玉米秸秆还田方式对土壤吸附草甘膦的影响及作用机理

Effect of Corn Straw Returning Mode on the Adsorption of Glyphosate by Soil and Its Mechanisms

摘要

以农业废弃物玉米秸秆为原料，分别通过自然焚烧和隔氧热解的方式制备玉米秸秆草木灰（CSA）和玉米秸秆生物炭（CSB），将其按质量分数1%添加至土壤（S）中制成S-CSA和S-CSB。研究了吸附剂（S、S-CSA和S-CSB）对草甘膦的吸附性能及作用机理。结果表明：与S相比，S-CSA对草甘膦的吸附量降低，S-CSB对草甘膦的吸附量升高；相同质量玉米秸秆制备的S-CSB对草甘膦的吸附量是S-CSA的15.22倍，玉米秸秆以生物炭的方式还田更有利于土壤对草甘膦的吸附。吸附剂对草甘膦的吸附过程均符合准二级动力学模型和Langmuir单分子层化学吸附模型，且吸附过程是自发的、吸热的。S-CSB对草甘膦吸附量的增加源于比表面积的增大和含氧官能团的增多，S-CSA对草甘膦吸附量的减少归因于静电斥力的增大和磷酸盐竞争吸附。

Abstract

Corn straw ash (CSA) and corn straw biochar (CSB) were produced from agricultural waste corn straw through natural incineration and oxygen separation pyrolysis techniques. CSA and CSB were added to the soil (S) at a mass fraction of 1% to form S-CSA and S-CSB, respectively. A comprehensive investigation was conducted to analyze the adsorption performances and mechanisms of glyphosate by absorbents (S, S-CSA, S-CSB). The results show that the adsorption capacity of glyphosate by S-CSA decreases, while the adsorption capacity of glyphosate by S-CSB increases compared with S. Notably, the adsorption capacity of S-CSB is 15.22 times as higher as that of S-CSA by the same mass of corn straw, and the return of corn straw to the field in the form of biochar is more conducive to the adsorption of glyphosate by the soil. The adsorption processes of glyphosate by adsorbents conform to the quasi-second-order kinetic model and Langmuir monolayer chemisorption model, and the adsorption process is spontaneous and endothermic. The increase in glyphosate adsorption by S-CSB is due to the amplified specific surface area and oxygen-containing functional groups. In contrast, the decrease in glyphosate adsorption by S-CSA is attributed to the enhancement of electrostatic repulsion and phosphate competition.

Graphical abstract

关键词

草甘膦 / 秸秆还田 / 草木灰 / 生物炭 / 吸附

Key words

glyphosate / straw return / straw ash / biochar / adsorption

0　 引 言

草甘膦（glyphosate）的过量施用造成其在土壤中大量残留，并通过雨水冲刷和地表径流等途径汇入沟渠、湖泊和地下水，从而引起面源污染^[1]。草甘膦对水生生物有不可逆的毒害效应^[2]，且在水体中表现出较高的稳定性，半衰期长达47~351 d^[3]。土壤修复技术通过向土壤中添加人工合成的多孔配位聚合物材料，实现对草甘膦的高效去除^[4]，但可能对环境造成二次污染。向土壤中添加堆肥能增强微生物对草甘膦的分解，但会产生毒性更大、环境持久性更强的中间产物氨甲基膦酸^[5]。相比之下，吸附技术是一种高效、无毒性副产物生成的污染物去除方法。其中，生物质制备的吸附剂具有优良的离子交换性能、巨大的比表面积和丰富的官能团，能有效吸附土壤中的污染物^[6]，而且生物质产量高、可再生、经济实惠，其高值化利用对于推动绿色农业和实现高质量发展具有重要意义^[7]。

