负载铅生物炭土壤施用后的铅释放与污染风险：不同原料来源比较

《Land》：Lead Release and Contamination Risks Associated with Soil Application of Lead-Loaded Biochars

　　

生物炭因其高吸附能力而日益应用于环境领域，例如修复受有毒元素污染的土壤和水体。然而，废弃（负载）生物炭作为土壤改良剂施用后，其中有毒元素的环境归趋尚不清楚。本研究将实验室制备的小麦秸秆和牛粪生物炭及其负载铅（Pb）的对应物（废弃生物炭）施用于黑钙土（Black Chernozemic soil），开展为期8周的培养试验，以评估土壤—生物炭混合物中Pb的可提取性及相关的Pb污染风险。Pb负载使小麦秸秆生物炭pH降低3.70个单位（由9.91降至6.21），使牛粪生物炭pH降低3.14个单位（由10.98降至7.83），分别对应H⁺活度约5000倍和1400倍的增加。与对照相比，两种废弃生物炭均提高了土壤—生物炭混合物中有机酸可提取态Pb（植物有效态），但程度不同。合并各采样时间（几何均值），废弃小麦秸秆生物炭处理下有机酸可提取态Pb为20.3 mg kg^?1，废弃牛粪生物炭处理下为1.7 mg kg^?1，而对照为0.19 mg kg^?1；潜在迁移态Pb呈现相同顺序。在第4周至第8周之间，两种废弃生物炭处理下潜在迁移态Pb均升高，其中废弃牛粪生物炭处理升高明显，而对照和两种原始生物炭处理下植物有效态Pb显著下降，表明这两个操作定义Pb库随时间变化不同。培养结束后各处理间土壤pH和电导率（EC）无显著差异，处理平均pH差异最多为0.12个单位。因此，土壤整体pH不太可能解释两种废弃生物炭之间的差异。由于未量化各生物炭截留的Pb量，这些结果无法说明哪种生物炭对Pb的结合更强；但结果表明，在测试条件下，负载Pb生物炭的土地施用可增加土壤中可提取态Pb，增加幅度因两种原料而异，且在废弃生物炭用作土壤改良剂之前应评估该风险。

研究背景：铅（Pb）是地表水和地下水中最受关注的污染物之一，其来源包括工业废水、采矿与冶炼排放、废物处置及含Pb物料风化。Pb不可生物降解，释放后可持久存在并进入饮用水和食物途径，慢性暴露可损害神经、肾脏和造血系统，幼儿尤为易感。传统处理方法如化学沉淀、离子交换和膜过滤虽有效，但成本高且产生含Pb残渣，促使研究人员寻找低成本吸附剂。生物炭因比表面积大、pH偏碱、含氧官能团和矿物相丰富，可通过阳离子交换、表面络合及以Pb碳酸盐和磷酸盐形式沉淀等机制去除溶液中Pb，成为广泛测试的低成本吸附剂之一。然而吸附容量耗尽后会产生携带Pb的废弃生物炭，其管理方式决定Pb是继续被封存还是重新分布到其他环境介质。废弃生物炭可填埋、再生或土地施用再利用；土地施用因可保留原生物炭的孔隙度、碱性和稳定碳而改善土壤结构、肥力和碳储存，被视为一种再利用途径。但土地施用将负载Pb物料返回开放系统，其中截留Pb在田间条件下的稳定性不确定。Pb负载可改变生物炭表面化学并降低其碱性，使废弃材料显著不同于原始材料；施入土壤后，废弃生物炭暴露于土壤溶液、根际有机酸和干湿循环，这些条件可改变表面质子化并使含Pb碳酸盐或氢氧化物相失稳，可能向土壤溶液释放Pb，进而重新分布于土壤地球化学组分、被植物吸收或淋溶至地下水。以往研究多关注生物炭从水中去除Pb或固定污染土壤中已存在的Pb，较少追踪Pb随废弃生物炭进入未污染农业土壤的过程，因此废弃生物炭土地施用后Pb的可提取性及其在不同原料生物炭间的差异尚不清楚，限制了将土地施用作为废弃生物炭再利用途径的评估。

原料类型是这一行为的重要控制因素。小麦秸秆和牛粪被选为原料，因其是加拿大西部丰富的农业残留物，且二者代表两类对比性材料：富含碳、灰分较低的木质纤维素类生物炭，以及碳含量较低、富含含Ca、Mg和P矿物灰分的粪源生物炭，本研究所用生物炭总碳含量差异（73.6% vs. 13.3%）即反映了这一点。在富灰粪源生物炭中，大部分吸附Pb通过与碳酸盐和磷酸盐沉淀形成难溶相（如hydrocerussite和Pb磷酸盐）而被截留；而在低灰木质纤维素生物炭中，阳离子交换和与含氧表面基团的络合相对更重要。通过交换和表面络合持有的Pb比 incorporated 于碳酸盐或磷酸盐沉淀中的Pb更易被质子、竞争性阳离子和有机配体置换，且粪源生物炭较大的矿物组分预期提供更强的酸缓冲能力。据此，研究人员预期小麦秸秆生物炭关联的Pb在土壤施用后比牛粪生物炭关联的Pb更易提取。

