摘要：有色冶煉場(chǎng)地土壤中鉛污染現(xiàn)象較為普遍，含鉛土壤對(duì)場(chǎng)地的再開(kāi)發(fā)利用和周邊生態(tài)環(huán)境均造成威脅。 為降低土壤中有效態(tài)鉛的釋放與遷移效率，選用麩皮、竹子、楊木和楊木鋸末為原材料制備4種生物炭，采用添加石灰石粉末與生物炭復(fù)配的方法對(duì)土壤進(jìn)行原位鈍化研究，并利用掃描電鏡、傅里葉變換紅外吸收光譜和X射線近邊結(jié)構(gòu)光譜等技術(shù)研究生物炭鈍化劑對(duì)穩(wěn)定土壤中有效態(tài)鉛的機(jī)理。結(jié)果表明：①4種生物炭均能有效抑制土壤中有效態(tài)鉛的釋放。其中，5%投加量的楊木鋸末生物炭對(duì)土壤中有效態(tài)鉛的穩(wěn)定化效率最高，達(dá)到72.27%。②石灰石粉末能夠進(jìn)一步提高土壤中有效態(tài)鉛的穩(wěn)定性，投加量分別為5%和4%的楊木鋸末生物炭與石灰石粉末對(duì)土壤中有效態(tài)鉛的穩(wěn)定化率均保持在90%以上，并在90 d的養(yǎng)護(hù)時(shí)間內(nèi)持續(xù)有效。③添加楊木鋸末生物炭和石灰石粉末能促進(jìn)Pb（OH）2、Pb3（CO3）2（OH）2等穩(wěn)定鉛沉淀物質(zhì)的生成，從而降低土壤中鉛的活性。

關(guān)鍵詞：土壤;有效態(tài)鉛;生物炭;原位鈍化;同步輻射

中圖分類號(hào)：X53文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：A文章編號(hào)：2096-6792（2025）01-0096-07

鉛（Pb）是一種具有潛在致癌性且不可生物降解的有毒重金屬，電池、顏料、金屬和殺蟲(chóng)劑等產(chǎn)品的生產(chǎn)和制造是鉛的主要人為來(lái)源［1-2］。隨著社會(huì)經(jīng)濟(jì)的飛速發(fā)展與人們對(duì)環(huán)境健康安全的日益關(guān)注，對(duì)鉛污染場(chǎng)地的修復(fù)治理需求日益強(qiáng)烈，尋求低成本且高效率的鉛污染治理方法成為當(dāng)前環(huán)境科學(xué)領(lǐng)域研究熱點(diǎn)之一。土壤中的鉛污染具有隱蔽、聚集、不可逆的特征，難以被自然系統(tǒng)降解［3］。隨著污染的持續(xù)，土壤中的鉛不斷富集，影響農(nóng)作物和其他植物的生長(zhǎng)［4］。因此，探索具有成本效益的途徑來(lái)防止?jié)撛阢U殘留從土壤進(jìn)入食物鏈?zhǔn)欠浅１匾摹?/p>

目前，常用的土壤重金屬修復(fù)技術(shù)方法主要包括物理法、化學(xué)法、生物法和綜合法等。其中，化學(xué)固化/穩(wěn)定化技術(shù)方法是一種通過(guò)添加穩(wěn)定材料將重金屬轉(zhuǎn)化為穩(wěn)定的形態(tài)來(lái)修復(fù)污染土壤的方法，該方法已被證明是一種有效、方便、低成本的土壤修復(fù)方法［4-6］。2003年，美國(guó)生態(tài)學(xué)家SPARKS D L首次提出了土壤重金屬修復(fù)領(lǐng)域的固化/穩(wěn)定化技術(shù)，為土壤修復(fù)研究奠定了基礎(chǔ)［7］。在固化/穩(wěn)定化技術(shù)中，穩(wěn)定材料的合理選擇和組合是決定修復(fù)效果的關(guān)鍵。各種穩(wěn)定劑如生物炭、石灰石粉末、磷肥、有機(jī)廢物（如作物殘茬、生物固體堆肥）、沸石等 ［8-10］均已被用于固化土壤中重金屬并降低該重金屬的生物利用度中。

