固废拆解场重金属污染土壤的生物质炭生态修复研究

关键词：生物质炭；重金属含量；土壤修复效果；固废拆解场；重金属污染

前言

固废拆解场作为处理废旧电子产品、机械设备等固体废弃物的重要场所，环境风险凸显，尤其是重金属污染问题已成为亟待解决的难题。在固废拆解过程中，重金属如铅、镉、铬等可能通过渗漏、挥发等途径进入土壤，对土壤生态环境构成严重威胁，不仅影响土壤肥力，破坏生态平衡，还可能通过食物链进人人体，危害人类健康。

传统的土壤重金属污染治理方法如物理化学修复和工程措施，虽能在一定程度上减少重金属含量．但往往存在成本高、破坏土壤结构、易造成二次污染等弊端。因此，寻找一种经济、环保且高效的修复技术显得尤为重要。生物质炭作为一种新兴的土壤改良剂，具有独特的物理化学性质和广泛的原料来源。生物质炭具有多孔结构、高比表面积和丰富的官能团，这些特性对重金属离子具有较强的吸附和固定能力。同时，生物质炭还能改善土壤理化性质，提升土壤肥力和微生物活性，为土壤生态系统的恢复提供有力支持。因此，此研究旨在通过系统分析生物质炭对固废拆解场重金属污染土壤的修复效果，探讨其生态修复机制，为重金属污染土壤的治理提供新的思路和方法，为实际的重金属污染土壤修复工作提供了有力的技术支撑，对于促进生态环境保护、保障人类健康具有深远影响。

1实验设计

1.1实验区域选择

选取固废拆解场作为实验区域，具体见图1。

在重金属污染土壤采样区采集5份土壤样本。需要注意的是，土壤样本采样位置与采样深度保持一致，最大限度地缩小土壤样本之间的差异性。与此同时，使用干净、无污染的工具采集重金属污染土壤样品，并确保在处理和保存过程中避免二次污染。重金属污染土壤样品应保存在干燥、避光的地方，并尽快送至实验室。将采集的重金属污染土壤样品进行破碎、过筛，去除其中的石块、植物残体等杂质，根据实验要求进行土壤样品的预处理，直至满足实验需求为止。

1.2生物质炭制备

生物质炭制备材料与制备设备选取结果如下所示：

1.2.1生物质炭制备材料

（1）玉米秸秆与棉花，来源为山东省泰安市；

（2）五水合硫酸铜；

（3）氯化镉；

（4）高锰酸钾；

（5）硝酸。

1.2.2生物质炭制备设备

（1）烘箱；

（2）WFX-IE2原子吸收分光光度计；

（3）单相异步电动机；

（4）双温区立式热解炉，最高加热温度1200℃（lt;1h），电源AC 220V 50HZ，功率3KW，加热元件电阻丝，热电偶K型，加热区长度400mm（两个温区），100*1000mm高纯石英炉管，智能控温仪可设置多段升降温程序，控温精度±1℃。

制备生物质炭的具体步骤如下：

原料准备：收集适量的玉米秸秆生物质材料，将其预先干燥并粉碎成适当的粒径。

碳化预处理：对原料进行碳化热解预处理，将原料中的挥发性物质释放出来，使碳结构变得更加稳定。

热解过程：将经过预处理的生物质原料放入热解炉中，在加热前，使用氮气对反应室进行吹扫，以排除反应室内的空气，创造一个无氧或低氧的惰性环境。在氮气保护下，通过加热方式热解有机物，将其转化为生物质炭、燃气和焦油等产物。深入探究炭化温度、炭化时间、氮气流速以及升温速率对生物炭产量影响，发现炭化温度和炭化时间成为了显著影响生物炭产量的主导因素，而相比之下，氮气流速和升温速率的调整对产量的直接影响较为有限。通过一系列的重复测试，确定了生物炭制备的最优化条件组合：在炭化过程中，将温度设定为800℃±10℃，并在此温度下维持恒温60分钟，同时保持氮气流速为200mL/min以维持惰性环境，升温速率则控制在5.0℃/min以确保热解过程的平稳进行，最大化生物炭的产量。

冷却与收集：热解完成后，迅速将生物质炭从热解炉中取出并冷却，防止进一步燃烧。随后，收集生物质炭并进行筛分和破碎。

由此，对得到的生物质炭进行SEM分析，如图2所示：生成的生物质炭表面呈现不规则片、块状结构，有机质完全碳化，灰分较少、孔隙较为明显，可有助于提高生物质炭负载重金属的数量与稳定性。

