張 雪，劉笑生，沈露露，崔紅標(biāo)

（安徽理工大學(xué)地球與環(huán)境學(xué)院，安徽 淮南 232001）

生物炭作為一種環(huán)境友好的產(chǎn)品[1]，其生產(chǎn)主要是利用廢棄的生物質(zhì)在相對(duì)低溫（＜700℃）及限氧條件下熱解而形成富碳產(chǎn)物[2]。生物炭主要由芳香烴和單質(zhì)碳或者具有石墨結(jié)構(gòu)的碳組成，含有60%以上的碳元素，還包括氧（O）、氫（H）、氮（N）、硫（S）及少量的微量元素[3]，具有較大的比表面積和發(fā)達(dá)的孔隙度，在土壤中能夠吸收更多作物所需的養(yǎng)分，同時(shí)生物炭可以提高土壤中陽(yáng)離子交換量（Cation exchange capacity，CEC），還可以作為微生物生長(zhǎng)的載體[4]。由于生物炭具有高度芳香化和高度羧酸酯化結(jié)構(gòu)，所以可溶性極低[5]。將生物炭作為土壤改良劑施加到農(nóng)田中，可以有效改善土壤的理化性質(zhì)，降低土壤中污染物的有效性，提高農(nóng)作物產(chǎn)量及品質(zhì)[3]。卞榮軍[6]研究發(fā)現(xiàn)，城市廢棄生物質(zhì)炭化后還田，能夠降低稻麥籽粒中Cd含量及稻麥生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體排放。

當(dāng)前我國(guó)土壤污染形勢(shì)嚴(yán)峻，極有可能將生長(zhǎng)于污染土壤上的生物質(zhì)用作制備生物炭的原料，如我國(guó)南方部分重金屬污染農(nóng)田的水稻秸稈、受污染工礦中廢棄生長(zhǎng)的生物質(zhì)等。而且在制備生物炭的過(guò)程中，原料生物質(zhì)中的大部分重金屬及多環(huán)芳烴（Polycyclic aromatic hydrocarbon，PAHs）等有毒有害物質(zhì)會(huì)以4～6倍的濃縮倍數(shù)富集在生物炭中[7-9]，如果高量施用，具有極大的潛在風(fēng)險(xiǎn)。如Shen等[10]研究表明，富含重金屬的生物炭可能增加輕度污染土壤的重金屬積累風(fēng)險(xiǎn)。為避免由于生物炭?jī)?nèi)源污染物含量過(guò)高，而在改良土壤過(guò)程中產(chǎn)生新的問(wèn)題，國(guó)際上一些權(quán)威機(jī)構(gòu)，如：國(guó)際生物炭協(xié)會(huì)（Internet Biochar Initiative，IBI）、歐洲生物炭認(rèn)證（European Biochar Certificate，EBC）及美國(guó)國(guó)家環(huán)保局（Environmental Protection Agency，EPA）針對(duì)生物炭?jī)?nèi)源污染物限值作出了規(guī)定，但是當(dāng)前不同的標(biāo)準(zhǔn)對(duì)同一污染物的限值并不統(tǒng)一，比如：IBI規(guī)定生物炭中Cd含量范圍為1.40～39.0 mg·kg-1，EBC要求生物炭中Cd含量小于1.50 mg·kg-1[4]，EPA對(duì)用于土地處理的生物性固體廢棄物中Cd所規(guī)定的安全限制為10.0 mg·kg-1[11]。同時(shí)，我國(guó)當(dāng)前尚未有限定生物炭?jī)?nèi)源污染物的強(qiáng)制標(biāo)準(zhǔn)，導(dǎo)致現(xiàn)在應(yīng)用于土壤中的生物炭?jī)?nèi)源重金屬含量差異較大。如：倉(cāng)龍等[12]在不同溫度條件下制備松針、麥稈生物炭?jī)?nèi)源Cd含量分別為 0.38～0.9 mg·kg-1、0.30 mg·kg-1左右。范世鎖等[13]研究300～700℃制備的污泥基生物炭中Cd含量在10 mg·kg-1左右。因此在當(dāng)前我國(guó)尚未有生物炭?jī)?nèi)源重金屬限值標(biāo)準(zhǔn)的背景下，開(kāi)展生物炭?jī)?nèi)源重金屬的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)研究具有重要意義。

