCB 和FCB 的比表面積分別增加2.86 m·g和11.09 m·g，總孔容分別增加0.004 cm·g和0.013 cm·g，兩種改性方法均有效改善了生物炭的物理性質。與CB 相比，HCB 和FCB 的微孔比表面積分別增加0.01 m·g和2.20 m·g，微孔孔容分別增加0.000 1 m·g和0.001 0 m·g。這可能是因為改性能夠促進生物炭微孔的形成，從而提升微孔的豐富度，其中FCB的促進效果更為明顯。

表1 牛糞生物炭改性前后的基本物理化學性質Table 1 Basic physical and chemical properties of the cow dung biochar before and after modification

2.1.3 能譜分析

從表2 可以看出，不同改性處理對牛糞生物炭的基本元素組成有一定的影響。牛糞生物炭改性前后基本元素組成變化差異較小，主要元素組成均為C和O 元素，但是3 種生物炭的主要元素占比有所差異。與CB 相比，HCB 元素組成中C 元素下降4.70 個百分點，O 元素上升4.30 個百分點。FCB 元素組成中C 和O 元素均有所下降，分別下降1.60 個和0.70 個百分點，但是FCB 的元素組成中Fe 元素占比明顯增加，所占比例為2.07%，說明經FeCl改性后的生物炭成功引入了目標物質——Fe元素。

表2 牛糞生物炭改性前后基本元素組成（%）Table 2 The basic elements of the cow dung biochar before and after modification（%）

2.1.4 紅外圖譜分析

圖2 為3 種生物炭的一維紅外光譜圖，3 345.58 cm處具有的比較明顯的特征峰，是由樣品中—OH官能團伸縮振動形成，這表明3 種生物炭表面均有羥基官能團。2 364.68 cm處的吸收峰可能是空氣中的CO吸附到生物炭上所引起。1 631.75 cm處的吸收峰是由羧酸酯類、酮類或芳香族化合物的C=O 伸縮振動產生。1 450.44 cm處的吸收峰為羧基（—COOH）的伸縮振動。1 037.38 cm處的吸收峰為多糖物質C—O鍵或硅酸鹽雜質的Si—O 鍵伸縮振動。在785.01 cm波長附近的峰是由芳香化合物和雜環化合物中C—H 彎曲振動產生。從圖中可以看出，3 種生物炭的官能團種類沒有明顯變化，但HCB 和FCB 的紅外光譜在1 037.38、1 450.44、1 631.75 cm和3 345.58 cm處的吸收峰強度明顯增大，這說明改性后HCB和FCB的C—O、—COOH、C=O和—OH數量有所增加。

圖2 牛糞生物炭改性前后的紅外光譜圖Figure 2 FTIR spectra of the cow dung biochar before and after modification

2.2 生物炭對溶液中Cr（Ⅵ）的吸附特性

2.2.1 吸附動力學模型

為了研究生物炭的吸附過程，分別采用Lagergren 準一級動力學模型和Lagergren 準二級動力學模型對試驗數據進行擬合。二者表達式為：

式中：Q為吸附平衡時吸附的重金屬量，mg·g；為吸附過程所對應的時間，h；Q為時刻吸附的重金屬量，mg·g；為準一級動力學速率常數，h；為準二級動力學速率常數，g·mg·h。

吸附動力學模型描述吸附物的傳質與吸附過程中時間的關系。圖3 和表3 分別列出了3 種牛糞生物炭對Cr（Ⅵ）的動力學參數。由圖3 可知，3 種牛糞生物炭對Cr（Ⅵ）的吸附在初始階段迅速增加，之后逐漸減緩并趨于吸附平衡。由表3 數據可以看出，CB兩種動力學模型的相關系數分別為0.984和0.978，均呈現出較高的擬合度，但是通過準一級動力學模擬得到的理論平衡吸附量（3.58 mg·g）與實際Cr（Ⅵ）的平衡吸附量（3.51 mg·g）更為接近。結果表明，準一級動力學模型更適合用于擬合CB對Cr（Ⅵ）的吸附過程，根據準一級動力學模型的假設，吸附過程中吸附速率的控制主要取決于物理吸附。而HCB 和FCB兩種動力學模型的相關系數均大于0.970，但是準一級動力學模擬得到的理論平衡吸附量（4.07 mg·g和5.63 mg·g）更接近于實際平衡吸附量（4.15 mg·g和5.68 mg·g）。由此可知，HCB 和FCB 兩種生物炭對Cr（Ⅵ）的吸附同樣符合準一級動力學模型。

