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土壤作为环境污染物的重要载体，正面临着日益严重的污染挑战。其中，重金属污染已经成为中国当前最突出的土壤污染问题之一[1]。土壤中的砷(As)、铅(Pb)等重金属污染具有持久性、不可逆性和隐蔽性，对土壤质量和土壤生产力造成极大的负面影响。此外，由于水稻Oryza sativa具有较强的重金属积累能力，As和Pb可以通过食物链对人体和其他生物体健康构成严重威胁[2]。
生物质炭是生物质在缺氧或低氧条件下热解的产物，具有发达的孔隙结构和丰富的表面官能团，能够通过物理吸附、离子交换和共沉淀等机制降低土壤中重金属的生物有效性[3]。然而，由于比表面积、成分组成和表面官能团等物理化学特性的限制，其对污染土壤中重金属的吸附能力有限，且选择性较差。YANG等[4]研究发现：由于生物质炭表面带有负电荷，其对以阴离子形式存在的污染物(如As)的钝化能力相对较弱。为了提高生物质炭对重(类)金属复合污染土壤的修复能力，对生物质炭与其他材料进行功能化改性成为了新的研究方向。
铁基材料因其成本低、制备工艺简易、种类多样及较低的毒性，成为生物质炭改性中广泛应用的材料之一[5]。改性材料主要通过离子交换和沉淀作用钝化土壤中的重金属。WEN等[6]研究表明：使用氯化铁改性后的园林废弃物生物质炭可以将As(Ⅲ)氧化为移动性较低的As(V)，从而有效减少水稻对As的吸收，改善水稻的生长情况。聚合硫酸铁(polyferric sulfate，PFS)作为一种无机高分子混凝剂，相比其他铁基材料，具有成本低、水解速度快及絮凝体密度大等优点，在吸附去除污水废水中重金属离子方面表现出显著的功效[7]。有研究指出：将活化硅酸与PFS联合使用能够提高其修复效率[8]。目前，关于PFS改性生物质炭的研究主要集中在对水体污染物的去除作用，以及As单一污染土壤的修复应用，而在As和Pb复合污染土壤中的作用机制以及对作物吸收重金属的改善效应的研究相对较少。因此，深入研究PFS改性生物质炭与复合污染土壤中重金属的相互作用及其改善效应，对于提高土壤修复技术的有效性至关重要。同时，随着中国园林绿化面积的增加，园林废弃物的产量亦随之上升，探索更为环保的处理方法对实现园林废弃物的资源化及减少对环境的影响具有重要意义。
鉴于上述研究背景，本研究选用细叶榕Ficus microcarpa枝条为原材料制备生物质炭，并采用聚合硫酸铁{[Fe2(OH)n(SO4)3-n/2]m}进行改性，制得聚合硫酸铁改性细叶榕生物质炭(Fe-FMB)，进行水稻盆栽试验，重点探讨这2种生物质炭与土壤中As和Pb的相互作用关系，评估对土壤酶活性的影响，同时考察水稻各器官内As和Pb的富集情况。还研究了2种生物质炭对土壤理化性质及养分的影响，旨在为聚合硫酸铁基生物质炭在重(类)金属复合污染土壤修复中的应用提供理论支持和科学依据。
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土壤采集：本研究所用土壤采自浙江省绍兴市某铅锌矿区附近的水稻田0~20 cm土层，地理坐标为29°59′N，120°47′E。所采集土壤中As和Pb的质量分数均超过了GB 15618—2018《土壤环境质量标准》规定的风险筛选值(As：30 mg·kg−1；Pb：100 mg·kg−1)。土壤样品去除碎石和植物残体后风干过2 mm筛备用。供试土壤基本理化性质：pH为5.63，有机质为39.30 g·kg−1，阳离子交换量为12.53 cmol·kg−1，速效钾为107.00 mg·kg−1，速效磷为10.10 mg·kg−1，碱解氮为96.26 mg·kg−1，总As为99.73 mg·kg−1，总Pb为447.84 mg·kg−1。供试植物：特早熟晚粳稻品种‘秀水519’ Oryza sativa ‘Xiushui 519’，种子购自临安绿娃种子有限公司。原始生物质炭制备：细叶榕修剪枝条收集于广东省佛山市某公园，经切碎风干处理后，使用小型炭化设备(ECO-8-10，湖州宜可欧环保科技有限公司)在500 ℃限氧条件下热解2 h，制得细叶榕生物质炭(FMB)，生物质炭经研磨后过2 mm筛备用。铁改性生物质炭制备：采用酸化熟化法，通过将工业硅酸钠(Na2O·SiO2)与浓硫酸反应，制得SiO2质量浓度为10%的活化硅酸。对细叶榕修剪枝条进行前处理，然后将碎屑按照炭铁质量比20∶1浸泡于聚合硫酸铁溶液中。为了提升聚合硫酸铁及生物质炭的修复效能，按照硅铁质量比1.5∶1.0向溶液中添加活化硅酸[8]，充分搅拌后在105 ℃下烘干至恒量。将处理后的生物质置于同一炭化设备中，同样在500 ℃限氧条件下热解2 h，制得聚合硫酸铁改性细叶榕生物质炭(Fe-FMB)。生物质炭经研磨后过2 mm筛备用。
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水稻盆栽试验在浙江农林大学温室内进行。分别将质量分数为2%的FMB和Fe-FMB与供试土壤充分混合，以未施加生物质炭的土壤作为对照组，分别在苗期、分蘖期、灌浆期和成熟期4个生长阶段进行取样，每个时期设置3个处理，共12个处理，每个处理设置4个重复，称取5 kg相应处理的土壤装入塑料盆中。
试验开始前，向盆中浇水至田间持水量的70%，并保持稳定7 d。之后，根据当地常用农作方式[9]，向土壤中施入基肥(尿素、KH2PO4及KCl)，按N∶P2O5∶K2O=1.0∶0.5∶1.0的质量比配置(折合为0.429 0、0.192 0和0.211 4 g·kg−1)。将提前培育的5株长势相似的健康水稻秧苗移栽至盆中，移栽10 d后，再向每盆追施0.257 5 g·kg−1的尿素。
整个水稻生长周期(154 d)采用长期淹水灌溉方式，定期向盆中加入去离子水至土壤被水覆盖。为避免环境误差，盆栽的摆放方式采用随机区组排列，并定期调换各区组盆栽的位置。在苗期、分蘖期、灌浆期和成熟期进行破坏性取样，收集水稻不同器官和土壤样品，进行后续分析测定。
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测定了土壤pH、电导率、阳离子交换量、有效磷、碱解氮、速效钾等基础理化性质[10]。土壤中有效硅及各形态硅用钼蓝比色法测定。土壤中有效砷和铅分别采用NH4H2PO4和二乙三胺五乙酸(DTPA)浸提法提取。
采用荧光微孔板检测技术测定土壤β-1,4-葡萄糖苷酶(β-1,4-glucosidase, BG)、亮氨酸氨基肽酶(leucine amino peptidase, LAP)和酸性磷酸酶(acid phosphatase, PHOS)的酶活性[11]。过氧化氢酶(catalase, CAT)活性采用高锰酸钾滴定法测定。测定生物质炭的pH、电导率、灰分、比表面积及碳(C)和氮(N)等元素，其中元素以质量分数的形式表示。同时通过傅里叶红外光谱仪(FTIR)、X射线衍射分析(XRD)和扫描电子显微镜(SEM)对生物质炭表面官能团及形貌特征进行分析。生物质炭中总铁、总硅用硝酸-氢氟酸-高氯酸三酸消解法测定。
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水稻收获后使用自来水及离子水冲洗干净，以去除表面残留物，将样品放入105 ℃的烘箱中杀青处理30 min。随后，在65 ℃的条件下烘干至恒量。烘干后的水稻样品记录生物量，研磨过0.25 mm的筛网备用。采用硝酸-过氧化氢消煮法对水稻各器官样品进行预处理，随后采用ICP-MS测定样品中As和Pb的质量分数。
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数据处理和统计分析通过Excel和SPSS 19.0完成。土壤理化性质及重金属有效态的质量分数差异通过单因素方差分析(one-way ANOVA)评估；不同处理之间的差异显著性采用Duncan多重比较确定；采用Pearson相关分析法探究各变量间的相关性。所有的分析结果均以显著性水平P＜0.05为标准判断。图表采用Origin 2022制作。
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由表1可知：Fe-FMB的pH明显低于FMB。这可能是由于浸渍热解过程中生物质炭表面Fe3+的水解作用导致溶液中H+浓度增加，从而增强了溶液的酸性。此外，Fe-FMB显示出更高的灰分和比表面积，这可能是热解过程中铁颗粒与碳质化合物之间碰撞的结果[12]。Fe-FMB的阳离子交换量也明显高于FMB，这可能与其表面含氧官能团的增加有关。
表 1 生物质炭的基本理化性质
Table 1. Selected physicochemical properties of the used biochars
