生物炭和碱性修饰对镉固定的影响

两种选定土壤中莴苣的营养物和镉浓度

为了评估七种处理方式的效率，包括由干粪便物和粪便产生的生物炭作为稳定的镉（Cd）刺激来源，将莴苣在温室中两种土壤上对比生长。所用的土壤是中度肥沃的粉砂壤土和较不肥沃的砂壤土，施用的处理为7％w / w。我们对植物体中生物可利用的Cd（硝酸铵提取物）的减少量及其对莴苣的植物利用率做出评价。硝酸铵提取与掺料对照相比结果表明，粪便物质生物炭，牛粪生物炭和石灰中生物可利用的Cd分别显着降低了 84-87,65-68和82-91％。不可预测地，咖啡壳生物炭诱导NH₄NO₃提取物中的Cd显着增加。粪便物质生物炭和石灰的固定潜力优于其他处理方式。然而，与生物炭处理相比，石灰和卵壳促进了莴苣植物的统计学下降的产量和P，K和Zn浓度响应。在两种土壤中通过粪便物和牛粪生物炭处理诱导了莴苣植物的最低Cd和最高P组织浓度。此外，莴苣最大的Cd植物可利用性降低是由粉砂壤土中的家禽垃圾和牛粪生物炭引起的。我们的研究结果表明粪便物和动物粪肥生物炭已显示巨大的潜力，促进Cd固定化和莴苣生长反应在严重污染的农业领域。

方法

土壤和原料取样和制备

从两个地点，即亚的斯亚贝巴的废水灌溉城市蔬菜种植场和巴比尔的雨育周围花生种植场，收集两种不同质地类别的土壤，即粉砂壤土（PK）和砂质壤土（BA）埃塞俄比亚。在每个地点，从表面挖掘约100kg的复合土样品至15cm的深度。土壤样品在塑料袋中运输到温室。将样品风干，匀化，并使用<2mm筛子过筛。

稳定化处理

粪便物（FM）从亚的斯亚贝巴污水处理厂的污水干燥床收集。从10个深度的12个不同位置取样，然后混合成一个复合样品。家禽垃圾（PL）也从Bishoftu的商业深层家禽农场的干燥床获得。从私人挤奶设施收集牛粪（CM）。 Prosopis juliflora（PJ）豆荚是从不同的Prosopis juliflora侵入的土地在Dire Dawa的一个城市地区收集的。还从亚的斯亚贝巴的生咖啡加工设备收集咖啡壳（CH）。牛粪样品在温室中进行空气干燥10天。

对于热解，将原料样品置于铝炉中。加热速率为15℃/ min。对于FM，CM和PL，在450℃进行热处理，对于PJ为480℃，在对于CH为375℃时进行热处理。热解温度对于FM，CM和PL维持60分钟，对于PL维持62分钟，对于CH维持55分钟。在热解之后，将烧焦的样品从罐中取出并使其冷却至室温。蛋壳粉末（ES）也用从Bisfert的ELFORA plc收集的废蛋壳制备。将蛋壳用热水洗涤几次，然后在72℃下加热72小时以干燥，随后使用研钵和研杵研磨成具有<1mm粒度的均匀粉末。石灰也获自National Soil Testing Center。

实验装置

在温室中进行实验。本研究中使用的处理是FM，CM，PL，PJ和CH生物炭，ES和LI。镉作为硝酸镉（II）四水合物（Cd（NO₃）₂·4H₂O）的溶液以50mg Cd / kg的速率施用于土壤。用Cd掺加的土壤以7％w / w的速率匀浆处理。简言之，将3kg空气干燥的Cd处理的土壤与塑料罐中的每次处理充分混合。对于每种土壤类型，在完全随机设计中进行单独试验一式三份。试验在温度受控的玻璃房中进行，每天定期进行浇水。 2周后，将莴苣的8个种子播种在每个花盆中，并且在出苗后一周将莴苣幼苗稀释至每盆三个（在对照和一些处理中只出现3或4个幼苗）。将盆放置在塑料碟上以防止渗滤液排出。播种10周后，将上述地上生物量切割至土壤表面以测定苗鲜重。清洁上述地面生物质以避免粘附的土壤颗粒。随后在烘箱干燥至65℃恒重72小时后测定干重。将干燥的莴苣植物磨碎，研磨成细粉并储存用于随后的分析。收获后，收集来自每个罐的土壤样品，研磨至<2mm，并储存用于pH和NH₄ NO₃可提取的Cd分析。植物利用率计算如下。

