戴志楠，溫爾剛，陳翰博，楊 興，陳俊輝，郭 佳，王海龍,

（1. 浙江農(nóng)林大學(xué) 環(huán)境與資源學(xué)院，浙江 杭州 311300；2. 佛山科學(xué)技術(shù)學(xué)院 環(huán)境與化學(xué)工程學(xué)院，廣東 佛山 528000；3. 沈陽(yáng)農(nóng)業(yè)大學(xué) 農(nóng)學(xué)院，遼寧 沈陽(yáng) 110000；4. 誠(chéng)邦生態(tài)環(huán)境股份有限公司，浙江 杭州 310008）

砷(As)在自然環(huán)境中分布較為廣泛。近年來(lái)，由于含As礦物的開采加工和含As廢棄物處理不當(dāng)?shù)仍蛟斐闪酥袊?guó)農(nóng)田土壤中As含量不斷上升[1]。據(jù)調(diào)查統(tǒng)計(jì)，中國(guó)產(chǎn)生含As礦渣50萬(wàn)t·a-1，已囤積的As渣超過(guò)200萬(wàn)t，約有2 000萬(wàn)人生活在土壤As污染高風(fēng)險(xiǎn)區(qū)域[2-3]。在從源頭進(jìn)行調(diào)控的同時(shí)，尋求一種合理且高效的土壤As污染治理方法已迫在眉睫。生物質(zhì)炭作為一種新興吸附劑，是將生物質(zhì)材料置于高溫限氧環(huán)境中熱解后得到的一類穩(wěn)定的、高度芳香化且含碳豐富的固態(tài)物質(zhì)[4]。生物質(zhì)炭具有孔隙發(fā)達(dá)，比表面積較大，陽(yáng)離子交換性能較強(qiáng)等優(yōu)點(diǎn)[5]，將它作為吸附劑施入土壤后可鈍化土壤中重金屬，降低其生物有效性[6]。李夢(mèng)柯等[7]研究發(fā)現(xiàn)：施用10%稻殼生物質(zhì)炭可顯著降低土壤中重金屬有效態(tài)的含量。As(Ⅴ)通常比As(Ⅲ)更容易被吸附在鐵介質(zhì)表面上，當(dāng)鐵處于氧化態(tài)時(shí)，As(Ⅲ)將被氧化為As(Ⅴ)，從而促進(jìn)As從不穩(wěn)定態(tài)向穩(wěn)定態(tài)轉(zhuǎn)化[8]。將含鐵材料施入土壤后可影響土壤pH，進(jìn)而影響土壤膠體的表面電荷和土壤中As的形態(tài)[9-10]。鐵改性生物質(zhì)炭施入土壤后，鐵材料在被氧化生成鐵氧化物的過(guò)程中可以通過(guò)共沉淀的方式固定土壤中的As。另外，生物質(zhì)炭表面存在—OH-、—COOH等含氧官能團(tuán)，可以與土壤中的As生成非晶態(tài)的難溶絡(luò)合物[11]。胡立瓊等[12]將氯化鐵(FeCl3)、氯化亞鐵(FeCl2)、鐵(Fe0)和氧化鐵(Fe2O3)等4種含鐵材料加入As污染水稻Oryza sativa土中，這4種材料對(duì)As均有較好的穩(wěn)定效果，且以FeCl3效果最好。園林廢棄物，即園林植物自然凋落或人工修剪所產(chǎn)生的植物殘?bào)w，主要有草屑、樹葉、喬灌木剪枝和死亡植株等[5]。隨著城市園林綠化面積的增加，園林廢棄物的產(chǎn)生量也在逐年增加。有學(xué)者通過(guò)園林廢棄物熱解工藝將其制備成生物質(zhì)炭并將其施入土壤，可有效提高土壤有機(jī)碳含量，增強(qiáng)土壤保水保肥能力[13]，還可以有效吸附土壤中重金屬污染物，降低重金屬在土壤中的遷移性和生物有效性[14]。目前，已有不少研究利用園林廢棄物制備生物質(zhì)炭進(jìn)行重金屬污染土壤修復(fù)[15-17]，但將它進(jìn)行載鐵改性作為吸附劑用以固定As(Ⅴ)的研究鮮有報(bào)道。本研究以典型園林廢棄物法國(guó)梧桐Platanus orientalis的修剪枝為原料制備鐵改性生物質(zhì)炭，與土壤混合制備炭土混合物，用于批量吸附試驗(yàn)[16,18-19]，研究施用改性生物質(zhì)炭后，土壤對(duì)溶液中As(Ⅴ)的吸附效果。此外，本研究通過(guò)擬合等溫吸附模型和動(dòng)力學(xué)吸附模型考察As(Ⅴ)溶液初始質(zhì)量濃度和吸附時(shí)間對(duì)吸附效果的影響，初步揭示其吸附機(jī)制，以期為生物質(zhì)炭及鐵改性生物質(zhì)炭在As(Ⅴ)污染土壤治理方面的應(yīng)用提供依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 材料