生物质炭 pH 灰分/(g·kg−1) 碳/(g·kg−1) 氢/(g·kg−1) 氮/(g·kg−1) 硅/(g·kg−1) 铁/(g·kg−1) 比表面积/(m2·kg−1) 阳离子交换量/(cmol·kg−1) FMB 9.5 79.3 753 5.0 27.5 1.50 7.89 23.4 14.45 Fe-FMB 5.3 137.8 505 7.5 13.5 7.31 49.32 132.6 30.95 如图1A和B所示：2种生物质炭均展现出均匀排列的管式结构。这一特征可能源于相对较低的热解温度，导致生物质炭本身的导管结构被部分保留下来[13]。相比之下，Fe-FMB的表面更加粗糙，其微孔和管式结构中可见颗粒状物质。根据2种生物质炭的X射线能量色谱仪(EDS)元素分布结果(图1C和D)，发现FMB具有更多的钾(K)元素，而在Fe-FMB表面则观察到更多的铁(Fe)、硫(S)和氧(O)元素，Fe-FMB微孔和管式结构颗粒状物质主要由Fe构成的细小颗粒组成。这一结果表明FPS已成功负载于生物质炭表面。
图 1 供试生物质炭的形貌和结构
Figure 1. Morphology and structure of biochar before and after modification
根据X射线衍射分析图谱(图2A)，在Fe-FMB的图谱中，在30.15°、35.51°和43.17°处分别观察到了Fe3O4和Fe2O3的特征衍射峰，这些峰值表明Fe成功地负载于生物质炭上，且以Fe3O4为主要形态。同时在Fe-FMB上检测到SiO2特征衍射峰，说明其含有较高的硅(Si)。FTIR分析结果(图2B)显示：Fe-FMB在650~1 000 cm−1以及
1050 cm−1处的特征峰强度高于FMB。这一结果表明：铁改性生物质炭中含氧官能团的伸缩振动增强，含氧官能团数量增加。除此之外，860 cm−1附近的吸收峰可能是由于Si—O官能团的不对称伸缩振动所致[14]。这也证明了铁改性生物质炭中Si质量分数的增加(表1)。在593.3 cm−1处的吸收峰则表明了Fe—O官能团的存在，与Fe—O络合物或铁氧化物的存在相符[15]。
图 2 供试生物质炭的X射线衍射分析图谱(A)和傅里叶红外光谱图(B)
Figure 2. X-ray diffraction (A), and Fourier transform infrared spectra (B) of biochars
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由图3A可见：在水稻生长的各时期，与对照相比，FMB土壤pH提高了0.21~0.49，Fe-FMB土壤pH则显著降低(P＜0.05)。与对照相比，2种生物质炭均显著提高了土壤中有机碳质量分数(P＜0.05)，其中FMB的增幅达43%~105%(图3B)。根据图3C，施用Fe-FMB显著提高了土壤阳离子交换量(1.26~1.57 cmol·kg−1)(P＜0.05)，在幼苗期增幅最大，与对照相比，增幅达18%。
图 3 施入生物质炭对土壤理化性质的影响
Figure 3. Effect of biochar application on soil physiochemitrical properties
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如图4A所示：施用2种生物质炭后，土壤的速效钾质量分数均显著提升(P＜0.05)。FMB对速效钾质量分数的提升效果更为显著，与对照相比提升了92%~227%。与对照相比，FMB和Fe-FMB在各个时期均明显提升了土壤中有效磷质量分数，增幅分别为8%~57%和12%~76%(图4B)。施用生物质炭后，土壤的碱解氮质量分数显著下降(图4C，P＜0.05)。
图 4 施入生物质炭对土壤养分的影响
Figure 4. Effect of biochar application on soil N, P and K availability
如图5A所示：与对照相比，Fe-FMB显著提升了土壤中有效硅的质量分数(P＜0.05)，增幅为24%~49%。根据图5B的结果，与对照相比，施用Fe-FMB后，土壤中无定型硅的占比均显著增加(P＜0.05)，增幅为3%~25%，也显著提高了土壤中铁锰氧化态硅的占比(P＜0.05)。
图 5 施用生物质炭对土壤有效硅以及不同形态硅分布的影响
Figure 5. Effect of biochar application on soil Si availability and the fractions of Si in soil
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如图6A所示：在水稻生长的各时期，与对照和FMB相比， Fe-FMB显著降低了土壤中有效砷的质量分数(P＜0.05)，降幅最高达37%，FMB与对照差异不显著。由图6B和图6C可见：Fe-FMB在水稻各生长时期都显著降低了水稻茎、稻谷中的砷质量分数(P＜0.05)，与对照相比，分别下降了71%~84%和70%；FMB仅在水稻灌浆期和成熟期显著降低了茎的砷质量分数(P＜0.05)。
图 6 生物质炭对土壤中砷和铅有效性及在稻谷中富集的影响
Figure 6. Effect of biochar application on the availability of As and Pb in soil and their accumulation in rice straw
据图6D可知：与对照相比，施用2种生物质炭均显著降低了土壤中有效铅质量分数(P＜0.05)，其中FMB在成熟期对铅的固定效果最好，降幅达24%。使用FMB显著降低了水稻植株各部分的铅质量分数(图6E和图6F，P＜0.05)，Fe-FMB处理的水稻植株各部分的铅质量分数升高。
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由图7可见：与对照相比，FMB显著提高了土壤中β-葡萄糖苷酶的活性(P＜0.05)，同时对酸性磷酸酶的活性也有一定抑制作用。Fe-FMB则在提升土壤中除β-葡萄糖苷酶外其他酶的活性方面表现出显著效果(P＜0.05)，与对照相比，最高增幅分别达121%、99%及33%。
图 7 生物质炭对土壤酶活性的影响
Figure 7. Effect of biochars on soil enzyme activities
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由表2可知：与对照相比，2种生物质炭均显著提高了水稻的生物量和稻谷产量(P＜0.05)，Fe-FMB处理的提升效果又显著高于FMB(P＜0.05)。
表 2 生物质炭对水稻生物量(干质量)及稻谷产量的影响
Table 2. Impact of biochar on rice biomass (dry weight) and grain yield
处理组 不同生长时期水稻生物量(干质量)/g 稻谷产量/g 幼苗期 分蘖期 灌浆期 成熟期 对照 0.76±0.05 c 1.56±0.21 c 4.81±0.86 c 6.20±0.56 c 6.11±0.11 c FMB 1.68±0.15 b 2.93±0.29 b 6.54±0.42 b 7.54±0.22 b 8.42±0.47 b Fe-FMB 2.35±0.20 a 4.34±0.37 a 7.96±0.40 a 11.41±0.77 a 11.01±0.23 a 说明：不同小写字母表示同一时期内不同处理间差异显著(P＜0.05)。 -
相关性分析(图8)表明：土壤有效砷的质量分数与土壤pH呈极显著正相关(P＜0.01)；而土壤中有效铅的质量分数则与土壤pH及有效磷质量分数呈极显著负相关(P＜0.01)；土壤pH与β-葡萄糖苷酶活性呈显著正相关(P＜0.05)；水稻植株生物量和稻谷产量与土壤有效硅及酶活性呈极显著正相关(P＜0.01)。
图 8 不同指标的Pearson相关性分析
Figure 8. Pearson correlation coefficients among different parameters
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本研究中，原始生物质炭呈碱性，施入土壤后可直接提高土壤的pH，生物质炭中的碳酸盐、硅酸盐和碳酸氢盐与土壤中的H+发生反应，也进一步提高了土壤pH[16]。土壤pH的提升降低了与磷的吸附解析相关的阳离子(Al3+、Ca2+)的活性，增加了土壤磷的有效性[17]。原始生物质炭较高的钾水平使其在提升土壤速效钾方面效果更好。生物质炭的施入调节了土壤的碳氮比，导致有效氮水平的降低[18]。此外，生物质炭中的酚类化合物促进了土壤的呼吸作用，进而加速了氮的流失[19]。