农作物秸秆堆焚烧时外部接触空气形成草木灰，内部在隔氧条件下可产生生物炭^[8]。草木灰富含农作物所需营养元素，生物炭具有蓬松土壤和固碳作用，因此秸秆还田有利于农作物生产^[9]。农作物秸秆的还田方式影响农药在土壤中的吸附行为，如加入甘蔗草木灰可增加土壤对阿特拉津和氟虫腈的吸附量^[10]，添加水稻秸秆生物炭可提升土壤对双草醚的吸附量^[11]。含有丰富纤维素的玉米秸秆经过处理后可制成高效吸附剂^[8]，如将玉米秸秆风干磨碎后对重金属3价铬和4价铬的吸附量分别为87.4、62.3 mg/g^[12]；在700 ℃下隔氧热解制成的玉米秸秆生物炭可提高湖泊沉积物对全氟辛烷磺酸盐的吸附^[13]。然而，玉米秸秆的不同还田方式对土壤吸附草甘膦的作用和机理尚不明晰。

本研究参考农田实际情况，选取自然风干的玉米秸秆为原料，分别采用自然焚烧和隔氧热解的方式制备玉米秸秆草木灰（corn straw ash，CSA）和玉米秸秆生物炭（corn straw biochar，CSB），并将其按质量分数1%添加到土壤（soil，S）中，制成S-CSA和S-CSB。通过吸附动力学、等温吸附模型、理化性质等分析，探讨了吸附剂（S、S-CSA和S-CSB）对草甘膦的吸附性能及影响草甘膦吸附的机理。本研究目的在于阐明玉米秸秆的常见还田方式对土壤吸附草甘膦的影响，希望为农田土壤修复条件的优化和农业废弃物资源化利用提供参考。

1　 材料与方法

1.1　仪器与试剂

仪器：Nano ZS-90型Zeta电位分析仪（Malvern公司）；JW-BK112型比表面积及孔径分析仪（BET，北京精微高博科技有限公司）；iS50型Fourier变换红外光谱仪（FT-IR，Nicolet公司）；e2695型高效液相色谱仪（HPLC，Waters公司）；NEXION 2000G型电感耦合等离子体质谱仪（PerkinElmer公司）；ICS2100型离子色谱仪（Thermo公司）；S3500型激光粒度分析仪（Microtrac公司）；GI54DWS型高压灭菌锅（Zealway公司）；LC-EC-2B型电导计（南京力辰仪器科技有限公司）；ST3100型pH计（OHAUS公司）；UNICUBE型有机元素分析仪（Elementar公司）。

试剂：草甘膦（C₃H₈NO₅P）、9-芴甲氧羰酰氯（C₁₅H₁₁ClO₂）、硼砂（Na₂B₄O₇·10H₂O）、氢氧化钠（NaOH）、盐酸（HCl）、氯化钾（KCl）均为分析纯试剂，购自国药集团试剂有限公司；乙腈为色谱纯试剂，购自Tedia试剂公司；实验用水为超纯水。

1.2　吸附剂的制备

1） CSA和CSB的制备与表征。田间收集新鲜玉米秸秆自然风干得到风干样品。取一定量的风干样品自然焚烧，碾磨，过尼龙筛（孔径1 mm），制得CSA样品；取相同质量风干玉米秸秆经管式炉在N₂气氛下，升温至600 ℃热解2 h，冷却至室温，碾磨，过尼龙筛（孔径1 mm），用超纯水洗涤样品表面灰分至洗涤液呈中性，烘干，制得CSB样品。使用有机元素分析仪测定CSA和CSB的有机元素含量，利用FT-IR光谱仪分析CSA和CSB的官能团组成。