生物炭是生物質(zhì)在限氧條件下通過(guò)熱裂解制備的碳材料［11-12］。2011年，陳溫福等［13］進(jìn)一步明確了生物炭在環(huán)境安全及農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展等方面的作用，為生物炭在土壤污染治理中的應(yīng)用奠定了基礎(chǔ)。生物炭因其具有較大的比表面積以及豐富的微孔結(jié)構(gòu)和活性官能團(tuán)而成為有效且具有成本效益的土壤修復(fù)材料［14］。由于生物質(zhì)在化學(xué)成分、孔隙結(jié)構(gòu)、表面性質(zhì)等方面存在差異，有必要研究由不同原材料制備的生物炭對(duì)土壤中鉛的吸附和穩(wěn)定化能力。此外，石灰石粉末是一種常見(jiàn)的礦物質(zhì)，在土壤中能夠提供鈣離子并與重金屬離子發(fā)生離子交換反應(yīng)，從而降低其生物可利用性［15］。將生物炭和石灰石粉末復(fù)配，可以充分利用兩種材料的優(yōu)勢(shì)，增強(qiáng)穩(wěn)定和吸附鉛重金屬的能力。LI H H等［16］的研究結(jié)果表明，生物炭與石灰石復(fù)配后能夠顯著提高土壤中重金屬鉛的穩(wěn)定性。

本研究以河南省周口市某鉛污染場(chǎng)地的土壤為處理對(duì)象，分別以麩皮、竹子、楊木、楊木鋸末作為原材料制備生物炭，并將這4種生物炭與石灰石粉末復(fù)配。通過(guò)室內(nèi)試驗(yàn)考察不同生物炭對(duì)土壤中有效態(tài)鉛的穩(wěn)定化性能，并利用掃描電鏡（Scanning Electron Microscopy，SEM）、傅里葉變換紅外光譜儀（Fourier Transform Infrared Spectroscopy，F(xiàn)TIR）和X射線吸收近邊結(jié)構(gòu)光譜（X-ray Absorption Near Edge Structural spectroscopy，XANES）等手段探究不同生物炭對(duì)土壤中鉛的固持機(jī)制，以期為生物炭原位修復(fù)鉛污染土壤提供借鑒。

1材料與方法

1.1供試土壤鉛污染土壤樣品取自河南省周口市的一個(gè)廢舊蓄電池鉛冶煉廠。去除土壤表層雜草后，用木鏟從表層至25 cm處收集2.5 kg鉛污染土壤，手動(dòng)剔除石塊等雜質(zhì)，并封裝入自封袋內(nèi)。將土壤樣品自然風(fēng)干，過(guò)2 mm篩網(wǎng)并充分?jǐn)嚢枋蛊鋭蛸|(zhì)化，最后置于干燥、密封和避光條件下保存。試驗(yàn)前對(duì)供試土壤樣品的基本理化性質(zhì)進(jìn)行分析，結(jié)果見(jiàn)表1。

1.2生物炭的制備以成本低廉且容易獲取的麩皮（FP）、楊木（YM）、竹子（ZZ）以及楊木鋸末（YMM）作為制備生物炭的原材料。利用微型臺(tái)鋸和粉碎機(jī)將楊木和竹子分別進(jìn)行粉碎和過(guò)篩，選取粒徑為1～3 mm的顆粒，并放入烘箱中于60 ℃條件下干燥12 h。干燥好的生物質(zhì)放入管式爐中，在限氧條件下以8 ℃/min的加熱速率升溫至600 ℃后，保持該溫度2 h后自然冷卻，分別得到麩皮生物炭（FPBC）、竹子生物炭（ZZBC）、楊木生物炭（YMBC）和楊木鋸末生物炭（YMMBC）。

1.3試驗(yàn)設(shè)計(jì)

1.3.1單一生物炭篩選試驗(yàn)

