生物炭釋出物的效應及其緩解策略與應用

岳美如 胡佳俊 高天 李繼香劉 楠

(1.上海大學生命科學學院上海市能源作物育種及應用重點實驗室, 上海 200444;2.中國科學院上海高等研究院, 上海 200120; 3.中國科學院大學, 北京100049;4.鄭州輕工業大學材料與化學工程學院, 河南鄭州 450001)

生物炭是一種性質穩定且富含碳的材料, 是在氧氣有限的環境中從各種豐富的原材料及廢棄生物質中通過熱化學反應轉化而來.生物炭具有比表面積高、含氧官能團豐富、結構穩定、陽離子交換能力強、成本低和效益高等特點, 在優化環境, 土壤改良和吸附重金屬方面具有廣泛的應用[1].

生物炭在水中會產生多種釋出物.釋出物以未溶解顆粒和自由溶解生物炭的形式存在, 其中不溶性釋出物包含具有豐富表面官能團的多孔碳框架的無機礦鹽, 而可溶性釋出物由各種可溶性無機鹽、酚類化合物、芳香烴等有機分子組成.可溶性釋出物其相比于生物炭固體, 有更高的極性和更低的芳香性[2].生物炭的可溶性釋出物緩慢、持續釋放, 其含量的增多以直接或間接的方式影響生物炭的結構穩定性、表面功能及其效果的穩定性.因此, 減少生物炭中的可溶性釋出物, 可提高其結構和性能的穩定性, 可重復利用性, 以及減少二次污染.

近10 年來, 與生物炭相關的研究已成為熱門話題, 而針對緩解生物炭釋出物效應的相關策略研究較少.通過VOSviewer 軟件對目前與生物炭相關的45 007 篇主流文獻[3]進行構建與可視化網格分析, 結果如圖1 所示.根據文章主題、題目及摘要、關鍵詞分析可知: 目前相關研究集中于生物炭的碳中和方面, 多數著眼于碳中和相關的生物炭應用, 如作為添加劑應用于廢水處理、去離子水、土壤及動植物生態系統等；少數研究集中于生物炭自身結構的改良, 如溫度控制、改變比表面積等; 而與生物炭可溶性釋出物相關的研究占比較少, 且多與原材料對釋出物影響相關, 鮮見降低可溶性釋出物的方法與低釋出生物炭的應用.

圖1 重要關鍵詞共現的網絡分析Fig.1 Network analysis of important keyword co-occurrences

本工作整理了生物炭及其可溶性釋出物的最新研究進展, 收集了現有生物炭釋出物的相關數據, 并對現有的研究結果進行綜述, 為制備新型的低釋出生物炭提供新思路.為實現該目標, 主要針對如下3 個方面: ①生物炭釋出物的效應; ②降低生物炭可溶性釋出物的方法; ③低釋出生物炭的主要應用領域.

1 釋出物及其效應

生物炭的可溶性釋出物包括有機物及無機鹽, 但釋出物在不同溶液中的組成成分及含量不同.何晶晶等[4]通過固相萃取法提取了不同試劑中生物炭的可溶性釋出物, 并采用高分辨液相色譜質譜聯用儀測試組成成分.結果表明: 在電噴霧正離子模式狀態下, 共檢測到可溶性釋出物419 類; 而在負離子模式狀態下, 檢測到可溶性釋出物117 類.根據現有的研究成果[5-7],生物炭可溶性釋出物中的主要成分如圖2 所示.

圖2 生物炭可溶性釋出物中的主要成分Fig.2 The main components of biochar soluble releases

可溶性釋出物中的部分有機化合物具有高氧化還原活性, 其豐富的縮合碳基質與含氧官能團對環境的改善有著促進作用.但部分釋出物(包括有機酸和油狀物質) 在生態環境中具有植物毒性且會抑制某些微生物的生長[8].因此, 生物炭可溶性釋出物在對環境有利的同時也具有一定的負面效應.

生物炭釋放可溶性釋出物的持續時間長, 釋放含量多.若采取水洗方式去除全部釋出物,則會影響生物炭自身的結構性質.