生物炭本身具有良好的穩(wěn)定性，其半衰期長(zhǎng)達(dá)1400年[4]。但是一些研究表明，老化過(guò)程會(huì)對(duì)生物炭的元素組成、親水性、酸堿性等物理化學(xué)性質(zhì)產(chǎn)生顯著的影響[14-18]。水洗和酸化花生殼生物炭會(huì)增加含氧官能團(tuán)，促進(jìn)較多的堿性元素釋放，并破壞生物炭表面微孔結(jié)構(gòu)[19]。老化過(guò)程還會(huì)破壞生物炭表面不飽和脂肪烴和芳香環(huán)，增加Zeta電位，降低粒子間靜電斥力[20]。此外，老化后的生物炭可提高土壤對(duì)重金屬的鈍化效果[21]。因此，老化作用也極有可能引起生物炭?jī)?nèi)源重金屬有效性的變化。然而，目前的研究主要關(guān)注老化作用對(duì)生物炭理化性質(zhì)的改變及其對(duì)污染物固定的影響[22]，鮮有關(guān)注在老化作用下，生物炭?jī)?nèi)源重金屬活性的變化。

綜上，本文以清潔區(qū)（紅壤）和重金屬污染區(qū)（九牛）巨菌草莖制備的兩種生物炭為研究對(duì)象，考察生物炭?jī)?nèi)源重金屬賦存狀態(tài)，干濕交替、凍融循環(huán)及酸化老化作用對(duì)生物炭?jī)?nèi)源重金屬活性的影響及其潛在風(fēng)險(xiǎn)，以期為生物炭還田利用的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)提供理論基礎(chǔ)。

1 材料與方法

本次研究對(duì)象選用的巨菌草莖分別采集于江西省鷹潭市劉家站中國(guó)科學(xué)院紅壤生態(tài)實(shí)驗(yàn)站紅壤旱地（28°15'20″N，116°55'30″E，清潔區(qū)）和我國(guó)最大的閃銅冶煉廠（江西省貴溪銅冶煉廠）周邊九牛崗區(qū)域重金屬污染廢棄農(nóng)田土壤（28°19'43″N，117°12'36″E，污染區(qū)）。劉家站清潔區(qū)土壤為第四紀(jì)紅色黏土（紅壤）：有機(jī)質(zhì)17.2 g·kg-1，CEC 12.1 cmol·kg-1，全量 Cu 32.2 mg·kg-1，全量 Cd 0.22 mg·kg-1，pH 6.0，鉀肥（K2O）施加量80.6 kg·hm-2；貴溪市濱江鎮(zhèn)九牛崗?fù)寥李?lèi)型為紅砂巖發(fā)育的老成土：有機(jī)質(zhì) 40.7 g·kg-1，CEC 9.31 cmol·kg-1，全量 Cu 981 mg·kg-1，全量 Cd 0.88 mg·kg-1，pH 5.92，鉀肥（K2O）施加量 74.1 kg·hm-2。

1.1 生物炭的制備

將采集的巨菌草莖于室溫下風(fēng)干，并除去根、葉。然后洗凈、烘干，剪至1 cm以下的小段備用。接著將巨菌草莖放入剛玉坩堝并加蓋，置于馬弗爐中通入高純度氮?dú)猓?9.99%）30 min，缺氧狀態(tài)下以5℃·min-1的升溫速率于400℃下熱解120 min，冷卻后取出，研磨過(guò)0.15 mm篩（100目），室溫下儲(chǔ)存于干燥器備用。兩種生物炭分別記為九牛生物炭和紅壤生物炭。選擇400℃熱解的原因一方面是400℃下生物質(zhì)中的高聚物（如纖維素、半纖維素和木質(zhì)素等）會(huì)進(jìn)行脫氫和解聚反應(yīng)，而低溫（≤300℃）時(shí)以脫水和脫氫為主，生物質(zhì)中的高聚物基本未受影響，故低溫下生物炭芳香化效果不佳，吸附固定能力低；另一方面，雖然隨著熱解溫度升高（100～700℃），H/C、O/C會(huì)逐漸降低，雜環(huán)的芳香碳增加，官能團(tuán)種類(lèi)（酮、醛、羧基等）增加[23-24]，生物炭吸附固定效果好，但高溫（≥500℃）熱解下生物炭產(chǎn)率較低，400℃生物炭的產(chǎn)率最高[25-27]。