分別稱取20.0 g土壤加到4個(gè)100 mL的塑料瓶中，按照5%的投加量準(zhǔn)確稱取4種生物炭各1.0 g，并分別投加至塑料瓶中，同時(shí)設(shè)置平行組。加入穩(wěn)定劑后用玻璃棒攪拌使其充分混合，再加入超純水（水土質(zhì)量比為1∶3）繼續(xù)攪拌均勻后，放置陰涼處，反應(yīng)7 d后對(duì)土壤樣品進(jìn)行干燥、取樣。

1.3.2生物炭與石灰石粉末復(fù)配

根據(jù)單一生物炭篩選試驗(yàn)，選擇效果較好的生物炭與石灰石粉末復(fù)配作為固化穩(wěn)定化材料。試驗(yàn)設(shè)置3組：①僅投加石灰石粉末;②投加5%楊木生物炭（YMBC）和石灰石粉末;③投加5%楊木鋸末生物炭（YMMBC）和石灰石粉末。同時(shí)分別設(shè)置兩個(gè)平行組。加入穩(wěn)定劑后，用玻璃棒攪拌使其充分混合，再加入超純水（水土質(zhì)量比為1∶3）繼續(xù)攪拌混勻，放置陰涼處反應(yīng)7 d后進(jìn)行第一次取樣。根據(jù)第一次取樣測(cè)試結(jié)果，選取每組穩(wěn)定化效率最高的進(jìn)行長(zhǎng)期反應(yīng)，保持水土質(zhì)量比為1∶3，分別于第30天、第60天、第90天進(jìn)行取樣。

1.4分析方法

1.4.1穩(wěn)定化效率評(píng)估

參照《土壤 pH 值的測(cè)定 電位法》（HJ 962—2018）規(guī)定的方法，對(duì)反應(yīng)后土壤樣品的pH值進(jìn)行測(cè)定。反應(yīng)后土壤樣品的有效態(tài)鉛的浸出濃度按照《土壤質(zhì)量 有效態(tài)鉛和鎘的測(cè)定 原子吸收法》（GB/T 23739—2009）［17］規(guī)定的浸出程序進(jìn)行測(cè)定。稱取5 g干燥后且通過(guò)2 mm孔徑篩的穩(wěn)定化處理土樣置于50 mL離心管中，加入25 mL二乙三胺五乙酸（DTPA）提取劑，于室溫下將離心管垂直固定在水平振蕩裝置上，振蕩頻率為180 次/min，振蕩2 h。取出離心后的土樣，使用0.45 μm濾膜過(guò)濾，按照石墨爐原子吸收分光光度法測(cè)定浸出液中Pb（Ⅱ）濃度。為了更好地評(píng)估生物炭及其復(fù)配材料對(duì)土壤中有效態(tài)鉛的穩(wěn)定化效果，通過(guò)公式（1）計(jì)算穩(wěn)定化效率：

η=C0-CsC0×100。（1）

式中：η為穩(wěn)定化效率，%;C0、Cs分別為處理前后土壤中有效態(tài)Pb（Ⅱ）的浸出濃度，mg/L。

1.4.2固相表征

根據(jù)篩選試驗(yàn)，對(duì)穩(wěn)定化效果較好的楊木生物炭（YMBC）和楊木鋸末生物炭（YMMBC）進(jìn)行掃描電鏡分析，觀察生物炭的表觀形態(tài)。原始土壤樣品及反應(yīng)后的土壤樣品經(jīng)自然風(fēng)干及瑪瑙研缽研磨后，過(guò)200目不銹鋼篩，進(jìn)行FTIR和XANES表征分析。

2結(jié)果與討論

2.1土壤中Pb穩(wěn)定性評(píng)估

2.1.1單一生物炭對(duì)Pb的穩(wěn)定效率

添加生物炭后，土壤的pH值均升高，4種生物炭對(duì)土壤中有效態(tài)鉛的穩(wěn)定化效率存在差異。不同生物炭對(duì)土壤中有效態(tài)鉛的穩(wěn)定化效率及反應(yīng)后土壤pH值如圖1所示。

