沈露露, 范玉超, 張 雪, 王秋雅, 胡龍龍, 李輝婷, 崔紅標(biāo)*

1.安徽理工大學(xué)地球與環(huán)境學(xué)院, 安徽 淮南 232001 2.安徽省高潛水位礦區(qū)水土資源綜合利用與生態(tài)保護(hù)工程實(shí)驗(yàn)室, 安徽 淮南 232001

生物炭是一種被廣泛應(yīng)用于土壤改良與修復(fù)的材料，具有多重環(huán)境效益[1]，其含有大量礦物成分，如鉀(K)、鈣(Ca)、鈉(Na)、磷(P)等可以緩慢地釋放到土壤中補(bǔ)充植物所需的營養(yǎng)元素[2]. 雖然生物炭具有良好的環(huán)境效益，但有研究[3]表明，生物炭在制備過程中會形成多環(huán)芳烴等有機(jī)污染物，同時(shí)會濃縮4～6倍的鉛(Pb)、鎘(Cd)、鉻(Cr)、銅(Cu)和砷(As)等有毒重金屬元素. 生物炭內(nèi)源污染物具有潛在生物毒性，可能會對土壤和水環(huán)境造成二次污染[4]，因此在生物炭市場化應(yīng)用之前對其潛在環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)的評估尤為重要.

生物炭中重金屬的含量主要取決于其原料中重金屬的含量[5]. 據(jù)統(tǒng)計(jì)，我國土壤重金屬總的超標(biāo)率為16.1%，其中Cd點(diǎn)位超標(biāo)率達(dá)7.0%[6]. 然而由于耕地資源的缺乏，大部分受污染耕地仍在種植水稻等農(nóng)作物[7]. 我國對生物質(zhì)及生物炭中含有的污染物濃度限值未有明確的標(biāo)準(zhǔn)，應(yīng)用于土壤中的生物炭重金屬含量差異較大[1]. 例如，在我國江西省、湖南省等重金屬污染區(qū)，富集重金屬的水稻秸稈極有可能被用來制備生物炭，用于改善當(dāng)?shù)厮嵝酝寥赖睦砘再|(zhì)[8].

在生物炭用作土壤改良劑過程中，有毒元素可能會釋放出來，對土壤環(huán)境造成負(fù)面影響. 例如，LIU等[9]研究顯示，玉米芯生物炭釋放的重金屬污染物會抑制尿素酶活性，表明生物炭釋放的重金屬對土壤微生物活性具有一定的抑制作用；YIN等[10]在土壤中摻入5%的生物炭后，發(fā)現(xiàn)了高濃度的酸溶性Pb(含量最高達(dá)10.61 mgkg)，增加了潛在的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn). 因此，在生物炭使用之前應(yīng)明確其可溶性有毒元素的釋放情況. 當(dāng)前，一些學(xué)者已經(jīng)對污泥等廢棄生物質(zhì)生物炭中污染物的賦存特征及其釋放特性進(jìn)行了系統(tǒng)研究[11-13]，然而鮮有研究系統(tǒng)地評估不同污染區(qū)水稻秸稈生物炭的潛在環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)，以及在不同環(huán)境條件下其有毒重金屬的釋放特征. 因此，該試驗(yàn)分別以清潔地區(qū)、污染地區(qū)的水稻秸稈制備的生物炭為研究對象，使用BCR連續(xù)提取法分析生物炭中Cu、Cd的形態(tài)分布，考察不同環(huán)境條件下Cu、Cd的釋放特征，明確不同來源生物炭內(nèi)源污染物的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)，以期為生物炭的管理及安全應(yīng)用提供參考.

1 材料與方法

1.1 水稻秸稈收集

供試水稻品種為五優(yōu)華占，分別種植在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(簡稱“九牛崗污染區(qū)”)和中國科學(xué)院鷹潭紅壤生態(tài)實(shí)驗(yàn)站水田(簡稱“紅壤站清潔區(qū)”). 九牛崗污染區(qū)土壤類型為紅砂巖發(fā)育的老成土，其有機(jī)質(zhì)含量為40.7 gkg，CEC為9.3 cmolkg，全Cu、全Cd含量(以w計(jì))分別為704.2、1.05 mgkg，pH=5.92；紅壤站清潔區(qū)土壤為第四紀(jì)紅色黏土，其有機(jī)質(zhì)含量為17.2 gkg，CEC為12.1 cmolkg，全Cu、全Cd含量(以w計(jì))分別為37.0、0.14 mgkg，pH為6.0. 水稻于2018年7月5日種植，10月28日收獲. 其中，九牛崗水稻秸稈中w(Cu)、w(Cd)分別為35.84、2.40 mgkg，紅壤站水稻秸稈中w(Cu)、w(Cd)分別為2.94、0.15 mgkg.