(1) 生物炭中可溶性釋出物的釋出時間較長.Hu 等[9]對稻草生物炭及生物炭糖化渣中可溶性釋出物的成分與含量進行分析測量, 結果表明: 生物炭可溶性釋出物含量在第0 天(水中攪拌1 h) 的質量濃度為289.05 mg/L, 約為第30 天(717.65 mg/L) 的40%; 從第0 天到第30天, 生物炭可溶性釋出物的含量呈線性增加趨勢(見圖3).

圖3 生物炭在水中的可溶性釋出物的變化[9]Fig.3 Changes of biochar soluble releases in water[9]

(2) 可溶性釋出物不能完全以水洗方式去除.Yu 等[10]對洗滌與未洗滌的生物炭的理化性質進行對照分析, 結果表明: 在相近pH 值條件下, 未洗滌生物炭中可溶性釋出物的質量比為5.98 g/kg; 而經過反復8 次水洗后的洗滌生物炭, 其可溶性釋出物的質量比仍有0.71 g/kg;

(3) 水洗后生物炭的部分性狀會發生改變.Fazzalari 等[11]對洗滌與未洗滌生物炭的性狀進行探究, 結果表明: 洗滌后的顆粒狀固體比未洗滌后的顆粒狀固體大, 同時未洗滌的生物炭比洗滌的生物炭疏水性明顯更高; 洗滌會降低生物炭的疏水性; 提高親水性.因此, 生物炭中持續、大量的可溶性釋出物難以完全通過水洗的方式去除, 且洗滌后生物炭親水性的增加易導致更多的可溶性釋出物被釋放.

1.1 釋出物的正面效應

生物炭的可溶性釋出物對環境生態的改良具有一定益處.一方面, 對于土壤環境來說, 可溶性釋出物與礦物質的結合能保留土壤活性, 其碳源可供給于土壤微生物, 維持土壤微環境的生態平衡; 另一方面, 對于污染物來說, 部分釋出物相互作用時所形成的膠束結構對疏水性有機污染物有著優異的結合能力.

可溶性釋出物與土壤礦物質可以通過配體交換、范德華力等相互作用力, 增強可溶性釋出物對生物降解的抵抗力[12].Xu 等[13]比較了240 h 內生物炭顆粒和滲濾液對赤鐵礦還原程度的增強, 結果表明: 生物炭顆粒的最高增強因子為111%～229%, 而生物炭滲濾液的增強因子為172%～468%.大多數情況下, 生物炭可溶性釋出物引起的增強比生物炭顆粒更高.因此, 生物炭所釋放的可溶性釋出物由于其半醌官能團介導的電子穿梭過程能更大程度促進鐵元素的還原, 從而使其保留了土壤元素的氧化還原活性.

此外, 可溶性釋出物可通過分子內或分子間作用相互結合, 在水溶液中形成膠束狀構象.在此構象中, 親水性組分主要位于可溶性釋出物–水界面, 而非極性疏水性組分排列在膠束內部, 形成作用于疏水性有機污染物的疏水結構域[14].ˇSmejkalov′a 等[15]通過雙標圖分析了烷基和碳水化合物的擴散率, 以及質子化學位移對腐殖質濃度的依賴性.結果表明: 2 個樣品在一定濃度后失去恒定擴散而表現出膠束狀行為, 即這2 種腐殖質的烷基和碳水化合物在達到4 mg/mL 后開始自發聚集, 形成膠束結構.這種構象排列在水中可作為疏水分子的增溶劑發揮作用, 一定程度上降低了溶液的表面張力, 從而符合腐殖質的“表面活性劑” 特性.圖4 為烷基和碳水化合物的擴散率和質子化學位移對腐殖質濃度的依賴關系.

圖4 濃度對烷基和碳水化合物擴散系數的影響及化學位移[15]Fig.4 Influence of concentration on diffusion coefficients of alkyls and carbohydrates, and chemical shift[15]

因此, 溶解腐殖質作為一個含有極性官能團和疏水碳結構的兩性大分子, 能為重金屬離子提供強絡合位點, 作為外源氧化還原劑來加速電子轉移過程, 同時為疏水性有機污染物提供相容的兼容分區[16].同樣, 對于生物炭里的溶解黑炭而言, 其羧基和酚基團與窄分子量分布的結構特性使溶解黑炭通過形成偽膠束疏水結構域, 對污染物有著卓越的結合能力[16].