所用土壤采自浙江省杭州市臨安區(qū)竹林村的一處菜地。根據(jù)中國(guó)土壤質(zhì)地分類標(biāo)準(zhǔn)，該土壤為粉砂質(zhì)黏壤土。將所采土壤于自然條件下風(fēng)干、剔除碎石及植物根系等雜物，研磨并過(guò)2 mm篩備用。

法國(guó)梧桐修剪枝由誠(chéng)邦生態(tài)環(huán)境股份有限公司提供。將枝條切碎通風(fēng)晾干至恒量后，使用小型炭化設(shè)備(ECO-8-10，湖州宜可歐環(huán)?？萍加邢薰?在限氧條件下熱解制備生物質(zhì)炭。設(shè)置熱解爐的升溫速率為25 ℃·min-1，當(dāng)溫度上升至650 ℃后保持2 h，使樣品充分熱解制備成生物質(zhì)炭。將生物質(zhì)炭研磨后過(guò)2.000 mm和0.145 mm篩待用，取一定量過(guò)2.000 mm篩，以炭鐵質(zhì)量比為20∶1的比例加入FeCl3溶液中，充分?jǐn)嚢韬髮⑷芤?炭混合物放入超聲儀中，在25 ℃條件下超聲1 h使其混合均勻；放入恒溫烘箱中于65 ℃條件下烘干至恒量；再置于炭化爐中于650 ℃條件下再次熱解1 h，得到鐵改性生物質(zhì)炭。將制備完成的鐵改性生物質(zhì)炭研磨過(guò)篩后備用。

1.2 方法

分別將原始生物質(zhì)炭和鐵改性生物質(zhì)炭以3%的質(zhì)量分?jǐn)?shù)與供試土壤混合制成炭土混合物[20-22]，分別標(biāo)記為原始生物質(zhì)炭處理和鐵改性生物質(zhì)炭處理，以不施炭的土壤為對(duì)照。

等溫吸附試驗(yàn)：以砷酸二氫鈉(Na2HAsO4·7H2O)為試劑配置質(zhì)量濃度為1 000 mg·L-1的As(Ⅴ)溶液，以0.01 mol·L-1的NaCl溶液作為支持電解質(zhì)。分別稱取1.00 g未施炭對(duì)照土壤和施炭土壤，投加到25 mL As(Ⅴ)初始質(zhì)量濃度分別為0、2、5、10、20、40、100、200 mg·L-1的As(Ⅴ)溶液中，調(diào)節(jié)pH為7.0，于25 ℃恒溫?fù)u床中以180 r·min-1振蕩24 h，而后在3 500 r·min-1的轉(zhuǎn)速下離心20 min，經(jīng)0.45 μm尼龍濾膜過(guò)濾，取濾液用電感耦合等離子體發(fā)射光譜(ICP-OES)測(cè)定溶液中As(Ⅴ)的質(zhì)量濃度。

動(dòng)力學(xué)吸附試驗(yàn)：分別稱取1.00 g未施炭對(duì)照土壤和施炭土壤，投加到25 mL 40 mg·L-1的As(Ⅴ)溶液中，調(diào)節(jié)pH至7.0，放入恒溫?fù)u床中在25 ℃條件下以180 r·min-1振蕩，分別于0.5、1.0、2.0、4.0、8.0、12.0、18.0、24.0 h取出，于3 500 r·min-1的轉(zhuǎn)速下離心20 min，后經(jīng)0.45 μm尼龍濾膜過(guò)濾，取濾液用ICP-OES測(cè)定溶液中As(Ⅴ)的質(zhì)量濃度。