1.2 生物炭理化性質(zhì)的表征

生物炭pH的測(cè)定方法采用固液比1∶20，混勻后振蕩1.5 h[28]，用pH計(jì)測(cè)定。生物炭比表面積采用比表面積分析儀（Auto-sorb-iQA3200-4，QUANTATECH，美國(guó)）測(cè)定。生物炭的元素組成采用元素分析儀（Vario macro cube，elementar，德國(guó)）進(jìn)行測(cè)定。

采用高分辨場(chǎng)發(fā)射掃描電子顯微鏡（SEM Quanta 400 FEG，F(xiàn)EI，美國(guó)）對(duì)生物炭進(jìn)行掃描，掃描過(guò)程中儀器運(yùn)行電壓為20 kV。生物炭的紅外光譜分析采用傅里葉變換紅外光譜儀（NEXUS670，Nicolet，美國(guó)），掃描范圍為4000～400 cm-1，分辨率2 cm-1。生物炭X射線(xiàn)衍射采用日本理學(xué)Ultima IV組合型多功能水平X射線(xiàn)衍射儀進(jìn)行分析，掃描步長(zhǎng)：0.02°，掃描速度：2 °·min-1。

1.3 生物炭的老化試驗(yàn)

人工加速模擬生物炭在自然界中的三種不同老化方式，即干濕交替、凍融循環(huán)及酸化，老化時(shí)間為25 d[21]，老化結(jié)束后將生物炭冷凍干燥，研磨過(guò)100目篩，備用。

1.3.1 干濕交替

稱(chēng)取5 g生物炭于250 mL玻璃燒杯中，加入適量純水保證生物炭100%含水率，試驗(yàn)設(shè)置三組重復(fù)。樣品置于恒溫干燥箱中25℃下培養(yǎng)16 h后，干燥箱溫度提高至60℃繼續(xù)培養(yǎng)8 h（期間確保含水率不低于35%），完成一次干濕交替，如此干濕交替25個(gè)周期（天）。

1.3.2 凍融循環(huán)

稱(chēng)取5 g生物炭于250 mL玻璃燒杯中，加入適量純水保持生物炭100%含水率，試驗(yàn)設(shè)置三組重復(fù)。樣品置于冰箱中-20℃下培養(yǎng)5 h，置于恒溫干燥箱中25℃下培養(yǎng)19 h，完成一次凍融交替，如此凍融循環(huán)25個(gè)周期（d）。

1.3.3 酸化老化

模擬酸雨溶液的配制：H2SO4和HNO3按3∶1（摩爾比）混勻稀釋后配制成pH=4.73的酸液。

生物炭和酸雨比例的計(jì)算：本試驗(yàn)?zāi)M生物炭在自然界中5年受到酸雨老化的影響。設(shè)定耕作層深度為20 cm，土壤容重取1.20 g·cm-3，生物炭的添加量為3.0%，所以1 cm2耕作層施用生物炭量為0.72 g。酸雨量以江西某地區(qū)為例，該地區(qū)年平均降雨量為1700 mm，酸雨率為70%，將1年分為25個(gè)周期（d）模擬，則每個(gè)周期降雨量為68 mm，模擬5年，則生物炭與酸液比例為1∶33（g·mL-1）。

酸化試驗(yàn)步驟：稱(chēng)取5 g生物炭于250 mL玻璃燒杯中，按上述比例加入酸雨溶液后，標(biāo)記溶液液面，并把所有培養(yǎng)樣品置于25℃下培養(yǎng)，試驗(yàn)設(shè)置三組重復(fù)。期間觀察液面下降情況，當(dāng)液面最低降至原始標(biāo)記液面下2.5～3.0 cm時(shí)，補(bǔ)充酸液或純水至原始標(biāo)記液面，所有樣品加酸量保持一致。

1.4 生物炭化學(xué)分析

1.4.1 重金屬BCR分級(jí)

采用歐共體標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)局（Community Bureau of Reference）提出的BCR連續(xù)提取法處理樣品[29]，依次采用由弱至強(qiáng)酸性的提取劑進(jìn)行連續(xù)提取，并把提取出的重金屬形態(tài)分為酸溶態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)及殘?jiān)鼞B(tài)。離心過(guò)濾后的提取液在冰箱中4℃保存，用石墨爐原子吸收光譜儀測(cè)定Cu、Cd含量。