研究目的与假设：本研究评估负载Pb生物炭改良土壤中Pb的潜在迁移性和植物有效性。研究人员将小麦秸秆和牛粪颗粒生物炭负载Pb以模拟废弃生物炭，并将原始和负载Pb材料施入同一农业土壤进行8周实验室培养。目标为：（1）量化施用负载Pb生物炭相对于原始对应物和未改良对照的潜在迁移态Pb（采用合成降水淋溶程序，SPLP）和可提取态（植物有效态）Pb（采用低分子量有机酸提取）；（2）确定这些操作定义Pb库在小麦秸秆源和牛粪源生物炭间是否存在差异；（3）考察植物有效态Pb与同一有机酸提取回收的Fe和Mn之间的关系。假设为：（1）施用负载Pb生物炭相对于相应原始生物炭和未改良对照将增加潜在迁移态和植物有效态Pb；（2）由于预期两种原料在Pb截留机制和酸缓冲能力上的差异，这些增加在负载Pb小麦秸秆生物炭下大于负载Pb牛粪生物炭。

主要技术方法：采用加拿大阿尔伯塔省St. Albert研究站0—15 cm深度采集的黑钙土（pH 8.05，总Pb<20 mg kg^?1，有机碳4.5%，阳离子交换量23.8 cmol(+) kg^?1，砂粒8.6%、粉粒49.4%、黏粒42%），风干、均质、过2 mm筛。小麦秸秆生物炭（WS-700）和牛粪颗粒生物炭（MP-700）在700 °C限氧条件下热解制备（升温速率10 °C min^?1，700 °C停留2 h）。将生物炭置于含60 mmol Pb L^?1（0.06 M）Pb(NO₃)₂溶液中120 rpm振荡24 h以模拟吸附Pb后的废弃生物炭，经过滤、Milli-Q水洗涤三次、50 °C烘干至恒重，获得WS-700-Pb和MP-700-Pb。培养试验于2022年在25 °C黑暗条件下进行8周，设5个处理：对照（CK）、WS-700、MP-700、WS-700-Pb、MP-700-Pb，每处理4次重复，共20个实验单元；每单元400 g土壤与2%（w/w）生物炭充分混合置于1 L玻璃罐中，土壤含水量维持70%田间持水量（WHC），每3天调整一次。于第4、6、8周采样，样品风干室温保存。土壤（w:v=1:5）和生物炭（w:v=1:20）pH和EC用pH-EC计测定，提取液中Pb、Fe、Mn浓度用电感耦合氩等离子体—光学发射光谱仪（ICP-OES）测定。植物有效态Pb、Fe、Mn采用El-Naggar等描述的模拟根际有机酸提取法（10 mM乙酸、乳酸、柠檬酸、苹果酸和甲酸的混合物，摩尔比4:2:1:1:1，土液比1:10，旋转16 h，4000 rpm离心10 min，0.45 μm过滤，1% HNO₃酸化）。潜在迁移态Pb、Fe、Mn采用美国EPA合成降水淋溶程序（Method 1312，硫酸/硝酸60/40 wt%，pH 4.2±0.05，液固比20 L kg^?1，旋转18 h，离心过滤，1% HNO₃保存）。统计分析：对Pb、Fe、Mn浓度作log₁₀转换并报告反转换几何均值，同时提供算术均值±标准差；用Shapiro–Wilk和Levene检验评估正态性和方差齐性；采用裂区重复测量设计的线性混合效应模型（处理、采样时间及交互为固定效应，重复为随机截距，限制最大似然拟合，Kenward–Roger近似分母自由度），并以Tukey校正的成对对比检验各处理内随时间变化；对重复水平值采用单因素方差分析（ANOVA）加Tukey HSD（方差齐时）或Welch ANOVA加Games–Howell检验（方差不齐时），并以Kruskal–Wallis检验作无分布校验；各采样日期处理效应采用单因素ANOVA加Tukey HSD；Pb与Fe、Mn关系用log转换值的线性回归和ANCOVA（Type II平方和）及含随机截距的线性混合模型分析，报告普通最小二乘回归的决定系数（R²）作描述性参考；所有检验α=0.05，分析在R 4.3.2中完成。

研究结果：

3.1 原始与负载Pb生物炭及土壤的pH和EC：四种材料间生物炭pH差异显著（p<0.001）。原始生物炭呈强碱性（MP-700 pH 10.98；WS-700 pH 9.91），Pb负载使其pH分别降至7.83和6.21，降幅3.14和3.70个pH单位，对应H⁺活度约1400倍和5000倍增加；未改良土壤培养前pH为8.05。生物炭EC亦差异显著（p<0.001），且由原料而非Pb饱和决定：小麦秸秆生物炭EC（WS-700 2.93 mS cm^?1；WS-700-Pb 2.54 mS cm^?1）高于牛粪生物炭（MP-700 1.47 mS cm^?1；MP-700-Pb 1.06 mS cm^?1）；Pb饱和降低两种原料EC但差异不显著（Tukey检验，MP-700 p=0.053，WS-700 p=0.067）。培养后各处理间土壤pH（p=0.225）和EC（p=0.146）无显著差异；处理均值pH为7.91—8.03、EC为0.19—0.27 mS cm^?1，任意两处理均值最大差异为0.12个pH单位和0.08 mS cm^?1，所有成对差异的95% Tukey同时置信区间在±0.32个pH单位和±0.19 mS cm^?1以内。尽管施用前生物炭pH为6.21—10.98，所有改良土壤pH均接近未改良土壤，与土壤在培养期间缓冲改良剂一致。