表3 生物炭對Cr（Ⅵ）吸附的準一級動力學和準二級動力學模型參數Table 3 Pseudo?first?order and pseudo?second?order model parameters of Cr（Ⅵ）adsorption onto three kind of biochar

圖3 生物炭對Cr（Ⅵ）的吸附動力學曲線Figure 3 The adsorption kinetic curves of Cr（Ⅵ）onto three kind of biochar

2.2.2 等溫吸附模型

為了研究3 種生物炭的等溫吸附特征，采用兩種常用的熱力學吸附模型對吸附數據進行擬合，即Langmuir 熱力學模型和Freundlich 熱力學模型。前者是單分子層吸附，后者是多分子層吸附。二者表達式為：

式中：為吸附平衡時吸附的重金屬量，mg·g；Q為吸附劑對重金屬的最大吸附量，mg·g；C為吸附平衡時溶液中的重金屬濃度，mg·L；K為Langmuir 吸附平衡常數，L·mg；K為Freundlich 吸附平衡常數，mg·g·mg·L）；為與吸附強度有關的常數，＜1說明吸附難以進行，1＜＜2 說明吸附較難進行，2＜＜10則吸附強度大，吸附容易進行。

3 種生物炭對Cr（Ⅵ）的吸附等溫線如圖4，擬合參數見表4。可以看出，三種生物炭的Langmuir 熱力學模型和Freundlich 熱力學模型都能較好地擬合試驗吸附數據，但3 種生物炭Langmuir 熱力學模型的相關系數均優于Freundlich 熱力學模型，說明Langmuir等溫模型對平衡數據的擬合較好，更適合描述吸附劑對Cr（Ⅵ）的吸附過程。同時也說明吸附劑對Cr（Ⅵ）的吸附過程為單分子層吸附。Freundlich等溫模型是非均質表面吸附系統的經驗方程。從表中可以看出，Freundlich 模型擬合得到的3 種生物炭（CB、HCB、FCB）的吸附強度常數值分別為2.48、2.64 和2.43，處于2＜＜10，說明吸附劑與金屬離子之間存在較強的相互作用，反應容易進行。同時從表4 可以看出，CB、HCB 和FCB 對Cr（Ⅵ）的理論最大吸附量分別為9.92、11.00 mg·g和15.90 mg·g，其中FCB表現出更優異的吸附性能。

表4 生物炭對Cr（Ⅵ）吸附的Langmuir和Freundlich等溫模型參數Table 4 Constants and correlation coefficients of Langmuir and Freundlich models for Cr（Ⅵ）adsorption onto three kind of biochar

圖4 生物炭對Cr（Ⅵ）的吸附等溫線Figure 4 The sorption isotherms of Cr（Ⅵ）onto threekind of biochar

2.3 生物炭對土壤中Cr（Ⅵ）的吸附效果分析

2.3.1 不同改性生物炭對Cr（Ⅵ）污染土壤重金屬形態的影響

Cr（Ⅵ）污染土壤中添加不同改性生物炭后重金屬形態變化見圖5。與CK 相比，添加生物炭顯著改變了土壤中鉻的形態。在培養周期內，CB、HCB 和FCB處理中酸可溶態、可還原態和可氧化態鉻呈顯著下降的趨勢（＜0.05）。與培養0 d 相比，培養周期結束（60 d）時，CB、HCB 和FCB 處理酸可溶態鉻分別減少了11.3%、15.4%和23.1%，可還原態鉻分別下降了2.3%、5.8%和9.8%，可氧化態鉻減少了9.7%、15.7%和19.5%。與CB 相比，FCB 處理對酸可溶態、可還原態和可氧化態鉻影響最為顯著，其次為HCB。圖5（d）結果顯示，殘渣態鉻的含量呈顯著上升趨勢。與培養0 d 相比，培養結束時CB、HCB 和FCB 處理殘渣態鉻分別增加了18.5%、29.6%和38.8%，FCB 處理殘渣態鉻含量顯著升高（＜0.05）。

圖5 生物炭對Cr（Ⅵ）污染土壤重金屬形態的影響Figure 5 The effect of biochar on heavy metal speciation in Cr（Ⅵ）contaminated soil over time