1.3 土壤和生物質(zhì)炭性質(zhì)分析

供試土壤基本理化性質(zhì)按照《土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法》[23]中的方法測(cè)定。土壤砂粒、粉粒和黏粒質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為19.7%、34.9%和45.4%。根據(jù)聯(lián)合國(guó)糧農(nóng)組織(FAO)的分類體系，該土壤為黏壤土。其有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)為3.08%，土壤pH為5.14，陽(yáng)離子交換量為12.9 cmol·kg-1，電導(dǎo)率為0.10 dS·m-1，在該土壤中未檢出As(Ⅴ)。供試生物質(zhì)炭的基本理化性質(zhì)測(cè)定參照YANG等[14]。2種生物質(zhì)炭的元素組成采用元素分析儀(Flash EA1112，Thermo Finnigan，意大利)測(cè)定，表面形貌特征采用掃描電鏡(SEM)分析儀(SU-8010，日立公司，日本)分析，表面官能團(tuán)采用傅里葉紅外光譜儀(FTIR)(NICOLET iS10，Thermo Fisher Scientific，美國(guó))測(cè)定。利用比表面積及孔隙度儀(TristarⅡ3020，Micromeritica Instument Corporation，美國(guó))，根據(jù)BET法測(cè)定生物質(zhì)炭比表面積，用干燒法測(cè)定灰分質(zhì)量分?jǐn)?shù)[16]。

1.4 數(shù)據(jù)分析

采用Microsoft Excel 2013進(jìn)行數(shù)據(jù)處理，Origin 8.5進(jìn)行模型擬合及作圖。

1.5 模型

等溫吸附模型。Langmuir方程線性式：Ce/Qe=1/(KLQm)+Ce/Qm。其中，Ce表示平衡時(shí)溶液中的As(Ⅴ)質(zhì)量濃度(mg·L-1)；Qe表示平衡時(shí)單位質(zhì)量的土壤吸附As(Ⅴ)的量(mg·g-1)；Qm為土壤對(duì)As(Ⅴ)的飽和吸附量(mg·g-1)；KL為吸附速率常數(shù)(L·mg-1)。

吸附動(dòng)力學(xué)模型。準(zhǔn)一級(jí)線性方程(1)、準(zhǔn)二級(jí)線性方程(2)和顆粒內(nèi)擴(kuò)散線性方程(3)：

式(1)～式(3)中：t為吸附時(shí)間(h)；Qt為t時(shí)刻時(shí)單位質(zhì)量的土壤吸附As(Ⅴ)的量(mg·g-1)；Qe為平衡時(shí)單位質(zhì)量的土壤吸附As(Ⅴ)的量(mg·g-1)；K1為準(zhǔn)一級(jí)反應(yīng)速率常數(shù)(h-1)，K2為準(zhǔn)二級(jí)反應(yīng)速率常數(shù)[mg·(g·h)-1]，Kp為顆粒內(nèi)擴(kuò)散速率常數(shù)(mg·g-1·h0.5)；C是由數(shù)據(jù)代入公式中得出的常數(shù)。

2 結(jié)果與討論

2.1 改性前后生物質(zhì)炭的基本理化性質(zhì)

如表1所示：鐵改性生物質(zhì)炭的pH為4.41，較原始生物質(zhì)炭pH(9.25)明顯降低，這是由于經(jīng)過(guò)鐵改性處理后的生物質(zhì)炭表面的鐵化合物水解后會(huì)產(chǎn)生大量的氫離子(H+)，且改性處理會(huì)使生物質(zhì)炭表面的堿性官能團(tuán)數(shù)量減少，從而使生物質(zhì)炭的pH降低[24]。鐵改性生物質(zhì)炭的灰分含量和電導(dǎo)率均高于原始生物質(zhì)炭，這一方面是因?yàn)殍F的負(fù)載使鐵氧化物增加，另一方面氯離子(Cl-)的大量引入增大了電荷之間的移動(dòng)性；與原始生物質(zhì)炭相比，改性后生物質(zhì)炭的比表面積(74.5 m2·g-1)有所減小，這與王思源等[9]的研究結(jié)果相一致，主要是由于改性過(guò)程中鐵化合物進(jìn)入生物質(zhì)炭孔隙內(nèi)，使部分孔隙被堵塞導(dǎo)致其比表面積減小。此外，改性過(guò)后生物質(zhì)炭的鐵質(zhì)量分?jǐn)?shù)是原始生物質(zhì)炭的8倍，這也驗(yàn)證了鐵材料在生物質(zhì)炭表面的成功負(fù)載。