2） 吸附剂的制备与表征。实验所需土壤样品（S）采自三峡大学植物繁育基地（111°31′E，30°72′N），经自然风干后去除杂质并碾磨过尼龙筛（孔径2 mm），高温灭菌（135 ℃，30 min）并烘干至恒重，装袋密封保存。将CSA和CSB按质量分数1%分别添加至S中，制得S-CSA和S-CSB。利用激光粒度分析仪、电导计和pH计测定S的颗粒尺寸和分布、电导率、pH值；使用电感耦合等离子体质谱仪测定S中铁和铝的含量；使用重铬酸钾氧化-分光光度法^[14]和三氯化六氨合钴浸提-分光光度法^[15]测定S的有机质含量和阳离子交换量；使用BET分析仪和Zeta电位分析仪测定吸附剂的比表面积、孔径大小和表面电荷。

1.3　实验方法

1.3.1　吸附性能实验

1） 吸附动力学实验。在50 mL离心管中加入10 mL 60 mg/L草甘膦溶液和10 mL 0.02 mol/L KCl溶液（KCl作为离子强度支持介质），调节pH值为7.0，制成草甘膦标准溶液。取三组草甘膦标准溶液，每组设3个重复，分别加入0.5 g S、S-CSA和S-CSB，25 ℃、120 r/min避光振荡12 h，在第0.5、1、2、4、8、12 h取样2 mL，离心，取上清液测定草甘膦含量，绘制吸附动力学曲线。

使用HPLC分析上清液中草甘膦的含量。取1 mL上清液，加入120 μL 5%硼砂缓冲液和120 μL 12 mg/mL 9-芴甲氧羰酰氯，22 ± 1 ℃避光振荡，衍生化反应16 h。反应结束后加入15 μL 6 mol/L盐酸终止反应，静置1 h，使用尼龙66滤膜（孔径0.22 μm）过滤，将滤液转移至液相进样瓶，使用装备紫外检测器的HPLC定量分析样品中草甘膦的含量，检测波长为210 nm。

2） 等温吸附实验。在50 mL离心管中分别加入10 mL不同浓度（20、60、100、140、180 mg/L）的草甘膦溶液和10 mL 0.02 mol/L KCl溶液，调节pH值为7.0，分组加入0.5 g S、S-CSA和S-CSB，每组3个重复，每个实验组在不同温度（288.15、298.15、308.15 K）下，120 r/min避光振荡12 h，离心，取上清液测定草甘膦含量，绘制等温吸附曲线。

1.3.2　影响因素实验

1） pH值的影响。取3组草甘膦标准溶液分别加入0.5 g S、S-CSA和S-CSB（即为S组、S-CSA组和S-CSB组），测定初始pH值；另取两组草甘膦标准溶液加入S，调节pH值分别与S-CSA组和S-CSB组一致，每组设3个重复。25 ℃、120 r/min避光振荡12 h，离心，取上清液测定草甘膦含量。

2） 磷酸盐的影响。经离子色谱仪测定CSA中PO{}_{\mathrm{4}}^{\mathrm{3}-}含量为0.84%，CSB中未检测到PO{}_{\mathrm{4}}^{\mathrm{3}-}。取两组草甘膦标准溶液加入0.5 g S，其中一组添加与S-CSA相同含量的PO{}_{\mathrm{4}}^{\mathrm{3}-}，25 ℃、120 r/min避光振荡12 h，离心，取上清液测定草甘膦含量。

1.4　数据处理与分析

吸附剂对草甘膦吸附量的计算公式^[16]：

q_{\mathrm{e}}=\left({\rho }_{\mathrm{0}}-{\rho }_{\mathrm{e}}\right)\times V÷m（1）

其中：q_e(mg/kg)表示达到吸附平衡时吸附剂对草甘膦的吸附量；ρ₀(mg/L)表示草甘膦溶液的初始质量浓度；ρ_e(mg/L)表示达到吸附平衡时上清液中草甘膦的质量浓度；V(L)表示草甘膦溶液的体积；m(kg)表示吸附剂的质量。

