β-环糊精壳聚糖改性生物炭固化稳定化土壤中镉和铬

李昕婧，李海波，吴秉泽，刘 洋，范付豪

东北大学资源与土木工程学院，辽宁 沈阳 110819

土壤中重金属污染的特点是流动性差、不可生物降解以及在土壤中具有高度毒性[1-2]. 作为环境中常见的重金属污染物，镉(Cd)和铬(Cr)常通过雨水冲刷等方式进入环境水体及土壤中. Cd在一定浓度下对人体具有一定的致癌和诱发高血压风险[3]；Cr主要存在形态包括Cr(Ⅱ)、Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)三种，其中又以Cr(Ⅵ)最常见且毒性最高[4]. 因此，对Cd、Cr污染土壤进行修复是控制其对环境和人类健康潜在影响的关键.

土壤固化/稳定化技术(solidification/stabilization，S/S)是一种快速的土壤修复技术，是重金属污染土壤和底泥修复的主导技术之一[5-6]. 据美国环境保护局(US EPA)声明，固化/稳定化技术是处理含有危险重金属废物的最有效方法之一，仅在1982-2011年间，美国超级基金会修复的1 266个污染场地中，280个污染场地都采用了固化/稳定化技术[7]. 固化/稳定化技术的关键在于采用合适的固化/稳定化材料对污染物进行封存，从而降低其环境风险[8]. 固化/稳定化技术通过添加胶凝材料，如石灰、水泥、化学结合的磷酸盐黏结剂、地质聚合物黏结剂等，将待处理污染物包裹并在胶凝材料固化后将污染物固定在固定结构中，从而达到对危险污染废弃物扩散的有效控制[9].根据US EPA对固化/稳定化技术的定义[10]，固定化和稳定化具有不同的含义：固定化技术中待处理污染物与胶凝材料之间没有化学反应的产生，主要是物理吸附等机械地将污染物固定在固化产物中；而稳定化技术主要是指通过化学反应的方式将污染物转化为更难溶、更难迁移或是毒性更小的形式，降低污染物的环境危害性[11-12].

生物炭是指不同类型的生物质废物在氧气限制条件下热解的产物[13]. 近期研究[14-15]发现，由于内养护效应，生物炭的掺入可对水泥的水化和力学性能进行有效改善. 更重要的是，生物炭具有表面微孔结构丰富、比表面积较大、吸附能力较强的特性[16]，其对有机和无机污染物皆具有较高的亲和性和良好的吸附能力[17]. 但纯生物炭在高温裂解过程中存在损失官能基团、对重金属去除率有限等缺陷而难以达到广泛的应用[18-19]. 大量的研究发现可以通过增加有效的表面吸附位点、表面官能团、表面引入靶向功能基团[20]等方式来增强生物炭的吸附能力. 如杨立志等[21]选用苦荞茶作为原材料制备生物炭，对Cd的吸附以多层吸附为主，对Cd的吸附量达到16.18 mg/g；郭晓慧等[22]采用CO2活化椰壳制备活性炭，得到了比表面积大于1 500 m2/g的活性炭，大大地提高了活性炭的比表面积，进而提高了Cd的吸附效果；Zhang等[23]利用零点电荷对不同pH下生物炭对Cr(Ⅵ)的吸附性能差异进行了解释，证实了溶液pH＜pHzpc时，能有效促进生物炭对Cr(Ⅵ)的吸附；冯明玉等[24]为探讨Cr在固化/稳定化修复后场地中的环境行为与归趋，通过浸出环境评价框架(LEAF)浸出评价、形态分级以及微观表征，对我国中部某修复后场地土壤中Cr的含量及形态进行3轮次跟踪监测，结果表明修复后的场地土壤中Cr的存在形式主要为Cr2O3. 因此，将生物炭与其他材料通过物理、化学的方式包联或是嫁接组合成具有新性能、新结构且吸附性能优于各原材料的新合成材料，来提高对特定污染物的吸附性能是有效且必要的[25].

