稻壳生物炭对污染土壤中稀土元素生物有效性的影响

李梦柯,周 丹,*,高 震,江星星,罗仙平



稻壳生物炭对污染土壤中稀土元素生物有效性的影响

李梦柯1,周 丹1,2*,高 震1,江星星1,罗仙平2

(1.江西理工大学资源与环境工程学院,江西 赣州 341000；2.江西省矿冶环境污染控制重点实验室,江西 赣州 341000)

利用农业秸秆制备了污染土壤修复材料稻壳生物炭和稻壳灰,在模拟稀土(REE)污染的酸性土壤中,添加0、5%和10%的稻壳灰(RHA)稻壳生物炭(RHB),通过栽培实验考察RHA和RHB对REEs的形态和生物有效性的影响.春秋两季的盆栽实验结果表明,RHA和RHB的添加有效的降低了稀土的弱酸可提取态,随着添加量的增加效果越明显,10%RHA和10%RHB土壤中REEs的弱酸(乙酸)提取态较对照组分别降低了31.65%、19.915%,弱酸可提取态转化为了可还原态,与对照组相比,RHA和RHB的土壤中稀土元素的可还原态分别增加了26.367%、10.321%. 两种修复材料显著降低了胡萝卜和茼蒿对稀土元素的富集,10%RHA处理组胡萝卜和茼蒿REEs含量分别较对照组降低了98.08%、93.41%, 10%RHB胡萝卜和茼蒿REEs含量分别较对照组降低了68.61%、66.75%.研究结果表明,稻壳生物炭和稻壳灰的施用,能够有效的改善污染土壤的理化性质,降低稀土元素生物可利用态的含量,从而遏制植物对稀土元素的富集.

稻壳生物炭；稻壳灰；稀土元素；生物有效性；土壤修复

我国农业废弃物产生量大、种类多、来源广,每年仅各类农作物秸秆的产生量高达数十亿t[1-2].农业秸秆的综合利用是当前农业和环境领域重点关注的问题,肥料化(秸秆还田)和饲料化在综合利用方式中占比较高,作为重要的生物质能,秸秆的能源化利用占比不断增加,促进了秸秆利用的产业化和规模化[3].秸秆富含有机质和微量元素,秸秆还田不仅能改善耕地质量提升地力,也可以减少化肥施用,然而秸秆直接还田受限于农业生产的时效性,秸秆田间焚烧情况屡禁不止.通过热解技术将秸秆中的生物质能量和营养物质转化为可燃气和生物炭,为农业秸秆废弃物综合利用提供了固碳减排的新思路[4],农业部将秸秆炭化还田列为秸秆资源利用的关键模式之一[5].

生物炭具有巨大的比表面积、良好的孔结构,丰富的表面官能团和矿物质,既可以通过吸附、沉淀与重金属发生作用,也可通过改变土壤微环境(pH值、氧化还原电位、离子强度、溶解性阳离子浓度)改变重金属在土壤中的形态、迁移性和生物有效性,在污染修复的同时可以改良土壤结构和肥力[6-7].当前我国土壤污染形势严峻,尤其是农用土壤的重金属污染严重威胁农产品安全和人体健康[8],农田土壤污染治理与修复周期长,面积大,控制修复成本和不中断农业生产的条件下,修复技术选择的局限性大[9].由于原料来源广泛,尤其是生物质废弃物性质复杂,使得生物炭理化特性多样,不同类型的生物炭施入土壤,与不同重金属元素的作用是吸附/固定,还是释放/促进迁移性,目前的研究结果存在一定差异[6,10].因此,生物炭应用于污染土壤修复时,需要开展系统深入的的验证实验,为实际应用提供理论支撑.