由圖1可看出：

1）分別添加4種生物炭的土壤pH值由大到小的順序依次為YMMBC（7.5）、FPBC（7.3）、YMBC（7.1）、ZZBC（6.8）;有效態(tài)鉛的穩(wěn)定化效率由高到低依次為YMMBC（72.3%）、YMBC（58.1%）、FPBC（47.2%）、ZZBC（26.5%），這說(shuō)明4種生物炭均能有效穩(wěn)定土壤中的有效態(tài)鉛，且YMMBC的穩(wěn)定化效率最高。

2）添加4種生物炭后，土壤的pH值均呈現(xiàn)不同程度的升高，說(shuō)明生物炭的類型可能對(duì)土壤的pH值產(chǎn)生影響。4種生物炭均能有效抑制土壤中有效態(tài)鉛的浸出，可能是由于：一方面，添加生物炭可以提高土壤的pH值，促進(jìn)土壤中鉛形態(tài)的轉(zhuǎn)變，降低土壤中有效態(tài)鉛的遷移性［18］;另一方面，生物炭顆粒本身的吸附作用和附著于生物炭表面有機(jī)物的吸附作用，降低了富含生物炭的土壤中有效態(tài)鉛的遷移性［19-20］。添加FPBC的土壤pH值稍高于添加YMBC的，但FPBC對(duì)土壤中有效態(tài)鉛的穩(wěn)定化效率低于YMBC的。這可能是因?yàn)?，YMBC具有多孔結(jié)構(gòu)，有利于對(duì)鉛離子的吸附。此外，與YMBC相比，YMMBC對(duì)土壤中有效態(tài)鉛的浸出抑制作用最為明顯，其穩(wěn)定化效率最高，且制備YMMBC的原材料（楊木鋸末）的顆粒更小，從而裂解更充分，具有更高的比表面積、灰分含量以及pH值。生物炭具有高比表面積，能夠增加土壤中游離態(tài)鉛與生物炭的接觸面積，從而可固化更多的游離態(tài)鉛［21-22］。

2.1.2復(fù)配材料對(duì)Pb的強(qiáng)化穩(wěn)定

根據(jù)初步篩選試驗(yàn)結(jié)果，結(jié)合楊木易獲取、種植成本低、生長(zhǎng)快的優(yōu)點(diǎn)，選擇YMBC、YMMBC作為后續(xù)試驗(yàn)的材料與石灰石粉末進(jìn)行復(fù)配試驗(yàn)。隨著石灰石粉末投加量的增加，材料對(duì)土壤中有效態(tài)鉛的穩(wěn)定化效率提高（圖2）。

由圖2可知：①僅添加石灰石粉末有效抑制了土壤中有效態(tài)鉛的浸出;當(dāng)石灰石粉末投加量分別為1%、2%、4%時(shí)，土壤中有效態(tài)鉛的穩(wěn)定化效率分別為61.6%、66.6%、69.4%。②YMBC、YMMBC分別與石灰石粉末復(fù)配使用能夠進(jìn)一步提高對(duì)土壤中有效態(tài)鉛的穩(wěn)定化效率。當(dāng)石灰石粉末投加量分別為1%、2%、4%時(shí)：YMBC與石灰石粉末復(fù)配所得到的材料對(duì)土壤中有效態(tài)鉛的穩(wěn)定化效率分別為76.7%、81.8%、82.6%;而YMMBC與石灰石粉末復(fù)配材料對(duì)土壤中有效態(tài)鉛的穩(wěn)定化效率分別為80.6%、85.4%、90.6%。隨著石灰石粉末投加量的增加，土壤樣品中有效態(tài)鉛的浸出濃度降低。這是因?yàn)?，石灰石粉末能夠提高土壤的pH值，有利于Pb（Ⅱ）與OH-反應(yīng)生成Pb（OH）2沉淀，而且石灰石粉末能夠提供鈣離子，與土壤中的鉛離子發(fā)生離子交換反應(yīng)，降低土壤中有效態(tài)鉛的生物可利用性。將生物炭和石灰石粉末復(fù)配，可充分利用兩者的特點(diǎn)增強(qiáng)其對(duì)土壤中有效態(tài)鉛的穩(wěn)定化效果。