壳聚糖〔(C6H11NO4)N〕是甲壳素(chitin)脱N-乙酰基的产物，别名脱乙酰甲壳素，化学名称为聚葡萄糖胺(1-4)-2-氨基-B-D葡萄糖[26]. 壳聚糖及壳聚糖衍生物对重金属的高吸附能力主要来源于其表面存在的羟基、氨基和羧基基团. Xiao等[27]利用γ-Fe2O3/壳聚糖对生物炭进行改性后发现，壳聚糖改性在生物炭表面提供了丰富的羧基基团，通过表面络合和离子交换机制在去除Cr(Ⅵ)方面起到了至关重要的作用.环糊精(Cyclodextrin)是由芽孢杆菌产生的环糊精葡萄糖基转移酶作用在直链淀粉上使其生成的一系列环状低聚糖[28]. β-环糊精(β-CD)是一类由亲水的外部和疏水的内腔组成的绿色、可生物降解的环状低聚糖大分子[29]，因为其分子洞适中、生产成本低而被广泛应用于工业生产中. Fan等[30]利用β-CD在磁性条件下改性壳聚糖和氧化石墨烯纳米，成功制备了同时具备氧化石墨烯的表面性质、β-环糊精的包合能力和壳聚糖丰富的氨基和羟基官能团，提高了材料对染料的吸附能力.

该研究尝试合成β-环糊精壳聚糖(β-CC)分子链，利用β-CC对稻壳生物炭进行改性，并与硅酸盐水泥(PC)复配，处理土壤中的Cr、Cd. 分析固化稳定化处理前后土壤中重金属Cr、Cd的浸出浓度，优化各种固化稳定化试剂用量的比例；通过分析Cr、Cd的形态转化特征，对固化稳定化机制进行推测；通过与4种常用固化稳定化试剂进行对比，证实改性材料的使用优越性. 该研究以期为长效稳定的固化稳定化重金属离子提供新功能材料，并为新合成改性生物炭具有更广泛的实用性和应用价值提供现实的理论依据和数据支撑.

1 材料与方法

1.1 试验原料

供试土壤：供试土壤取自黑龙江某焦化厂污染土壤，该研究选取重金属污染浓度较高的表层土壤(0～20 cm)进行试验. 土壤经自然风干，筛除植物根系、碎石后过100目(0.150 mm)筛. 将处理后的污染土壤分成两部分，一部分作为试验材料，一部分作为空白对照组备用.

β-环糊精壳聚糖的制备：将6 g β环糊精(β-CD)与1 g壳聚糖混合溶于120 mL浓度为1 mol/L的盐酸溶液中，搅拌均匀得乳白色溶液，倒入三颈瓶中，在水浴锅中加热变无色，待温度升至85 ℃左右，滴加3 mL 50%的戊二醛溶液，90 ℃下反应1 h，溶液变为淡黄色后取出. 用1 mol/L NaOH将溶液的pH调至7～8，溶液变为棕色后冷却，待溶液静置沉淀后过滤. 将过滤物移至60 ℃烘箱中充分干燥，得到产物β-环糊精壳聚糖(β-CC).

β-环糊精壳聚糖改性生物炭的制备：将稻壳粉碎，过80目(0.180 mm)筛，在真空热解炉中500 ℃下热解4 h，冷却后干燥处保存，制得稻壳生物炭(BC). 取2 g生物炭于200 mL超纯水中，放入超声箱中超声分散2 h，再加入0.1 mol/L的EDC(C8H17N3·HCl)和NHS(C4H5NO3)各50 mL，持续磁力搅拌2.5 h，以激活生物炭表面的官能基团. 使用NaOH和HCl将溶液pH调至7.0后，加入4 g制备好的β-CC于生物炭悬液中，再加入10 mL的戊二醛，放入超声波仪中超声分散10 min. 将混合悬液置于65 ℃的水浴恒温振荡器中振荡2 h后，用NaOH将pH调至7.0，洗涤，静置，过滤收集. 将收集的材料放入50 ℃的真空干燥箱中干燥至恒质量，即制得β-环糊精壳聚糖改性生物炭，记为β-CC BC.