稀土因其在新材料、新能源领域的应用价值一直备受瞩目,而离子型稀土因其较为齐全的元素种类和配分形式是我国非常特殊和重要的战略资源[11].随着资源需求的不断增加,开采力度不断加大,矿区及周边土壤的破坏和污染已经导致了严重的生态环境问题[12].于此同时,稀土元素作为微肥施用到农田土壤在我国已有40余年的历史[13],稀土元素在土壤的累积已经严重威胁到农产品质量和人体健康,金姝兰等[14]发现稀土矿区土壤中稀土元素平均值为976.94mg/kg,是江西省和全国土壤稀土元素含量背景值的4.53倍和5.09倍,10种农作物中稀土元素的含量,均超过我国蔬菜卫生标准稀土元素含量限值.李小飞等[15]发现矿区居民血液和头发的稀土元素含量均高于正常人.Liang等[16]对我国稀土矿区土壤、水体、大气、植物中稀土元素的含量、形态和分布的研究成果,表明矿区环境介质中稀土元素的迁移性和生物有效性较高.Pagano 等[17]研究表明环境暴露及食物链传递,稀土元素在人体的累积产生了较大的健康风险.

本研究针对稀土资源利用导致的土壤尤其是农田土壤严重污染问题,结合生物炭在污染土壤修复的优良特性,选择南方地区来源广泛的稻壳作为原料制备生物炭. 秸秆焚烧后的草木灰是一种应用历史悠久的土壤调节剂尽管目前禁止焚烧,但各类农业秸秆用于生物质发电或者生物质燃料,产生大量的草木灰. 相比于生物炭草木灰的成本更低,因此,本研究通过栽培实验考察稻壳生物炭和稻壳灰的添加对污染土壤的理化性质的影响,对稀土元素形态和生物有效性的影响,并对比分析生物炭和稻壳灰的修复效果,为农业秸秆废弃物在污染土壤修复领域的应用提供参考.

1 材料与方法

1.1 实验材料

供试土壤:实验土壤来自赣州市郊区的菜地,土样自然风干,去除碎石、植物根系等杂物,过20目筛后装入种植箱,用La(NO3)3·6H2O、Ce(NO3)3·6H2O、Y(NO3)3·6H2O、Eu(NO3)3·6H2O配置一定浓度的稀土溶液,与预处理后的土壤均匀混合,室温下陈化30d,配置成模拟稀土污染土壤.原始农田土壤与模拟污染土壤的基本理化性质见表1.

修复材料:实验所用稻壳来自赣州市大米加工厂,稻壳在目标温度500℃,升温速率10℃/min,停留时间2h,氮气气氛下,马弗炉中热解制备稻壳生物炭(RHB),稻壳直接燃烧后得到稻壳灰(RHA)作为另一种修复材料.RHB和RHA的基本理化性质见表2.

供试植物:栽培植物为胡萝卜和茼蒿,两种植物的种子购自当地的种子公司.

表1 供试土壤的基本理化性质

注:1为原始农田土壤,2为模拟稀土复合污染土壤;-为未检测.

表2 稻壳灰和稻壳炭的理化性质

注:-为未检测.

1.2 试验设计

将陈化30d的模拟污染土壤分装入PE种植盆(´为20cm´30cm),每盆5kg土壤.将稻壳生物炭(RHB)和稻壳灰(RHA)按照5%和10%(/)的添加量分别施加到污染土壤中,记为RHB-5、RHB-10、RHA-5、RHA-10,设置3个重复,同时设置一组不添加修复材料的对照组CK. 两季栽培实验均在45m2的阳光温室中进行,温度控制为(23±1)℃,分为秋季(2016年10~12月)和春季(2017年3~5月),每季种植周期3个月,定期浇水,维持土壤田间持水量的60%.每月定期取土样分析土壤性质和稀土元素形态.收获植物后,用去离子水冲洗干净后,将其地上部分和地下部分分开,105℃杀青0.5h,75℃烘干至恒重,预处理后的植物各部分样品测定稀土含量.

1.3 样品分析

土壤理化性质分析方法参考《土壤分析技术规范》[18].土壤样品中稀土元素形态分析采用BCR[19]三步提取法,稀土含量测定采用四酸消解法(HCl- HNO3-HF-HClO4比例为5:5:5:3)消解后, JY- ICP(ULTIMA2)和ICP-MS(Agilent8800)测定稀土含量.植物样品中稀土元素含量的测定采用植物性食品中稀土元素的测定-电感耦合等离子体发射光谱法[20],ICP-MS测定稀土含量.

