具体实施方式

本申请提供的用于DGT装置的生物炭改性薄膜、DGT装置及其制作方法相较于传统的DGT技术，采用了新型的生物炭改性薄膜作为结合膜。生物炭的微孔结构丰富和比表面积较大，具有较强的吸附能力，可吸附多种形态的重金属；此外，生物炭制备原料价廉易得、安全环保、无污染，在改良土壤、固碳减排、污染治理等方面应用前景广阔。生物炭生产和获得过程既实现生物质资源化利用，又可保护生态环境和可持续农业发展。发明人开发了以生物炭为结合相的新型DGT技术，从土壤水化学条件对生物炭改性DGT技术预测重金属生物有效性规律影响角度，构建适用于不同性质土壤中典型重金属污染物生物有效性的测试方法，并在实际污染场地土壤中应用验证，为准确评估重金属污染物风险提供技术支撑，为科学合理制定场地污染土壤的修复目标提供依据。详情请参见以下实施例。

以下的实施例便于更好地理解本申请，但并不限定本申请。

下述实施例中的实验方法，如无特殊说明，均为常规方法。

下述实施例中所用的其他试验材料，如无特殊说明，均为自常规生化试剂商店购买得到的。本实施例中所用的水稻秸秆生物炭粉末为发明人自制，方法如下：以水稻秸秆为原材料，将其简单破碎后用高速粉碎机粉碎，过100目筛，在鼓风干燥箱中80℃烘2h以去除其水分；取适量的秸秆粉末放入真空管式炉，以5℃/min的升温速率升温至100℃预热1h，然后以5℃/min的升温速率升温至700℃，恒温厌氧灼烧4h；将制备的生物炭粉碎后过320目筛，80℃烘6h后放入干燥器中避光保存备用。

实施例1

1、生物炭改性薄膜扩散梯度装置(B-DGT)及其制作

本实施例中所用B-DGT的结构参见图1，包括DGT核心模块以及用于容纳、固定所述DGT核心模块的外壳；其中，外壳包括底座1和盖帽2，盖帽2上设有暴露窗口21；DGT核心模块包括依次设置的结合膜3、扩散膜4和滤膜5，滤膜5封住暴露窗口21；其中，结合膜3为本实施例制得的生物炭改性薄膜，底座1和盖帽2为ABS塑料，扩散膜4为本实施例制得的琼脂扩散膜，滤膜5的材质为PES。

本实施例中所用B-DGT为实验室自制，具体方法如下：

1.1琼脂溶液和琼脂扩散膜制备步骤：

取适量琼脂粉与超纯水，按1.5:100的质量比混合，用磁力加热搅拌器加热并一直保持在80℃左右，使溶液呈现出透明的状态。

用0.4mm的聚四氟乙烯薄膜裁和两片有机玻璃板制作厚度为0.8mm的U形PTFE隔间，并用固定装置(长尾夹)固定住U形PTFE隔间的三个边。此时将透明化的琼脂溶液导入到两片玻璃板之间的缝隙中，溶液注入时需注意将玻璃板间的气泡挤出，以免影响琼脂扩散膜的品质。注入完成后将玻璃板尽量水平放置，于室温中冷却1h，此时玻璃板间的溶液凝固形成了琼脂扩散膜。取下固定装置并分离两块玻璃板，用设计的模具从琼脂扩散膜上切出直径为2.51cm的圆形薄片，取出放入质量浓度0.3％的NaCl溶液，于4℃冰箱中保存待用。

1.2生物炭改性薄膜(结合膜)制备步骤：

将水稻秸秆生物炭粉末研磨过320目筛，以保证其有较小的粒径分布(粒径<50μm)，利于后续生物炭混合液的均质混匀。

过筛后的生物炭粉末与超纯水按1:10的质量比混合并搅拌均匀得到生物炭混合液，取前述方法(步骤1.1)制备的琼脂溶液与生物炭混合液混合，生物炭混合液与琼脂溶液按1.5:4的体积比混合均匀，得到生物炭-琼脂混合液。将条带单片放入两片有机玻璃板中间，形成厚度为0.4mm的U形PTFE隔间，并用固定装置(长尾夹)将U形的三个边分别固定住。此时将生物炭-琼脂混合液导入到两片玻璃板之间的缝隙中，溶液注入时同样注意将玻璃板间的气泡挤出。注入完成后将玻璃板尽量水平放置，于室温中冷却1h，此时玻璃板间的混合液凝固形成了生物炭改性薄膜。取下固定装置并分离两块玻璃板，用设计的模具从生物炭改性薄膜上切出直径为2.51cm的圆形薄片，取出放入质量浓度0.3％的NaCl溶液，于4℃冰箱中保存待用。