1.2 生物炭的制備

水稻秸稈采集后，先將秸稈清洗干凈，去除表面的灰塵及雜質(zhì)，烘干剪碎至1 cm的小段. 將秸稈段放入瓷坩堝并加蓋密封，置于馬弗爐中，通入高純度氮?dú)?99.99%)30 min使容器內(nèi)處于缺氧狀態(tài)，升溫速率為5 ℃min，達(dá)到430 ℃后保持2 h使生物質(zhì)熱解完全，冷卻后取出，研磨過0.15 mm(100目)篩，室溫下儲存于干燥器備用. 制備的水稻秸稈生物炭記為九牛崗生物炭和紅壤站生物炭，兩種生物炭pH分別為10.5、8.7.

1.3 生物炭中重金屬形態(tài)分級

生物炭中w(Cu)、w(Cd)采用硝酸-高氯酸-氫氟酸三酸法消解，重金屬的形態(tài)分析采用BCR連續(xù)提取法，該方法將重金屬形態(tài)分為酸溶態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)[14-15]，其中，酸溶態(tài)和可還原態(tài)屬于不穩(wěn)定態(tài)，可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)屬于相對穩(wěn)定態(tài)[16]. 分析過程中硝酸、高氯酸和氫氟酸為優(yōu)級純，其余試劑為分析純，試驗(yàn)用水為超純水，所有樣品均設(shè)置3組平行樣. 采用石墨爐原子吸收光譜儀(A3AFG-12，北京普析通用儀器有限責(zé)任公司)檢測消解液中ρ(Cu)、ρ(Cd)，儀器Cu檢出限為0.34 μg/L，Cd檢出限為0.03 μg/L. 為保證數(shù)據(jù)的可靠性，測定過程中每12個(gè)樣品插入空白樣、標(biāo)準(zhǔn)樣品和平行樣. 試劑空白樣濃度均小于待測樣品的1%，說明分析過程中高濃度樣品未對低濃度樣品造成污染. 以國家土壤一級標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)GSS-5為質(zhì)控樣，兩種重金屬的測定值均在標(biāo)準(zhǔn)樣品推薦值范圍內(nèi)，回收率在91.3%～103.2%之間.

1.4 生物炭中重金屬釋放的影響因素

1.4.1固液比對重金屬釋放的影響

采用TCLP(Toxicity Characteristic Leaching Procedure，毒性特征瀝濾方法)分析固液比對生物炭中Cu、Cd浸出的影響. 取10 mL TCLP 2#提取液(0.1 mol/L HOAc，pH=2.88)分別按 1∶20、1∶60 和 1∶200 的固液比與生物炭混勻，150次/min下振蕩24 h后取樣離心，通過0.45 μm濾膜. 浸出液在冰箱中4 ℃下保存，用石墨爐原子吸收光譜儀檢測浸出液中ρ(Cu)、ρ(Cd)，并測定浸出液的pH.

1.4.2pH對重金屬釋放的影響

用0.1 mol/L的NaOH/HCl調(diào)節(jié)純水溶液pH至2、3、4、5、6、7，取0.5 g生物炭置于50 mL聚乙烯離心管中，分別加入10 mL調(diào)節(jié)pH后的溶液. 樣品在室溫下以150次/min振蕩24 h后取樣離心，通過0.45 μm濾膜. 浸出液在冰箱中4 ℃下保存，用石墨爐原子吸收光譜儀檢測浸出液中ρ(Cu)、ρ(Cd).