植物吸收性（％）= 植物中金属浓度（mg / kg）×地上生物量（kg / pot）

土壤中的金属浓度（mg / kg）×土壤质量

分析

首先，将土壤和生物炭样品研磨至<2mm。

对于全部元素，NH₄NO₃可提取的微量元素和傅立叶变换红外（FTIR）分析，土壤和生物炭样品用行星式球磨机研磨以获得均匀的细粉末（Fritsch GmbH，Idar-Oberstein，德国）。研磨并搅拌1小时后，生物炭在水中的pH以1:20（w / v）比率测定。摇动2小时，以1:2.5（w / v）比测定水悬浮液中的土壤的pH。在1g生物炭与20ml蒸馏水平衡1小时后测定生物碳的EC。在1g土壤与2.5ml蒸馏水平衡2小时后测定土壤的EC。使用具有湿分散单元的Analysette 22 MicroTec plus（Fritsch GmbH，Idar-Oberstein，Germany）通过激光衍射测定土壤粒度分布。对于全部元素分析，将0.25g生物炭和土壤置于50ml容器中，然后加入10ml浓HNO₃。将混合物在通风橱中冷消化过夜，然后在1.6KW微波炉中加热30分钟。冷却至室温后，将10ml双蒸水加入容器中，并通过0.45μm硝酸纤维素滤纸过滤。最后，使用ICP-OES对滤液进行总元素分析。通过将1g土壤和生物碳置于20ml NaHCO₃中30分钟来提取Olsen-P（可用P）。将悬浮液通过0.45μm硝酸纤维素滤纸真空过滤，并使用ICP-OES进行分析。对于C和N分析，将约3.5mg的生物炭和40mg的土壤称重到样品舟中，并使用C和N分析仪测定。使用乙酰苯胺作为校准标准。通过将0.15gm的生物炭加入15ml的0.1N NaOH中并摇动30小时来测定总表面酸度。将悬浮液真空过滤，将5ml 0.1N NaOH等分试样转移到10ml的0.1N HCl中，以完全中和未反应的碱。使用装配有691 pH计的Metrohm 725 Dosimat，用0.1N NaOH反向滴定溶液。类似地，通过将0.15g生物炭与15ml 0.1N HCl一起振荡30小时来测量表面碱度。将浆液真空过滤（0.45μm），将5ml 0.1N HCl与10ml 0.1N NaOH混合，以中和未反应的酸。将溶液用0.1N HCl反滴定。通过计算生物炭的碱和酸吸收来确定总表面酸度和碱度。对于溶解的有机碳（DOC）测定，通过用0.01M CaCl₂以1:25比率（w / v）振荡生物炭1小时来制备提取物。将悬浮液真空过滤并通过Dimatoc 2000测量。用BaCl₂法测定生物炭的可交换阳离子和CEC。简言之，将2.5gm的生物炭称重到50ml离心管中，然后加入30ml的0.1M BaCl₂。将试管摇动1小时，然后以5500rpm离心10分钟。离心后，将上清液倒入100ml容量瓶中。该过程重复三次。将收集的上清液用0.1M BaCl₂溶液补足至100ml。使用ICP-OES测定溶液的Na，Mg，Ca，K和Al浓度。遵循相同的程序以确定生物炭的水溶性Na，Mg，Ca，K和Al浓度。最后，通过将水溶性阳离子（Na，Mg，Ca和K）的浓度减去通过0.1M BaCl₂萃取的阳离子的浓度，计算生物炭的可交换阳离子和CEC的浓度。对于生物炭的FTIR分析，通过将生物炭与KBr粉末混合，然后使用光谱仪分析来制备颗粒。在4cm^-1处在400-4000cm^-1范围内收集光谱，并且每个样品扫描120次扫描。使用-196℃下N₂的吸附等温线的吸附数据确定生物炭的表面积，并通过Brunauer-Emmet-Teller（BET）方程计算。对于生物炭和后收获土壤样品，根据德国国家标准（DIN 19730 2009）提出的提取程序测定Cd的NH₄NO₃（1M）可提取级分。如前所述分析碾磨的植物样品的总Cd，P，K，Ca，Mg和Zn浓度。