采用不同復(fù)配材料對(duì)土壤中的有效態(tài)鉛進(jìn)行穩(wěn)定化處理，不同養(yǎng)護(hù)時(shí)間下穩(wěn)定材料對(duì)有效態(tài)鉛的穩(wěn)定化效率如圖3所示。由圖3可知：①養(yǎng)護(hù)30 d時(shí)，3組復(fù)配材料對(duì)土壤中有效態(tài)鉛的穩(wěn)定化效率均有所提高;隨著養(yǎng)護(hù)時(shí)間的延長(zhǎng)，到第60天和第90天時(shí)，復(fù)配材料對(duì)土壤中有效態(tài)鉛的穩(wěn)定化效率趨于穩(wěn)定。②當(dāng)YMMBC和石灰石粉末分別按照5%和4%的投加量加進(jìn)土壤樣品中時(shí)，土壤中有效態(tài)鉛的穩(wěn)定化效率在養(yǎng)護(hù)時(shí)間內(nèi)均達(dá)90%以上，表明該復(fù)配材料對(duì)土壤中有效態(tài)鉛的穩(wěn)定化作用在長(zhǎng)期內(nèi)持續(xù)有效。

2.2生物炭穩(wěn)定劑的形貌分析為了研究生物炭表面的形貌和孔徑特征，對(duì)4種生物炭分別進(jìn)行了SEM分析，結(jié)果如圖4所示。

原料中的纖維素、半纖維素和木質(zhì)素含量極大地影響生物炭的表面形態(tài)［23］。由圖4（a）和圖4（b）可見(jiàn)原始楊木的木細(xì)胞形態(tài)，YMBC表面有發(fā)達(dá)的多孔結(jié)構(gòu)，且孔隙結(jié)構(gòu)均勻，這有助于增大該生物炭的比表面積，可為陽(yáng)離子提供更多的吸附點(diǎn)位;放大1 000倍后，該生物炭上可見(jiàn)木質(zhì)部導(dǎo)管以及木質(zhì)部纖維。

圖4（c）和圖4（d）顯示YMMBC表面粗糙，可見(jiàn)部分孔隙;放大1 000倍后，該生物炭表面可見(jiàn)球粒狀顆粒附著。楊木鋸末顆粒較小，裂解更加充分，由于纖維素、半纖維素等組分的分解，大量顆粒附著于生物炭表面，從而使得YMMBC的比表面積增大，促進(jìn)Pb（II）吸附到生物炭表面。

綜上可知，生物炭具有孔隙結(jié)構(gòu)和巨大的比表面積，使得其對(duì)重金屬具有優(yōu)異的吸附能力［24］。

2.3生物炭穩(wěn)定劑反應(yīng)前后表面官能團(tuán)的變化特征生物炭上的官能團(tuán)影響生物炭的物理化學(xué)性質(zhì)和吸附容量［24-25］。通過(guò)FTIR對(duì)YMMBC及其與鉛污染土壤反應(yīng)后的土壤樣品進(jìn)行表征，可識(shí)別出多種表面官能團(tuán)，YMMBC及其穩(wěn)定化土壤樣品的紅外光譜如圖5所示。

由圖5可知：①YMMBC，反應(yīng)前在波長(zhǎng)3 370、3 548 cm-1處觀察到兩個(gè)寬峰，代表苯酚、羧酸或其他聚合物中羥基官能團(tuán)（-OH）的拉伸振動(dòng)，而在添加YMMBC或YMMBC+石灰石粉末復(fù)配材料的土壤（反應(yīng)后）樣品中，代表羥基官能團(tuán)的振動(dòng)吸收峰的位置發(fā)生了明顯漂移，漂移至波長(zhǎng)3 421、3 620 cm-1附近，同時(shí)光譜強(qiáng)度降低。這些結(jié)果表明部分-OH與鉛發(fā)生了絡(luò)合反應(yīng)［26］。②YMMBC，反應(yīng)前在波長(zhǎng)1 613 cm-1附近觀察到代表與芳香環(huán)C=C或羧基C=O相關(guān)的拉伸振動(dòng)峰，在反應(yīng)后該振動(dòng)峰移動(dòng)到波長(zhǎng)1 637cm-1處，并且峰強(qiáng)度降低，說(shuō)明C=C或C=O可能參與了吸附過(guò)程。前人研究表明，生物炭上的芳香結(jié)構(gòu)可以提供π電子，能夠與Pb（Ⅱ）形成穩(wěn)定絡(luò)合物［24，27-28］。③反應(yīng)后的土壤樣品中，在波長(zhǎng)1 427、1 030和778 cm-1處觀察到有新的特征峰，分別代表CO32-的伸縮振動(dòng)、C-O伸縮振動(dòng)和C-H的彎曲振動(dòng)［26，30-32］。這些結(jié)果說(shuō)明，添加了生物炭的土壤樣品中可能存在苯環(huán)化合物和脂肪酸等有機(jī)物質(zhì)，這些有機(jī)物質(zhì)可能來(lái)自土壤中原有的有機(jī)物質(zhì)，或者是生物炭和土壤中其他有機(jī)物質(zhì)發(fā)生反應(yīng)后產(chǎn)生的新的化合物。