1.3生物炭改性DGT装置(B-DGT)制备：

将上述步骤制得的生物炭改性薄膜(作为结合膜)、琼脂扩散膜和PES滤膜按相应的顺序组装到ABS塑料支撑装置中，如图1所示。将组装好的B-DGT(Biochar-DGT)装置分别装入塑封袋中，同时向其中加入适量超纯水保持湿度，然后于4℃冰箱中保存。

本实施例中所用C-DGT为实验室自制，具体方法与上述B-DGT的制作方法相同，差别在于：C-DGT中，扩散膜是采用聚丙烯酰胺加琼脂溶液制成，结合膜是采用Chelex 100加琼脂溶液制成。

2、效果验证试验

2.1土壤前处理、土壤pH、溶解性有机质(DOM)和阴、阳离子测定。

从11个省份取0～20cm表层无污染的土壤，自然风干，用2mm的筛子筛除杂质均一化，贮存在阴凉干燥处备用。

上述11种土壤pH范围为6.08～9.35(参见图2)，土壤DOM浓度范围为29.01～483.00mg·kg^-1(参见图3(a))，BCR法测出土壤Cd含量为0.10～0.29mg·kg^-1，测得土壤中部分阴、阳离子浓度如下表1和表2：

表1土壤中部分阴离子含量(g·kg^-1)

注：表中“/”表示未检出。

表2土壤中部分阳离子含量(g·kg^-1)

注：表中“/”表示未检出。

2.2不同类型土壤pH对B-DGT对重金属生物有效性预测的影响

本节以及后文中的第2.3节和第2.4节为实验室染毒模拟污染土壤实验。称取上述11种土壤400g装入塑料花盆中，并向花盆中加入超纯水使土壤含水量保持在约60％～70％。按照设置的浓度(土壤中镉的浓度10mg/kg)向土壤中添加Cd标准物质，同时设有未添加Cd标准物质的土壤作为空白对照组，一同放置于室温条件下老化培养三个月。土壤老化完成后，分别用BCR法、CaCl₂法、HCl法、DTPA法、DGT技术提取土壤中的重金属有效态组分，参见图2中的b、c；测量空白对照组的pH，参见图2中的a。

实验方法：称取10g空白对照组风干过16目筛的土样，置于50mL离心管中，按照土水比(2:5)加入25mL 0.01M CaCl₂溶液，用pH计测定土壤pH。用四分法称取60.00g过100目筛染毒老化土壤放入塑料烧杯中，并向每个烧杯中加入超纯水，使烧杯中的土壤达到泥水混合状态(约100％持水量)，然后将烧杯封口避光放置24h。从烧杯中取约20g土样放置于干净的培养皿中，取适量泥均匀涂抹于B-DGT、C-DGT窗口并涂满，将DGT倒扣，轻轻旋入培养皿里的土样中。将培养皿盖盖后装入塑封袋中水平放置，并向袋中加入适量超纯水，塑封袋留小口放置24h。打开DGT装置外壳，取出结合膜放入离心管中，用1mL优级纯HNO₃(1mol·L^-1)洗脱24h，测定结合膜中重金属的含量，即为DGT预测的重金属有效态。每个处理设置3组重复。

11种土壤的pH如图2所示，图中显示云南(CK1)、黑龙江(CK2)、广西(CK3)三地的土壤偏弱酸性，重庆(CK4)、河北(CK5)两地的土壤偏弱碱性，天津(CK6)、内蒙古(CK7)、甘肃(CK8)、浙江(CK9)、西藏(CK10)、宁夏(CK11)六地的土壤呈碱性，其中尤以西藏(CK10)和宁夏(CK11)的pH值最高，分别为9.32和9.35。