1.2 釋出物的負面效應

生物炭可溶性釋出物的不利影響可能來自3 個方面:

(1) 直接毒性.釋出物中所含有機物(如苯酚、多環芳烴、呋喃、二噁英、醛和雜環氮) 具有不可忽視的直接毒性作用[17].

(2) 間接毒性.小分子釋出物滲透到細胞中產生的活性氧化物質引起的與細胞死亡率相關的間接毒性作用[17].

(3) 破壞穩定性.釋出物元素及官能團破壞生物炭自身的穩定性.

1.2.1 直接毒性

通常情況下, 生物炭可溶性釋出物具有高遷移率、積累和頑固性的特征[18].可溶性有機化合物對植物等具有生態毒性.Ruzickova 等[19]在藻類物種及浮游甲殼類動物上測試釋出物毒性, 結果表明: 滲濾液中鄰苯二甲酸鹽和二丁基甲酰胺的質量濃度為16.2 mg/L, 該值比鄰苯二甲酸酯的半數效應濃度高約2 倍; 通過微量分析法檢測可知, 木質生物炭浸出液中含有草酸鈣鹽的半數效應濃度為162.2 mg/L; 高質量濃度的羧酸(342 mg/L) 會引起生態毒性, 且釋出物中芳香烴、苯甲醛等物質表現出抑制植物發芽、生長等性質.

1.2.2 間接毒性

可溶性釋出物中的小分子苯酚和有機酸相互結合, 對微生物呈間接毒性作用.釋出物中的小分子物質與有機酸對共軛轉移具有強抑制作用, 使可溶性釋出物中以腐殖酸組分相關的微生物與植物有機物呈特定比值, 與芳香族含量呈負相關[20].當可溶性釋出物的濃度增加時, 腐植酸樣物質的抗生素耐藥性基因的轉移被削弱, 易使普通細菌轉變為超級抗生素耐藥細菌[21].因此, 生物炭釋出物中酚和酸的有機結合使其生成物對細胞和微生物的毒性增大、細菌的耐藥性增強, 從而導致間接的毒性作用.

1.2.3 破壞穩定性

高釋出的可溶性釋出物會破壞生物炭自身的穩定性.生物炭的穩定性與其碳結構、元素組成、化學成分相關.

(1) 碳結構.生物炭可溶性釋出物含量的增多導致了生物炭中碳元素的不穩定性.當釋出物與水中有機化合物反應時, 釋出的外源礦物離子如Ca2+、Mg2+等對芳構化過程形成干擾,這對有序碳結構的形成不利, 從而削弱了生物炭中碳元素的穩定性[22].

(2) 芳香官能團.生物炭中能量穩定的芳環結構的含量非常重要.高芳香性和芳香縮合度決定了生物炭的高穩定性[23].當生物炭中芳香族官能團釋出, 其自身芳香性的降低導致其結構的不穩定.

(3) 親水官能團.初始生物炭主要由含氧元素和氮元素的官能團主導, 其中包括易溶于水的羧酸、醇類等官能團, 這些官能團增加了表面反應性[23].當可溶性釋出物增多時, 可溶性官能團溶于水中, 導致自身官能團含量降低, 相應地降低了生物炭自身的穩定性.

1.3 釋出物對生物炭功能的反饋

生物炭可溶性釋出物的大量釋放會導致其自身結構及性質的改變, 限制其吸附效果與應用范圍, 同時釋出物中的無機鹽成分會加重鹽堿土地的鹽堿度.

生物炭中可溶性釋出物的釋放會影響生物炭自身對于微生物的結合吸附作用, 而部分未被吸附的微生物會對生態環境產生一定的污染.生物炭中的酚類、多環芳烴、有機酸和持久性自由基等有害親水性釋出物可能會引發微生物細胞毒性作用, 抑制生物炭與微生物的結合, 阻礙一些微生物的生物降解作用[24].在灌溉或降雨情況下, 生物炭會隨時間推移將溶解性有機物釋放到環境中.若將生物炭應用于土壤改良時, 生物炭所釋放的可溶性釋出物會導致土壤中可溶性有機質含量增加和土壤中部分組分發生變化, 這對微生物群落結構、植物生長以及土壤中無機或有機污染物有著巨大影響[25].

可溶性釋出物導致生物炭的結構瓦解, 使生物炭對有機污染物的吸附效率降低.

