生物炭和堿性修飾對鎘固定的影響

兩種選定土壤中萵苣的營養物和鎘濃度

為了評估七種處理方式的效率，包括由干糞便物和糞便產生的生物炭作為穩定的鎘（Cd）刺激來源，將萵苣在溫室中兩種土壤上對比生長。所用的土壤是中度肥沃的粉砂壤土和較不肥沃的砂壤土，施用的處理為7％w / w。我們對植物體中生物可利用的Cd（NH₄NO₃提取物）的減少量及其對萵苣的植物利用率做出評價。NH₄NO₃提取與摻料對照相比結果表明，糞便物質生物炭，牛糞生物炭和石灰中生物可利用的Cd分別顯著降低了 84-87,65-68和82-91％。不可預測地，咖啡殼生物炭誘導NH₄NO₃提取物中的Cd顯著增加。糞便物質生物炭和石灰的固定潛力優于其他處理方式。然而，與生物炭處理相比，石灰和卵殼促進了萵苣植物的統計學下降的產量和P，K和Zn濃度響應。在兩種土壤中通過糞便物和牛糞生物炭處理誘導了萵苣植物的zui低Cd和zui高P組織濃度。此外，萵苣zui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糞生物炭引起的。我們的研究結果表明糞便物和動物糞肥生物炭已顯示巨大的潛力，促進Cd固定化和萵苣生長反應在嚴重污染的農業領域。

方法

土壤和原料取樣和制備

從兩個地點，即亞的斯亞貝巴的廢水灌溉城市蔬菜種植場和巴比爾的雨育周圍花生種植場，收集兩種不同質地類別的土壤，即粉砂壤土（PK）和砂質壤土（BA）埃塞俄比亞。在每個地點，從表面挖掘約100kg的復合土樣品至15cm的深度。土壤樣品在塑料袋中運輸到溫室。將樣品風干，勻化，并使用<2mm篩子過篩。

穩定化處理

糞便物（FM）從亞的斯亞貝巴污水處理廠的污水干燥床收集。從10個深度的12個不??同位置取樣，然后混合成一個復合樣品。家禽垃圾（PL）也從Bishoftu的商業深層家禽農場的干燥床獲得。從私人擠奶設施收集牛糞（CM）。 Prosopis juliflora（PJ）豆莢是從不同的Prosopis juliflora侵入的土地在Dire Dawa的一個城市地區收集的。還從亞的斯亞貝巴的生咖啡加工設備收集咖啡殼（CH）。牛糞樣品在溫室中進行空氣干燥10天。

對于熱解，將原料樣品置于鋁爐中。加熱速率為15℃/ min。對于FM，CM和PL，在450℃進行熱處理，對于PJ為480℃，在對于CH為375℃時進行熱處理。熱解溫度對于FM，CM和PL維持60分鐘，對于PL維持62分鐘，對于CH維持55分鐘。在熱解之后，將燒焦的樣品從罐中取出并使其冷卻至室溫。蛋殼粉末（ES）也用從Bisfert的ELFORA plc收集的廢蛋殼制備。將蛋殼用熱水洗滌幾次，然后在72℃下加熱72小時以干燥，隨后使用研缽和研杵研磨成具有<1mm粒度的均勻粉末。石灰也獲自National Soil Testing Center。

實驗裝置

在溫室中進行實驗。本研究中使用的處理是FM，CM，PL，PJ和CH生物炭，ES和LI。鎘作為四水合物（Cd（NO₃）₂·4H₂O）的溶液以50mg Cd / kg的速率施用于土壤。用Cd摻加的土壤以7％w / w的速率勻漿處理。簡言之，將3kg空氣干燥的Cd處理的土壤與塑料罐中的每次處理充分混合。對于每種土壤類型，在*隨機設計中進行單獨試驗一式三份。試驗在溫度受控的玻璃房中進行，每天定期進行澆水。 2周后，將萵苣的8個種子播種在每個花盆中，并且在出苗后一周將萵苣幼苗稀釋至每盆三個（在對照和一些處理中只出現3或4個幼苗）。將盆放置在塑料碟上以防止滲濾液排出。播種10周后，將上述地上生物量切割至土壤表面以測定苗鮮重。清潔上述地面生物質以避免粘附的土壤顆粒。隨后在烘箱干燥至65℃恒重72小時后測定干重。將干燥的萵苣植物磨碎，研磨成細粉并儲存用于隨后的分析。收獲后，收集來自每個罐的土壤樣品，研磨至<2mm，并儲存用于pH和NH₄ NO₃可提取的Cd分析。植物利用率計算如下。

