鐵基改性生物炭對Sb污染土壤穩定化修復效果的研究

張光文

（中煤嘉灃（湖南）環保科技有限責任公司，湖南 長沙 410016）

由于隱蔽性強、污染范圍廣、無法降解、持續時間長、多介質遷移等特點，重金屬污染是當前威脅我國土壤生態和糧食安全的重大環境問題，受到人們的高度重視［1］。Sb是世界衛生組織優先控制的有毒污染物之一，具有潛在的致癌風險。我國的銻儲量和產量全球第一，銻礦冶煉活動已造成冶煉區周圍土壤高度富集Sb，成為我國特有的土壤環境問題之一［2］。2018年國家重點研發計劃新增專項“場地土壤污染成因與治理技術”，Sb礦區的場地土壤污染防治成為國家的重大科技需要之一，但目前對Sb污染土壤的修復穩定化技術還缺乏有效手段［3］。銻的賦存形態決定了其毒性強度和生物有效性。Sb在環境中常以 Sb（III）和 Sb（V）形式存在。其中 Sb（III）的毒性是高價態 Sb（V）的10倍以上，將 Sb（III）氧化成 Sb（V）可大幅降低其毒性［4］。土壤中的Sb可進入農產品和蔬菜（如水稻、胡蘿卜、玉米、大豆），并通過食物鏈富集進入人體，可干擾體內蛋白質和糖的代謝、損害內臟及神經系統并致癌。因此，開發Sb污染土壤原位穩定化修復技術，對于Sb污染場地的安全利用具有重要意義。

目前，關于土壤Sb的修復穩定化方面的研究較少，主要集中于水體中Sb的吸附去除。其中，鐵基材料由于存在可容納氧化銻孤對電子的空軌道，一直是Sb去除和修復方面的研究重點，并能獲得較好的去除效果［5，6］。生物炭具有低成本、高穩定性、多孔、易管理和易制備等特點，是一種新興的土壤調理劑，可高效吸附固定土壤重金屬，改變其在土壤中的遷移轉化過程，從而降低重金屬的生物有效性和環境風險，修復污染土壤。因此，將鐵基材料與生物炭結合可充分發揮各自的優點，實現低成本、高性能、環境友好的Sb污染土壤修復。本文通過研究鐵基改性生物炭對Sb污染土壤的穩定化效果，探討其修復Sb污染土壤的穩定化機理，以期為Sb污染土壤的安全利用提供理論依據。

1 試驗材料與方法

1.1 試驗材料

1.1.1 試驗土壤樣品

以某銻冶煉廢棄場地污染土壤作為試驗土壤樣品來源，取樣深度為表層0～20 cm樣品，去除石塊及植被根系后經自然風干采用木錘破碎，過2 mm篩篩分拌勻后即為試驗用土壤樣品。樣品的基本理化參數見表1。

表1 試驗土壤樣品基本理化參數

1.1.2 鐵基改性生物炭的制備

試驗選取秸稈廢棄物為原料，在熱解溫度500℃，升溫速率10℃/min，最高溫（500℃）保持時間2 h，制備生物炭。鐵基材料改性生物炭選用硫化鐵改性生物炭，制備過程如下：將生物炭分散于脫氧去離子水中，加入Na2S、超聲振蕩至完全溶解，逐滴加入FeCl2溶液至Fe/S摩爾比為1∶1，然后于76℃水浴中靜置老化3 d，過濾，脫氧水洗滌，干燥后備用。對照組為三氯化鐵、未改性生物炭。

1.1.3 土壤中Sb的穩定化處理

以穩定化前后土壤中重金屬Sb的浸出濃度為評價指標，將三氯化鐵、未改性生物炭和鐵基改性生物炭作為重金屬穩定劑加入Sb污染土壤中，考察不同穩定劑對土壤中Sb的穩定化效果，并進一步探究穩定劑添加量和養護時間對土壤中Sb穩定化效果的影響。

1.2 試驗方法

1.2.1 主要分析方法

Sb溶液的濃度測定采用原子熒光分光光度計進行測定；土壤有機質采用高溫外熱重鉻酸鉀氧化-容量法測定；土壤pH采用梅特勒FE28型pH計測定，其中測定水土比為2.5∶1；土壤顆粒分類按國際制土壤質地分類標準進行；陽離子交換量測定采用乙酸銨法；土壤粒徑測定采用比重計法；銻水浸出液采用《固體廢物浸出毒性浸出方法水平振蕩法》（HJ 557-2009）制得，銻元素形態分析提取參照Tessier法［7］。