2.4鉛的X射線吸收近邊結(jié)構(gòu)金屬污染土壤原位修復(fù)方案的成功體現(xiàn)在可溶性組分的減少和熱力學(xué)穩(wěn)定組分的增加，而礦物形態(tài)控制著溶解度［32］。本文對(duì)穩(wěn)定化后的土壤樣品進(jìn)行XANES分析，采用Athena程序?qū)b-XANES數(shù)據(jù)進(jìn)行處理和擬合，結(jié)果如圖6所示。

由圖6可知：①所有樣品中均含有PbO或Pb3O4、PbCl2、Pb（OH）2和Pb3（CO3）2（OH）2等鉛化合物，與沈亞婷等［33］得出的尾礦壩土壤樣品中所含的鉛組分類似。②由于添加的修復(fù)材料不同，土壤中鉛的具體組分類型及含量存在差異。具體而言，經(jīng)YMBC處理的土壤樣品中，PbO、PbCl2、Pb（OH）2和Pb3（CO3）2（OH）2的含量分別占19%、44%、27%和10%;經(jīng)YMMBC處理后的土壤樣品中，Pb3O4、PbCl2、Pb（OH）2和Pb3（CO3）2（OH）2的含量分別占17%、27%、8%和48%;而石灰石粉末與YMMBC配合施用的土壤中，PbO、PbCl2、Pb（OH）2和Pb3（CO3）2（OH）2的含量分別占15%、7%、31%和47%。

PbO和Pb3O4是土壤中鉛被氧化的主要產(chǎn)物，在中性至堿性條件下相對(duì)穩(wěn)定［34-35］。添加生物炭不僅能夠提高土壤的pH值，其釋放的OH-、CO32-等離子可以與Pb（Ⅱ）結(jié)合，形成Pb（OH）2、Pb3（CO3）2（OH）2等鉛沉淀物質(zhì)，從而降低土壤中鉛的活性［36］。研究表明，土壤中固有的碳酸鹽組分通常能夠與Pb（Ⅱ）形成穩(wěn)定的PbCO3，降低Pb（Ⅱ）的遷移性［37］。而本研究表明，添加生物炭能夠使土壤的pH值升高，有利于PbCO3向更穩(wěn)定的Pb3（OH）2（CO3）2轉(zhuǎn)化，進(jìn)一步降低鉛的溶解度，有利于鉛的穩(wěn)定化［38］。添加PMBC+石灰石粉末復(fù)配材料的土壤樣品中，Pb（OH）2和Pb3（CO3）2（OH）2的含量最高，是由于石灰石粉末能夠進(jìn)一步提高土壤的pH值，進(jìn)而促進(jìn)這些鉛沉淀物質(zhì)的形成。

3結(jié)論

本文以不同材料制備的生物炭和石灰石粉末作為穩(wěn)定化材料，開(kāi)展室內(nèi)試驗(yàn)，得出以下結(jié)論：

1）不同類型生物炭添加對(duì)土壤的pH值產(chǎn)生不同程度的影響，同時(shí)所有生物炭均有效抑制了有效態(tài)鉛的遷移。其中，添加YMMBC的土壤表現(xiàn)出最佳的穩(wěn)定化效果。