(1) 生物炭的孔隙率是決定生物炭吸附容量的重要因素.為了使污染物能夠進入所有吸附位點, 吸附劑的孔徑必須足夠寬, 以避免較大的污染物堵塞孔隙, 當大量可溶性釋出物釋放時,生物炭的微孔結構無法去除高分子化合物, 這也降低了其對于有機污染物的去除性能[26].

(2) 生物炭的疏水性是影響可溶性有機物疏水部分吸附效率的關鍵因素.生物炭表面官能團的改變會顯著影響其吸附不同有機化合物的能力[27], 當可溶性釋出物增多, 生物炭整體親水性增強, 對于部分有機污染物的吸附效率會隨之降低.

此外, 可溶性釋出物的釋放易造成二次污染.對于鹽堿土地來說, 土壤含鹽量是評價土壤鹽分的重要參數.生物炭本身存在相對大量的可溶性鹽離子, 則會導致如下結果:

(1) 生物炭作為土壤改良劑的硝化速率增加.由于硝化是一個酸化過程, 土壤pH 值會隨之降低, 同時鹽中的陰離子(如Cl-和) 會增加土壤的導電性[28].

(2) 高鹽度環境下有機物輸入土壤質量會相應降低.鹽度對總有機碳的累積被抑制, 高濃度的Na+不利于土壤團聚體的形成, 在沒有保護性土壤團聚體的情況下, 有機質更容易損失[29].

2 降低釋出物的方法

降低生物炭可溶性釋出物對環境及其自身性質有著積極作用：①降低對動植物的直接毒性, 使土壤及整個生態環境處于穩定狀態；②減少相關微生物及細胞的間接毒性, 抑制超級細菌的耐藥性, 維持微生物群落的均一性；③穩定生物炭自身結構及理化性質, 提高生物炭對污染物的吸附效率與作用形式；④減少對鹽堿土地的二次污染, 防止土地有機質的流失.生物炭的可溶性釋出物受到原料和熱解條件的影響, 在不同熱解條件下由相同原料制成的生物炭或相同熱解條件下由不同原料制成的生物炭, 其釋出物的理化性質存在明顯差異[30].因此, 為降低可溶性釋出物, 目前多數研究集中于選擇適宜材料、改善處理工藝及改性生物炭等方法制備衍生生物炭.

2.1 制炭原材料選擇

生物炭中可溶性釋出物的量和成分隨原料來源不同而呈現顯著變化.當熱解溫度相同時,不同種類原料其可溶性釋出物量呈現明顯差異, 而相同種類不同原料其可溶性釋出物量仍有一定區別.總的來說, 污泥及水生植物(如蘆葦等) 的釋出量遠高于糞便基生物炭, 糞便基生物炭的釋出量遠高于草生物炭, 而樹基生物炭浸出更少的可溶性釋出物, 相關數據匯總于表1.

表1 不同原料的可溶性釋出物Table 1 Soluble releases of different raw materials

由于不同的生物聚合物的組成(如木質素、纖維素和半纖維素) 在表面化學成分和結構上有著顯著差異, 生物炭的化學穩定性與原料的原始特性有關, 富含更多木質素的生物炭在環境中具有更強的穩定性和碳保留性[38].木質素含量較高的原料所制備的生物炭中可溶性釋出物的釋放量低于纖維素或半纖維素含量較高的原料制備的生物炭的釋放量, 同時, 木質素含量較高的生物炭中可溶性釋出物的浸出速率更慢.

Yang 等[39]通過對半纖維素、纖維素和木質素熱解特性進行分析, 結果表明: 半纖維素和纖維素的熱解發生迅速, 它們的質量減輕主要分別發生在220～315?C 和315～400?C 這兩區間; 3 組分中的木質素最難分解, 在室溫至900?C 時分解速度緩慢, 但質量損失率非常低(<0.14%/?C), 生成的固體殘留物含量非常高(～40%).因此, 生物炭中木質素的熱解較為困難, 其可溶性釋出物的釋出含量也較低.