1.2.2 Sb穩定化效果評價方法

銻穩定化效果計算方法：本研究穩定效率定義參照文獻［7］定義，即經穩定化處理后的土壤中重金屬的浸出濃度比穩定化處理前的浸出濃度減少的百分比，計算公式如下：

式中：K為穩定效率/%；C0和Ct分別為穩定化前后土壤中Sb的浸出濃度/mg·L-1。

2 結果與討論

2.1 不同穩定劑對土壤中Sb的穩定效率

在穩定劑添加量為2%，養護時間為3 d的設定條件下，考察三氯化鐵、未改性生物炭和鐵基改性生物炭三種穩定劑對Sb的穩定化效果，并研究了三種穩定劑對土壤pH的影響。不同穩定劑對土壤中Sb的穩定化效果如圖1所示。眾多已有的研究表明生物炭對陽離子重金屬表現出優異的穩定化效果［8，9］。然而，Sb在土壤環境中主要以陰離子氧化物的形式存在，生物炭本身含有較多的含氧官能團，因此其對于Sb的吸附固定效果較差［10］，這與本研究的結果是一致的。由圖1可知，三種穩定劑對土壤Sb的穩定化效果依次為鐵基改性生物炭＞三氯化鐵＞未改性生物炭。鐵基改性生物炭的Sb穩定化效果在三氯化鐵的基礎上進一步提升，這可能是由于生物炭具有多孔和大比表面積的特性以及硫化作用引起的。值得注意的是，不同穩定劑作用后的浸提液pH有明顯差異，如圖2所示。酸性穩定劑三氯化鐵的浸提液pH最低（pH為5.6），致使土壤pH值明顯降低（由8.76降至5.6），有導致土壤酸化進而可能增強土壤中其它重金屬遷移活性的風險。綜合來講，鐵基改性生物炭不僅表現出最好的土壤Sb穩定效果，而且對土壤pH的影響也最小，是一種極具前景和安全性的土壤Sb穩定劑。

圖1 不同穩定劑對土壤Sb的穩定化效果

圖2 不同穩定劑對土壤pH的影響

2.2 不同穩定劑施用量對土壤中Sb的穩定化的影響

為探究最佳穩定劑施用量，考察了不同穩定劑的添加比例對土壤中Sb穩定化效果的影響，如圖3所示，各穩定化藥劑材料的添加比例設置為l%、2%、3%、4%、5%，養護時間設為3 d，比較穩定化前后重金屬Sb的浸出濃度變化。由圖3可知，土壤中Sb穩定化效果隨穩定劑添加量的增加而提升。其中，鐵基改性生物炭對Sb的穩定化效果最好，最高為99.49%，此時鐵基改性生物炭添加量為3%時；進一步提升其使用量時，Sb的穩定化效果趨于平衡。而未改性生物炭雖然隨著施用量的提升，其Sb的穩定化效果有一定的提高，但仍小于鐵基改性生物炭和三氯化鐵，說明Fe基穩定劑是影響土壤中Sb穩定化的關鍵活性物質。

圖3 不同穩定劑添加比對土壤Sb穩定化的影響

2.3 養護時間對土壤中Sb的穩定化的影響

養護時間也是影響土壤中Sb穩定化的關鍵因素之一。設定各穩定化藥劑材料添加比為3%，養護濕度等其余養護條件均一樣，通過設置不同的養護時間（0.5 d、1 d、2d、3 d、5 d、7 d、15d、30 d），探討穩定土壤中Sb的穩定化效果，結果如圖4所示。隨著養護時間的增加，土壤中Sb穩定化效果明顯提升，并在3～5 d左右達到平衡。其中，由于鐵基穩定劑易吸收溶解，可使土壤中的Sb實現快速穩定化。未改性生物炭的養護效果趨于穩定的時間最長，在前5 d內快速上升，并在整個養護時間內仍輕微地增加。

圖4 不同養護時間對土壤Sb穩定化的影響

2.4 不同穩定劑作用下土壤Sb的形態變化

土壤Sb的穩定化處理主要通過添加穩定化藥劑改變Sb在土壤中的賦存狀態和存在形態從而實現鈍化土壤Sb的目的。Sb在土壤中主要有可交換態（EX）、碳酸鹽結合態（BC）、鐵錳氧化物結合態（BFM）、有機態（BOM）和殘渣態（RS）五種形態。為探究不同穩定劑對土壤Sb固化的影響，選取穩定劑添加比例為3%、養護時間為7 d的試驗組的土壤樣品，利用Tessier連續提取法進行分析檢測，探究穩定劑作用下土壤Sb各形態的變化規律，結果如圖5所示。在原土中，Sb的可交換態（EX）占比為10.35%，具有較高的環境生態風險。當施加三氯化鐵和鐵基改性生物炭后，原土中的可交換態（EX）Sb的占比顯著降低，而鐵錳氧化物結合態（BFM）Sb明顯增加，表明在這兩種穩定劑的作用下，可交換態（EX）Sb轉化為穩定性更高的形態，這與Sb浸出實驗結果是高度一致的。施加未改性生物炭時，可交換態（EX）Sb的含量從10.35%降低至8.95%，表明生物炭也具有一定的穩定化效果，但整體效果有限，也證明了對生物炭進行改性的必要性。與施加三氯化鐵相比，施加鐵基改性生物炭后土壤Sb的可交換態（EX）仍進一步降低20%左右，這有可能是得益于生物炭具有多孔和大比表面積的特性，表明鐵基改性生物炭充分發揮了生物炭和鐵基穩定劑各自的優點，具有良好的潛在應用前景。

圖5 不同穩定劑對土壤Sb形態分布的影響

3 總 結

鐵基改性生物炭、未改性生物炭、三氯化鐵均可在一定程度上穩定污染土壤中的Sb，其中鐵基改性生物炭不僅表現出最好的土壤Sb穩定效果，在最佳條件下對土壤中Sb的穩定化效果可在99%以上。Tessier連續提取法分析表明，當施加三氯化鐵和鐵基改性生物炭后，原土中的可交換態（EX）Sb的占比顯著降低，與施加三氯化鐵相比，施加鐵基改性生物炭后土壤中Sb的可交換態（EX）仍進一步降低20%左右。三氯化鐵是強酸性穩定劑，雖然能較好地穩定土壤中的Sb，但是將造成土壤酸化，形成二次污染，需要謹慎使用。鐵基改性生物炭可充分發揮生物炭和鐵基穩定劑各自的優點，不僅表現出最好的土壤Sb穩定效果，而且對土壤pH的影響也最小，具有良好的潛在應用前景。