采用准一级动力学模型（2）、准二级动力学模型（3）和颗粒内扩散模型（4）对吸附剂吸附草甘膦的动力学数据进行拟合分析^[17]。

\mathrm{l}\mathrm{n}\left(q_{\mathrm{e}}-q_{\mathrm{t}}\right)=\mathrm{l}\mathrm{n}{q}_{\mathrm{e}}-k_{\mathrm{1}}t（2）

\frac{t}{q_{\mathrm{t}}}=\frac{\mathrm{1}}{k_{\mathrm{2}}{q}_{\mathrm{e}}^{\mathrm{2}}}+\frac{t}{q_{\mathrm{e}}}（3）

q_{\mathrm{t}}=k_{\mathrm{i}\mathrm{p}}{t}^{\mathrm{0.5}}+b（4）

其中：t(h)为吸附时间；q_t、q_e(mg/kg)分别为吸附剂对草甘膦t时刻吸附量和平衡吸附量；k₁(h^-1)、k₂(kg·mg^-1·h^-1)分别为准一级和准二级吸附速率常数；k_ip(mg·kg^-1·h^-0.5)为颗粒内扩散速率常数；b(kg/mg)为颗粒内扩散模型的边界层效应常数。

采用Langmuir模型（5）、Freundlich模型（6）和Temkin模型（7）对吸附等温曲线进行拟合分析^[16]。

q_{\mathrm{e}}=\frac{q_{\mathrm{m}{K}_{\mathrm{L}}{\rho }_{\mathrm{e}}}}{\mathrm{1}+K_{\mathrm{L}}{\rho }_{\mathrm{e}}}（5）

q_{\mathrm{e}}=K_{\mathrm{F}}{\rho }_{\mathrm{e}}^{\frac{\mathrm{1}}{n}}（6）

q_{\mathrm{e}}=\frac{RT}{B_{\mathrm{T}}}\mathrm{l}\mathrm{n}{A}_{\mathrm{T}}+\left(\frac{RT}{B_{\mathrm{T}}}\right)\mathrm{l}\mathrm{n}{\rho }_{\mathrm{e}}（7）

其中，q_m(mg/kg)为吸附剂对草甘膦的理论最大吸附量；K_L(L/mg)为Langmuir吸附常数；K_F(L^1/n ·mg^(1-1/n)·kg^-1)为Freundlich吸附常数；n为Freundlich常数；R为气体常数(8.314 J·mol^-1·K^-1)；T(K)为温度；A_T(L/mg)为Temkin平衡结合常数；B_T(J/mol)为Temkin与吸附热有关的常数。

结合等温吸附实验和吸附动力学实验数据对吸附过程的热力学参数进行拟合分析^[17]。

∆G^{\mathrm{0}}=-RT\mathrm{l}\mathrm{n}{K}_{\mathrm{L}}（8）

∆G^{\mathrm{0}}=∆H^{\mathrm{0}}-T∆S^{\mathrm{0}}（9）

\mathrm{l}\mathrm{n}{K}_{\mathrm{L}}=-\frac{∆H^{\mathrm{0}}}{RT}+\frac{∆S^{\mathrm{0}}}{R}（10）

其中，ΔH⁰(kJ/mol)为焓变；ΔG⁰(kJ/mol)为吉布斯自由能变；ΔS⁰(J·mol^-1·K^-1)为熵变。

2　 结果与讨论

2.1　材料表征

2.1.1　土壤的理化性质

供试土壤S的机械组成为79.97%沙砾、20.03%壤土。如表1所示，供试土壤的pH值为5.00，根据美国制土壤颗粒分类标准^[18]，可归类为酸性砂土。供试土壤具有较高的阳离子交换量和铁、铝含量。铁、铝含量是影响草甘膦吸附的关键因素，游离的三价铁离子和铝离子可以以1∶1的摩尔比与草甘膦络合，将草甘膦吸附至土壤表面^[19]。