铁改性生物质炭由于其本身较低的pH，施入土壤后降低了土壤pH。铁改性生物质炭表面含有更多的含氧官能团，这些官能团在土壤溶液中吸附H+及其他阳离子，从而提高了土壤阳离子交换量[20]。另外铁改性生物质炭提高了土壤磷酸酶活性，促进了土壤有机残留物中磷的释放，提高了土壤有效磷水平。铁改性生物质炭较高的硅质量分数导致更多的硅溶出，提升了土壤无定型硅的水平[21]。无定型硅通过水解作用溶解于土壤中，为植物生长提供有效硅，间接提高了土壤有效硅水平[22]。胡祖武等[23]研究也表明：施用富含硅的竹叶生物质炭，可以显著增加水稻土壤有效硅和铁锰氧化态硅质量分数，从而显著提高水稻产量。
本研究中原始生物质炭能提高β-葡萄糖苷酶的活性，这可能是施用原始生物质炭后土壤pH上升的原因。YANG等[24]研究也发现：施用稻壳炭和猪炭后土壤酶活性提高，主要是由土壤pH升高导致。酸性磷酸酶和过氧化氢酶通常作为监测土壤砷污染的敏感指标。本研究中铁改性生物质炭能显著提升这2种酶的活性，表明铁改性生物质炭有效缓解了砷对酶的胁迫。但TANG等[25]研究发现：土壤中有效砷的增加可能增强酶活性点位与底物的协同性，提高过氧化氢酶的活性，与本研究结果不完全一致。这可能是因为铁改性生物质炭提高了土壤有机碳质量分数，增强了土壤好氧微生物的代谢能力，最终提高了过氧化氢酶的活性[26]。根据TRIPATHI等[27]的研究，硅可以提升水稻根际氧化能力，从而有效激活水稻根际过氧化氢酶活性，所以土壤有效硅质量分数显著上升也是过氧化氢酶活性增强的原因。
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本研究使用聚合硫酸铁对细叶榕炭进行改性后发现，铁改性生物质炭施用后显著降低了土壤pH，促进了阴离子形态的砷通过静电吸附作用被固定，从而降低了砷的有效性[9]。此外，改性后生物质炭表面的官能团(—COOH和—OH)质子化增强，提升了砷与官能团间的络合作用[6]。铁改性生物质炭中的含铁化合物与${\mathrm{AsO}}_4^{3-} $和${\mathrm{HAsO}}_3^{2-} $等阴离子形成稳定的Fe-O-As沉淀，降低了土壤有效砷的质量分数[28]。本研究中原始生物质炭对土壤有效砷质量分数的影响不显著，可能是因为原始生物质炭较高的pH使其对阴离子形态的砷吸附效果较差。2种生物质炭均降低了土壤铅的有效性，主要原因为：首先，原始生物质炭提高了土壤pH，使土壤中的Pb(Ⅱ)与OH−反应产生沉淀，从而降低铅的迁移率[29]；其次，2种生物质炭均显著提升了土壤中有效磷质量分数，可能促进Pb2+与${\mathrm{PO}}_4^{3-} $形成不溶性磷酸盐沉淀，如β-Pb9(PO4)6和Pb5(PO4)3[30]。而铁改性生物质炭降低了有效铅质量分数，这可能与土壤有效硅的升高有关，土壤中部分水溶性硅可以与铅产生难溶的沉淀，从而将铅转化为有效性较低的残渣态。
在水稻砷/铅积累方面，原始生物质炭降低了水稻中铅的富集，铁改性生物质炭减少了植株中砷的富集，但增加了稻谷中铅的质量分数。这可能是由于铁改性生物质炭施入土壤后，形成的难溶化合物有效降低了植物可吸收的砷[6]。水稻植株中的砷质量分数与土壤有效硅质量分数及无定形硅占比呈显著负相关，这可能是因为长期淹水环境下亚砷酸主要通过硅转运体被植物吸收，且土壤中的硅主要以水化无定型的SiO2·6H2O的形式存在，即As(Ⅲ)与土壤无定型硅共用吸收通道，因此无定型硅质量分数的升高可以通过竞争转运体的方式限制水稻对砷的吸收[31]。从根际吸收方面来看，铁改性生物质炭施入土壤后，根际逐渐形成铁膜，可能吸附土壤中的水溶性砷，限制水稻对砷的吸收[32]。原始生物质炭将土壤中可交换态铅转化为碳酸盐结合态和残渣态，从而减少了植物对铅的吸收。而在铁改性生物质炭施用后，水稻植株各部分的铅质量分数升高。根据相关研究[33]，在高质量分数铅条件下，水稻对铁和铅的吸收可能存在协同作用，铁改性生物质炭引入的外源铁也可能是导致水稻植株中更高铅质量分数的原因。基于水稻对铅的吸收特性，推测土壤中硅质量分数的提升也可能导致水稻植株内铅质量分数有所提高。对水稻叶面喷施硅肥后，其茎叶中的铅质量分数显著提高，这与本研究结果一致。同样，陈新红等[34]研究也发现：铅在水稻各器官中的分布比例受到不同器官及处理的影响。
铁改性生物质炭显著提升了水稻的生物量与产量，原因是硅可以增加植株机械强度，提高水稻光合效率，从而促进水稻生长，增加稻谷产量。因此，水稻植株生物量及产量的增加可能是由于施用铁改性生物质炭后增加了土壤有效硅及无定型硅。同时，根据刘松涛等[35]的研究，土壤中的硅可以与砷竞争转运通道以及激活植物抗氧化系统，从而提高植物在重金属毒害下的产量。所以，铁改性生物质炭对砷和铅的吸附钝化作用以及对土壤中无定型硅质量分数的提高可能减少了重金属对植物生长的胁迫，这从土壤有效砷质量分数及稻谷中砷质量分数与水稻植株生物量及无定型硅均呈负相关的结果中可以看出。阮麟乔等[36]的研究也发现了相似的结果：在砷污染土壤中施用Fe3O4改性的生物质炭能够通过降低砷质量分数来促进水稻正常合成叶绿素，从而促进水稻的生长。
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本研究表明：施用原始生物质炭提高了土壤pH和有效磷质量分数，而铁改性生物质炭则在增加土壤有机碳质量分数和提高土壤硅有效性方面表现更佳，且对水稻植株生物量及稻谷产量的提升作用尤为显著。2种生物质炭对于土壤酶活性的影响各异，这主要取决于土壤中的重金属有效性。在降低土壤中有效砷及减少水稻植株中砷富集方面，铁改性生物质炭表现更好，进而提高了水稻的生物量和产量。但铁改性生物质炭也增加了水稻茎叶及稻谷中铅质量分数，原始生物质炭则在降低土壤铅有效态质量分数及减少其在水稻植株中富集方面更为有效。
总体而言，原始生物质炭更适用于单一铅污染的土壤修复，而聚合硫酸铁改性生物质炭则更适用于修复砷铅复合污染的土壤。由于铁改性生物质炭提高了稻谷中铅的水平，在重金属砷铅复合污染土壤中对铅的转运和富集机制仍需进一步研究。
Effect of iron-modified biochars on soil nutrients and bioavailability of As and Pb
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摘要:
目的 探讨原始及铁改性生物质炭对复合污染农田土壤中养分及砷(As)、铅(Pb)生物有效性的影响。 方法 分别采用质量分数为2%的原始细叶榕Ficus microcarpa生物质炭(FMB)和聚合硫酸铁改性细叶榕生物质炭(Fe-FMB)与受砷铅复合污染土壤混合，以未施加生物质炭的土壤作为对照，进行水稻Oryza sativa盆栽试验，测定不同生长阶段土壤养分、土壤酶活性以及水稻各器官和土壤中As和Pb的质量分数。 结果 与对照组相比，Fe-FMB显著提高了土壤中磷(P)、硅(Si)等养分的有效性(P＜0.05)，显著改变了土壤中硅(Si)的形态分布，主要增加了无定型硅(增加25.2%)和铁锰氧化态硅质量分数(增加11.1%)。Fe-FMB对于土壤和水稻稻谷中As的钝化效果更为显著(P＜0.05)；而FMB在钝化土壤Pb方面表现更佳，对Pb有效性最高降低了24.9%。此外，Fe-FMB还显著提升了土壤中亮氨酸氨基肽酶、酸性磷酸酶及过氧化氢酶的活性(P＜0.05)，增幅分别达121.1%、99.1%及33.2%。Pearson’s相关性分析结果表明，土壤酶活性与pH及土壤As有效性显著相关(P＜0.05)，说明施用生物质炭可通过调节土壤pH及As有效性来影响土壤酶活性。 结论 原始细叶榕生物质炭适用于修复单一Pb污染土壤。相比之下，铁改性生物质炭在修复砷铅复合污染土壤方面展现出更好的应用前景。