1.2 土壤理化性质分析

土壤pH等理化性质的测定方法参考《土壤农化分析》，采用2.5∶1水土比法进行测定[31]；土壤有机质的含量采用重铬酸钾氧化-外加热法进行测定. 该研究的土壤基本理化性质如表1所示.

表1 土壤理化性质Table 1 Physical and chemical properties of the soil

1.3 材料的分析表征

采用场发射扫描电子显微镜(SSX-550，日本岛津公司)观察BC和β-CC BC的表面形态；采用X射线衍射(Bruker D8 Advance，德国布鲁克公司)分析β-CC BC矿物组成；采用傅里叶红外光谱(Thermo Scientific Nicolet iS20，美国赛默飞公司)对BC改性前后官能团变化进行对照观察.

1.4 固化稳定化试验研究

为探究BC和β-CC BC添加量的影响，每100 g土壤样品中加入质量分数为15%的硅酸盐水泥和25%的去离子水，于(20±2) ℃干燥环境中养护21 d，分别添加质量分数为2.5%、5%、7.5%、10%、12.5%的BC和β-CC BC，每隔3 d用称重法计算损失的水分并补充，每组参数设置3个平行. 同时，为了探究养护时间的影响，加入15%的硅酸盐水泥，25%的去离子水，7.5%的BC和β-CC BC，于(20±2) ℃干燥环境中分别养护7、14、21、28、35 d，每隔3 d称重补充蒸发的水分，每组参数设置3个平行.

1.5 多种材料对比试验研究

选取4种常用的传统固化稳定化药剂：磷酸钾(K3PO4)、碳酸钙(CaCO3)、硅酸钠(Na2O·nSiO2)和硫酸钠(Na2SO4)，根据单因素试验结果选取养护效果相对最优的养护条件，每100 g土壤样品中加入质量分数为15%的硅酸盐水泥、10%的固化稳定化药剂和25%的去离子水，于(20±2) ℃干燥环境中养护21 d，并与β-CC BC养护效果进行对比.

1.6 重金属的测定与数据处理

养护后参照美国环境保护局推荐的标准毒性浸出程序(toxicity characteristic leaching procedure, TCLP)，测定重金属离子Cr、Cd的浸出浓度，称取5 g干燥土壤样品，将其放置于250 mL烧杯中，加入浸提剂100 mL，盖紧瓶盖后固定在翻转式振荡装置上，调节转速为(30±2) r/min，于25 ℃下振荡18 h后过滤得到浸提液用于后续测试，并采用BCR连续提取法对土壤中的重金属形态特征进行分析. 重金属稳定率按式(1)进行计算：

式中：η为稳定率%；c0为原土中重金属的浸出浓度，mg/L；ct为固化稳定化后t时刻重金属的浸出浓度，mg/L.

数据采用Excel 2010软件进行数据平均值、方差等计算，使用OriginPro 8软件作图.

2 结果与讨论

2.1 BC与β-CC BC微观形貌和晶型结构表征

图1(a)为未被β-CC BC改性的生物炭，观察到原始生物炭表面具有发达的孔隙结构，其比表面积较大，表面光滑，具备较好的吸附性能；图1(b)显示，β-CC BC改性后的生物炭仍具有发达的孔隙结构，改性并未对生物炭原本的结构特征产生影响. 对比两种生物炭的SEM图像，β-CC BC改性后的生物炭表面出现了β-CC BC均匀地附着，且未出现明显的团聚现象，没有造成生物炭孔隙结构的堵塞，这一现象说明β-CC BC改性前后生物炭的比表面积未受到明显影响，生物炭本身的吸附性能得以保留. 进一步对β-CC BC晶型结构进行表征〔见图1(c)〕后发现，与BC相比，β-CC BC的XRD图像中有明显特征峰的出现，对照PDF标准卡片判断改性生物炭XRD图像中的强峰表示了SiCl4相的存在，峰形态强而尖锐，表明改性后的材料可能暴露出了新的吸附位点，有助于增强后续试验中材料的吸附性能，结晶程度良好[32].