2.1.2　产量及有机元素分析

对比了不同还田方式对玉米秸秆的利用率。如表2所示，玉米秸秆自然焚烧产生CSA的转化率仅为3.60%，而隔氧热解产生CSB的转化率为23.80%，后者是前者的6.61倍，说明玉米秸秆以隔氧热解的方式还田具有更高的利用率。测定了CSA和CSB的有机元素含量。如表2所示，CSA含有9.89% C，12.31% O，表明玉米秸秆制备CSA时未燃烧完全^[10]。CSB含有79.05% C、1.39% H，H/C比值为0.018，表明CSB具有较高的芳香度，易形成熔融环结构，利于孔隙的生成^[11，20]。

2.1.3　FT-IR分析

CSA和CSB的FT-IR光谱如图1所示。CSA在3 228 cm^-1波长处的吸收峰归属为─OH伸缩振动，1 660、1 260 cm^-1处吸收峰分别归属为CO{}_{\mathrm{3}}^{\mathrm{2}-}中C─O不对称伸缩振动和PO{}_{\mathrm{4}}^{\mathrm{3}-}中P=O伸缩振动^[10]，表明CSA含有碳酸盐类和磷酸盐类物质；1 026 cm^-1处强吸收峰归属为Si─O─Si反对称伸缩振动，450 cm^-1处吸收峰归属为Si─O弯曲振动，表明CSA中含有大量硅类氧化物^[21]。CSB在3 328 cm^-1处吸收峰归属为酚或醇─OH伸缩振动，1 544 cm^-1处吸收峰归属为苯环或芳香族C=C伸缩振动^[13]，1 043 cm^-1处吸收峰归属为醚键C─O─C伸缩振动。CSB分子中含有大量羟基和醚键，这些含氧官能团可与草甘膦通过静电引力作用形成氢键，有利于对草甘膦的吸附^[20，22]。

2.1.4　BET分析

S、S-CSA和S-CSB的N₂吸附-脱附等温线和孔径分布曲线如图2所示。如图2(a)所示，S、S-CSA和S-CSB的N₂吸附-脱附等温线均为典型的Ⅳ型等温线，说明与吸附质表面存在较强的相互作用，属于介孔材料（孔径2~50 nm）^[23]。S、S-CSA和S-CSB均在相对压力为0.5~1.0 Pa范围内出现毛细管凝聚，造成在脱附阶段出现滞后现象，产生H3型迟滞回环^[24]。由此可知，与S相比，S-CSA、S-CSB的孔隙结构并未发生显著改变。如图2(b)所示，S、S-CSA和S-CSB的孔径分别集中在3.80、3.87、3.75 nm。根据BET模型计算的结构参数（表3），吸附剂的比表面积和孔体积由大到小顺序均为S-CSB、S、S-CSA，平均孔径由大到小顺序为S-CSA、S、S-CSB。吸附剂比表面积、孔体积和孔径大小是影响吸附剂吸附量的重要因素。孔径（1~10 nm）与吸附量存在一定的相关性，在动态吸附过程中孔径越大越易解吸，导致平衡吸附量减小^[25]。具有高比表面积和孔体积的吸附剂对有机污染物具有更好的吸附效果，通常比表面积越大其吸附量越大^[26，27]。S-CSB具有更高的比表面积和孔体积，为其吸附草甘膦提供了良好的条件^[22，28]。

2.2　吸附性能

2.2.1　吸附动力学

S、S-CSA、S-CSB对草甘膦的吸附动力学曲线如图3所示。在吸附初始阶段（0~1 h），由于吸附位点充足，S、S-CSA、S-CSB对草甘膦的吸附量迅速增加；随着时间的增加，吸附位点逐渐被占据，S-CSA的吸附量在2 h后趋于平衡，S的吸附量在4 h后趋于平衡，S-CSB的高比表面积和含氧官能团提供了更多吸附位点，对草甘膦的吸附量缓慢增加至8 h后趋于平衡。S、S-CSA、S-CSB对草甘膦的平衡吸附量分别为621.61、316.25、725.61 mg/kg。与S相比，S-CSA对草甘膦的平衡吸附量减少了49.12%，而S-CSB对草甘膦的平衡吸附量增加了16.73%。根据S-CSA和S-CSB对草甘膦的吸附量以及表2中CSA和CSB的转化率，相同质量玉米秸秆制备的S-CSB对草甘膦的吸附量是S-CSA的15.22倍。因此，与自然焚烧方式相比，玉米秸秆以隔氧热解的方式制成生物炭，不但玉米秸秆的利用率更高，也更有利于土壤吸附草甘膦。