2 结果与讨论

2.1 稻壳生物炭和稻壳灰对土壤理化性质的影响

2.1.1 RHB和RHA对土壤酸性的影响 土壤 pH值是影响重金属元素生物有效性的重要因素之一[21].现有研究表明,生物炭能够有效改善酸性土壤,提高土壤pH值,降低土壤中重金属的有效态含量[22-25].秋春两季栽培实验,稻壳生物炭和稻壳灰添加对土壤pH值的影响见图1.秋季栽培实验结束后,添加RHB和RHA的处理组土壤pH值显著提升,并且随着施用量的增加土壤pH值提升越明显,与对照组(CK)相比, RHB-10、RHA-10处理组的土壤pH值分别提高了0.91、1.78个单位.第二轮春季栽培实验结束后,添加了RHB和RHA的土壤pH值仍然高于对照组,但是与秋季实验结果相比土壤pH值下降0.37~0.64,0.05~0.13个单位,可能是由于生物炭表面含有的酸性物质或者短期内生物炭中非芳香碳氧化造成的[29].另外,土壤中NH4+-N的硝化作用也会引起土壤pH值的降低[30].在两轮的栽培实验中,稻壳灰对土壤pH值的提升效果均优于稻壳生物炭,这是由于稻壳灰自身具有高的pH值(12.68).由此可以看出,修复材料自身的碱性是影响酸性土壤改良效果的主要因素.

图1 稻壳生物炭和稻壳灰对土壤pH值的影响 Fig.1 Effect of rice husk biochar and rice husk ash on soil pH

2.1.2 RHB和RHA对土壤可交换性酸度的影响 土壤可交换性酸是由土壤胶体吸附的交换性H+和Al3+所引起的潜性酸度,代表了土壤的酸化趋势. RHB和RHA的添加对土壤中可交换性酸的影响见图2.在春秋两季的实验过程中,与对照组相比,添加了RHA和RHB的实验组土壤可交换性酸都显著下降,并且随着添加量的增加,可交换性酸下降越明显.在第一轮秋季栽培实验中,在10%的添加比例下, RHB使土壤可交换性酸下降了44.21%, RHA使土壤可交换性酸下降了83.26%.RHA对土壤可交换性酸降低效果优于RHB,这一个结果与土壤pH的变化趋势一致,进一步说明稻壳灰的强碱性在改善土壤酸性方面优于稻壳生物炭. 在第二轮的春季栽培实验土壤中, RHB添加的实验组较第一轮秋季实验组土壤可交换性酸均有不同程度的上升,上升了43.32%~55.38%.稻壳炭和稻壳灰中含有丰富的盐基离子、磷酸根和碳酸根阴离子、金属氧化物等[28],通过吸持作用有效降低土壤中可交换性酸的含量[29].然而碱性阳离子随着时间在土壤中淋失、或将逐渐消耗殆尽[30],致使土壤中可交换性的含量有所增加.然而当土壤的pH值为5.0时,土壤中的铝离子易发生水解生成Al(OH)3沉淀,降低土壤中的可交换性铝的含量[31].而施用RHA的土壤pH值接近5.0,所以其交换性酸的含量没有升高,持续降低.

2.1.3 RHB和RHA对土壤肥力的影响 土壤酸化、肥力下降是污染土壤质量下降的重要因素,生物炭施用可以快速增加土壤有机质,较高的比表面积和发达的空隙结构有效固持土壤盐基阳离子,生物炭和草木灰施用可以有效提升土壤中速效钾、有效磷、阳离子交换量、有机质的含量[32-34].

土壤有机质的变化见图3.秋季和春季两轮栽培实验结果表明,添加RHB和RHA显著增加了土壤的有机质含量,并且随着施用量的增加土壤中有机质提升越明显.RHB对土壤有机质的提升效果优于RHA, 5%RHB的添加量,秋季栽培期土壤有机质上升到42.3g/kg,春季栽培期土壤有机质继续增加到54.2g/kg,当RHB的施用量增加到10%,土壤有机质在秋季实验期高达70.1/kg,春季最高为87.3g/kg.稻壳生物炭和稻壳灰有机质含量分别是458.17g/kg和117.65g/kg,稻壳热解中具有固碳作用,因而稻壳生物炭施入土壤对有机质的提升效果优于稻壳灰.