图8表2参36 Abstract:Objective To investigate the effects of raw and iron-modified biochar on the nutrient content and bioavailability of arsenic (As) and lead (Pb) in con-contaminated agricultural soil. Method An experiment using rice potted in soil mixed with 2% raw Ficus microcarpa biochar (FMB) and Polyferric Sulfate (iron)-modified biochar (Fe-FMB) was conducted, no biochar soil as control. Soil nutrient availability, soil enzyme activity, rice biomass and As and Pb concentrations in various plant organs at different growth stages were measured. The bioavailable As and Pb in the soil were determined using the NH4H2PO4 and DTPA extraction methods, respectively. Result The results indicated that, compared to the control, Fe-FMB significantly enhanced the availability of nutrients such as phosphorus (P) and silicon (Si) in the soil and significantly altered the distribution of Si forms in the soil (P＜0.05), primarily increasing the content of amorphous silicon (by 25.2%) and iron-manganese oxidized silicon (by 11.1%). Fe-FMB was more effective in immobilizing soil As (P＜0.05), reducing it by 37.9% compared to the control, while original biochar (FMB) was more effective for soil Pb immobilization, reducing it by 24.9%. Application of Fe-FMB led to a 67.2% reduction in As content in rice grains as compared to the control. Furthermore, Fe-FMB significantly increased the activities of leucine aminopeptidase, acid phosphatase, and catalase (P＜0.05), with maximum increases of 121.1%, 99.1%, and 33.2%, respectively. Pearson correlation analysis showed that soil enzyme activity was significantly related to pH and As availability (P＜0.05), indicating that biochar application can regulate soil enzyme activity by influencing soil pH and As bioavailability. Conclusion While F. microcarpa biochar is effective in remediating soils contaminated with Pb only, it is not suitable for the treatment of soils co-contaminated with As and Pb. On the other hand, iron-modified biochar shows a better prospect for remediating soils co-contaminated with As and Pb. [Ch, 8 fig. 2 tab. 36 ref.] -
Key words:
- biochar /
- heavy metal /
- soil remediation /
- silicon /
- soil enzyme
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木材陶瓷是由日本青森工业试验场的冈部敏弘和斋藤幸司采用木材或其他木质材料，在热固性树脂中浸渍后真空炭化而成的一种新型碳素材料[1-2]。木材陶瓷作为一种新型生物质陶瓷材料，具有多孔、导电、自润滑等特性，在摩擦、过滤、吸附、电磁屏蔽、房暖等领域有广阔的应用前景[3]。近年来，以木材为原料制备木材陶瓷的研究颇多且比较深入，而以竹材原料研制竹材陶瓷的报道较少。但中国木材资源较贫乏，而竹林面积、竹材产量却居世界之首[4]。故以竹材为原料研制竹材陶瓷，对于节约木材资源、保护生态环境等具有十分重要的意义。虽然中国竹材加工利用水平居世界领先地位，是大量的竹材加工剩余物——竹碎料，除部分用作锅炉辅助燃料、烧制竹炭等以外，多数没能开发利用，资源浪费较严重。若用竹碎料制造竹材陶瓷，就为其加工利用提供了新的途径。目前，有少数学者以竹粉、竹片、竹炭等为原料，进行了竹材陶瓷制造工艺、性能等研究[5-9]，但未见以竹碎料为原料研制竹材陶瓷的报道。因此，本研究在前期研究的基础上[10]，以竹地板生产中竹片精刨加工的剩余物-精刨竹碎料为原料研制竹材陶瓷，主要探讨烧结工艺对竹材陶瓷性能和结构等的影响规律，可为竹碎料的高效加工利用提供理论参考。
1. 材料与方法
1.1 材料
精刨竹碎料：竹地板生产中竹片精刨加工的剩余物，经筛选去除粉尘、泥砂、过大竹碎料后，干燥到含水率4%~6%。胶黏剂：水溶性酚醛树脂胶，固体含量为48%。
1.2 方法
1.2.1 竹材陶瓷的制备
按酚醛树脂施加量40%对精刨竹碎料进行拌胶，经铺装、热压后制得密度为0.88 g·cm-3的竹碎料板，将它锯割成100 mm × 50 mm × 12 mm的试样。参照现有国内外文献中有关木竹材陶瓷的烧结工艺，根据竹碎料板的特点进行初步试验后，确定了如下烧结工艺：将试样放入管式电阻炉中，在氮气保护下，分别在600，800，1 000和1 200 ℃的烧结温度下烧制竹材陶瓷；烧结时的程序控制工艺为：先以5 ℃·min-1的升温速度升到150 ℃，保温20 min；之后以3 ℃·min-1的升温速度升到600 ℃(800，1 000，1 200 ℃)，再保温烧结炭化3 h，然后以5 ℃·min-1的速度降温到200 ℃，最后随炉冷却，制得竹材陶瓷。
1.2.2 竹材陶瓷的性能测试
分别检测在600，800，1 000和1 200 ℃烧结温度下制得的竹材陶瓷的尺寸收缩率、密度减少率、炭得率、静曲强度和弹性模量，研究烧结工艺对竹材陶瓷性能的影响。其中，尺寸收缩率按照试件烧结前后的尺寸之差与烧结前尺寸的百分比计算，密度减少率按照试件烧结前后的密度之差与烧结前密度的百分比计算，炭得率按试件烧结后的质量与烧结前的质量的百分比计算，静曲强度和弹性模量采用三点弯曲方法在微机控制的万能力学试验机上测试。
1.2.3 竹材陶瓷的X射线衍射分析
采用日本岛津公司的XRD6000型X射线粉末衍射仪，分析不同烧结温度下竹材陶瓷的物相组成。X光管为铜靶，管电压为40 kV，管电流为30 mA，采用2θ/θ联动扫描，样品扫描范围5°~60°(2θ)。
1.2.4 竹材陶瓷的微观结构
采用日本岛津公司的SS-550型扫描电子显微镜(SEM)，观察竹材陶瓷的微观结构。
2. 结果与分析
2.1 竹材陶瓷的尺寸收缩率
由图 1可知：烧结温度不同竹材陶瓷的尺寸收缩率不同。当烧结温度为600~800 ℃时，竹材陶瓷的尺寸收缩率随着烧结温度的升高而较快增加；当烧结温度为800~1 000 ℃时，竹材陶瓷的尺寸收缩率大小接近、曲线变化趋于平稳；当烧结温度超过1 000 ℃时，竹材陶瓷尺寸收缩率的变化速度趋缓。其中，竹材陶瓷的长度收缩率、宽度收缩率随着烧结温度的升高而增大，而厚度收缩率在烧结温度600~1 000 ℃范围内随着烧结温度的升高而增加，当烧结温度超过1 000 ℃时却随着烧结温度的升高而降低；厚度收缩率大于长度收缩率和宽度收缩率，长度收缩率和宽度收缩率大小接近。图 1显示：不论哪种烧结温度下竹材陶瓷的尺寸收缩率都超过20%。可见，竹材陶瓷制备时的烧结温度对其尺寸收缩率有较大影响。这主要是因为在密封高温条件下烧结，竹碎料和酚醛树脂均发生了系列热分解，致使竹材陶瓷在长度、宽度和厚度方向的尺寸减小较多；然而，竹材陶瓷的尺寸收缩率在烧结温度800~1 000 ℃范围内却趋于平稳。因此，可认为竹材陶瓷的较佳烧结温度范围为800~1 000 ℃。
图 1 烧结温度与竹材陶瓷尺寸收缩率的关系Figure 1. Relationship between sintering temperatures and dimension shrinkages ratio of bambooceramics2.2 竹材陶瓷的密度减少率和炭得率