图1 SEM微观形貌观察与XRD矿相分析结果Fig.1 Morphology observation and mineral phase analysis by SEM and XRD

2.2 β-CC、BC及β-CC BC的红外光谱分析

图2为β-环糊精壳聚糖(β-CC)、生物炭(BC)和β-环糊精壳聚糖生物炭(β-CC BC)的傅里叶红外光谱图. 由图2可知，3 320 cm-1附近的特征峰代表材料中以化学键方式形成的结合水和氮氢键[33]，这说明原始生物炭表面在受到β-CC改性后也获得了一些氨基(-NH2)和羟基(-OH)基团，β-CC BC在2 930 cm-1附近的宽峰说明改性材料存在-CH和-CH2键振动[34]. 而β-CC位于1 640 cm-1处的强峰在改性生物炭后转移至1 562 cm-1附近，推测是在改性过程中，β-CC中的缔合伯酰胺基转化为缔合仲酰胺基.1 380 cm-1附近的吸收峰和-CH2O-中的碳氢键(-CH)对称弯曲振动有关，1 076 cm-1处的峰是由于-COH中的C-O键弯曲振动[35]. 观察红外光谱图可知，β-CC已成功负载到BC表面，改性成功.

图2 β-CC、BC、β-CC BC的红外光谱图Fig.2 FTIR spectra of β-CC, BC and β-CC BC

2.3 固化稳定化水平试验效果分析

图3(A)展示了生物炭添加量对Cr浸出的影响.采用原土数据作为空白对照组. 观察图3(A)可知，2种生物炭材料作为固化稳定化试剂均可降低Cr的浸出浓度. 对照组是在100 g污染土壤中添加2.5、5.0、7.5、10.0、12.5 g的BC作为固化稳定化试剂，经过完整的养护周期后通过检测可得其中Cr的浸出浓度分别为6.90、6.12、5.23、4.50、4.41 mg/L；处理组是在100 g污染土壤中添加2.5、5.0、7.5、10.0、12.5 g的β-CC BC作为固化稳定化试剂，经过完整的养护周期后通过检测可得其中Cr的浸出浓度分别为5.57、3.73、2.51、1.92、1.95 mg/L. 对试验数据进行显著性差异分析后发现，对照组与试验组组间统计检验显示差异显著(P=0.024). 当BC添加量小于7.5 g/(0.1 kg)时，固化稳定化效果一般，未能达到Cr的TCLP标准限值；与对照组相比，β-CC BC作为固化稳定化试剂的处理组，其固化稳定化效果良好，均能达到Cr的TCLP标准限值. 图3(B)展示了养护时间对Cr固化稳定化效果的影响. 对试验数据进行显著性差异分析后发现，对照组与试验组组间统计检验显示差异显著(P=0.023).由此可知，两种固化稳定化试剂均具有一定长效且稳定的处理效果. 处理1～35 d后，对照组BC处理后的Cr浸出浓度为4.37～6.92 mg/L，而处理组(β-CC BC)处理后的Cr浸出浓度为2.13～5.11 mg/L.