Kim 等[40]通過偽一級模型對可溶性釋出物進行浸出動力學分析, 結果表明: 木質素中較多的芳香族化合物難以通過生物或非生物方式分解; 可溶性釋出物中草酸的含量隨著木質素含量的增加而減少; 可溶性釋出物浸出速率常數與材料中存在的木質素量成反比.利用Pearson 相關性分析可知: 木質素含量與可溶性釋出物量呈負相關, 總體相關系數為0.908(p<0.01).因此, 木質素更高的生物炭其可溶性釋出物的釋出速率更慢、釋出量更少, 在生物炭的制備時宜選取木質素含量較高的植物基為原料.

2.2 材料處理與制炭工藝

在材料的選擇方面, 為保證已制備的生物炭可溶性釋出物的含量較低, 應選擇木質素含量較高, 即纖維素及半纖維素總體含量較低的植物原材料作為初始制備原料.不僅如此, 原料的加工工藝不同, 如控制過程溫度或進行糖化預處理等, 所制備生物炭特征(如基本成分, 水分含量, 揮發性含量以及有機或無機含量等) 也會隨之改變[41], 對后續可溶性釋出物含量也有一定影響.

(1) 糖化處理.Hu 等[42]對水稻秸稈進行糖化處理產生一些單糖后, 再利用糖化殘渣制備生物炭.對添加生物炭的土壤進行溶解固體檢測發現: 從第0 天到第12 天, 糖化生物炭樣品的溶解固體基本恒定且幾乎為0 mg/L, 而普通生物炭從第0 天到第12 天, 持續穩定釋放大量可溶固體(約70 mg/L), 這表明糖化生物炭幾乎沒有釋放任何有機和無機化合物; 糖化渣制備的生物炭總碳質量分數為(84.10±0.22)%, 略高于秸稈直接制備的生物炭((82.68±0.39)%),無機碳質量分數均低于0.01%.碳含量較高的糖化生物炭比普通生物炭更穩定, 因此糖化生物炭在土壤中具有更高的固碳能力與更高的穩定性(見圖5).因此, 對生物炭進行糖化的工藝處理能提高木質素的質量百分比, 降低可溶性釋出物含量.

圖5 生物炭對土壤液態提取物中總溶解固體的影響[42]Fig.5 Effect of biochar on total dissolved solids in the liquid soil extract[42]

Zhang 等[43]以發酵殘渣為原料, 采用水熱碳化法同時制備生物炭和氮摻雜碳點, 結果表明: 生物炭的微孔隨著溫度升高變得更均勻且碳化程度增強, 其形貌由微米顆粒轉變為片狀孔, 釋出物含量更少.

(2) 溫度處理.Smith 等[44]通過生物測定和質譜分析發現, 從生物炭中提取的可溶性有機釋出物的含量隨著熱解溫度的升高而顯著降低.在低于400?C 的熱解溫度下由纖維素制備而成的生物炭中有毒可溶性釋出物本質上是酸性和生物油, 而400?C 以上溫度下生產的釋出物含有少量酚類化合物; 在300?C 時, 纖維素、木質素和松木衍生的生物炭可溶性釋出物中存在O/C (m(O)∶m(C)) 為0.4、H/C (m(H)∶m(C)) 為1.0 的大分子式, 且在熱解溫度升高至500?C 時向低O/C 和高H/C 分子式轉變; 從300?C 熱解的纖維素生產的生物炭中提取到可溶釋出物具有高O/C(大于0.6) 和高H/C(大于1.0) 的獨特分子式, 而當溫度升高時, 生物炭和可溶性有機釋出物都會經歷氧氣損失的脫羧現象(見圖6).

圖6 生物炭釋出物中的可溶性有機碳[44]Fig.6 Soluble organic carbon in biochar releases[44]

Luo 等[45]在400?C 與700?C 時對生物炭部分可溶性釋出物進行核磁共振信號檢測, 結果表明: 與700?C 相比, 400?C 時烷基碳質量分數從31.16% 增加到49.82%, 羧基碳質量分數從49.44% 減小到36.06%; 高溫熱解加速了含氧官能團的釋放, 其中可溶性釋出物中的芳香碳質量分數由700?C 的19.50% 相應降低到400?C 的14.12%.隨著熱解溫度的升高, 可溶性釋出物的主要成分逐漸由低芳香度的腐植酸類物質轉變為含豐富含氧官能團的高芳香性物質,釋出物中有機物芳香性、分子多樣性增加, 同時其不飽和性也隨之降低.