1.4.2 重金屬TCLP浸提

毒性特征瀝濾方法（Toxicity characteristic leaching procedure，TCLP）可確定固體介質(zhì)中重金屬元素的溶出性和遷移性[30]，被認(rèn)為是一種能簡(jiǎn)便、快速、有效評(píng)價(jià)重金屬生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的方法[31]。醋酸提取液按一定比例加入生物炭中振蕩，離心過(guò)濾后的浸提液在冰箱中4℃保存，用石墨爐原子吸收光譜儀測(cè)定提取液中Cu、Cd含量。

1.5 生物炭?jī)?nèi)源重金屬風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)指數(shù)

風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)指數(shù)（Risk assessment code，RAC）廣泛應(yīng)用于評(píng)價(jià)固體物質(zhì)中重金屬污染物潛在環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)[32],以此評(píng)價(jià)生物炭中重金屬的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)，通過(guò)重金屬酸溶態(tài)占總量的質(zhì)量分?jǐn)?shù)的高低來(lái)評(píng)價(jià)生物炭?jī)?nèi)源重金屬的有效性[33]。RAC分為五級(jí)，見(jiàn)表1。

1.6 數(shù)據(jù)處理

采用Excel 2010進(jìn)行數(shù)據(jù)處理，SPSS22.0進(jìn)行方差分析，Origin 2017進(jìn)行作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 生物炭理化性質(zhì)分析

2.1.1 生物炭基本理化性質(zhì)

由于兩種生物炭原材料均為巨菌草莖，因此兩種生物炭pH差異不大且均為堿性（pH=10～10.5），元素組成相似（C含量63.1%～69.6%，表2）。如圖1所示，九牛生物炭具有比較完整的蜂窩狀孔隙結(jié)構(gòu)，紅壤生物炭多為破碎狀態(tài)，九牛和紅壤生物炭的骨架結(jié)構(gòu)清晰，孔隙發(fā)達(dá)且比表面積接近（54～61 m2·g-1）。

表1 風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)指數(shù)分級(jí)Table 1 Index for risk assessment code

2.1.2 生物炭的FTIR分析

如圖2，F(xiàn)TIR圖譜中的峰位置與峰強(qiáng)反映了兩種生物炭表面官能團(tuán)的種類(lèi)。在波數(shù)4000～400 cm-1范圍內(nèi)，兩種生物炭的官能團(tuán)結(jié)構(gòu)相似，主要包括3440、2360、1620、1384、1117、861、750、616 cm-1附近的振動(dòng)峰，其中3440 cm-1處為羥基（-OH）伸縮振動(dòng)峰[34]，這些羥基主要來(lái)源于生物質(zhì)中的碳水化合物[19]。2360 cm-1處為碳碳叁鍵（C≡C）伸縮振動(dòng)峰[34-35]，1620 cm-1處為芳香性C=C和C=O伸縮振動(dòng)峰[36]，1385 cm-1處附近為木質(zhì)素中的酚羥基伸縮振動(dòng)峰[19，35]，1117 cm-1處為 P-O 伸縮振動(dòng)峰[34]，861 cm-1處為C-O碳酸鹽面外變形伸縮振動(dòng)峰[36]，750 cm-1為C-H彎曲伸縮振動(dòng)峰[37]，616 cm-1處為C-O伸縮振動(dòng)峰[38]。

表2 兩種生物炭的基本理化性質(zhì)Table 2 Physico-chemical characteristics of two biochars

圖1 兩種生物炭的掃描電鏡圖（×2500）Figure 1 Scanning electron micrograph（SEM）of two biochars（×2500 times）

圖2 兩種生物炭FTIR圖譜分析Figure 2 FTIRspectra of two biochars

2.1.3 生物炭的X射線(xiàn)衍射圖譜（XRD）分析

高齡產(chǎn)婦和年輕的產(chǎn)婦坐月子方式方法是有一定的區(qū)別的。對(duì)于高齡媽媽來(lái)說(shuō)，坐月子中有太多的誤區(qū)了。因?yàn)?，高齡孕婦得到孩子不容易，自然要金貴不少。另外，身體確實(shí)是比年輕的媽媽要弱些，更是要注意保養(yǎng)。