图3 固化稳定化试验对Cr浸出浓度的影响Fig.3 Effect of S/S on Cr leaching concentration

图4(A)展示了生物炭添加量对Cd浸出的影响.采用原土数据作为空白对照组. 观察图4(A)可知，2种生物炭材料作为固化稳定化试剂均可降低Cd的浸出浓度. 对照组是在100 g污染土壤中添加2.5、5.0、7.5、10.0、12.5 g的BC作为固化稳定化试剂，经过完整的养护周期后通过检测可得其中Cd的浸出浓度分别为2.50、2.23、1.65、1.21、1.15 mg/L；处理组是在100 g污染土壤中添加2.5、5.0、7.5、10.0、12.5 g的β-CC BC作为固化稳定化试剂，经过完整的养护周期后通过检测可得其中Cd的浸出浓度分别为2.13、1.76、1.05、0.67、0.61 mg/L. 对试验数据进行显著性差异分析后发现，对照组与试验组组间统计检验显示差异显著(P=0.041). 当BC添加量小于10 g/(0.1 kg)时，固化稳定化效果一般，未能达到Cd的TCLP标准限值；与对照组相比，β-CC BC作为固化稳定化试剂的处理组，其固化稳定化效果良好，均达到了Cd的TCLP标准限值. 图4(B)展示了养护时间对Cd固化稳定化效果的影响. 对试验数据进行显著性差异分析后发现，对照组与试验组组间统计检验显示差异显著(P=0.016). 由此可知，两种固化稳定化试剂均具有一定长效且稳定的处理效果. 处理1～35 d后，对照组BC处理后的Cd浸出浓度为1.22～1.99 mg/L，而处理组β-CC BC处理后的Cd浸出浓度为0.55～1.20 mg/L.

图4 固化稳定化试验对Cd浸出浓度的影响Fig.4 Effect of S/S on Cd leaching concentration

以TCLP标准限值作为评判标准，综合来说，β-CC BC复配水泥后对Cr、Cd的处理效果均优于BC复配水泥后的效果. 分析其原因大致为以下方面：①土壤中具有侵蚀作用的物质进入BC的孔道内部，导致部分孔道吸附上的Cr、Cd释放脱附，而β-CC BC由于所负载的β-CC的存在，材料表面的氨基和羧基与金属离子通过静电作用力将Cr、Cd吸附至材料表面，从而降低了金属离子的迁移性；壳聚糖环糊精分子中含有-NH2、-OH和其他活性基团，这些基团之间存在强烈的分子间和分子内氢键或盐键，这些化学键与Cd2+、Cr6+之间产生络合作用，进一步形成具有网状结构的笼形分子[36]，达到吸附重金属离子的目的；FTIR图谱可以看出，β-CC BC表面存在含氧官能团，因此β-CC BC可作为π电子供体，与Cd2+、Cr6+之间产生阳离子-π作用，同时Cr6+也能与戊二醛(交联剂)发生还原作用；此外，β-CC BC较BC暴露出更多的吸附位点也为重金属离子的吸附提供了更多的选择[37]，从而使β-CC BC实现了对Cd2+和Cr6+良好的固化稳定化效果.

2.4 多种材料处理效果结果分析

在每100 g土壤样品中加入质量分数为15%的硅酸盐水泥、10%的固化稳定化药剂和25%的去离子水，于(20±2) ℃干燥环境中养护21 d后，对磷酸钾、碳酸钙、硅酸钠和硫化钠的金属离子浸出浓度进行了测定，并采用原土数据作为空白对照组. 图5(A)为Cr的浸出浓度对比，与原土相比，观察到在这4种常用固化稳定化试剂中，碳酸钙对土壤中Cr的处理效果最好，碳酸钙处理后土壤中Cr的浸出浓度达到了2.6 mg/L，推测碳酸钙在还原过程中缓冲了土壤中pH的变化，反过来促进了土壤中Cr还原反应的进行. 稳定化药剂的处理能力由高到低依次为硅酸钠、磷酸钾和硫化钠. 与这4种传统处理材料相比，β-CC BC处理后土壤中Cr的浸出浓度降至1.9 mg/L，较该试验选取材料中处理效果最好的碳酸钙拥有更高的稳定率. 图5(B)为5种材料处理后Cd的浸出浓度对比，在选取的4种对比材料中，磷酸钾对Cd的处理效果最好，根据刘平等[38]的研究，磷酸根可促进土壤对Cd的吸附，但K+的存在会与Cd2+竞争土壤中阳离子交换吸附点位，从而影响吸附效果. 与4种常用固化稳定化试剂相比，β-CC BC拥有更好的处理效果. 推测可能是由于β-CC BC拥有更多的孔隙和吸附位点，并且利用其表面的官能团更好地阻止了Cr、Cd离子的迁移运动.