从图 2可得知：烧结温度在600~1 000 ℃范围内，竹材陶瓷的密度减少率随着烧结温度的升高而逐渐降低，其中烧结温度为600~800 ℃的密度减少率的变化速度较快，800~1 000 ℃的密度减少率大小接近、曲线变化较平稳；烧结温度超过1 000 ℃时密度减少率又随着烧结温度的升高而缓慢增加。究其主要原因可能是：竹材陶瓷的质量损失、体积收缩率都随着烧结温度的升高而逐渐增大，其中烧结温度为600~800 ℃时增加较快，大于1 000 ℃时增加趋缓，800~1 000 ℃时变化较平稳；而在相同烧结温度下质量损失率变化速度却快于体积收缩率。由图 3显示：随着烧结温度的升高竹材陶瓷的炭得率逐渐降低，其中烧结温度在600~800 ℃范围内的炭得率随着温度的升高较快降低，超过800 ℃时的炭得率降低速度趋缓，1 000℃的炭得率为800 ℃时的98.4%，而1 200 ℃时的炭得率为1 000 ℃时的97.4%。可见，当烧结温度大于800 ℃时，烧结温度对炭得率的影响就不大了。由于竹材陶瓷由竹碎料与酚醛树脂复合制得，故竹碎料板在高温炭化过程中的热解实际上由竹碎料的热解与酚醛树脂的热解共同组成。竹材与木材一样，其主要化学成分纤维素、半纤维素和木质素总的含量达90%以上，因而可以认为竹碎料的热解规律与木粉基本相同。而导致图 3所示炭得率的变化规律的主要原因是：在氮气保护下，竹碎料在240~400 ℃范围内热解最激烈，在800 ℃之前基本分解完全；而酚醛树脂在500~600 ℃范围内热解最激烈，在800 ℃之后热解才结束[11-12]，而竹材陶瓷中竹碎料的量却大于酚醛树脂。因而烧结温度800 ℃前炭得率降低速度较快，之后降低速度变慢。
图 2 烧结温度与竹材陶瓷密度减少率的关系Figure 2. Relationship between sintering temperatures and density reduction rati of bambooceramics
图 3 烧结温度与竹材陶瓷炭得率的关系Figure 3. Relationship between sintering temperatures and carbon yield ratio of bambooceramics2.3 竹材陶瓷的静曲强度和弹性模量
不同烧结温度制造的竹材陶瓷的静曲强度和弹性模量，分别见图 4和图 5。从图 4和图 5可以看出：随着烧结温度的升高，竹材陶瓷的静曲强度和弹性模量逐渐增加，但它们均不高。其中，烧结温度为600 ℃时的静曲强度和弹性模量最低，烧结温度1 200 ℃时的炭得率的静曲强度和弹性模量最高；烧结温度800 ℃和1 000 ℃制备的竹材陶瓷的静曲强度和弹性模量大小接近，曲线变化较平稳。这是因为在炭化过程中，碳的芳环结构形成始于400~500 ℃，随着炭化温度的升高，碳多环结构中碳原子数增多，石墨微晶长大且排列更加规则；特别是酚醛树脂生成的玻璃碳和竹碎料生成的无定形碳在高温度下会生长在一起，其界面逐渐消失，2种碳之间的结合强度增加[11]，从而导致竹碎料板竹材陶瓷的静曲强度和弹性模量增加。此外，竹碎料板高温烧结成竹材陶瓷后，4种烧结温度所制竹材陶瓷的平均密度为0.67 g·cm-3，仅有烧结前密度0.88 g·cm-3的76.1%，加之竹材陶瓷中存在大量力学强度较低的无定形碳。因此，竹材陶瓷的静曲强度和弹性模量均不高。
图 4 烧结温度与竹材陶瓷静曲强度的关系Figure 4. Relationship between sintering temperatures and MOR of bambooceramics
图 5 烧结温度与竹材陶瓷弹性模量的关系Figure 5. Relationship between sintering temperatures and MOE of bambooceramics2.4 竹材陶瓷的X射线衍射(XRD)分析
从图 6竹材陶瓷的X射线衍射(XRD)图谱可知：竹材陶瓷的衍射峰都是宽峰，说明竹材陶瓷没有出现完整的晶形结构，是一种典型的无定形碳。因为竹碎料板高温烧结炭化后，竹碎料转化为软质无定型碳，而酚醛树转化为硬质玻璃碳，两者本质上都属于碳的无定形结构，是不具有石墨结构的非结晶性物质[13-14]。因而在烧结温度600~1 200 ℃范围内制得的竹材陶瓷并非是完全石墨化的碳，而是部分石墨化的无定型碳。图 6显示：随着烧结温度的升高，(002)衍射峰逐渐变窄变强，这表明竹材陶瓷中石墨微晶的含量增加，微晶中层与层之间的排列更趋于规整[15]，且微晶的含碳量增加。因而随炭化温度的升高竹材陶瓷的石墨化程度逐渐增强。对比600，800，1 000和1 200 ℃烧结温度的XRD曲线可知，曲线的变化规律基本相同，只有强度差异，说明在烧结温度600~1 200 ℃内制得的竹材陶瓷的晶体构造基本相同，但结晶度发生了变化。
图 6 不同烧结温度制备的竹材陶瓷的X射线衍射图谱Figure 6. XRD atlas of bambooceramics preparation by different sintering temperature2.5 竹材陶瓷的扫描电子显微镜(SEM)分析
由不同烧结温度制造的竹材陶瓷的扫描电子显微镜(SEM)照片(图 7)可知：在不同烧结温度下制备的竹材陶瓷基本保持了竹材原有的微观结构形态，竹材陶瓷中竹材的薄壁细胞、导管等的微观结构形态依然清晰可见。但竹材细胞断面的孔隙部分或全部被须状、颗粒状、片状、层状等不同形态的物质中所填充、覆盖。这些填充、覆盖物质可能大部分是酚醛树脂经高温炭化后转化成的硬质玻璃碳。这是因为竹碎料板是由酚醛树脂胶黏剂与精刨竹碎料经过拌胶、铺装、热压等工序制得，在拌胶过程中液状的酚醛树脂胶黏剂分布于竹碎料之间，有的甚至渗透到竹材细胞腔及细胞间隙中，同时在热压过程中酚醛树脂胶黏剂进一步流展、渗透，待其固化后就留于竹材细胞腔及细胞间隙中，经高温炭化后酚醛树脂就转化成硬质玻璃碳，在微观上表现为填充、覆盖于竹材细胞的孔隙中，从而强化竹材细胞。从图 7还知：随着烧结温度的升高，竹材细胞中须状、颗粒状物质越少，而片状、层状物质却越多，竹材细胞的孔隙被填充、覆盖也越多，而且竹材细胞的微观结构形态也不断变化，细胞之间的分界逐渐变得模糊有的甚至消失。这进一步证实了随着烧结温度的升高，竹材陶瓷中石墨微晶的含量增加，微晶的含碳量增加，微晶中层与层之间的排列更趋于规整有序。
图 7 不同烧结温度下竹材陶瓷的扫描电子显微镜照片Figure 7. SEM photo of bambooceramics preparation by different sintering temperature3. 结论
①烧结温度对竹材陶瓷的尺寸收缩率有较大影响。竹材陶瓷的尺寸收缩率随着烧结温度的变化而变化，其中厚度收缩率大于长度收缩率和宽度收缩率，长度收缩率和宽度收缩率大小接近。②烧结工艺对竹材陶瓷的密度减少率、炭得率、静曲强度和弹性模量均有影响。密度减少率在600~1 000 ℃范围内随着烧结温度的升高逐渐降低，烧结温度超过1 000 ℃后却逐渐增加；竹材陶瓷的炭得率随着烧结温度的升高逐渐降低，而静曲强度和弹性模量却随着烧结温度的升高逐渐增加。③竹材陶瓷是一种典型的无定形碳。随着烧结温度的升高，竹材陶瓷的石墨化程度逐渐增强。④存在于竹材细胞之间、细胞腔及细胞间隙中的酚醛树脂，经高温炭化后形成的硬质玻璃碳对竹材细胞有填充、强化作用。⑤烧结温度为800~1 000 ℃时，可制得尺寸收缩率、炭得率、力学强度等性能较稳定的竹材陶瓷。
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图 1 供试生物质炭的形貌和结构
Figure 1 Morphology and structure of biochar before and after modification
图 2 供试生物质炭的X射线衍射分析图谱(A)和傅里叶红外光谱图(B)
Figure 2 X-ray diffraction (A), and Fourier transform infrared spectra (B) of biochars
图 3 施入生物质炭对土壤理化性质的影响
Figure 3 Effect of biochar application on soil physiochemitrical properties
图 4 施入生物质炭对土壤养分的影响
Figure 4 Effect of biochar application on soil N, P and K availability
图 5 施用生物质炭对土壤有效硅以及不同形态硅分布的影响
Figure 5 Effect of biochar application on soil Si availability and the fractions of Si in soil