表1 生物質(zhì)炭改性前后的基本理化性質(zhì)Table 1 Properties of the raw and Fe-modified biochars

對(duì)比2種生物質(zhì)炭的掃描電鏡圖(圖1)可以看出，改性前后生物質(zhì)炭均呈排列均勻的管束結(jié)構(gòu)，說(shuō)明原始生物質(zhì)法國(guó)梧桐枝條的導(dǎo)管結(jié)構(gòu)經(jīng)炭化后仍被保存。原始生物質(zhì)炭表面較為光滑，結(jié)構(gòu)層次更為清晰；在經(jīng)過(guò)FeCl3改性后，鐵改性生物質(zhì)炭的橫截面略為粗糙，呈蜂窩狀，這可能是改性過(guò)程導(dǎo)致生物質(zhì)炭表面的孔隙被堵塞。這與改性后生物質(zhì)炭的比表面積降低的結(jié)果一致(表1)。

圖1 改性前后生物質(zhì)炭的掃描電鏡圖Figure 1 X-ray diffraction scanning electron microscope (SEM) images of raw and iron-modified biochars

由FTIR圖譜(圖2)可見(jiàn)：2種生物質(zhì)炭具有4個(gè)大致相同的特征峰，在3 400～3 500 cm-1處的寬峰是由2種生物質(zhì)炭中羥基(O—H)的伸縮振動(dòng)形成；1 448～1 576 cm-1處的特征峰主要是由羰基C=O的伸縮振動(dòng)引起的，又包含共軛的C=C伸縮振動(dòng)，與SWIATKOWSKI等[25]的研究結(jié)果一致。650～1 000 cm-1處表示的是芳香結(jié)構(gòu)取代基C—H面外伸縮振動(dòng)峰[26]。與原始生物質(zhì)炭相比，鐵改性生物質(zhì)炭在1 448～1 576 cm-1的峰高強(qiáng)度降低，推斷這可能是由生物質(zhì)炭二次裂解導(dǎo)致部分官能團(tuán)丟失。楊興等[4]研究表明：隨著熱解溫度和時(shí)間的增加，生物質(zhì)炭表面的官能團(tuán)逐漸降低甚至消失。值得注意的是，2種生物質(zhì)炭在600 cm-1附近的波形圖有所差異，有研究表明：該區(qū)域?yàn)镕e—O基團(tuán)的彎曲振動(dòng)[27]，這進(jìn)一步驗(yàn)證了鐵材料在生物質(zhì)炭表面的成功負(fù)載。

圖2 改性前后生物質(zhì)炭的紅外光譜圖Figure 2 X-ray diffraction Fourier transform infrared (FTIR) spectrometry of raw and iron-modified biochars

2.2 施用生物質(zhì)炭后土壤對(duì) As(Ⅴ)的等溫吸附研究

土壤對(duì)As的吸附是一個(gè)動(dòng)態(tài)平衡的過(guò)程，吸附等溫線是反映吸附劑與吸附質(zhì)親和力強(qiáng)弱的重要依據(jù)[28]。由圖3可知：溶液中As(Ⅴ)的初始質(zhì)量濃度與平衡吸附量之間關(guān)系密切，2種施炭土壤對(duì)As(Ⅴ)的平衡吸附量隨As(Ⅴ)初始質(zhì)量濃度的升高而逐漸增大，增加的速度遵循先快后慢的規(guī)律，最后趨于平衡。2種施炭土壤的吸附過(guò)程基本一致，當(dāng)As(Ⅴ)溶液初始質(zhì)量濃度小于25 mg·L-1時(shí)，2種施炭土壤對(duì)As(Ⅴ)的平衡吸附量也基本一致；但當(dāng)As(Ⅴ)初始質(zhì)量濃度大于25 mg·L-1后，鐵改性生物質(zhì)炭處理對(duì)As(Ⅴ)的平衡吸附量逐漸大于原始生物質(zhì)炭，As(Ⅴ)初始質(zhì)量濃度為200 mg·L1時(shí)其平衡吸附量比原始生物質(zhì)炭高19%。由于在一定條件下土壤對(duì)As(Ⅴ)的吸附點(diǎn)位是一定的，隨著As(Ⅴ)質(zhì)量濃度的增加，有限的吸附點(diǎn)位被占據(jù)，逐漸減少的吸附位點(diǎn)使土壤對(duì)As(Ⅴ)的吸附趨于緩慢[29]。