生物炭XRD譜圖（圖3）分析表明，生物炭中主要存在CaCO3、K2SO4、KCl等礦物，但每種晶體在兩種生物炭中的含量存在一定差異。如表3所示，九牛生物炭?jī)?nèi)源礦物以KCl（49%）和K2SO4（41%）為主，其次為CaCO3（10%），紅壤生物炭?jī)?nèi)源礦物以 KCl（70%）為主，其次為K2SO4（21%）和CaCO3（9%）。

2.2 老化作用對(duì)生物炭?jī)?nèi)源Cu、Cd浸出毒性的影響

老化作用顯著增加九牛和紅壤生物炭?jī)?nèi)源Cu、Cd的TCLP浸出毒性，其中，凍融循環(huán)效果最顯著（圖4）。干濕和凍融使九牛生物炭?jī)?nèi)源Cu的TCLP浸出毒性分別增加了46.1%和50.6%；干濕、凍融和酸化使紅壤生物炭?jī)?nèi)源Cu的TCLP浸出毒性分別增加了465%、571%和374%。對(duì)于九牛生物炭，凍融和酸化使內(nèi)源Cd的TCLP浸出毒性分別增加了161%和55.6%；對(duì)于紅壤生物炭，凍融循環(huán)使內(nèi)源Cd的TCLP浸出毒性顯著增加了620%。

圖3 兩種生物炭X射線(xiàn)衍射圖譜Figure 3 The X-ray diffraction（XRD）spectra of two biochars

表3 兩種生物炭?jī)?nèi)源礦物百分含量（%）Table 3 The content of mineral in two biochars（%）

以上結(jié)果表明，三種老化方式對(duì)兩種生物炭?jī)?nèi)源Cu的浸出毒性均表現(xiàn)為：凍融＞干濕交替＞酸化，對(duì)九牛生物炭?jī)?nèi)源Cd的浸出毒性表現(xiàn)為：凍融＞酸化＞干濕交替，紅壤生物炭Cd的浸出毒性表現(xiàn)為：凍融＞干濕交替=酸化。相較于干濕交替和酸化，凍融循環(huán)顯著增加了生物炭?jī)?nèi)源Cu、Cd的浸出毒性。

2.3 老化作用對(duì)生物炭?jī)?nèi)源Cu、Cd形態(tài)的影響

由表4可見(jiàn)，老化前，九牛和紅壤生物炭?jī)?nèi)源Cu主要為可氧化態(tài)（54.7%和47.6%）。對(duì)于九牛生物炭，三種老化方式較老化前均顯著降低了可氧化態(tài)Cu含量，增加了酸溶態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)Cu含量，未對(duì)可還原態(tài)Cu含量產(chǎn)生顯著影響，但三種老化方式之間未表現(xiàn)出顯著差異。凍融循環(huán)使可氧化態(tài)Cu降低了82.9%，酸溶態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)Cu分別增加了233%和104%。與九牛生物炭類(lèi)似，老化作用顯著降低紅壤生物炭可氧化態(tài)Cu含量，增加了酸溶態(tài)Cu含量，沒(méi)有對(duì)可還原態(tài)Cu含量產(chǎn)生顯著影響，但是凍融顯著降低了殘?jiān)鼞B(tài)Cu含量，凍融循環(huán)使紅壤生物炭可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)Cu分別降低了42.3%和34.4%，酸溶態(tài)增加了723%。

與生物炭?jī)?nèi)源Cu形態(tài)分布不同，老化前，九牛和紅壤生物炭?jī)?nèi)源Cd以可還原態(tài)為主（42.0%和42.7%）。對(duì)于九牛生物炭，干濕和酸化較老化前分別使可還原態(tài)Cd含量降低59.0%和53.2%，凍融和酸化使酸溶態(tài)Cd含量增加29.3%和53.7%，但未對(duì)可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量產(chǎn)生顯著影響。對(duì)于紅壤生物炭，干濕和凍融使酸溶態(tài)Cd含量增加50.0%和37.5%，干濕和酸化使殘?jiān)鼞B(tài)Cd增加95.1%和73.8%，但凍融循環(huán)使殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量顯著降低了62.3%。