图 6 生物质炭对土壤中砷和铅有效性及在稻谷中富集的影响
Figure 6 Effect of biochar application on the availability of As and Pb in soil and their accumulation in rice straw
图 8 不同指标的Pearson相关性分析
Figure 8 Pearson correlation coefficients among different parameters
表 1 生物质炭的基本理化性质
Table 1. Selected physicochemical properties of the used biochars
生物质炭 pH 灰分/(g·kg−1) 碳/(g·kg−1) 氢/(g·kg−1) 氮/(g·kg−1) 硅/(g·kg−1) 铁/(g·kg−1) 比表面积/(m2·kg−1) 阳离子交换量/(cmol·kg−1) FMB 9.5 79.3 753 5.0 27.5 1.50 7.89 23.4 14.45 Fe-FMB 5.3 137.8 505 7.5 13.5 7.31 49.32 132.6 30.95 
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表 2 生物质炭对水稻生物量(干质量)及稻谷产量的影响
Table 2. Impact of biochar on rice biomass (dry weight) and grain yield
处理组 不同生长时期水稻生物量(干质量)/g 稻谷产量/g 幼苗期 分蘖期 灌浆期 成熟期 对照 0.76±0.05 c 1.56±0.21 c 4.81±0.86 c 6.20±0.56 c 6.11±0.11 c FMB 1.68±0.15 b 2.93±0.29 b 6.54±0.42 b 7.54±0.22 b 8.42±0.47 b Fe-FMB 2.35±0.20 a 4.34±0.37 a 7.96±0.40 a 11.41±0.77 a 11.01±0.23 a 说明：不同小写字母表示同一时期内不同处理间差异显著(P＜0.05)。
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[1] 余涛, 蒋天宇, 刘旭, 等. 土壤重金属污染现状及检测分析技术研究进展 [J]. 中国地质, 2021, 48(2): 460 − 476. YU Tao, JIANG Tianyu, LIU Xu, et al. Research progress in current status of soil heavy metal pollution and analysis technology [J]. Geology in China, 2021, 48(2): 460 − 476. [2] LIU Lin, HAN Jialiang, XU Zhidong, et al. Dietary exposure assessment of cadmium, arsenic, and lead in market rice from Sri Lanka [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2020, 27(34): 42704 − 42712. [3] 吴萍萍, 李录久, 李敏. 生物炭负载铁前后对复合污染土壤中Cd、Cu、As淋失和形态转化的影响研究 [J]. 环境科学学报, 2017, 37 (10): 3959 − 3967. WU Pingping, LI Lujiu, LI Min. Effects of biochar and Fe-loaded biochar on the leaching and fraction transformation of Cd, Cu and As in multi-contaminated soil [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2017, 37 (10): 3959 − 3967. [4] YANG Xing, HINZMANN M, PAN He, et al. Pig carcass-derived biochar caused contradictory effects on arsenic mobilization in a contaminated paddy soil under fluctuating controlled redox conditions [J/OL]. Journal of Hazardous Materials, 2022, 421 : 126647[2024-01-30]. doi: 10.1016/j.jhazmat.2021.126647. [5] 宋佩佩, 马文静, 王军, 等. 铁改性生物炭的制备及其在重金属污染土壤修复技术中的应用进展 [J]. 环境工程学报, 2022, 16 (12): 4018 − 4036. SONG Peipei, MA Wenjing, WANG Jun, et al. Preparation of iron-modified biochar and its application in heavy metal contaminated soils [J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2022, 16 (12): 4019 − 4036. [6] WEN Er, YANG Xing, CHEN Hanbo, et al. Iron-modified biochar and water management regime-induced changes in plant growth, enzyme activities, and phytoavailability of arsenic, cadmium and lead in a paddy soil [J/OL]. Journal of Hazardous Materials, 2021, 407 : 124344[2024-01-30]. doi:/10.1016/j.jhazmat.2020.124344. [7] 秦怀婷, 曾小林, 刘程琳. 聚合硫酸铁的制备、改性及应用研究进展 [J]. 工业水处理, 2023, 43(7): 53 − 61. QIN Huaiting, ZENG Xiaolin, LIU Chenglin. Research progress on preparation, modification, and application of polyferric sulfate [J]. Industrial Water Treatment, 2023, 43(7): 53 − 61. [8] 谢登科. 聚合硫酸铁和活化硅酸复配除浊效果对比 [J]. 资源节约与环保, 2019(7): 71 − 72 XIE Dengke. The comparative effectiveness of composite coagulants containing polymeric ferric sulfate and activated silica sol for turbidity removal [J]. Resource Conservation and Environmental Protection, 2019(7): 71 − 72 [9] 戴志楠, 杨兴, 陈翰博, 等. 原始及铁改性生物质炭对污染土壤中As、Pb生物有效性和微生物群落结构的影响 [J]. 环境科学学报, 2022, 42(7): 456 − 465. DAI Zhinan, YANG Xing, CHEN Hanbo, et al. Effect of raw and iron-modified biochars on the bioavailability of As and Pb and functional diversity of the microbial community in soils [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2022, 42(7): 456 − 465. [10] 鲁如坤. 土壤农业化学分析方法[M]. 