2.3.2 不同改性生物炭對Cr（Ⅵ）污染土壤理化性質的影響

各處理間的pH 如圖6（a）所示，在培養周期內，pH 整體呈逐步上升趨勢。試驗結束時，與CK 處理相比，CB、HCB、FCB 處理使土壤pH 增加0.43~0.78，且均表現出顯著性差異。圖6（b）和圖6（c）的結果顯示，生物炭的添加能夠顯著提高CEC 和土壤有機質含量。與CK 相比，試驗結束時，CB、HCB 和FCB 處理土 壤CEC 分 別 增 加5.22、14.40 cmol·kg和22.90 cmol·kg，有機質含量分別增加3.06、10.32 g·kg和12.87 g·kg?1。其中，FCB 對Cr（Ⅵ）污染土壤pH、CEC和有機質提升更為顯著。如圖6（d）所示，試驗結束時，各處理腐殖質含量變化差異不顯著，培養60 d后，CK、CB、HCB 和FCB 處理的腐殖質含量分別為4.75、4.90、4.86 g·kg?1和4.89 g·kg?1。

圖6 生物炭對土壤理化性質的影響Figure 6 The effect of biochar on soil physical and chemical properities

2.3.3 不同改性生物炭對Cr（Ⅵ）污染土壤中酶活性的分析

從圖7（a）中可以看出，在培養周期內CK 處理脫氫酶活性呈現先下降后回升的趨勢，在培養第30 d，脫氫酶活性由培養0 d 的79.2 μg·g·d降至75.1 μg·g·d，在60 d時酶活性回升。CB、HCB和FCB處理的脫氫酶活性在培養周期內呈現逐漸上升的趨勢。與CK 處理相比，試驗結束時（60 d），CB、HCB 和FCB處理對脫氫酶活性的影響差異顯著（＜0.05），與0 d相比，CB、HCB 和FCB 處理分別提升了30.1%、61.9%和72.1%，HCB 和FCB 處理提升明顯。這可能是由于添加生物炭改善了土壤環境，使微生物代謝能力變強，從而促使土壤中脫氫酶活性增強。圖7（b）中顯示，在培養周期內CK處理蔗糖酶活性變化幅度較小，而CB、HCB 和FCB 處理蔗糖酶活性均有緩慢上升的趨勢。培養周期結束時，CB、HCB 和FCB 處理的蔗糖酶活性分別為59.7、63.7、69.1 mg·g·d，均顯著高于CK 處理（54.4 mg·g·d）。圖7（c）表明，試驗結束時，CK 處理的脲酶活性略有增長，相比0 d 時提高了2.35%。添加生物炭處理的脲酶活性變化明顯，與CK處理相比，在培養周期內，CB、HCB 和FCB 處理使脲酶活性分別提高了6.7%~13.9%、7.6%~18.4%、9.2%~24.6%。試驗結束后，CB、HCB 和FCB 處理的脲酶活性分別是685、710、752 mg·g·d，顯著高于CK，其中FCB處理的提升效果最佳。由此可見，添加生物炭可以使脲酶活性提高，有利于尿素轉化，可促進氮素利用，其中FCB處理促進效果較為明顯。

圖7 生物炭對Cr（Ⅵ）污染土壤酶活性的影響Figure 7 The effect of biochar on soil enzyme activity in Cr（Ⅵ）contaminated soil

2.4 相關性分析

實驗結束時（60 d），通過分析土壤不同重金屬形態與理化性質之間的相關性（表5）發現，酸可溶態鉻與土壤pH、CEC、有機質呈極顯著負相關關系（＜0.01），與土壤腐殖質無顯著相關性。可還原態鉻與土壤pH 呈顯著負相關關系，CEC、有機質呈極顯著負相關關系。可氧化態鉻與土壤pH、CEC、有機質呈極顯著負相關關系。可還原態鉻和可氧化態鉻均與腐殖質相關性不顯著。然而，殘渣態鉻與pH、CEC 和有機質含量呈極顯著正相關關系（P＜0.01），但與土壤腐殖質相關性不顯著。

表5 土壤鉻形態與理化性質之間的相關性分析Table 5 Correlation between soil Cr speciation and soil physical and chemical properities