1.5 重金屬釋放試驗(yàn)

1.5.1生物炭中重金屬釋放動力學(xué)試驗(yàn)

根據(jù)1.4.1節(jié)試驗(yàn)結(jié)果，以1∶20的固液比進(jìn)行生物炭中重金屬釋放的動力學(xué)試驗(yàn)，模擬垃圾填埋場環(huán)境下生物炭中重金屬的釋放情況[2]. 按 1∶20 的固液比混勻樣品后，室溫下以150次/min振蕩，并分別在1/60、1/30、1/12、1/6、1/2、1、6、12、36 h時(shí)間點(diǎn)取樣離心，通過0.45 μm濾膜. 浸出液在冰箱中4 ℃下保存，用石墨爐原子吸收光譜儀檢測浸出液中ρ(Cu)、ρ(Cd).

1.5.2生物炭中重金屬累積釋放試驗(yàn)

取0.5 g生物炭與10 mL 0.1 mol/L的NaNO3溶液混合(模擬土壤溶液環(huán)境)[17]，室溫下以150次/min振蕩平衡24 h，離心后取上清液通過0.45 μm濾膜. 殘留固體中重復(fù)補(bǔ)加10 mL 0.1 mol/L的NaNO3溶液，操作同上，試驗(yàn)周期為7 d. 浸出液在冰箱中4 ℃下保存，用石墨爐原子吸收光譜儀檢測浸出液中ρ(Cu)、ρ(Cd).

用化學(xué)動力學(xué)的方法進(jìn)一步對模擬土壤環(huán)境下生物炭中重金屬Cu、Cd的釋放過程進(jìn)行研究. 常用的描述土壤化學(xué)過程的數(shù)學(xué)模型有一級動力學(xué)方程、修正的Elovich方程和雙常數(shù)速率方程[18].

一級動力學(xué)方程：

lny=a1+b1x

(1)

修正的Elovich方程：

y=a2+b2lnx

(2)

雙常數(shù)速率方程：

lny=a3+b3lnx

(3)

式中：y為生物炭中重金屬的累積釋放量，mg/kg；x為浸提次數(shù)；a、b為常數(shù).

1.6 數(shù)據(jù)處理

采用Microsoft Office Excel 2013軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)處理；SPSS 22.0軟件進(jìn)行方差分析；Origin 2017軟件制圖.

2 結(jié)果與討論

2.1 生物炭中重金屬總量及形態(tài)分布

九牛崗生物炭中w(Cu)、w(Cd)分別為119.99、3.83 mgkg，顯著高于紅壤站生物炭(二者分別為19.50、0.96 mgkg)(見表1). 在實(shí)際應(yīng)用中，按照農(nóng)田土壤通常情況下1%～2%的生物炭施加量，一次施加九牛崗生物炭會使農(nóng)田土壤w(Cu)增加1.20～2.40 mgkg，w(Cd)增加0.04～0.08 mgkg；一次施加紅壤站生物炭會使農(nóng)田土壤w(Cu)增加0.20～0.40 mgkg，w(Cd)增加0.01～0.02 mgkg. 理論上，以1%～2%的添加量一次施加九牛崗或紅壤站生物炭不會使土壤中Cu和Cd的增加量超過GB 15618—2018《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》中的風(fēng)險(xiǎn)篩選值〔5.5

在Cu、Cd各形態(tài)含量上，九牛崗生物炭顯著高于紅壤站生物炭. 值得注意的是，九牛崗生物炭中Cu、Cd的不穩(wěn)定態(tài)(酸溶態(tài)和可還原態(tài))組分含量(以質(zhì)量分?jǐn)?shù)計(jì))分別為紅壤站生物炭的2.6和1.8倍，表現(xiàn)出更高的風(fēng)險(xiǎn)值.

盡管九牛崗生物炭中Cu、Cd各形態(tài)含量均高于紅壤站生物炭，但兩種元素分布比例差異較大，九牛崗生物炭中的Cu主要以可氧化態(tài)為主(占比為68.3%)，酸溶態(tài)、可還原態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)占比分別為8.3%、11.4%和12.0%. 紅壤站生物炭中的Cu主要以殘?jiān)鼞B(tài)(占比為37.6%)和酸溶態(tài)(占比為27.6%)存在，Cu各形態(tài)占比表現(xiàn)為殘?jiān)鼞B(tài)>酸溶態(tài)>可還原態(tài)>可氧化態(tài). 與Cu不同，九牛崗生物炭中的Cd主要以殘?jiān)鼞B(tài)存在(占比為45.0%)，可氧化態(tài)及可還原態(tài)占比次之，分別為31.7%、22.0%，酸溶態(tài)占比較低(1.6%). 紅壤站生物炭中Cd的可還原態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)占比較高，分別為46.9%、29.2%，酸溶態(tài)和可氧化態(tài)占比較低，分別為5.2%和18.8%. 總體上，九牛崗生物炭中Cu、Cd的相對穩(wěn)定態(tài)(可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài))比例近似，分別為80.3%、76.7%，高于紅壤站生物炭(二者占比分別為53.2%、48.0%).