图3 稻壳炭和稻壳灰对土壤中有机质的影响

土壤胶体表面能够吸附的各种阳离子(K+、Na+、Ca2+、Mg2+等)的总量,即为土壤的阳离子交换量,直观的反映出土壤的肥力状况和缓冲能力,RHA和RHB的添加对土壤阳离子影响见图.4.在秋季实验中(图4),RHA和RHB处理的土壤(除RHA-5)中阳离子交换量的含量均明显高于对照组,随着施用量的增加,土壤阳离子交换量增加越显著.RHB-10和RHA-10的土壤阳离子交换量含量与对照组(CK)相比,分别提高了46.24%、22.58%,生物碳表面丰富的羧基、酚羟基等官能团带负电荷,有效吸附土壤溶液中的盐基阳离子,同时生物炭自身的无机矿物盐也提供了丰富的阳离子[35-37],因此稻壳生物炭的效果优于稻壳灰.由图4可知,第二轮春季栽培实验土壤阳离子交换量均有下降,这是由于植物生长过程对盐基阳离子的利用,添加量为10%时,RHB和RHA的土壤阳离子交换量仍然高于CK.

图4 稻壳炭和稻壳灰对土壤中阳离子交换量的影响

稻壳生物炭和稻壳灰对土壤中有效磷、速效钾和水解氮的影响见图5.秋季和春季两轮栽培实验结果表明,添加RHA和RHB显著增加了土壤中有效磷和速效钾的含量,并且随着施用量的增加土壤中有效磷和速效钾提升越明显,RHA对于有效磷和速效钾的提升效果优于RHB.对照组土壤有效磷仅为0.79mg/kg,在秋季实验中(图5),RHA-10添加的土壤有效磷高达122.2mg/kg, RHB-10的土壤的有效磷为3.7mg/kg,RHA-10、RHB-10处理组土壤中有效磷分别较CK组增加了154.57、3.69倍.春季实验中(见图5),RHA-10和RHB-10处理组土壤中有效磷含量分别较对照组增加了134.29、6.68倍.

第一轮实验中(图5),CK组速效钾含量为53.1mg/kg,RHA-10和RHB-10土壤速效钾分别为528.2、247.1mg/kg,较CK组分别增加了3.65、8.95倍.由图.5.可知,春季实验中, RHA-10和RHB-10速效钾较对照组提升了23.53、13.35倍,提升效果优于秋季.

由图5可知,第一轮实验中,对照组土壤中碱解氮含量为119mg/kg,RHA和RHB处理组土壤中碱解氮的含量为23.1~39.2mg/kg,较对照组降低了67.06%~80.59%.施加量对碱解氮降低效果影响较小,且RHA和RHB几乎没有差别.第二轮实验(图5),RHA和RHB使土壤中水解氮较CK组降低了7.69%~19.49%,降低幅度比秋季明显减缓.

图5 稻壳生物炭和稻壳灰对氮、磷和钾含量的影响

RHA和RHB含有大量的钾和磷元素,添加到土壤中能够持续地提升土壤中有效钾和速效磷的含量,同时,RHA和RHB通过提高土壤的pH值和CEC促进土壤中有效磷的增加,RHB的吸附作用也能减缓土壤中有效磷和速效钾的淋失[38].土壤碱解氮降低的原因可能是可利用性氮吸附在RHA和RHB的表面[39],稻壳炭和稻壳灰提高了土壤的pH,促进了土壤铵态氮的挥发,也可能是RHA和RHB施加到土壤中,促进了氨化细菌的生长,氨化细菌使土壤中矿质氮氨化,使土壤中碱解氮降低[40].