2）通過(guò)與石灰石粉末復(fù)配，生物炭對(duì)有效態(tài)鉛的穩(wěn)定化效率得到有效提高。其中，5%的YMMBC與4%的石灰石粉末復(fù)配對(duì)土壤中有效態(tài)鉛的穩(wěn)定化效率最高，達(dá)到90.95%，且對(duì)土壤中有效態(tài)鉛的穩(wěn)定化作用在長(zhǎng)期內(nèi)持續(xù)有效。

3）YMMBC表面粗糙、可見(jiàn)部分孔隙及球粒狀顆粒附著，增加了生物炭的比表面積，有利于其對(duì)鉛的吸附。此外，YMMBC表面含有豐富的含氧官能團(tuán)，反應(yīng)后代表羥基（-OH）和芳香結(jié)構(gòu)（C=C）或羧基（C=O）的特征峰發(fā)生了位移且強(qiáng)度降低，表明鉛離子與YMMBC的表面官能團(tuán)發(fā)生了絡(luò)合反應(yīng)。

4）XANES分析證實(shí)，添加不同類型的生物炭修復(fù)材料，能夠調(diào)節(jié)土壤中鉛的組分和含量，實(shí)現(xiàn)土壤中鉛的穩(wěn)定化。生物炭能夠提高土壤的pH值，促進(jìn)Pb（OH）2、Pb3（CO3）2（OH）2等鉛沉淀物質(zhì)的形成，從而降低土壤中鉛的有效性。

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Immobilization and Mechanisms of Biochar on Available Lead in Soil

GUO Lin1，2，3， ZHAO Yu4， YU Furong5， LIU Peng4， WANG Xiaojuan1，2，3， TANG Jinping4

（1.Henan Academy of Geology， Zhengzhou 450001， China; 2.Henan Institute of Geological Sciences

Co.， Ltd.， Zhengzhou 450001， China; 3.Key Laboratory of Groundwater Pollution Prevention and

Remediation in Henan Province， Zhengzhou 450001， China; 4.School of Environmental Studies，

China University of Geosciences， Wuhan 430074， China; 5.College of Geosciences and Engineering，

North China University of Water Resources and Electric Power， Zhengzhou 450046， China）

Abstract：

Lead （Pb） contamination in the soil at non-ferrous smelting sites is a widespread issue， posing significant challenges to site redevelopment and the surrounding ecological environment. To mitigate the mobility and bioavailability of lead in contaminated soils， this study investigated the in-situ passivation effects of four types of biochar derived from bran， bamboo， poplar， and poplar sawdust. Biochars were applied in combination with limestone powder， and their stabilization efficacy was analyzed using scanning electron microscopy （SEM）， Fourier transform infrared spectroscopy （FTIR）， and X-ray absorption near-edge structure （XANES） spectroscopy. The results indicated that： ①All four biochars effectively inhibited the release of bioavailable lead in soil， with poplar sawdust biochar achieving the highest stabilization efficiency at 72.27% with a 5% application rate. ②The addition of limestone powder further enhanced the stabilization of lead， with a combined application of 5% poplar sawdust biochar and 4% limestone powder maintaining a stabilization rate above 90% over 90 days. ③XANES linear fitting analysis revealed that the combined application promoted the formation of stable lead precipitates such as Pb（OH）2 and Pb3（CO3）2（OH）2， thereby reducing lead bioavailability in the soil.

Keywords：

soil; available lead; biochar; in-situ immobilization; synchrotron radiation technique

（編輯：馬偉希）

收稿日期：2023-08-10

基金項(xiàng)目：河南省地礦局地質(zhì)環(huán)境項(xiàng)目（豫地環(huán)〔2021〕2號(hào)）;國(guó)家重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃項(xiàng)目（2019YFC1803600）。

第一作者：

郭林（1987—），男，高級(jí)工程師，從事地下水污染防治方面的研究。E-mail：451931989@qq.com。

通信作者：唐金平（1995—），男，博士研究生，從事水、土污染防治方面的研究。E-mail：tangjinping@cug.edu.cn。