圖4 老化作用對(duì)兩種生物炭?jī)?nèi)源Cu、Cd的TCLP影響Figure 4 Ageing effects on TCLPtoxicity of two biochars

表4 兩種生物炭重金屬化學(xué)形態(tài)分布Table 4 Chemical speciation distribution of heavy metalsin two biochars

2.4 重金屬風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)指數(shù)RAC

與老化前生物炭相比，老化作用顯著增加了九牛和紅壤生物炭?jī)?nèi)源Cu和Cd的RAC風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)（圖5）。其中干濕、凍融和酸化分別使紅壤生物炭Cu的RAC顯著增加815%、788%和458%，從低風(fēng)險(xiǎn)（3.01%）增加至中等風(fēng)險(xiǎn)水平（16.81%～27.54%）；干濕、凍融和酸化分別使九牛生物炭Cu的RAC顯著增加了199%、196%和162%，但三種老化方式間無(wú)顯著性差異。另外，凍融和酸化分別使九牛生物炭?jī)?nèi)源Cd的RAC顯著增加29.2%和53.4%，由低風(fēng)險(xiǎn)（7.73%）向中等風(fēng)險(xiǎn)（9.99%～11.86%）水平轉(zhuǎn)變；僅有干濕和凍融使紅壤內(nèi)源Cd的RAC顯著增加了47.4%和33.9%。

3 討論

XRD分析顯示兩種生物炭CaCO3含量接近，這可能是由于兩者為同一植物基生物炭，且CaCO3主要是存在于固廢基生物炭?jī)?nèi)[39]。另外，兩種生物炭含K礦物較多，其原因可能是：首先KCl和K2SO4作為市場(chǎng)上常見(jiàn)的水溶性化肥，易被植物根系吸收利用，進(jìn)而遷移至植物莖部，使得莖基生物炭富含兩種KCl和K2SO4礦物；其次，九牛地區(qū)土壤中有機(jī)質(zhì)含量接近紅壤地區(qū)的兩倍（九牛40.7 g·kg-1，紅壤17.2 g·kg-1），有研究表明，有機(jī)質(zhì)相對(duì)缺乏的土壤，K離子容易流失[40]；最后，兩種土壤CEC和重金屬含量也存在差異，這些因素可能導(dǎo)致兩種生物炭中含K礦物存在顯著差異。盡管如此，其差異機(jī)理有待于進(jìn)一步研究。除此以外，兩種生物炭的表面形貌和官能團(tuán)組成無(wú)顯著差異。

圖5 兩種生物炭?jī)?nèi)源重金屬風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)指數(shù)Figure 5 Risk assessment code of heavy metalsin two biochars

本研究中九牛崗巨菌草種植地的土壤重金屬污染嚴(yán)重[41]，盡管已經(jīng)進(jìn)行鈍化修復(fù)[42]，但是從該地收獲的巨菌草莖所制備的生物炭，其內(nèi)源Cu、Cd的總量顯著高于清潔區(qū)紅壤生物炭（見(jiàn)表4）。因此，本試驗(yàn)所選擇的生物炭符合預(yù)期要求：不同污染程度土壤生長(zhǎng)的植物制備生物炭，其內(nèi)源重金屬含量差異明顯。