圖3 不同施炭處理土壤對(duì)砷(Ⅴ)的等溫吸附曲線Figure 3 Sorption isotherms of As(Ⅴ) on the control and biochartreated soils

本研究采用Langmuir等溫吸附模型對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合。從擬合結(jié)果(表2，圖4)可知：Langmuir方程的相關(guān)系數(shù)R2為0.997～0.999，能較好地對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合，這表明施炭土壤對(duì)As(Ⅴ)的整個(gè)吸附過(guò)程以單分子層吸附為主[30]。Langmuir等溫吸附模型中對(duì)照土壤、原始生物質(zhì)炭和鐵改性生物質(zhì)炭的最大吸附量分別為0.25、0.31和0.36 mg·g-1。鐵改性生物質(zhì)炭對(duì)As(Ⅴ)的吸附量顯著高于對(duì)照土壤和原始生物質(zhì)炭處理，其最大吸附量Qm較未施炭對(duì)照土壤和原始生物質(zhì)炭處理分別提高了44.0%和16.1%。該結(jié)果與等溫吸附試驗(yàn)結(jié)果一致。

圖4 不同施炭處理土壤對(duì)砷(Ⅴ)的Langmuir模型吸附擬合曲線Figure 4 Langmuir sorption isotherms of As(Ⅴ) on the control and biochar-treated soils

表2 不同施炭處理土壤對(duì)砷 (Ⅴ)的 Langmuir吸附模型擬合參數(shù)Table 2 Parameters of Langmuir isotherms for the adsorption of As(Ⅴ) on the control and biochar-treated soils

2.3 2 種生物質(zhì)炭加入土壤對(duì) As(Ⅴ)的吸附動(dòng)力學(xué)研究

如圖5所示：2種施炭處理的土壤對(duì)As(Ⅴ)的吸附量隨著吸附時(shí)間的增加而增大。整個(gè)吸附過(guò)程可分為2個(gè)階段：第1階段是0～4 h的快速吸附階段，在4 h內(nèi)原始生物質(zhì)炭和鐵改性生物質(zhì)炭的吸附量已達(dá)到飽和吸附量的67.7%和73.9%；第2階段為4～24 h的慢速吸附階段，吸附量增長(zhǎng)速率減慢至飽和。未施炭處理、原始生物質(zhì)炭和鐵改性生物質(zhì)炭處理的平衡吸附量分別為0.186、0.181和0.201 mg·g-1，鐵改性生物質(zhì)炭處理的土壤的平衡吸附量比未施炭處理高8.1%、比原始生物質(zhì)炭處理高11.0%，而原始生物質(zhì)炭處理的土壤的平衡吸附量比未施炭處理低2.8%。在4～24 h的慢速吸附過(guò)程中，隨著吸附劑的吸附位點(diǎn)逐漸被占據(jù)后達(dá)到飽和，As(Ⅴ)從外部進(jìn)入內(nèi)部位點(diǎn)的速度相對(duì)較慢，吸附量增加也相對(duì)緩慢。此過(guò)程占主導(dǎo)的吸附方式是以表面吸附為主的化學(xué)吸附過(guò)程[31]。

圖5 吸附時(shí)間對(duì)不同生物質(zhì)炭處理土壤吸附砷(Ⅴ)的影響Figure 5 Effect of time on As(Ⅴ) adsorption on the control and biochar-treated soils