北京: 中国农业科技出版社, 2000. LU Rukun. Methods for Agrochemical Analysis of Soil [M]. Beijing: China Agricultural Science and Technology Press, 2000. [11] 包建平, 袁根生, 董方圆, 等. 生物质炭与秸秆施用对红壤有机碳组分和微生物活性的影响 [J]. 土壤学报, 2020, 57(3): 721 − 729. BAO Jianping, YUAN Gensheng, DONG Fangyuan, et al. Effects of biochar application and straw returning on organic carbon fractionations and microbial activities in a red soil [J]. Acta Pedologica Sinica, 2020, 57(3): 721 − 729 [12] TAN Guangcai, MAO Yi, WANG Hongyuan, et al. A comparative study of arsenic(Ⅴ), tetracycline and nitrate ions adsorption onto magnetic biochars and activated carbon [J]. Chemical Engineering Research and Design, 2020, 159: 582 − 591. [13] 顾绍茹, 杨兴, 陈翰博, 等. 小龙虾壳炭和细叶榕枝条炭对土壤养分及镉和铅生物有效性的影响 [J]. 浙江农林大学学报, 2023, 40(1): 176 − 187. GU Shaoru, YANG Xing, CHEN Hanbo, et al. Effects of biochar from Procambarus clarkia shells and Ficus microcarpa branches on soil nutrients and bioavailability of Cd and Pb [J]. Journal of Zhejiang A&F University, 2023, 40(1): 176 − 187. [14] ZHANG Jingyi, ZHOU Hang, GU Jiacun, et al. Effects of nano-Fe3O4-modified biochar on iron plaque formation and Cd accumulation in rice (Oryza sativa L. ) [J/OL]. Environmental Pollution, 2020, 260 : 113970[2024-01-30]. doi: 10.1016/j.envpol.2020.113970. [15] HAO Bian, JIANG Wan, MUHAMMAD T, et al. Computational study and optimization experiment of nZVI modified by anionic and cationic polymer for Cr(Ⅵ) stabilization in soil: kinetics and response surface methodology (RSM) [J/OL]. Environmental Pollution, 2021, 276 : 116745[2024-01-30]. doi:10.1016/j.envpol.2021.116745. [16] GUL S, WHALEN J K, THOMAS B W, et al. Physico-chemical properties and microbial responses in biochar-amended soils: mechanisms and future directions [J]. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2015, 206 : 46 − 59. [17] 占亚楠, 王智, 孟亚利. 生物炭提高土壤磷素有效性的整合分析 [J]. 应用生态学报, 2020, 31(4): 1185 − 1193. ZHAN Yanan, WANG Zhi, MENG Yali. Biochar addition improve soil phosphorus availability: a meta-analysis [J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2020, 31(4): 1185 − 1193. [18] 何绪生, 张树清, 佘雕, 等. 生物炭对土壤肥料的作用及未来研究 [J]. 中国农学通报, 2011, 27(15): 16 − 25. HE Xusheng, ZHANG Shuqing, SHE Diao, et al. Effects of biochar on soil and fertilizer and future research [J]. Chinese Agricultural Science Bulletin, 2011, 27(15): 16 − 25. [19] DEENIK J L, MCCLELLAN A T, UEHARA G. Biochar volatile matter content effects on plant growth and nitrogen transformations in a tropical soil [C]//[s.l.] Western Nutrient Management Conference, Salt Lake City, 2009, 8 : 26 − 31. [20] WANG Shuai, LI Bo, ZHU Hanhua, et al. Long-term effects of biochar on trace metals accumulation in rice grain: a 7-year field experiment [J/OL]. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2021, 315: 107446[2024-01-30]. doi: 10.1016/j.agee.2021.107446. [21] WANG Yaofeng, XIAO Xin, Chen Baoliang. Biochar impacts on soil silicon dissolution kinetics and their interaction mechanisms [J/OL]. Scientific Reports, 2018, 8 (1): 8040[2024-01-30]. doi:10.1038/s41598-018-26396-3. [22] SCHALLER J, PUPPE D, BUSSE J, et al. Silicification patterns in wheat leaves related to ontogeny and soil silicon availability under field conditions [J]. Plant and Soil, 2022, 477(1/2): 9 − 23. [23] 胡祖武, 吴多基, 吴建富, 等. 富硅生物炭有效提高红壤性稻田土壤不同形态硅含量及水稻产量 [J]. 植物营养与肥料学报, 2022, 28(8): 1421 − 1429. HU Zuwu, WU Duoji, WU Jianfu, et al. Silicon-rich biochar effectively increases the availability of soil silicon and rice yield in reddish paddy soil [J]. Journa of Plant Nutrition and Fertilizers, 2022, 28(8): 1421 − 1429. [24] YANG Xing, WEN Er, GE Chengjun, et al. Iron-modified phosphorus- and silicon-based biochars exhibited various influences on arsenic, cadmium, and lead accumulation in rice and enzyme activities in a paddy soil [J/OL]. Journal of Hazardous Materials, 2023, 443 : 130203[2024-01-30]. doi:10.1016/j.jhazmat.2022.130203. [25] TANG Jiayi, ZHANG Lihua, ZHANG Jiachao, et al. Physicochemical features, metal availability and enzyme activity in heavy metal-polluted soil remediated by biochar and compost [J/OL]. Science of the Total Environment, 2020, 701 : 134751[2024-01-30]. doi: 10.1016/j.scitotenv.2019.134751. [26] 王文慧, 蒋志慧, 张纪, 等. 