S、S-CSA和S-CSB对草甘膦的吸附动力学拟合参数如表4所示。S、S-CSA和S-CSB的准二级动力学模型的决定系数（R²=0.999）均大于准一级动力学模型的决定系数（R²=0.789~0.924），且准二级动力学模型计算的理论平衡吸附量（632.91、317.46、729.92 mg/kg）与实验值（621.61、316.25、725.61 mg/kg）更吻合，表明准二级动力学模型能更好地描述S、S-CSA和S-CSB对草甘膦的吸附过程，即该吸附过程以化学吸附为主^[16]。此外，准二级动力学模型中的吸附速率常数k₂值能反映达到吸附平衡所需的时间，k₂值越大表示达到吸附平衡所需的时间越短^[12]。k₂值由大到小顺序为S-CSA、S、S-CSB，表明S-CSA最先达到吸附平衡，S次之，S-CSB最后，与吸附动力学曲线达到吸附平衡的趋势一致。

进一步采用颗粒内扩散模型描述扩散对吸附动力学的贡献。S、S-CSA和S-CSB对草甘膦的吸附过程均可以分为两个阶段：第一阶段为表面扩散，第二阶段为孔隙内扩散。S、S-CSA和S-CSB的k_ip1均远大于k_ip2，说明第一阶段由于表面存在大量吸附位点，吸附剂与草甘膦结合迅速；当草甘膦进入孔隙内扩散，与吸附位点结合缓慢，随着时间的推移吸附位点逐渐被占据，吸附达到平衡^[29]。此外，第二阶段拟合的直线均不通过坐标原点，表明孔隙内扩散参与了吸附但并非吸附过程的唯一限速步骤，即吸附过程受到多种因素影响^[30]。

2.2.2　等温吸附模型

分别采用Langmuir、Freundlich和Temkin等温吸附模型对298.15 K条件下S、S-CSA和S-CSB对草甘膦的吸附实验数据进行拟合（图略），得到相应的拟合参数。如表5所示，Langmuir等温吸附模型拟合曲线的决定系数（R²=0.926~0.986）较高，能较好地描述吸附剂对草甘膦的吸附过程。Langmuir模型描述了吸附质在吸附剂表面特定均质位点发生的吸附，每个吸附位点只能容纳一种吸附质，即单分子层吸附且涉及化学吸附^[16]。草甘膦能够均匀地吸附在S、S-CSA和S-CSB表面，可能与S富含游离铁离子和铝离子有关^[19]。当草甘膦初始浓度较低时（10~50 mg/L），S与S-CSB存在充足的吸附位点，对草甘膦的吸附量迅速增加；随着草甘膦初始浓度进一步增大（70~90 mg/L），吸附位点逐渐被占据，对草甘膦的吸附量缓慢增加，吸附趋于饱和。草甘膦初始浓度为10~30 mg/L时，S-CSA对草甘膦的吸附量迅速增加，吸附达到饱和时，吸附量不再随初始浓度（30~90 mg/L）的增加而增加。上述结果说明相对于S和S-CSB，S-CSA的吸附位点较少^[29]。