2.2 修复材料对土壤稀土元素形态的影响

重金属在环境介质的赋存形态决定了重金属的环境行为和生物效应,已有研究表明生物炭施入土壤,与金属离子发生吸附、沉淀、络合而改变金属离子的形态,同时生物炭也通过改变土壤的pH值、氧化还原电位、阳离子交换量等土壤微环境,进而改变金属离子的形态,表现出对污染物的吸附/固定效应[39,41-43].

RHB和RHA施入对稀土元素形态的影响见图6 .实验结果表明,RHB和RHA添加显著降低土壤中稀土元素弱酸提取态的含量(图6a),稻壳灰的效果优于稻壳生物炭,10%用量修复效果优于5%用量的.秋季实验,与对照组相比,添加10% RHA的土壤中稀土元素酸可提取态降低了23.247%,春季实验,稀土元素酸可提取态含量持续降低,降低幅度为31.56%.10%RHB的添加秋季实验土壤稀土元素弱酸提取态含量降低了16.78%,春季实验降低了19.91%弱酸可提取态的降低表明土壤中稀土元素生物可利用态降低.

由图6b可以看出,稀土元素在土壤中的主要形态为可还原态,秋季实验,与对照组(CK)相比, 10%RHA土壤中稀土元素可还原态升高了14.58%,春季实验,土壤中可还原态稀土含量持续升高,升高幅度为26.367%,10%RHB施加量的土壤秋季实验土壤中稀土元素可还原态含量升高了3.94%,春季实验升高了10.32%.对照弱酸可提取态的降低幅度,稀土元素形态变化结果表明,稻壳灰和稻壳生物炭添加,使稀土弱酸可提取态降低并转化为可还原态.

图6 生物炭对土壤中稀土元素形态的影响

土壤中稀土元素可氧化态和残渣态含量见图6c、6d.土壤中稀土元素可氧化态和残渣态占比较小,分别为0.7%和0.82%.RHB和RHA添加的土壤中稀土元素残渣态的变化不显著,稻壳生物炭添加的土壤中稀土可氧化态的比例增加了7.267%~9.532%,可氧化态表明稀土元素与土壤有机质相结合,生物炭增加了土壤有机质含量高,降低酸可提取态的同时稀土元素部分转化为可氧化态.

稻壳生物炭和稻壳灰施入土壤后将稀土元素由活性强的形态转化为较稳定的形态,从而降低土壤中稀土元素的生物有效性,这与大多研究结果[21-22]一致.稻壳灰降低稀土元素酸可提取态含量,使其转化为可还原态,降低稀土元素的生物有效性.而稻壳生物炭将酸可提取态转化为可还原态和可氧化态,王林等[44]研究发现添加生物炭可以促进镉由可交换态转化为活性较低的有机结合态或残渣态,侯艳伟等[45]发现鸡粪生物炭能够有效降低红壤土壤中Cu、Cd和Pb可还原态含量,增加其可氧化态和酸可提取态含量,而木屑生物炭可降低Cd和Pb可还原态含量,增加Cd和Pb酸可提取态含量,而Cu的可氧化态、可还原态和酸可提取态均增加.崔立强等[46]也表示生物炭的施用会促使土壤中铅由酸可提取态、可氧化态和可还原态向残渣态转化.

2.3 修复材料对植物富集量的影响

2.3.1 稀土元素在植物中的富集总量 目前很多研究用重金属的形态来评价其被土壤中动植物和微生物吸收利用的可能性,土壤作为一个复杂体系,影响重金属的吸收利用的因素较多.通过植物栽培实验进一步考察稻壳生物炭和稻壳灰对土壤中稀土元素生物有效性的影响,栽培植物对稀土富集量见图7.

秋春两季RHA和RHB的添加均有效降低了胡萝卜中稀土元素的富集量(图7a),并且随着施用量的增加胡萝卜中稀土元素富集量降低越明显. RHA对降低胡萝卜中稀土富集量的效果优于RHB.秋季栽培实验结果表明,10%RHA添加土壤组,胡萝卜中稀土元素含量为332.5mg/kg,较对照组降低了95.12%.10%施用量的RHB处理土壤的胡萝中稀土元素富集量为1833.7mg/kg,较对照组降低了73.08%.第二轮春季栽培实验, 10%RHB处理的土壤组胡萝卜的稀土元素含量为1955.5mg/kg,较空白对照组降低了68.61%,10%RHA的土壤组胡萝卜中稀土元素富集量为119.5mg/kg,较CK组降低了98.08%.稻壳灰对降低胡萝卜富集稀土具有非常显著的效果,并且随着施入时间的增加,具有持续的修复效果.