2.3 改 性

生物炭改性即通過特定方式(如化學處理、球磨、蒸汽活化等) 改變生物炭比表面積、孔隙率等結構特性, 從而改善生物炭的體積、表面極性、含氧官能團等理化性質以提高生物炭的潛在性能.目前, 針對生物炭的改性以減少可溶性釋出物含量的研究主要集中在使用還原劑方面, 而低溫空氣熱氧化也是最近發現的一種可行的方法.

(1) 還原劑改性生物炭.Wang 等[46]通過硫化物還原改性生物炭, 結果發現, 1 701 cm-1的碳氧雙鍵吸收峰與1 040 cm-1附近的C—O—C 吸收峰都為下降趨勢, 即生物炭自身的醛基碳氧雙鍵和環氧基C—O—C 被還原且發生斷裂; 1 472 cm-1的碳碳單鍵吸收峰緩慢升高,即改性生物炭的芳香碳數值上升, 芳香性增大且多為疏水性有機污染物如多環芳烴及雌激素等.由此可知, 生物炭通過還原劑改性可提高不溶性芳香類釋出物, 從而降低可溶釋出物的含量, 但研究中使用的還原劑可能有部分殘留.

(2) 低溫空氣熱氧化改性生物炭.Hu 等[47]通過低溫空氣熱氧化改性生物炭, 發現該方法會增強疏水性, 且與一般空氣熱氧化的熱灼損失率(20%～25% 及以上) 相比, 改性生物炭熱灼損失率極低, 約為1～2%.更重要的是, 生物炭可溶釋出物含量大幅降低, 一般生物炭為44.17 mg/L, 糖化生物炭為11.00 mg/L, 而低溫空氣熱氧化糖化生物炭為1.29 mg/L; 可溶性釋出物量對比一般生物炭降低97.08%, 對比糖化生物炭降低88.27%.低溫空氣熱氧化處理后其可溶性釋出物質量濃度多數小于2.0 mg/L, 當處于特定條件時, 其質量濃度可小于1.0 mg/L (見圖7).

圖7 不同空氣氣流量及溫度下雙效能改性生物炭的可溶性釋出物量[47]Fig.7 Soluble releases from dual-efficacy modified biochar under different air gas flow and temperature[47]

3 低釋出生物炭的應用

生物炭在環境修復及治理領域有較多應用, 如生物炭可作為吸附劑, 從環境中吸附多環芳烴、殺蟲劑和抗生素等[48].生物炭還可以作為高級氧化技術中的活化劑, 對過硫酸鹽的活化有著巨大潛力, 可以克服金屬活化劑的缺點, 如金屬離子浸出等[49].此外, 生物炭作為土壤改良劑, 具有一定的農業和環境效益, 可以提高土壤碳庫中的碳含量并固定土壤中的污染物[50].

3.1 吸附劑

當生物炭用作吸附劑時, 生物炭產生的可溶解有機物會影響生物炭對污染物的吸附容量與吸附速率[51].Guo 等[52]以水稻糖化殘渣制備低釋出生物炭, 研究了生物炭作為吸附劑從廢水中去除酚類化合物的吸附能力, 結果顯示出低釋出生物炭具有多個優勢.

(1) 吸附容量高.圖8 為糖化生物炭和普通生物炭對苯酚的吸附動力學結果.

圖8 糖化生物炭與普通生物炭對苯酚的吸附動力學[52]Fig.8 Adsorption kinetics for phenol adsorption on saccharified biochar and normal biochar[52]

可以看出: 隨著吸附時間(3～48 h) 的增加, 糖化生物炭的吸附速率和平衡吸附容量均高于用水稻秸稈直接制備的普通生物炭; 3 h 時, 糖化生物炭的吸附量達到平衡量的68.9%, 而未糖化生物炭的吸附量為65.8%, 且糖化生物炭的平衡吸附容量比普通生物炭高41.63%.

(2) 可重復使用性高.低釋出生物炭作為吸附劑的重復利用率較高, 在第5 次循環時吸附量仍保持在84.86%, 結果如圖9 所示.

圖9 糖化生物炭對苯酚的可重復利用性[52]Fig.9 Reusability of saccharified biochar for phenol[52]

3.2 活化劑

Dai 等[53]將使用大麥秸稈糖化殘渣制備的生物炭作為活化劑去除地下水的石油烴污染,研究結果表明,與使用大麥直接制備的普通生物炭相比,糖化生物炭的優勢在于如下3 個方面.