此外，Temkin等温吸附模型的决定系数（R²=0.858~0.982）说明该吸附过程中存在较强的静电引力作用和离子交换作用^[31]。

2.2.3　吸附热力学

S、S-CSA和S-CSB对草甘膦吸附过程的热力学参数如表6所示。吸附剂对草甘膦的吸附过程中ΔG⁰均为负值，随温度的升高逐渐减小，表明该吸附过程是自发的，且随着温度的升高吸附自发性趋势增大，即温度升高有利于吸附反应进行^[32]。ΔH⁰均小于40 kJ/mol，且为正值，表明该吸附过程是吸热反应且存在物理吸附^[31]。ΔS⁰均为正值，表明该吸附过程中熵增加^[17]。

2.3　影响因素

探究了影响S-CSA和S-CSB对草甘膦吸附量变化的因素，如图4所示。测定了S、S-CSA和S-CSB吸附草甘膦的初始pH值，与S组（pH 6.7）相比，S-CSA组（pH 9.6）显著升高，S-CSB组（pH 6.8）无显著变化，说明pH值改变可能是影响吸附剂吸附草甘膦的重要因素。pH值会影响吸附剂和吸附质的表面电荷^[33]。根据草甘膦分子的解离常数（pK_a1 2.6、pK_a2 5.6、pK_a3 10.6），当溶液pH值介于5.6~10.6时，草甘膦分子的磷酸基团去质子化带两个负电荷^[33]。调节S组的pH值分别与S-CSA组和S-CSB组一致，S组的Zeta电位值从-20.3 mV变化至-33.6和-23.7 mV，分别与S-CSA组（-35.2 mV）和S-CSB组（-22.1 mV）的Zeta电位值相当。相应地，S对草甘膦的吸附量从622.04 mg/kg下降至456.38、591.53 mg/kg，进一步证明溶液pH值在吸附过程中发挥了重要作用。相对于S和S-CSB，CSA含有的碳酸盐类碱性物质引起pH值升高，导致S-CSA与草甘膦之间的静电斥力显著增大^[22]，使其对草甘膦的吸附量降低。此外，pH值升高还可能使S中游离态的铁离子或铝离子转化为氢氧化物沉淀，导致其吸附草甘膦的活性位点进一步减少^[34]。

另外，磷酸盐还可以与草甘膦竞争吸附剂的吸附位点^[33]，且磷酸盐分子（0.25 nm）的尺寸小于草甘膦分子（0.43 nm），当磷酸盐与草甘膦同时存在时，磷酸盐优先占据吸附位点，导致吸附剂对草甘膦的吸附量降低^[35]。CSA中磷酸根含量为0.84%，CSB中无磷酸根。向S组加入与CSA相同含量的磷酸根，S对草甘膦的吸附量由622.04 mg/kg下降到489.32 mg/kg，表明CSA含有的磷酸盐是S-CSA对草甘膦吸附量降低的重要原因。

3　 结 论

本研究以玉米秸秆为原料，分别经自然焚烧制得草木灰CSA、隔氧热解制得生物炭CSB，将其按质量分数1%添加至S中制成吸附剂，研究了不同还田方式得到的吸附剂对草甘膦的吸附性能及作用机理，得出如下结论：1） 玉米秸秆以生物炭的方式还田利用率更高，且更有利于土壤对草甘膦的吸附，相同质量玉米秸秆制成的S-CSB对草甘膦的吸附量是S-CSA的15.22倍；2） 吸附剂对草甘膦的吸附过程均符合准二级动力学模型和Langmuir单分子层的化学吸附模型，且为自发、吸热反应；3） S-CSB对草甘膦吸附量的更高主要归因于其比表面积更大、含氧官能团更多。

根据本文的研究结果，将农作物秸秆制成草木灰还田可能增加草甘膦等污染物的浸出风险，而将农作物秸秆制成生物炭由于吸附能力增强，则可能减少草甘膦等污染物向地表水和地下水移动，更有利于推动农业的可持续性发展。

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基金资助

国家自然科学基金(21972073)

国家自然科学基金(22206108)