采用传统BCR法、HCl法、CaCl₂法、DTPA法及传统C-DGT和新型改性B-DGT对土壤中的有效态Cd浓度提取或预测，见图2中的(b)和(c)。在图2(b)中，三种化学提取剂提取的有效态Cd含量相较于与土壤中有效态Cd含量(BCR法测出)离散程度为：HCl法<DTPA法<CaCl₂法。进行相关性分析可以得出其与土壤中有效态Cd含量相关性系数分别为r＝-0.410，r＝-0.324，r＝-0.051，说明三种化学提取方法提取的有效态Cd含量都与土壤中有效态Cd含量呈负相关，但相关性较弱，即三种提取方法的准确度为：HCl法>DTPA法>CaCl₂法。参见图2(c)，相同土壤条件下，B-DGT提取土壤中有效态Cd的能力普遍高于C-DGT。对于有效态Cd含量相近的不同土壤，B-DGT在酸性土壤中提取重金属有效态的含量明显高于碱性土壤，但在黑龙江土壤中提取的有效态Cd含量远小于相似条件下的云南土壤，这可能是黑龙江土壤中较高的有机质含量导致的。C-DGT也表现出相似的变化趋势，同B-DGT有较好的相关性(r＝0.775,p<0.01)。因此，B-DGT可以代替C-DGT用于不同pH土壤中重金属有效性的预测。

2.3不同类型土壤DOM浓度对提取重金属有效态的影响

土壤溶解性有机质(DOM)是土壤固相部分的重要组成成分，可以与重金属元素形成络合物，进而改变土壤中重金属的生物有效性。本实施例制得的B-DGT装置受土壤DOM影响较小。

实验方法：称取2.0g空白对照组风干过100目筛后的土样于50mL离心管中，按照1:5的水土比加入10mL超纯水，离心后取上清液过0.45μm水系滤膜，即可得到土壤DOM溶液；再将B-DGT、C-DGT按前述方法在染毒老化土样中放置24h，然后打开DGT并取出结合膜，用1mL1mol·L^-1硝酸洗脱24h，测定DGT结合膜中重金属的含量，即为DGT预测的重金属有效态。每个处理设置3组重复。

首先测定了11种土壤DOM浓度和土壤有效态Cd含量，汇总在图3(a)。11种土壤中DOM浓度的大小为：黑龙江(CK2)>云南(CK1)>河北(CK5)>重庆(CK4)、天津(CK6)>浙江(CK9)、甘肃(CK8)>内蒙古(CK7)≥西藏(CK10)、宁夏(CK11)≥广西(CK3)。土壤中DOM含量越大Cd在土壤中的迁移速率越快，同时DOM与Cd离子的结合以及DOM可以被生物炭吸附的特性使本实施例中B-DGT装置的生物炭结合膜的吸附容量变得更大，使B-DGT测定的重金属生物有效态含量比C-DGT更为准确。但B-DGT和C-DGT同土壤中DOM浓度之间不具有相关性，即C-DGT和B-DGT预测土壤中重金属有效性时不受土壤中DOM浓度的影响，可以适用于具有不同特效DOM特征的土壤中重金属生物有效性的预测(参见图3(b))。

2.4土壤中不同类型阴、阳离子的浓度对重金属有效态B-DGT预测的影响

实验方法：称取5.0g空白对照组风干过100目筛后的土样于50mL离心管中，用超纯水定容至50mL，离心后取上清液过0.22μm水系滤膜，过Thermo Hyper SepTM C₁₈ SPE小柱去除有机质组分，提高仪器测定灵敏度。萃取后的土壤溶液采用离子色谱法测定其F^-、Cl^-、NO₂ ^-、SO₄ ^2-、NO₃ ^-和K⁺、Na⁺等离子的浓度，使用ICP-MS测定溶液中的Mg²⁺浓度。再将B-DGT、C-DGT按前述方法在染毒老化土样中放置24h，然后打开DGT并取出结合膜，用1mL 1mol·L-1硝酸洗脱24h，测定结合膜中重金属的含量，即为DGT预测的重金属有效态。每个处理设置3组重复。