表1 生物炭中Cu和Cd化學(xué)形態(tài)分布

2.2 生物炭中重金屬釋放的影響因素

2.2.1固液比對重金屬釋放的影響

注： 不同小寫字母表示處理間差異顯著(P<0.05). 下同. 圖1 不同固液比對生物炭Cu、Cd浸出濃度的影響Fig.1 Effects of different solid-to-liquid ratios on leaching concentrations of Cu and Cd in biochar

不同固液比下，除九牛崗生物炭中Cu的處理組外，生物炭中Cu、Cd的浸出濃度及浸出液pH均隨固液比的降低而降低，但Cu、Cd的釋放量呈上升趨勢(見圖1、2). 九牛崗生物炭Cu的浸出濃度在不同固液比下無顯著差異，但在1∶20的固液比下，兩種生物炭中Cu、Cd的浸出濃度最高(見圖1). 當(dāng)固液比為1∶20時(shí)，體系可能處于過飽和狀態(tài)(生物炭占比較高)，兩種生物炭中Cu、Cd的浸出濃度均較高，但由于吸附或共離子效應(yīng)而限制了生物炭中Cu、Cd的釋放[20-21]，釋放量較少；當(dāng)固液比為1∶200時(shí)，體系趨于不飽和狀態(tài)，浸提劑的稀釋作用占主要地位，Cu、Cd的浸出濃度降低，同時(shí)，浸出液pH降低(見圖2)，促進(jìn)了生物炭中不穩(wěn)定組分的浸出，釋放量較多. 但九牛崗生物炭中Cu的浸出濃度隨固液比的降低未發(fā)生顯著變化，說明九牛崗生物炭Cu的浸出濃度可能主要受溶液酸度的影響，而不是提取劑的稀釋作用. 另外，在1∶20和1∶60的固液比下，九牛崗和紅壤站生物炭Cu、Cd的浸出濃度均超過GB/T 14848—2017《地下水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》中Ⅱ類標(biāo)準(zhǔn)限值〔6.5≤pH≤8.5，ρ(Cu)≤0.05 mg/L，ρ(Cd)≤0.001 mg/L〕，考慮到實(shí)際應(yīng)用中，若生物炭施用在地下水位較淺的農(nóng)田土壤或滲透性較高的沙質(zhì)土壤中，在酸雨的淋溶作用下重金屬很可能直接進(jìn)入地下水[22]，污染地下水環(huán)境. 因此，生物炭在施用之前應(yīng)關(guān)注土壤類型及地下水環(huán)境，同時(shí)避免使用重金屬含量較高的生物炭.

圖2 不同固液比對生物炭中Cu、Cd釋放量及浸出液pH的影響Fig.2 Effects of different solid-to-liquid ratios on leaching amount of Cu, Cd in biochar and leachate pH

2.2.2pH對重金屬釋放的影響

如圖3所示，九牛崗和紅壤站生物炭中Cu的釋放量隨pH的增加而顯著降低，當(dāng)pH由2升至7時(shí)，九牛崗生物炭中Cu的釋放量由3.61 mg/kg降至3.28 mg/kg，紅壤站生物炭中Cu的釋放量由3.54 mg/kg降至2.83 mg/kg. 相較于九牛崗生物炭，紅壤站生物炭中Cu的浸出受pH變化的影響較大. 究其原因可能是：①紅壤站生物炭的pH較九牛崗生物炭低，對酸的緩沖能力更弱，導(dǎo)致紅壤站生物炭的重金屬釋放量增加；②九牛崗生物炭中Cu主要以相對穩(wěn)定態(tài)存在，其對Cu的固定能力優(yōu)于紅壤站生物炭.