植物吸收性（％）= 植物中金屬濃度（mg / kg）×地上生物量（kg / pot）

土壤中的金屬濃度（mg / kg）×土壤質量

分析

首先，將土壤和生物炭樣品研磨至<2mm。

對于全部元素，NH₄NO₃可提取的微量元素和傅立葉變換紅外（FTIR）分析，土壤和生物炭樣品用行星式球磨機研磨以獲得均勻的細粉末（Fritsch GmbH，Idar-Oberstein，德國）。研磨并攪拌1小時后，生物炭在水中的pH以1:20（w / v）比率測定。搖動2小時，以1:2.5（w / v）比測定水懸浮液中的土壤的pH。在1g生物炭與20ml蒸餾水平衡1小時后測定生物碳的EC。在1g土壤與2.5ml蒸餾水平衡2小時后測定土壤的EC。使用具有濕分散單元的Analysette 22 MicroTec plus（Fritsch GmbH，Idar-Oberstein，Germany）通過激光衍射測定土壤粒度分布。對于全部元素分析，將0.25g生物炭和土壤置于50ml容器中，然后加入10ml濃HNO₃。將混合物在通風櫥中冷消化靜置一夜，然后在1.6KW微波爐中加熱30分鐘。冷卻至室溫后，將10ml雙蒸水加入容器中，并通過0.45μm纖維素濾紙過濾。zui后，使用ICP-OES對濾液進行總元素分析。通過將1g土壤和生物碳置于20ml NaHCO₃中30分鐘來提取Olsen-P（可用P）。將懸浮液通過0.45μm硝酸纖維素濾紙真空過濾，并使用ICP-OES進行分析。對于C和N分析，將約3.5mg的生物炭和40mg的土壤稱重到樣品舟中，并使用C和N分析儀測定。使用乙酰苯胺作為校準標準。通過將0.15gm的生物炭加入15ml的0.1N NaOH中并搖動30小時來測定總表面酸度。將懸浮液真空過濾，將5ml 0.1N NaOH等分試樣轉移到10ml的0.1N HCl中，以*中和未反應的堿。使用裝配有691 pH計的Metrohm 725 Dosimat，用0.1N NaOH反向滴定溶液。類似地，通過將??0.15g生物炭與15ml 0.1N HCl一起振蕩30小時來測量表面堿度。將漿液真空過濾（0.45μm），將5ml 0.1N HCl與10ml 0.1N NaOH混合，以中和未反應的酸。將溶液用0.1N HCl反滴定。通過計算生物炭的堿和酸吸收來確定總表面酸度和堿度。對于溶解的有機碳（DOC）測定，通過用0.01M CaCl₂以1:25比率（w / v）振蕩生物炭1小時來制備提取物。將懸浮液真空過濾并通過Dimatoc 2000測量。用BaCl₂法測定生物炭的可交換陽離子和CEC。簡言之，將2.5gm的生物炭稱重到50ml離心管中，然后加入30ml的0.1M BaCl₂。將試管搖動1小時，然后以5500rpm離心10分鐘。離心后，將上清液倒入100ml容量瓶中。該過程重復三次。將收集的上清液用0.1M BaCl₂溶液補足至100ml。使用ICP-OES測定溶液的Na，Mg，Ca，K和Al濃度。遵循相同的程序以確定生物炭的水溶性Na，Mg，Ca，K和Al濃度。zui后，通過將水溶性陽離子（Na，Mg，Ca和K）的濃度減去通過0.1M BaCl₂萃取的陽離子的濃度，計算生物炭的可交換陽離子和CEC的濃度。對于生物炭的FTIR分析，通過將生物炭與KBr粉末混合，然后使用光譜儀分析來制備顆粒。在4cm^-1處在400-4000cm^-1范圍內收集光譜，并且每個樣品掃描120次掃描。使用-196℃下N₂的吸附等溫線的吸附數據確定生物炭的表面積，并通過Brunauer-Emmet-ler（BET）方程計算。對于生物炭和后收獲土壤樣品，根據德國國家標準（DIN 19730 2009）提出的提取程序測定Cd的NH₄NO₃（1M）可提取級分。如前所述分析碾磨的植物樣品的總Cd，P，K，Ca，Mg和Zn濃度。