生物炭对大豆根际土壤酶活性及产量的影响 [J]. 中国土壤与肥料, 2023(6): 147 − 153. WANG Wenhui, JIANG Zhihui, ZHANG Ji, et al. The effect of biochar on soybean rhizosphere soil enzyme activity and yield [J]. Chinese Journal of Soil and Fertilizer, 2023(6): 147 − 153. [27] TRIPATHI P, TRIPATHI R D, SINGH R P, et al. Silicon mediates arsenic tolerance in rice (Oryza sativa L. ) through lowering of arsenic uptake and improved antioxidant defence system [J]. Ecological Engineering, 2013, 52: 96 − 103. [28] XUE Qin, RAN Ying, TAN Yunzhi, et al. Arsenite and arsenate binding to ferrihydrite organo-mineral coprecipitate: Implications for arsenic mobility and fate in natural environments [J]. Chemosphere, 2019, 224: 103 − 110. [29] LI Jianhong, WANG Shanli, ZHANG Jing, et al. Coconut-fiber biochar reduced the bioavailability of lead but increased its translocation rate in rice plants: elucidation of immobilization mechanisms and significance of iron plaque barrier on roots using spectroscopic techniques [J/OL]. Journal of Hazardous Materials, 2020, 389: 122117[2024-01-30]. doi: 10.1016/j.jhazmat.2020.122117. [30] PENG Dinghua, WU Bin, TAN Hang, et al. Effect of multiple iron-based nanoparticles on availability of lead and iron, and micro-ecology in lead contaminated soil [J]. Chemosphere, 2019, 228: 44 − 53. [31] SEYFFERTH A L, AMARAL D, LIMMER M A, et al. Combined impacts of Si-rich rice residues and flooding extent on grain As and Cd in rice [J]. Environment International, 2019, 128: 301 − 309. [32] YU Zhihong, QIU Weiwen, WANG Fei, et al. Effects of manganese oxide-modified biochar composites on arsenic speciation and accumulation in an indica rice (Oryza sativa L. ) cultivar [J]. Chemosphere, 2017, 168: 341 − 349. [33] 黄冬芬, 王志琴, 刘立军. 铅胁迫下不同品种水稻对铅与微量元素的吸收分配差异 [J]. 热带作物学报, 2009, 30(12): 25 − 28. HUANG Dongfen, WANG Zhiqing, LIU Lijun. Differences in absorption and distribution of Pb and trace elements in different rice varieties under lead stress [J]. Chinese Journal of Tropical Crops, 2009, 30(12): 25 − 28. [34] 陈新红, 叶玉秀, 潘国庆, 等. 杂交水稻不同器官重金属铅浓度与累积量 [J]. 中国水稻科学, 2014, 28(1): 57 − 64. CHEN Xinhong, YE Yuxiu, PAN Guoqing, et al. Concentration and accumulation of lead in different organs of hybrid rice [J]. Chinese Rice Science, 2014, 28(1): 57 − 64. [35] 刘松涛, 李茜, 王小玲. 硅素营养对水稻抗重金属毒害的研究进展 [J]. 湖北农业科学, 2017, 56(3): 405 − 408, 417. LIU Songtao, LI Qian, WANG Xiaoling. Progress in research of the resistance to heavy metal toxicity in rice by silicon nutrient [J]. Hubei Agricultural Sciences, 2017, 56(3): 405 − 408, 417. [36] 阮麟乔, 梁美娜, 丁艳梅, 等. 施加Fe3O4/桑树杆生物炭对土壤砷形态和水稻砷含量的影响 [J]. 环境科学, 2023, 44(8): 4468 − 4478. RUAN Lingqiao, LIANG Meina, DING Yanmei, et al. Application of Fe3O4/mulberry stem biochar effects on soil arsenic species and rice arsenic content [J]. Environmental Science, 2023, 44(8): 4468 − 4478. 期刊类型引用(5)
1. 刘子昕，王琦，闫承琳，王鑫旭，李晓旭. 木塑复合材料3DP设备微滴喷射过程仿真及关键参数研究. 浙江农林大学学报. 2024(03): 651-658 . 
本站查看2. 李榕，于娜，严玉涛，魏任重. 不同竹刨花形态对竹质定向刨花板的物理力学性能影响. 林产工业. 2022(04): 1-4+13 . 百度学术3. 陈璐，黎阳，刘卫，詹永红. 不同模板取样方式及烧结工艺低温制备SiC木材陶瓷. 中国陶瓷. 2019(09): 31-36 . 百度学术4. 陈璐，黎阳，江蓉，王华. 以废弃棉为模板低温烧结制备SiC遗态陶瓷. 贵州师范大学学报(自然科学版). 2019(06): 100-106 . 百度学术5. 陈璐，黎阳，詹永红，杨远大. 不同生物模板低温烧结制备SiC木材陶瓷的对比研究. 中国陶瓷. 2018(12): 35-41 . 百度学术其他类型引用(1)
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https://zlxb.zafu.edu.cn/article/doi/10.11833/j.issn.2095-0756.20240171
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