圖3 溶液pH對生物炭Cu、Cd釋放的影響Fig.3 Effects of solution pH on the leaching of Cu and Cd in biochar

與Cu類似，隨著溶液pH的增加，生物炭中Cd的釋放量顯著降低，并在弱酸性和中性的條件下趨于平衡，基本保持不變(見圖3). 當(dāng)pH由2升至7時(shí)，九牛崗生物炭中Cd的釋放量由0.10 mg/kg降至0.07 mg/kg，紅壤站生物炭中Cd的釋放量由0.07 mg/kg降至0.04 mg/kg. 總體上，低pH會促進(jìn)生物炭中Cu、Cd的浸出，與中性環(huán)境(pH=7)相比，低pH(pH=2)使九牛崗生物炭增加了10.1%的Cu釋放量及42.9%的Cd釋放量，使紅壤站生物炭增加了25.1%的Cu釋放量及75.0%的Cd釋放量. 這主要是因?yàn)椋孩貶+的增加會增強(qiáng)帶正電荷的金屬陽離子與生物炭(帶正電荷部位)之間的排斥力，使生物炭表面不穩(wěn)定的陽離子脫離結(jié)合位點(diǎn)，促進(jìn)了重金屬的釋放[23]；②在酸性環(huán)境(pH=2)下，重金屬主要為游離形式而不是DOC(溶解性有機(jī)碳)結(jié)合形式，而在中性環(huán)境(pH=7)下DOC結(jié)合的重金屬量增加[12]. 有研究[24]表明，DOC在低pH(pH=2)下會少量團(tuán)聚，由此降低了其與重金屬的螯合能力，重金屬以游離態(tài)存在而較易浸出，但是這些團(tuán)聚體可以在高pH(pH=7)下分散.

2.3 生物炭中重金屬的釋放動力學(xué)

九牛崗和紅壤站生物炭中的Cu在前10 min內(nèi)緩慢釋放，然后在10～30 min內(nèi)大量釋放，其中30 min時(shí)Cu的釋放量分別達(dá)到4.81、4.76 mg/kg，而后趨于平穩(wěn)并有上升趨勢(見圖4). 在該試驗(yàn)時(shí)間內(nèi)，九牛崗和紅壤站生物炭Cu的釋放量范圍分別為0.71～6.43和0.16～6.21 mg/kg. 重金屬的浸出行為可能與其在生物炭中的形態(tài)分布密切相關(guān). 在浸出過程中，可溶態(tài)重金屬在反應(yīng)最初可能因溶解而釋放到提取液中，隨著提取時(shí)間的延長，生物炭可溶態(tài)重金屬的釋放量逐漸降低，導(dǎo)致后期生物炭Cu的釋放趨于穩(wěn)定[25].

圖4 生物炭中Cu、Cd隨時(shí)間變化的釋放特征Fig.4 Release characteristics of Cu and Cd in biochar over time

由圖4可見，在開始的1 min內(nèi)兩種生物炭中的Cd快速釋放，而后均趨于平穩(wěn). 在該試驗(yàn)時(shí)間內(nèi)，九牛崗和紅壤站生物炭Cd的浸出濃度分別為0.08～0.09和0.04～0.05 mg/kg，且九牛崗生物炭Cd的釋放量顯著高于紅壤站. 與該研究相似，DU等[26]的研究也發(fā)現(xiàn)生物炭中重金屬具有類似的浸出行為. 這種釋放特征可能是因?yàn)椋孩偕锾吭诖姿崽崛∫褐芯哂锌刂苝H的緩沖能力[27]，TCLP提取液中加入生物炭后，溶液pH大幅升高，抑制了生物炭中重金屬的釋放；②生物炭中Cu、Cd較穩(wěn)定，只有少量灰分中的游離重金屬被迅速釋放出來.

圖5 連續(xù)浸提下生物炭中Cu、Cd的釋放量Fig.5 Release amount of Cu and Cd in biochar under continuous extraction