本实施例制得的B-DGT几乎不受土壤中阴离子类型和浓度的影响。本发明人考察了11种土壤中的阴离子总量及组成分析，并总结在表1和图4(a)，结果显示土壤中F^-和NO₂ ^-的含量较小，11种土壤中的F^-浓度均低于0.1g·kg^-1，NO₂ ^-浓度均低于0.2g·kg^-1，SO₄ ^2-和NO₃ ^-土壤阴离子的主要组成部分，11种土壤中两者之和占全部阴离子的比例均超过50％。值得注意的是，云南(CK1)和黑龙江(CK2)土壤中的NO₃ ^-含量远大于其它阴离子组分；河北(CK5)和甘肃(CK8)两地土壤中主要阴离子的占比均为Cl^->SO₄ ^2->NO₃ ^-，且在甘肃的土样中发现其Cl^-浓度高达67.78g·kg^-1，而SO₄ ^2-浓度也多达37.89g·kg^-1。因此，甘肃土壤中的阴离子总量远高于其他土壤，河北土壤中的阴离子总量次之，其它9种土壤中的阴离子总量均低于2.6g·kg^-1。

对C-DGT和B-DGT提取土壤中有效态Cd的浓度同土壤中阴离子浓度变化进行相关性分析(参见图4(b))，使用SPSS统计软件进行成对样本T检验(95％置信区间)，结果显示C-DGT提取土壤中有效态Cd的浓度同土壤中阴离子浓度之间的相关性系数r＝0.514，p>0.05；而对于B-DGT而言，其提取土壤中有效态Cd的浓度同土壤中阴离子浓度之间的相关性系数r＝0.009，p>0.05，说明两者间不具有相关性，即C-DGT预测土壤中重金属有效性时在一定程度上受土壤中阴离子浓度的影响，而B-DGT则几乎不受土壤中阴离子浓度的影响，保证了其在不同阴离子浓度土壤中预测结果的稳定性。

此外，对11种土壤中的阳离子总量及组成分析见图5。显然甘肃土壤中的阳离子总量远高于其他土壤(几乎全部为K⁺)，河北土壤中的阳离子总量次之(主要为Na⁺)，其它9种土壤中的阳离子总量均低于1.3g·kg^-1，且广西土壤中的阳离子含量最少，低于0.1g·kg^-1。对C-DGT和B-DGT提取土壤中有效态Cd的浓度同土壤中阳离子浓度变化进行相关性分析，使用SPSS统计软件在95％置信区间进行成对样本T检验，结果显示C-DGT和B-DGT提取土壤中有效态Cd的浓度同土壤中阳离子浓度之间的相关性系数分别为r＝0.223，r＝-0.215，p>0.05，说明两者与同土壤中阳离子浓度之间不具有相关性，即C-DGT和B-DGT预测土壤中重金属有效性时不受土壤中阳离子浓度的影响。因此，本实施例制得的B-DGT可以适用于不同阳离子浓度土壤中重金属生物有效性的预测。

2.5B-DGT对场地土壤重金属生物有效性预测验证

除上文中的实验室染毒模拟污染土壤验证试验外，还进行了场地实际重金属污染土壤验证试验。相比实验室染毒模拟污染土壤，场地土壤含有重金属浓度高，风险大，且污染物种类多，容易形成复合污染，其重金属有效态预测更难。针对实际场地土壤中重金属Cd和As的生物有效性，采用本实施例制得的B-DGT和C-DGT分别进行了测定，同时采用BCR方法测定土壤中的重金属，以弱酸提取态的重金属含量作为土壤中重金属的有效态组分。

实验方法：项目采集重金属污染场地不同区域的土壤(共4处)，置于阴凉干燥处风干，去除石块等杂质后，研磨后分别过16目筛和100目筛，测定其理化性质。用四分法称取60.00g过100目筛土壤放入塑料烧杯中，并向烧杯中加入适量超纯水，使土壤呈松软状态(约40％持水量)，将烧杯封口避光放置48h，再向烧杯中加入超纯水，使烧杯中的土壤达到泥水混合状态(约100％持水量)，然后封口避光放置24h。从烧杯中取约20g土样放置于干净的培养皿中，取适量泥均匀涂抹于B-DGT、C-DGT窗口并涂满，将DGT装置倒扣，轻轻旋入培养皿里的土样中。将培养皿盖盖后装入塑封袋中水平放置，并向袋中加入适量超纯水，塑封袋留小口放置24h。打开DGT装置外壳，取出结合膜放入离心管中，用1mL优级纯HNO₃(1mol·L^-1)洗脱24h，测定结合膜中重金属的含量，即为预测的重金属有效态。每个处理设置3组重复。