图5 多种材料处理后金属离子的浸出浓度Fig.5 Leaching concentration of metal ions after treatment of various materials

如图6所示，与原土相比，经过β-CC BC/硅酸盐水泥固化稳定化后，残渣态Cr和Cd含量分别从54%、48%升至77%、87%，可交换态Cr和Cd分别从10%、11%减至5%、1%，且Cr和Cd形态随养护时间变化不明显. 与其他4种常规固化稳定化试剂相比，经β-CC BC/硅酸盐水泥固化稳定化养护后，残渣态Cr和Cd含量均有升高，可交换态Cr和Cd均有所降低，且Cr和Cd形态随养护时间变化不明显. 通过BCR形态分析结果可知，β-CC BC/硅酸盐水泥复配处理的污染土壤中重金属的形态改变显著，迁移性降低. β-CC BC材料通过表面官能团(羟基和羧基等)与Cr和Cd形成配合物、发生螯合络合等作用[3]，同时β-CC改性后的生物炭暴露出更多的吸附位点，增强了材料对重金属的共沉淀吸附.

图6 多种材料处理后金属离子的形态变化Fig.6 Morphological changes of metal ions treated by various materials

固化稳定化后，Cr和Cd在土壤中的赋存形态以残渣态为主，其次是可氧化态、可还原态、弱酸提取态，其中残渣态的含量显著升高，重金属的迁移性降低，能在土壤中稳定存在. 将生物炭用于工业污染场地的污染土壤修复，可以达到“变废为宝”的目的，同时，利用简单的方法对生物炭进行改性得到的β-CC BC较原始生物炭具有更多的吸附位点，吸附效果更好；与传统钝化剂相比，β-CC BC未引入新的金属离子，降低了二次污染的可能，在重金属污染土壤原位修复技术中具有极高的潜在应用价值.

3 结论

a) β-环糊精壳聚糖(β-CC)能在不破坏生物炭(BC)原有理化性质和孔隙结构的情况下对其进行改性制备β-环糊精壳聚糖生物炭(β-CC BC)，从而为生物炭提供氨基和羧基基团，与金属离子产生静电作用力从而增强材料的吸附能力，并提供了更多的吸附位点，为长效稳定的固化稳定化重金属离子提供新功能材料.

b) 以污染土壤中的重金属污染物为研究对象，以生物炭和改性生物炭作固化稳定化试剂对土壤中重金属污染的固化稳定化效果进行研究，发现β-CC BC在添加量为10 g/(0.1 kg)、养护时间为28 d左右时对Cr的处理效果最好，在添加量为12.5 g/(0.1 kg)、养护时间为21 d左右时对Cd的处理效果最佳. 在处理同时含有Cr和Cd的土壤时应尽量选择β-CC BC添加量为10～12.5 g/(0.1 kg)，养护时间为21～28 d的条件.同时，采用改性生物炭对重金属污染的固化稳定化机理进行了探讨，认为改性生物炭在表面氨基和羧基与金属离子间的静电作用、活性基团分子间和分子内氢键或盐键的络合作用，以及材料表面含氧官能团与金属离子间的阳离子-π作用的共同作用下，将Cr、Cd吸附在材料上，从而达到对Cr、Cd的固化稳定化.

c) 与碳酸钙、硅酸钠、硫化钠和磷酸钾4种传统固化稳定化试剂相比，β-CC BC对同时含有Cr、Cd的污染土壤处理效果更优，处理后Cr和Cd的浸出浓度更低，更多转化为残渣态，降低了重金属离子在土壤中的迁移能力，为新合成改性生物炭具有更广泛的实用性和应用价值提供了现实的理论依据和数据支撑.