(1) 穩定性更高, 糖化生物炭表面外觀更為光滑平整(見圖10)、可溶性釋出物含量更低(為普通生物炭的12.27%)、熱穩定性更高(氮氣氛圍1 000?C 下, 糖化生物炭損失率為42.13%, 遠低于普通生物炭的71.17%).

圖10 糖化生物炭與普通生物炭的掃描電鏡圖[53]Fig.10 Scanning electron microscopy of saccharified biochar and normal biochar[53]

(2) 活化功能基團流失少.糖化生物炭和普通生物炭在150 min 內活化過硫酸鹽去除苯酚率分別為91.31% 和98.50%, 而經過水洗(讓可溶性釋出物溶出) 后, 它們的去除率分別降為85.25% 和87.70%, 普通生物炭因功能基團的流失導致去除率下降的幅度(10.80%) 是糖化生物炭(6.06%) 的近2 倍.

(3) 抗干擾能力強.活化劑在實際場地應用中會受到多種基質的影響, 進而導致活化效率大幅下降.糖化生物炭在純水、地下水、承壓水中活化降解率分別為91.31%、84.20% 和80.72%, 顯示出了較強的抗干擾能力, 具有較高的實際應用價值.

3.3 土壤改良劑

Hu 等[42]探究了以水稻糖化殘渣制備的低釋出生物炭作為土壤改良劑, 對土壤及土壤微生物的影響.研究結果表明, 低釋出生物炭的優勢在于如下3 個方面.

(1) 增強土壤碳匯水平.低釋出生物炭加入后, 幾乎沒有釋放出任何物質, 而由水稻秸稈直接制備的普通生物炭則會釋放出大量可溶性物質(70 mg/L).這些可溶物會促進土壤微生物的異養代謝, 進而可能導致土壤呼吸增強(釋放CO2量增加).而低釋出生物炭的加入, 則會促進土壤微生物的自養代謝水平(增強固定CO2能力), 低釋出生物炭與自養微生物聯合使用,可以使土壤有機碳含量為改良前的1.8 倍, 固碳關鍵酶基因cbbL 和cbbM 的轉錄水平分別是初始空白的4.76×103和3.76×105倍.

(2) 制備成本低.一方面生物炭制備成本中, 運輸費占總額的30.5%, 如果將生物乙醇制備(與糖化過程相似) 與生物炭制備相結合, 則可省去該費用, 且糖化殘渣是生物乙醇制備中的難處理廢棄物, 將其資源化利用具有較高環境及經濟效益.另一方面, 糖化過程中, 每1 kg 秸稈產生了304.60 g 具有經濟價值的單糖, 而這些物質在生物炭制備過程中是可溶性釋出物或產生的有機氣體來源.

4 結論與展望

本工作圍繞低釋出生物炭, 探究了釋出物效應、降低釋出物的方法及低釋出生物炭的應用.由于生物炭可溶性釋出物的負面效應及其對生物炭功能的反饋如直接或間接毒性、破壞自身結構與功能及其對環境的潛在污染和危害, 生物炭的實際應用受到了極大限制.本工作總結得出了降低生物炭可溶性釋出物的3 類方法：選擇木質素含量較高的植物基制炭原材料、控制溫度或糖化的原材料工藝處理, 以及使用還原劑或采用低溫空氣熱氧化的改性方式, 最后引出低釋出生物炭作為吸附劑、活化劑及土壤改良劑的實際應用.

隨著重工業的發展, 環境污染持續存在, 無論是陸地或是水生環境, 從微生物到人類的各物種都面臨著空氣、海洋、城市等各種不同的污染, 其普遍存在對公眾健康以及自然動植物均有著不良影響.各種應用技術、新型材料等也常作為新型的解決方案.生物炭來源于廢棄生物質或自然界原材料, 其特殊的結構及理化性質多被用作解決環境污染的新型吸附劑與改良劑,但其應用時所釋放的可溶性釋出物對環境有仍一定的影響.因此, 本工作對于生物炭可溶性釋出物的探究有著一定的學術價值與現實意義.低釋出生物炭對于污染物的吸附、生態的治理及環境的改善有著極大的價值與應用前景.