統計分析

數據表示為平均值（標準偏差），并使用Microsoft 2007 excel軟件計算。治療效果通過方差分析來確定

結果與討論

土壤的表征和穩定化處理

表1顯示了PK和BA土壤的選定性質。 PK土壤是具有pH 6.71（H₂O）并且相對于BA土壤具有相對高的可交換陽離子的粉質壤土。 BA土壤的pH（H₂O）為6.86，具有砂壤土質地。 PK土壤（2.58 mg / kg）的總Cd濃度高于BA土壤（0.30 mg / kg）。 土壤碳狀態的PK土壤被評為中度，而BA土壤的土壤碳濃度被評為非常低。 類似地，與Peverill等人報道的臨界濃度相比，BA土壤具有低的總N含量。

與CM，PJ和PL生物炭的更堿性的pH（H₂O）相反，來自CH和FM的生物炭具有輕微的堿性pH值。 ES還具有9.28的高pH值，并含有的方解石（CaCO₃）。類似地，由PJ，PL和CM產生的生物炭具有高的EC值，而CH和FC生物炭表現出低的EC值?？紤]到CM和PL生物炭中的高鹽/灰分含量，這些都在預期之內。生物炭處理具有不同的總C濃度，FM <CM <PL <PJ <CH。不同于CH生物炭，其顯示出總C的zui高濃度和基于植物的生物炭的總N典型特征的zui低濃度，包括PJ的其他生物炭處理物具有非常高的濃度總N（。此外，CH生物炭具有zui高的表面積（206m²/ g）。經檢驗的生物炭處理的總表面酸度為0.42至3.24mmol / g。酸性表面官能度可能由羧基，酚和內酯基團的存在引起。然而，酮，碳酸鹽和其他堿性物種可能負責基本的表面功能。除了CH生物炭，生物炭處理總酸性表面官能度小于它們相應的基本官能度。這些觀察結果與Singh等人的研究一致。

雖然糞便物和糞肥來源的生物炭處理具有高濃度的總P和主要陽離子，但FM生物炭中的總P，Fe，Al和Mg濃度高于其他生物炭處理中的濃度（附加文件1：表S2）。再次，FM生物炭具有zui高的總微量元素。然而，CM和PJ生物炭分別含有zui高濃度的Ca（34g kg-1）和K（39.2g kg-1）。生物炭中高水平的P，K，Mg和Ca與Song和Guo（2012）的結果一致，Song和Guo（2012）報道了在不同熱解溫度下生產的PL生物炭中這些元素的濃度非常高。在PJ生物炭中觀察到zui高的可交換K（59.6cmol（+）kg-1），而在CH和FM生物炭中記錄zui低的（1.60和1.61cmol（+）kg-1）。然而，CM和PL生物炭分別表現出zui高的可交換Mg和Ca濃度。通常，生物炭處理的CEC為PJ> CM> PL> FM> CH的順序。相比之下，PL生物炭的CEC比類似生物炭的平均值為37 cmol（+）kg-1高12.2％，盡管CEC測量方法不同（Song和Guo 2012）。在生物碳處理的Olsen-P（可用P）濃度方面也存在差異，CMB> FMB> PLB> PJ> CH（另外的文件1：表S3）。如預期的基于植物的生物炭處理顯示出zui低的Olsen-P值為28.1mg kg -1（CH）和383mg kg -1（PJ）。與總P相反，CM生物炭表現出zui高的有效磷（1437 mg kg-1）。同樣，Cao和Harris（2010）的研究表明，在非常低的熱解溫度下生產的CM生物炭具有非常高的水溶性P值。 FM生物炭的可用P值降低到相應的總P值，這主要歸因于穩定的含P化合物的形成。

已知生物固體含有高濃度的痕量和有毒元素，其在焦化產物中以更顯著的濃度存在。然而，來自生物固體的生物炭的使用受到痕量和有毒元素的生物利用度性質的限制，而不是總負荷?？商崛〔糠钟糜谠u估在檢查的生物炭處理中重金屬的生物利用度。生物炭處理中金屬的流動分數占其相應總含量的非常小部分。例如，對于FM生物炭處理，生物可利用的級分分別為Cd，Co，Cr，Cu，Ni，Pb和Zn的總負載的0.83,0.14,0.03,0.03,0.04,0.005和0.04％?？偟膩碚f，生物炭中的生物可利用級分在Cd，Co，Co的總負載的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％的范圍內， Cr，Cu，Ni，Pb和Zn。