图7 植物中稀土元素总富集量

秋春两季RHA和RHB均有效地降低了茼蒿样中稀土元素的富集量,结果见图7b,随着修复材料施加量的增加茼蒿样中稀土元素富集量越低.秋季实验,10%RHB施加量的土壤,茼蒿中稀土元素富集量为2566.5mg/kg,较对照组降低了59.43%,10%RHA茼蒿样中稀土元素富集量为797.4mg/kg,较CK组降低了87.39%.春季实验,10%RHB处理的土壤,茼蒿中稀土元素富集量为1783.2mg/kg,较对照组降低了66.75%,10%RHA茼蒿样中稀土元素富集量为353.6mg/kg,较CK组降低了93.41%.

秋季实验中,对照组(CK)中胡萝卜和茼蒿稀土富集量高达6811.9,6325.9mg/kg,说明在土壤稀土元素的生物有效性极高,稻壳生物炭和稻壳灰对降低土壤中稀土元素的生物有效性效果显著.对比图76稀土元素形态变化结果可以看出,修复材料降低植物对稀土元素富集量,与土壤中稀土元素酸可提取态降低是正相关,说明用弱酸可提取态表征土壤中稀土元素的生物有效性是可行的.

2.3.2 稀土元素在植物可食部分的富集量 稻壳生物炭和稻壳灰显著降低了胡萝卜和茼蒿对稀土的富集,胡萝卜的可食部分为地下部分,而茼蒿的可食部分为地上部分,为了进一步分析稀土元素在植物中的累积特性,两种修复材料添加对植物可食部分的富集影响见图8.实验结果表明(图8a),胡萝卜地下部分对稀土元素富集量远高于地上茎叶部分, RHA的修复效果优于 RHB,添加量是一个重要因素.第一轮秋季实验表明,RHA-10添加土壤中胡萝卜样地上部分稀土含量为21.79mg/kg,地下部分稀土元素富集量为310.9mg/kg,与对照组(CK)相比降低了地上部分降低了99.04%,地下部分降低了93.18%.RHB-10添加的土壤中胡萝卜样地上部分稀土元素富集量为198.7mg/kg,地下部分稀土元素含量为1635.0mg/kg,较对照组分别降低了91.18%、64.14%;第二轮春季实验,RHA添加的土壤中胡萝卜地上部分和地下部分的富集量继续降低,与秋季相比降低了14.77%和67.49%.而RHB添加的土壤中胡萝卜地上部分的富集量是增加的,与秋季相比增加了71.44%,并且地下部分富集量的降低幅度仅为1.23%.

茼蒿地上茎叶部分对稀土元素富集量远低于地下部分(图8b),RHA和RHB的添加量显著影响修复效果.第一轮秋季实验,10%RHB添加量的土壤中茼蒿地上部分的稀土元素富集量为420.2mg/kg,地下部分富集量为2146.3mg/kg,较对照组(CK)相比分别降低了80.69%、48.28%.10%RHA添加的土壤中茼蒿地上茎叶部分稀土含量为29.5mg/kg,地下部分含量为767.9mg/kg,较对照组分别降低了98.64%和81.50%.第二轮春季实验,RHB和RHA添加的土壤中茼蒿样地上和地下部分稀土元素富集量继续降低,尤其是可食(地上茎叶)部分与秋季相比下降了58.38% 和44.92%,在RHB添加的土壤组茼蒿可食部分的稀土含量仅为174.86mg/kg, RHA添加的土壤组可食部分的含量为16.26mg/kg.