2.4 生物炭中重金屬的累積釋放

2種生物炭中Cu、Cd在第1次浸提時(shí)的釋放量最多且顯著高于第2次(見圖5). 隨浸提次數(shù)的增加，兩種生物炭中Cu的釋放量逐漸降低. 對于九牛崗生物炭，直至第7次仍未出現(xiàn)可釋放Cu的明顯耗竭跡象，表現(xiàn)出Cu較大的釋放潛力. 而對于紅壤站生物炭，基本在開始2次浸提中就釋放了大部分的Cu，而后只有少量的Cu釋放. 這主要是因?yàn)椋诜磻?yīng)初期，生物炭中活性的酸溶態(tài)重金屬會快速溶解進(jìn)入提取液中，而在反應(yīng)后期活性態(tài)的重金屬將耗盡，生物炭中更難交換的其他形態(tài)重金屬緩慢釋放[28]. 與Cu不同，紅壤站生物炭第3次浸提時(shí)，Cd的釋放量大于第2次，九牛崗生物炭第4次浸提時(shí)，Cd的釋放量大于第3次，而后2種生物炭Cd的釋放量隨浸提次數(shù)的增加呈逐漸降低趨勢. 這可能是因?yàn)榍懊娴慕徇^程改變了部分尚未溶出Cd的形態(tài)，從而增加了后續(xù)釋放量[29].

采用動力學(xué)模型擬合生物炭中重金屬的累積釋放(累積釋放量為此次及前幾次浸提釋放量的總和)過程，結(jié)果見表2、圖6. 由表2可知，修正的Elovich方程可以較好地模擬生物炭中重金屬的累積釋放行為，擬合結(jié)果中R2為1.00～0.84. 修正的Elovich方程中b值表示生物炭中重金屬從固相到液相的釋放速率，數(shù)值越大，表示重金屬釋放速率越快. 由表2可知，2種生物炭中Cu的釋放速率高于Cd，其中，九牛崗生物炭Cu的釋放速率顯著高于紅壤站生物炭，二者Cd的釋放速率差異不大. 王哲等[30]研究了淋溶條件下土壤重金屬的累積釋放過程，所得結(jié)果與筆者的研究結(jié)論一致. 這說明生物炭中重金屬在土壤環(huán)境中的釋放機(jī)制并不是單一的反應(yīng)過程，而是屬于活化能變化較大的復(fù)雜反應(yīng)過程.

綜上，九牛崗污染區(qū)水稻秸稈生物炭Cu、Cd的釋放量顯著高于紅壤站清潔區(qū)水稻秸稈生物炭，具有更高的風(fēng)險(xiǎn)值，而且pH是致使生物炭中重金屬釋放的重要誘因，應(yīng)警惕生物炭中重金屬通過酸雨淋溶作用進(jìn)入土壤和地下水環(huán)境. 與其他相關(guān)研究相比，該研究中選用的水稻秸稈生物炭中w(Cd)仍偏低，如SHEN等[31]在湖南株洲某重金屬污染區(qū)采集的水稻秸稈制成的生物炭，其w(Cd)高達(dá)17.7 mg/kg，1%的施加量即可使土壤有效態(tài)Cd顯著增加. 因此使用生物炭修復(fù)重金屬污染土壤前，應(yīng)對生物炭中重金屬進(jìn)行檢測，并密切關(guān)注土壤pH的長期動態(tài)變化過程，分析各種重金屬的潛在威脅.

表2 生物炭中Cu、Cd累積釋放動力學(xué)擬合結(jié)果

圖6 修正的Elovich方程擬合生物炭中Cu、Cd的累積釋放過程Fig.6 Cumulative release process of Cu and Cd was fitted by modified Elovich equation

3 結(jié)論

a) 九牛崗生物炭中Cu、Cd的含量及其各化學(xué)形態(tài)含量均高于紅壤站生物炭，但九牛崗生物炭中Cu、Cd主要為相對穩(wěn)定態(tài)，占比分別為80.3%、76.7%，高于紅壤站生物炭(二者占比分別為53.2%、48.0%).

b) 高固液比及低pH處理均會增加生物炭中Cu、Cd的浸出濃度，與中性環(huán)境(pH=7)相比，低pH(pH=2)可使九牛崗生物炭Cu、Cd的釋放量分別增加10.1%、42.9%，紅壤站生物炭Cu、Cd的釋放量分別增加25.1%、75.0%.

c) 兩種生物炭中的部分Cu、Cd會在短時(shí)間內(nèi)迅速釋放到溶液中而后釋放量保持平穩(wěn)并略有上升，且九牛崗生物炭中Cu、Cd的釋放量高于紅壤站生物炭.

d) 高污染區(qū)秸稈生物炭中Cu和Cd較清潔區(qū)秸稈生物炭具有更高的活性和環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)，應(yīng)該盡量避免高含量內(nèi)源污染物生物炭在環(huán)境中的應(yīng)用.