TCLP浸出結(jié)果表明，三種老化方式不同程度增加了九牛和紅壤生物炭?jī)?nèi)源Cu、Cd的TCLP浸出毒性，且凍融老化最為顯著。值得注意的是，九牛生物炭?jī)?nèi)源Cu總量雖然是紅壤生物炭的3.72倍，但是其TCLP-Cu浸出濃度顯著低于紅壤生物炭，表明九牛生物炭?jī)?nèi)源Cu較紅壤生物炭結(jié)合得更穩(wěn)定，TCLP提取液難以有效提取。進(jìn)一步，BCR連續(xù)提取試驗(yàn)表明三種老化作用均促進(jìn)了生物炭?jī)?nèi)源Cu和Cd從中間形態(tài)向易被植物吸收利用的活性較高的酸溶態(tài)轉(zhuǎn)化，且九牛生物炭?jī)?nèi)源Cu和Cd的酸溶態(tài)含量高于紅壤生物炭。其主要原因可能是：一方面九牛內(nèi)源Cu和Cd的總量高于紅壤，另一方面不同老化作用對(duì)生物炭物理和化學(xué)性質(zhì)的影響存在顯著差異。首先，干濕交替過(guò)程中常發(fā)生漲縮現(xiàn)象，造成生物炭體積的變化和裂縫的發(fā)育。炭粒從吸水到失水的過(guò)程中，水分子對(duì)炭粒產(chǎn)生壓力，增加生物炭顆粒間的內(nèi)聚力，使生物炭變得緊實(shí)，容重增加，比表面積減小，孔隙度變小，滲透性增強(qiáng)[43]，重金屬易從中遷移出。其次，干濕交替可改變炭-水環(huán)境pH、Eh等，從而影響土壤中重金屬形態(tài)的轉(zhuǎn)變[44]。如Xu等[21]研究表明，經(jīng)過(guò)干濕交替老化后，牛糞和稻殼生物炭的pH分別從10.5和8.0下降至9.0和7.5。Lim等[45]研究表明，pH變化對(duì)鉛（Pb）和Cd交換形態(tài)有重要影響，環(huán)境變酸時(shí)可能導(dǎo)致重金屬離子的釋放。在淹水的還原環(huán)境中，鐵（Fe）、錳（Mn）氫氧化物和氧化物易被還原溶解，使得被其固定的重金屬釋放出來(lái)；其次，凍融循環(huán)使得生物炭經(jīng)過(guò)冷熱交替的影響，生物炭中的水遇冷凍結(jié)成冰后體積膨脹，遇熱后體積縮小，引起生物炭結(jié)構(gòu)的破壞[46]。凍融循環(huán)還會(huì)促進(jìn)有機(jī)質(zhì)中的水聚合物遷出，改變生物炭的理化性質(zhì)，破壞生物炭的穩(wěn)定性，增強(qiáng)滲透性，使生物炭變得疏松，孔隙增大，使得生物炭?jī)?nèi)源的重金屬賦存形態(tài)改變[46-47]。而且溫度升高有利于重金屬的物理解吸，促進(jìn)生物炭?jī)?nèi)源重金屬的釋放[48]。最后，對(duì)于酸化老化，因硫酸硝酸的混合氧化，生物炭孔壁腐蝕、微孔結(jié)構(gòu)被嚴(yán)重破壞，堿性元素如鉀（K）、鈣（Ca）、鈉（Na）、鎂（Mg）等的釋放[19]，導(dǎo)致生物炭表面重金屬被活化。

另外，三種老化作用均促進(jìn)了九牛生物炭?jī)?nèi)源Cu和Cd向殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)變，干濕和凍融老化增加了紅壤生物炭殘?jiān)鼞B(tài)Cd的含量，這可能由于老化過(guò)程中生物炭吸收了環(huán)境中的二氧化碳，其內(nèi)源的礦物質(zhì)與二氧化碳反應(yīng)而形成碳酸鹽沉淀[45]，從而使重金屬向穩(wěn)定態(tài)轉(zhuǎn)化。但是，凍融循環(huán)處理降低了紅壤生物炭殘?jiān)鼞B(tài)Cu和Cd含量，這可能是由于老化作用對(duì)生物炭性質(zhì)產(chǎn)生顯著影響，改變了其內(nèi)源重金屬的賦存狀態(tài)。通過(guò)老化前后生物炭?jī)?nèi)源Cu和Cd的RAC風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)可知，老化作用顯著增加了兩種生物炭?jī)?nèi)源Cu的RAC指數(shù)，表明生物炭的短期老化會(huì)增加其內(nèi)源重金屬的潛在風(fēng)險(xiǎn)。盡管如此，老化作用也導(dǎo)致部分生物炭?jī)?nèi)源重金屬向穩(wěn)定態(tài)轉(zhuǎn)化，其如何影響生物炭物理和化學(xué)性質(zhì)，改變其內(nèi)源污染物賦存狀態(tài)，目前仍不明確，有待進(jìn)一步研究。