发明人采集重金属污染场地不同区域4处土壤的pH如图6所示，其中1号点土壤呈酸性(pH＝5.47)，2、3、4号点土壤均为碱性(pH：8.25～8.52)。

根据场地土壤的酸碱性将其分为两类(酸性和碱性)，测定其质地、阳离子交换量(CEC)、有机质(OM)、可溶性有机碳(DOC)等性质如表3所示。

表3场地土壤部分理化性质

利用扩散池法测定了琼脂扩散膜中Cd(T＝21℃)和As(T＝17℃)的扩散系数，接收室内重金属的含量随时间的变化如图7所示。

根据线性拟合结果可知，接收室内Cd和As含量与接收时间呈良好的线性关系(y₁＝0.0940·x,R²＝0.9407；y₂＝0.3965·x,R²＝0.9998)。扩散系数D可用下式计算：

其中，k为接受室内目标物质量随时间增长的斜率，Δg表示扩散层的厚度，C_S为供给室内目标物的浓度(在取样时间内需维持恒定)，A_S为扩散层的暴露面积(由扩散池暴露孔径决定)。

可得Cd的扩散系数D₁＝3.19E-6cm²/s(T＝21℃)，As的扩散系数D₂＝1.35E-5cm²/s(T＝17℃)。

然后测定B-DGT和C-DGT提取有效态Cd和As的含量与BCR方法表征的实际场地土壤中重金属有效态含量，并分析了三者之间的相关性。

图8(a)显示B-DGT和C-DGT提取的Cd有效态含量同实际场地土壤中Cd有效态含量的变化具有相同的趋势，呈显著的正相关。对三者的相关性分析结果(参见图8(b))表明，BCR法测量的场地土壤中Cd有效态含量同B-DGT提取的Cd有效态含量的相关性略高于C-DGT(r₁＝0.916，r₂＝0.902，p<0.01)，且两种DGT提取技术之间也呈现出较好的相关性(r₃＝0.965，p<0.01)。

图9(a)显示B-DGT和C-DGT提取的As有效态含量同实际场地土壤中As有效态含量的变化具有相似的趋势，呈显著的正相关。对三者的相关性分析结果(参见图9(b))表明，BCR法测量的场地土壤中As有效态含量同B-DGT提取的As有效态含量略低于C-DGT提取的Cd有效态含量(r₁＝0.769，r₂＝0.826，p<0.01)，且两种DGT提取技术之间的相关性不显著(r₃＝0.396，p>0.05)。因此，本实施例制得的生物炭所改性DGT即新型B-DGT能较好地预测不同类型土壤中重金属，也能预测场地土壤中Cd和非金属离子As的生物有效性。

实施例2

本实施例与实施例1中第1.2节的步骤相同，区别仅在于生物炭混合液与琼脂溶液的配比不同。本实施例中，生物炭混合液与琼脂溶液不同配比制备结合膜效果比较如图10所示，其中，图10中的a示出了按生物炭混合液与琼脂溶液体积比1:1制备的结合膜，从图中可以出现生物炭局部团聚的现象，影响结合膜的效果；图10中的c示出了按生物炭混合液与琼脂溶液体积比1:5制备的结合膜，虽然生物炭分散性较好，但机械强度较差，不利于膜的提取与保持；而图10中的b示出了按生物炭混合液与琼脂溶液体积比1:2.5比例制备的结合膜，从图中可以看出其兼具前两者的优点，既保证了膜的机械强度，又使生物炭在膜中有较好的分散性。

最后，还需要说明的是，在本申请中，术语“包括”、“包含”或者其任何其他变体意在涵盖非排他性的包含，从而使得包括一系列要素的过程、方法、物品或者设备不仅包括那些要素，而且还包括没有明确列出的其他要素，或者是还包括为这种过程、方法、物品或者设备所固有的要素。在没有更多限制的情况下，由语句“包括一个……”限定的要素，并不排除在包括所述要素的过程、方法、物品或者设备中还存在另外的相同要素。

尽管上面已经通过本申请的具体实施例的描述对本申请进行了披露，但是，应该理解，本领域技术人员可在所附方案的精神和范围内设计对本申请的各种修改、改进或者等同物。这些修改、改进或者等同物也应当被认为包括在本申请所要求保护的范围内。