1.3实验方案制定

以采集的固废拆解场重金属污染土壤样本与制备的生物质炭为基础，设置五个实验组，具体如下所示：

（1）实验组一：固废拆解场重金属污染土壤样本；

（2）实验组二：固废拆解场重金属污染土壤样本+5%生物质炭；

（3）实验组三：固废拆解场重金属污染土壤样本+10%生物质炭；

（4）实验组四：固废拆解场重金属污染土壤样本+20%生物质炭；

（5）实验组五：固废拆解场重金属污染土壤样本+40%生物质炭。

待30d后，测定土壤样本中的重金属含量、理化性质与微生物活性，分析生物质炭对于重金属污染土壤的生态修复性能。

1.4测定项目与方法

此研究主要分为三个方面的测定项目，分别是土壤样本中的重金属含量、理化性质以及微生物活性。以下是对每个项目具体测定步骤的描述：

土壤样本中的重金属含量测定：选择酸溶法将土壤中的重金属元素转化为可溶态。完成土壤样品的消解后过滤。利用原子吸收光谱法测定。

1.4.1土壤理化性质测定

（1）土壤pH值测定步骤：称取约10克土壤样品，与适量蒸馏水混合后加入指示剂，使用pH计测定土壤溶液的pH值。

（2）土壤有机质含量测定步骤：将土壤样品破碎、混合，并过筛。将样品加热置于油浴中，去除易挥发的组分后，用容量法测定残渣中的硫酸盐，根据质量差计算有机质含量。

（3）土壤总氮含量测定步骤：将土壤样品与适量酸混合后进行消煮处理，然后使用蒸馏法测定氮含量。

1.4.2土壤微生物活性测定

（1）土壤微生物数量测定：称取约1克土壤样品，与适量无菌水混合并稀释至适宜浓度，涂布在支持不同类型微生物生长的培养基上，并对不同菌落数量进行计数。

（2）土壤酶活性测定：提取土壤酶并通过荧光法测定其活性。

2实验结果分析

2.1不同剂量生物质炭对土壤重金属含量的影响分析

通过实验获得不同剂量生物质炭应用后，土壤样品中重金属含量数据，见表1。

如表1所示，随着生物质炭施用剂量的增加，土壤中重金属含量呈现先降低后升高的趋势。在较低剂量的生物质炭作用下，土壤中的重金属离子能够被生物质炭吸附，致使重金属含量下降。引起此种变化的主要原因是：生物质炭孔隙较多，故具有众多的吸附位点，能够对重金属离子进行有效吸附。然而，当生物质炭的剂量增加到一定程度时，自身吸附性能达到极限，致使土壤重金属含量出现上升现象。

2.2不同剂量生物质炭对土壤理化性质的影响分析

通过实验获得不同剂量生物质炭应用后，土壤理化性质数据，见图3。

根据图3所示的数据，随着生物质炭施用剂量的增加，土壤pH值呈现先升高后降低的趋势。初始阶段，生物质炭中有机官能团的释放导致土壤pH升高，但当生物质炭剂量达到一定程度时，其中的碱性物质可能已经饱和，使土壤pH的提升幅度减小。在较低剂量下，有机质的增加量不大，但仍能对土壤肥力产生积极影响；随着剂量的增加，有机质含量显著上升。然而，当生物质炭的剂量达到一定程度后，由于土壤对有机质的容纳能力有限，进一步增加剂量无法进一步提升有机质含量。此外，总氮含量在生物质炭施用过程中呈现先降低后升高的趋势。初始阶段，土壤pH的上升有利于氮固定和转化，导致总氮含量降低；然而，随着剂量的增加以及生物质炭中的氮元素释放，总氮含量开始逐渐上升。这些结果表明，在生物质炭的施用中，剂量是一个重要的影响因素。适量施用生物质炭可以有效改善土壤pH值、增加有机质含量。然而，过量的施用可能会达到剂量上限，无法进一步提高土壤性质和养分含量。

2.3不同剂量生物质炭对土壤微生物活性的影响分析

通过实验获得不同剂量生物质炭应用后，土壤微生物活性数据，见图4。

如图4所示，随着生物质炭的增加，土壤中的微生物数量和酶活性呈现先增后减的趋势。生物质炭提供了良好的微生境和营养物质，有助于微生物生长。然而，过量生物质炭会导致土壤理化性质变差，营养物质减少，限制微生物生长。同样，土壤酶活性在适量生物质炭下得到提升，但过量生物质炭可能导致pH值极端变化，降低酶活性。因此，生物质炭的合适剂量对维持土壤微生物活性和酶活性至关重要。

综合上述实验结果来看，使用20%生物质炭最有利于土壤的理化性质和微生物活性，重金属降解效果最好。

生物质炭通过其多孔结构、高比表面积和丰富的官能团，借助范德华力将重金属离子吸附在生物质炭表面，对重金属离子具有较强的吸附能力。在短期内，如果雨水强度较大，可能会冲刷掉生物质炭表面的部分未牢固结合的重金属离子，导致一定程度的重金属泄露。但这种泄露量通常较小，且随着雨水的稀释，对环境的直接影响有限。在制定修复方案时，应充分考虑当地的气候条件、水文地质条件等环境因素对修复效果的影响，通过在表面种植植被抵御雨水冲刷，以减少雨水对生物质炭修复效果的影响。

3结束语

文章聚焦于固废拆解场地受重金属污染的土壤，探索了生物质炭作为生态修复材料的潜力。实验成果显著，揭示了20%添加量的生物质炭在降低土壤中重金属浓度方面的卓越效果。机制在于生物质炭通过强大的吸附能力，显著减少了重金属的可溶与迁移性，并利用丰富的有机官能团与重金属形成稳定络合物，有效固定重金属。此外，生物质炭还积极改善了土壤的理化性质，提升了有机质含量与肥力，调节土壤pH至适宜植物生长的中性范围。更重要的是，它促进了土壤微生物群落的繁荣与代谢活性，增强了微生物对重金属的转化与固定能力，为土壤生态系统的全面恢复奠定了坚实基础。综上，20%生物质炭的应用策略为重金属污染土壤的生态修复提供了高效、可持续的途径。