總體上，老化后生物炭?jī)?nèi)源Cu和Cd的TCLP浸出毒性和酸溶態(tài)含量較老化前顯著增加。這可能是生物炭對(duì)某些微生物或者植物表現(xiàn)出較高的生物毒性的原因。如Liu等[49]研究了不同溫度條件制備的玉米棒生物炭中重金屬及PAHs對(duì)土壤脲酶（土壤微生物活性指標(biāo)）活性的影響，表明200℃制備的生物炭中含有的高濃度的Cu（52.6 μg·L-1）和PAHs（272 μg·L-1）可能是導(dǎo)致脲酶活性顯著降低的主要原因。稻殼生物炭以5%的施加量添加至土壤后，土壤中檢測(cè)出高達(dá)10.6 mg·kg-1的酸溶態(tài)Pb，較對(duì)照產(chǎn)生顯著的潛在健康風(fēng)險(xiǎn)[50]。不同溫度條件制備的松針生物炭抑制了斜生柵藻葉綠素a合成，破壞細(xì)胞的完整性，并導(dǎo)致細(xì)胞內(nèi)活性氧（Reactive oxygen species，ROS）和超氧化物歧化酶（Superoxide dismutase，SOD）活性升高，造成藻細(xì)胞的氧化損傷，產(chǎn)生了顯著的急性和慢性生物毒性[51]。

本研究表明，生物炭在土壤改良與修復(fù)應(yīng)用過(guò)程中，其內(nèi)源污染物的潛在環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)需要引起高度關(guān)注。如按照農(nóng)田土壤通常情況下1%～2%的生物炭施加量，九牛生物炭添加將使土壤總Cu和總Cd增加量分別為 0.40～0.80 mg·kg-1和 0.05～0.11 mg·kg-1；紅壤生物炭添加導(dǎo)致土壤總Cu和總Cd增加量分別為0.11～0.22 mg·kg-1和 0.02～0.04 mg·kg-1。理論上，一次添加九牛和紅壤兩種生物炭對(duì)土壤總Cu和總Cd的增加量不會(huì)超過(guò)GB15618—2018中農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)篩選標(biāo)準(zhǔn)值（5.5＜pH≤6.5，Cu 150 mg·kg-1，Cd＜0.4 mg·kg-1），基本可以忽略。但是，如果連續(xù)多年施加生物炭，這極有可能使重金屬含量超過(guò)風(fēng)險(xiǎn)篩選值，如九牛生物炭按照2%用量連續(xù)添加4年，可能導(dǎo)致土壤總Cd增加0.44 mg·kg-1，超過(guò)土壤中總Cd的風(fēng)險(xiǎn)篩選值。由于生物炭在土壤中有長(zhǎng)期積累效應(yīng)，因此，長(zhǎng)期施用具有高含量?jī)?nèi)源污染物的生物炭可能會(huì)產(chǎn)生污染物超標(biāo)的問(wèn)題[4]。如倉(cāng)龍等[12]研究表明，無(wú)論是低施用量（0.32%）還是高施用量（4%），連續(xù)施用5年后生物炭中重金屬和PAHs在土壤中的積累量具有一定環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)，兩種施用方式下第五年P(guān)AHs在土壤中的積累量均是第一年的5倍。尤其值得注意的是我國(guó)對(duì)于生物炭?jī)?nèi)源性污染物尚未有強(qiáng)制性標(biāo)準(zhǔn)，極有可能將含有大量?jī)?nèi)源污染物的生物炭應(yīng)用于改善清潔土壤結(jié)構(gòu)或提高土壤的肥力等，具有較大的潛在風(fēng)險(xiǎn)。然而，隨著土壤環(huán)境的變化，含有不同污染物種類(lèi)和含量的生物炭的應(yīng)用究竟會(huì)給環(huán)境帶來(lái)何種程度的影響，目前仍不明確，因此，未來(lái)需要開(kāi)展進(jìn)一步的室內(nèi)和田間應(yīng)用試驗(yàn)明確其環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)、闡明活化機(jī)制等。

4 結(jié)論

本研究表明，干濕、凍融和酸化作用增加了九牛和紅壤生物炭?jī)?nèi)源Cu和Cd的TCLP浸出毒性和酸溶態(tài)含量，提高了RAC風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)。且相較于干濕和酸化，凍融循環(huán)更顯著地增加了兩種生物炭?jī)?nèi)源Cu和Cd潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。因此，后期的研究中需要關(guān)注生物炭?jī)?nèi)源污染物的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)，避免因生物炭的應(yīng)用產(chǎn)生二次污染等新的環(huán)境問(wèn)題。