由植物栽培实验结果可以看出,稻壳生物炭和稻壳灰施用到污染土壤中,显著的降低了植物对稀土元素的富集量,并且能有效地抑制稀土元素由地下向地上部分转移.稻壳灰的修复效果优于稻壳生物炭,由于稻壳灰自身的碱性高于稻壳生物炭,在降低土壤中稀土元素有效态(弱酸可提取态)的效果优于生物炭,植物富集结果与形态变化结果一致.春秋两季的实验结果表明,稻壳生物炭和稻壳灰具有持续的修复能力.

图8 植物中不同部位稀土元素富集量

3 结论

3.1 利用农业废弃物稻壳为原料热解制备的生物炭,以及秸秆生物发电的副产物稻壳灰作为修复材料用于稀土污染土壤,实验结果表明稻壳生物炭和稻壳灰可以显著的改善污染土壤的理化性质,尤其是可以显著提升酸性土壤的pH值,添加10%RHA和RHB,土壤pH值分别提升1.78、0.91个单位,土壤中可交换性酸分别降低了83.26%、44.21%.

3.2 稀土元素的有效态含量也显著降低,10%稻壳灰的添加,秋季实验土壤中稀土元素酸可提取态含量降低了23.247%、春季实验中有效态含量持续降低了31.56%.RHB010%稻壳生物炭的添加,稀土元素酸可提取态含量在秋季降低了16.78%,春季持续19.91%.

3.3 稻壳生物炭和稻壳灰的使用也显著降低了植物对稀土元素的富集量.10%稻壳灰的施用,胡萝卜和茼蒿对稀土元素的富集量降低了95.12%、87.39%.10%RHB施用,胡萝卜和茼蒿对稀土元素的富集量降低了73.08%、59.43%.

3.4 稻壳灰具有较高的pH值,改善酸性土壤,降低稀土元生物有效性的效果优于稻壳生物炭.由此可以看出,农业秸秆类废弃物的碳化还田,不仅可以有效的提升土壤质量,还可以作为污染土壤的修复材料,对金属离子起到稳定化的作用,而秸秆发电的废弃物也是性能优良的土壤调节剂和修复材料.

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Effect of rice husk biochar on bioavailability of rare earth elements in polluted soil.

LI Meng-ke1, ZHOU Dan1,2*, GAO Zhen2, JANG Xing-xing1, LUO Xian-ping2

(1.College of Resources and Environmental Engineering , Jiangxi University of Science and Technology, Ganzhou 341000, China；2.Jiangxi Provincial Key Laboratory of Pollution Control for Mining &Metallurgy Environmental Pollution Control, Ganzhou 341000, China)., 2018,38(10)：3823~3832

This study was conducted to investigate the effect of Rice hull ash (RHA) and rice hull biochar (RHB) on the bioavailability of rare earth elements (REEs) in the acidic soil. RHA and RHB were mixed into the artificially polluted soil at 0 (/), 5% (/, and 10% (/), respectively. pot experiments were conducted to assess the bioaccumulation of rare earth elements (REEs) by Carrot and chrysanthemum, which sequential extraction was used to analyze the change of REEs’ fraction in the soil. The results of pot experiment indicated that the acid extractable of REEs decreased 31.56 %, and 19.915% in the soil with 10% RHA and 10% RHB, comparing with the control group. Furthermore, the uptake of REEs by Carrot and chrysanthemum reduced 98.08% and 93.41% in the soil amended by 10% RHA, and decreased 68.61% and 66.75% with 10% RHB. In short, the addition of RHA and RHB can significantly decrease the bioavailability of REEs and restrain the plant’s enrichment. Moreover, the amendment effect of RHA was better than the RHB, so the ash of crop straw, as a kind of convenient and effective soil conditioner, need to be valued application on the contaminated soil.

rice huskbiochar；rice husk ash；rare earth element；bioavailability；soil remediation

X141

A

1000-6923(2018)10-3823-10

李梦柯(1992-),女,河南周口人,江西理工大学硕士研究生,主要从事污染土壤治理研究.

2018-06-03

国家自然科学基金资助项目(50578020)

* 责任作者, 副教授, zhoudan1122@163.com