為了更好地描述施炭土壤對(duì)As(Ⅴ)的吸附動(dòng)力學(xué)特性，本研究采用準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程、準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程和顆粒內(nèi)擴(kuò)散方程對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合(圖6，表3)。原始生物質(zhì)炭和鐵改性生物質(zhì)炭處理的準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程的相關(guān)系數(shù)分別為0.928和0.974，大于準(zhǔn)一級(jí)線性方程的擬合度，且通過(guò)準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程計(jì)算所得的平衡吸附量與實(shí)際吸附量更為接近，因此2種施炭土壤的整個(gè)吸附過(guò)程更符合準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程，表明整個(gè)吸附過(guò)程以化學(xué)吸附為主[32]。準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程可以描述化學(xué)吸附的所有過(guò)程，包括外部液膜擴(kuò)散、表面吸附、顆粒內(nèi)擴(kuò)散等，能更好地描述快速與慢速相互疊加的吸附過(guò)程[33-34]。在準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程中，未施炭處理、原始生物質(zhì)炭和鐵改性生物質(zhì)炭處理的平衡吸附量分別為0.186、0.181和0.201 mg·g-1，鐵改性生物質(zhì)炭的平衡吸附量高于未施炭處理和原始生物質(zhì)炭處理，且鐵改性生物質(zhì)炭處理的K2大于原始生物質(zhì)炭處理，說(shuō)明施用鐵改性生物質(zhì)炭土壤的吸附速率高于施用原始生物質(zhì)炭土壤。為了進(jìn)一步探究施炭土壤對(duì)As(Ⅴ)的具體吸附過(guò)程，本研究結(jié)合顆粒內(nèi)擴(kuò)散方程進(jìn)行分析。由圖6可知：施炭土壤對(duì)As(Ⅴ)的吸附曲線是一條不通過(guò)原點(diǎn)的直線，說(shuō)明顆粒內(nèi)擴(kuò)散不是唯一擴(kuò)散方式，而是由外部液膜擴(kuò)散和顆粒內(nèi)擴(kuò)散共同組成[35]。本研究中土壤對(duì)As(Ⅴ)的吸附過(guò)程可分為2個(gè)階段：第1階段為外部液膜擴(kuò)散，即溶液中的As(Ⅴ)被吸附到吸附劑表面的過(guò)程；第2階段為顆粒內(nèi)擴(kuò)散，即As(Ⅴ)在施炭土壤表面間由外部向內(nèi)部層間擴(kuò)散。對(duì)比實(shí)際吸附過(guò)程和曲線擬合結(jié)果可得，施用鐵改性生物質(zhì)炭的土壤對(duì)As(Ⅴ)的吸附速率和平衡吸附量均大于原始生物質(zhì)炭處理。

圖6 砷(Ⅴ)在不同施炭處理土壤中準(zhǔn)一級(jí)線性方程(A)、準(zhǔn)二級(jí)線性方程(B)和顆粒內(nèi)擴(kuò)散方程(C)的擬合曲線Figure 6 Sorption kinetic curves of the pseudo-first-order kinetics (A), the pseudo-second-order kinetics (B) and internal diffusional models (C) for the adsorption of As(Ⅴ) on the control and biochar-treated soils

表3 砷 (Ⅴ)在不同處理土壤中的吸附動(dòng)力學(xué)擬合參數(shù)Table 3 Parameters of kinetic models for the adsorption of As(Ⅴ) on the control and biochar-treated soils

3 結(jié)論

本研究以園林廢棄物法國(guó)梧桐修剪枝作為原料，制備了原始生物質(zhì)炭和鐵改性生物質(zhì)炭。鐵改性生物質(zhì)炭較原始生物質(zhì)炭的pH、比表面積及官能團(tuán)數(shù)量降低、但灰分質(zhì)量分?jǐn)?shù)和電導(dǎo)率有所增加。Langmuir等溫吸附方程和準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程能更好地描述施炭土壤對(duì)As(Ⅴ)的吸附過(guò)程，最大吸附量分別為0.31和0.36 mg·g-1。吸附過(guò)程以化學(xué)吸附為主，又包含液膜擴(kuò)散和顆粒內(nèi)擴(kuò)散共同作用。鐵改性生物質(zhì)炭施入土壤后明顯提高了土壤對(duì)As(Ⅴ)的吸附能力，吸附速率和吸附量均高于未施炭土壤和原始生物質(zhì)炭處理。

生物質(zhì)炭負(fù)載鐵后對(duì)As的修復(fù)可能存在以下幾種機(jī)制：①經(jīng)鐵改性后生物質(zhì)炭pH顯著降低，加入土壤中可降低土壤pH，從而使土壤膠體所帶正電荷增加[36]，而As在土壤中大多是以AsO43-或AsO33-等陰離子形態(tài)存在，因此可通過(guò)靜電吸附使As固定吸附在土壤膠體表面[37]；②鐵改性生物質(zhì)炭能促進(jìn)As在鐵氧化物表面形成穩(wěn)定的單齒或雙齒配位體，進(jìn)而降低As的移動(dòng)性[38]；③將鐵改性生物質(zhì)炭施入土壤后，其游離鐵離子易與As形成較穩(wěn)定的Fe-As共沉淀物[39]?；诖?，施用鐵改性生物質(zhì)炭的土壤比施用未改性生物質(zhì)炭的土壤對(duì)As(Ⅴ)的吸附能力更強(qiáng)。