3 討論

3.1 不同改性方法對生物炭理化性質的影響

生物炭具有獨特的理化性質和良好的吸附能力，改性對生物炭的理化性質有明顯的影響。本研究發現，改性后牛糞生物炭表面變得光滑，具有明顯的孔道結構，同時改性生物炭比表面積、總孔容和微孔比表面積增加，平均孔徑減小。已有研究表明，比表面積、總孔體積的增加以及平均孔徑的減小均對吸附Cr（Ⅵ）有積極作用。牛糞生物炭經過HNO改性后比表面積和總孔容增大而平均孔徑減小，是由于HNO洗去了生物炭表面冗雜的吸附物質，疏導了生物炭表面一些閉塞的孔隙。而且酸化過程會使部分小的生物炭破碎或造成微孔道坍塌，從而導致比表面積和總孔容增大以及平均孔徑減小。而牛糞生物炭經過FeCl改性后，其表面會附著大量鐵氧化顆粒，少部分鐵氧化顆粒進入孔隙，增加了炭的孔隙結構，導致比表面積和總孔容的增加以及平均孔徑的減小。這也與X 射線能譜分析結果一致，即經FeCl改性后，FCB 中鐵元素含量增加。同時，通過圖2 中生物炭紅外光譜對比可知，生物炭經改性后，羥基（—OH）、羧基（—COOH）、羰基（C=O）和碳氧鍵（C—O）均有所強化。其中，—OH 和—COOH 能與H發生質子作用，形成正電性官能團（—OH、—COOH），通過靜電作用結合陰離子（HCrO和CrO），C=O 也能與HCrO4和CrO以氫鍵形式結合，從而將大量Cr（Ⅵ）吸附在生物炭表面。由此可得，—OH、—COOH 和C=O 在Cr（Ⅵ）的吸附去除過程中發揮著重要作用。

3.2 不同改性生物炭在不同條件下對溶液中Cr（Ⅵ）去除率的影響

通過吸附動力學模型（圖3）可以看出，3 種生物炭對溶液中Cr（Ⅵ）的吸附量均隨時間的延長先增加，而后逐漸趨于平緩。這是由于溶液中Cr（Ⅵ）與生物炭表面傳質動力較大，Cr（Ⅵ）優先吸附于生物炭顆粒的表面，該過程較快，效果也較為明顯；而隨著吸附過程的進行，生物炭表面的吸附趨于平衡，傳質動力不斷減小，Cr（Ⅵ）開始滲透到顆粒物內部的孔隙結構中，生物炭表面的吸附位點與Cr（Ⅵ）接觸時間延長，所以該過程相對較緩慢。這與謝超然等采用核桃青皮炭吸附溶液中Pb和Cu的研究結果一致，均出現開始時吸附速率提高而后緩慢趨于平衡的趨勢。另外，通過等溫吸附模型（圖4）可以看出，隨著平衡濃度的增大，生物炭對Cr（Ⅵ）的吸附量逐漸增大后趨于平緩，這是由于溶液濃度較低時，生物炭表面吸附位點充足，能夠充分吸附重金屬離子，故吸附量逐漸增加；而當溶液達到一定濃度時，生物炭表面可供利用的吸附位點減少，逐漸趨于飽和，因此吸附量趨于穩定。與CB 相比，HCB 和FCB 均表現出較好的吸附效果，其中FCB吸附性能最優，原因可能是：相對于HCB 和CB，FCB 含有更大的比表面積和總孔體積，且表面形成的鐵氧化物對Cr（Ⅵ）具有更多的選擇性和傾向性。此外，改性過程中鐵的引入，使得—OH、—COOH 和C=O 的強化效果優于HCB 和CB，更有利于Cr（Ⅵ）的吸附。

3.3 不同改性生物炭的添加對Cr（Ⅵ）污染土壤理化性質的影響

本次研究結果顯示，生物炭添加后土壤中pH、CEC和有機質含量均有明顯提高。土壤pH對重金屬的存在形態、遷移、固定有很大的影響。土壤pH 和有機質含量升高的主要原因是生物炭制備過程產生的灰分物質。同時，LIANG 等的研究表明添加生物炭能提升土壤中有機質含量，一方面是由于生物炭中有機質含量較高，另一方面是生物炭能吸附土壤中的有機分子，通過表面催化活性促進小分子聚合形成土壤有機質。生物炭自身分解速率緩慢，這可能是腐殖質變化不明顯的原因。土壤CEC 是各種陽離子可被土壤膠體吸收的總量。本次研究結果顯示，隨著培養時間的增加，添加生物炭的土壤中CEC 均顯著提升，這與袁金華等的研究結果相一致，即生物炭能夠提高土壤CEC，改善土壤理化性質。這是由于生物炭顆粒能與土壤中顆粒形成有機、無機復合體及土壤團聚體。同時，隨生物炭與土壤作用時間的增加，其與生物和非生物發生反應，產生大量含氧官能團，促使土壤中CEC 的增加。本試驗中，HCB、FCB 處理土壤理化性質的提升顯著高于CB處理，其中，FCB 處理對土壤理化性質的影響最為顯著。