统计分析

数据表示为平均值（标准偏差），并使用Microsoft 2007 excel软件计算。治疗效果通过方差分析来确定

结果与讨论

土壤的表征和稳定化处理

表1显示了PK和BA土壤的选定性质。 PK土壤是具有pH 6.71（H₂O）并且相对于BA土壤具有相对高的可交换阳离子的粉质壤土。 BA土壤的pH（H₂O）为6.86，具有砂壤土质地。 PK土壤（2.58 mg / kg）的总Cd浓度高于BA土壤（0.30 mg / kg）。 土壤碳状态的PK土壤被评为中度，而BA土壤的土壤碳浓度被评为非常低。 类似地，与Peverill等人报道的临界浓度相比，BA土壤具有低的总N含量。

与CM，PJ和PL生物炭的更碱性的pH（H₂O）相反，来自CH和FM的生物炭具有轻微的碱性pH值。 ES还具有9.28的高pH值，并含有大量的方解石（CaCO₃）。类似地，由PJ，PL和CM产生的生物炭具有高的EC值，而CH和FC生物炭表现出低的EC值。考虑到CM和PL生物炭中的高盐/灰分含量，这些都在预期之内。生物炭处理具有不同的总C浓度，FM<CM <PL <PJ <CH。不同于CH生物炭，其显示出总C的最高浓度和基于植物的生物炭的总N典型特征的最低浓度，包括PJ的其他生物炭处理物具有非常高的浓度总N（。此外，CH生物炭具有最高的表面积（206m²/ g）。经检验的生物炭处理的总表面酸度为0.42至3.24mmol / g。酸性表面官能度可能由羧基，酚和内酯基团的存在引起。然而，酮，碳酸盐和其他碱性物种可能负责基本的表面功能。除了CH生物炭，生物炭处理总酸性表面官能度小于它们相应的基本官能度。这些观察结果与Singh等人的研究一致。

虽然粪便物和粪肥来源的生物炭处理具有高浓度的总P和主要阳离子，但FM生物炭中的总P，Fe，Al和Mg浓度高于其他生物炭处理中的浓度（附加文件1：表S2）。再次，FM生物炭具有最高的总微量元素。然而，CM和PJ生物炭分别含有最高浓度的Ca（34g kg-1）和K（39.2g kg-1）。生物炭中高水平的P，K，Mg和Ca与Song和Guo（2012）的结果一致，Song和Guo（2012）报道了在不同热解温度下生产的PL生物炭中这些元素的浓度非常高。在PJ生物炭中观察到最高的可交换K（59.6cmol（+）kg-1），而在CH和FM生物炭中记录最低的（1.60和1.61cmol（+）kg-1）。然而，CM和PL生物炭分别表现出最高的可交换Mg和Ca浓度。通常，生物炭处理的CEC为PJ> CM> PL> FM> CH（附加文件1：表S3）的顺序。相比之下，PL生物炭的CEC比类似生物炭的平均值为37 cmol（+）kg-1高12.2％，尽管CEC测量方法不同（Song和Guo 2012）。在生物碳处理的Olsen-P（可用P）浓度方面也存在差异，CMB> FMB> PLB> PJ> CH（另外的文件1：表S3）。如预期的基于植物的生物炭处理显示出最低的Olsen-P值为28.1mg kg -1（CH）和383mg kg -1（PJ）。与总P相反，CM生物炭表现出最高的有效磷（1437 mg kg-1）。同样，Cao和Harris（2010）的研究表明，在非常低的热解温度下生产的CM生物炭具有非常高的水溶性P值。 FM生物炭的可用P值降低到相应的总P值，这主要归因于稳定的含P化合物的形成。

已知生物固体含有高浓度的痕量和有毒元素，其在焦化产物中以更显着的浓度存在。然而，来自生物固体的生物炭的使用受到痕量和有毒元素的生物利用度性质的限制，而不是总负荷。硝酸铵可提取部分用于评估在检查的生物炭处理中重金属的生物利用度。生物炭处理中金属的流动分数占其相应总含量的非常小部分。例如，对于FM生物炭处理，生物可利用的级分分别为Cd，Co，Cr，Cu，Ni，Pb和Zn的总负载的0.83,0.14,0.03,0.03,0.04,0.005和0.04％。总的来说，生物炭中的生物可利用级分在Cd，Co，Co的总负载的0.47-2.5,0.14-0.85,0.02-0.09,0.015-0.11,0.04-0.71,0.005-0.76和0.04-7.76％的范围内， Cr，Cu，Ni，Pb和Zn。