3.4 不同改性生物炭的添加對Cr（Ⅵ）污染土壤中酶活性的影響

土壤是一個復雜的動態體系，土壤中的各因子有著復雜的相互作用，這些作用大部分有土壤酶的參與，土壤酶在土壤修復過程中也扮演著重要的角色。本試驗中，Cr（Ⅵ）污染抑制了土壤酶活性，因此土壤酶活性可以作為衡量生物炭對Cr（Ⅵ）污染土壤修復效果的指標之一。脫氫酶活性可直接反映微生物活性，是衡量微生物活性的直接指標。已有研究表明，脫氫酶含量越低，土壤中鉻污染程度越高。蔗糖酶是糖類生理代謝的重要酶，能夠促進土壤中蔗糖水解成單糖，增加土壤中的易溶性物質，為土壤中微生物提供營養物質，是重金屬污染程度的間接生物指示劑。脲酶對土壤中的尿素水解起重要作用，其水解產物是植物生長發育的氮源之一。土壤酶的分解轉化受到土壤微生物的控制，其對土壤酶的種類和活性起著決定性作用。生物炭施加到土壤后，其豐富的多孔結構能夠為土壤微生物的生長繁殖提供良好的生存空間。已有研究表明生物炭參與調節土壤生態系統質量和功能多樣化，加速微生物的功能代謝，從而引起土壤酶活性的變化。由此可得，與CK 處理相比，添加生物炭能夠促進土壤微生物活性的提升，降低土壤中Cr（Ⅵ）對微生物的毒害，從而促使土壤中脫氫酶、蔗糖酶、脲酶活性的提高。同時HCB、FCB能更好地促進土壤理化性質變化（圖6），促進土壤微生物活性，間接促使酶活性增強，進而緩解Cr（Ⅵ）對土壤酶活性的抑制作用，其中FeCl改性牛糞生物炭對緩解Cr（Ⅵ）對土壤酶活性的抑制作用最為顯著。

3.5 不同改性生物炭的添加對土壤中Cr（Ⅵ）形態的影響

重金屬鉻在土壤中存在酸可溶態、可還原態、可氧化態和殘渣態4 種形態，其中酸可溶態被認為是最具生物活性和生物有效性的形態；可還原態和可氧化態的活性較弱，但在酸性等條件下會轉化為更活潑的酸可溶態；殘渣態在土壤中不活潑，通常固定在土壤中，不易被生物利用。相關性分析結果顯示（表5），土壤理化性質與殘渣態鉻含量呈正相關關系，而與酸可溶態、可還原態、可氧化態鉻含量呈負相關關系。這與大多數研究結果一致，即土壤pH、CEC 和有機質含量的提升，有利于促進土壤膠體對重金屬離子的吸附。同時，生物炭中含有較多的鹽基離子，它們在炭化過程中會轉化為氫氧化物等形式，通過吸持作用降低土壤中氫離子和鋁離子水平，從而為重金屬離子提供更多的吸附位點，降低土壤中酸可溶態重金屬含量使酸可溶態重金屬轉化為殘渣態，這與本試驗研究結果相一致。生物炭表面存在豐富的多孔結構以及吸附位點，能夠有效吸附重金屬離子，同時其表面官能團也能加強其吸附能力。李衍亮等的研究表明，生物炭灰分中存在的某些元素能夠有效地促使重金屬在土壤中鈍化，形成穩定化合物。HOUBEN 等認為生物炭的特定組分能與重金屬相結合，降低重金屬在土壤中的毒性。由此可得，添加生物炭能夠有效促進酸可溶態鉻向殘渣態轉化，進而將其固定在土壤中，降低其毒害，這與HMID 等的研究結果相一致。試驗結果表明，與CB 處理相比，HCB、FCB 對土壤理化性質和土壤酶活性影響顯著，更有利于酸可溶態鉻向殘渣態的轉化，其中FCB處理效果更為明顯。

4 結論

（1）經HNO、FeCl改性后，生物炭理化性質得到顯著優化，而平均孔徑下降；官能團種類沒有變化，但羥基（—OH）、羧基（—COOH）和羰基（C=O）均得到強化，其中FeCl改性牛糞生物炭強化效果最佳。

（2）Cr（Ⅵ）吸附試驗中，3 種生物炭對Cr（Ⅵ）的吸附主要以物理吸附為主，屬于單分子層吸附。其中，FeCl改性牛糞生物炭對Cr（Ⅵ）的吸附效果最佳，最大吸附量達到15.90 mg·g。

（3）土壤培養試驗中，生物炭主要通過提高土壤pH、有機質含量和陽離子交換量，促進土壤中酸可溶態鉻向殘渣態的轉化，其中FeCl改性牛糞生物炭促進效果最優，殘渣態高達45.2%。同時，改性生物炭提升土壤中酶活性效果優于原始牛糞生物炭，可顯著降低土壤中Cr（Ⅵ）的毒害作用。