3.2 负载Pb生物炭土壤中的潜在迁移态Pb：合并三个采样时间，潜在迁移态Pb处理间差异显著（重复水平ANOVA，p<0.001）。CK与两种原始生物炭处理间无差异；MP-700-Pb高于CK和两种原始生物炭；WS-700-Pb高于所有其他处理（几何均值1.542 mg kg^?1；算术均值±SD 2.276±1.263 mg kg^?1）。两种废弃生物炭均相对CK提高潜在迁移态Pb，小麦秸秆材料约为牛粪材料的8倍。由于处理效应随时间变化，各采样日期结果亦有信息价值。重复测量混合模型显示潜在迁移态Pb（p=0.006）和植物有效态Pb（p<0.001）的处理×培养时间交互显著。WS-700-Pb处理中，平均潜在迁移态Pb从第4周1.66 mg kg^?1升至第8周2.95 mg kg^?1，而平均植物有效态Pb从42.44降至13.82 mg kg^?1；MP-700-Pb呈类似方向趋势。WS-700-Pb在每个采样日期的平均可提取态Pb均高于MP-700-Pb；两种提取在第4和第6周差异显著，第8周均不显著。处理效应随采样时间变化，但各日期处理差异均显著。WS-700-Pb在各日期均为最高（第4、6、8周分别为0.729、1.858和2.709 mg kg^?1），但第8周与MP-700-Pb差异不再显著。MP-700-Pb第4周（0.034 mg kg^?1）与CK或原始生物炭无差异，第6和第8周升高（0.298和0.726 mg kg^?1）；交互反映MP-700-Pb效应的逐步显现而非处理排序反转。第4至第8周，MP-700-Pb处理潜在迁移态Pb升高（0.034至0.726 mg kg^?1；p<0.001），WS-700-Pb升高幅度较小（0.729至2.709 mg kg^?1；p=0.038）；CK、MP-700和WS-700无显著时间变化。同一浸出液中潜在迁移态Mn处理间无差异。潜在迁移态Fe的重复水平分析（将采样日期间大变异与处理比较分离）检测到处理效应（p=0.001）：WS-700-Pb下Fe高于MP-700和MP-700-Pb，WS-700下高于MP-700-Pb，但无处理与CK不同；潜在迁移态Fe在两种原料间存在差异但未受Pb负载改变。

3.3 土壤—生物炭混合物中可提取态（植物有效态）Pb：合并三个采样时间，植物有效态Pb处理间差异显著（重复水平ANOVA，p<0.001）。两种负载Pb生物炭均高于CK和原始生物炭，WS-700-Pb高于MP-700-Pb。WS-700与CK无差异，而MP-700低于CK（几何均值0.048 vs. 0.186 mg kg^?1），该差异主要出现在第6周。MP-700-Pb（1.681 mg kg^?1；2.312±1.883 mg kg^?1）约为CK的9倍，WS-700-Pb（20.279 mg kg^?1；24.401±14.974 mg kg^?1）约为CK的109倍和MP-700-Pb的12倍；两种原始生物炭均未使植物有效态Pb高于CK。处理效应随采样时间变化（处理×时间交互，p<0.001），各采样处理差异均显著。WS-700-Pb在各日期均为最高（第4、6、8周分别为41.7、15.7和12.8 mg kg^?1，对应同日期CK的170、19和393倍），第4和第6周高于MP-700-Pb，第8周两种废弃生物炭差异不再显著。MP-700-Pb在第4周（3.53 mg kg^?1）和第8周（1.33 mg kg^?1）高于CK和原始生物炭，第6周与CK无差异。基于混合模型对比，5个处理中3个的植物有效态Pb在第4至第8周显著下降：CK（0.245至0.033 mg kg^?1；p=0.001）、MP-700（0.221至0.033 mg kg^?1；p=0.003）和WS-700（0.924至0.030 mg kg^?1；p<0.001）；两种负载Pb生物炭下下降不显著（WS-700-Pb 41.674至12.761 mg kg^?1，p=0.072；MP-700-Pb 3.532至1.329 mg kg^?1，p=0.157）。WS-700-Pb下第8周几何均值较第4周低69%，该处理各采样点仍最高，第8周浓度仍约为CK的393倍。由于第4周前未采样，培养前4周可能最大的变化未被捕获。

3.4 植物有效态Pb、Fe和Mn之间的关系：合并采样时间（重复水平值），植物有效态Fe处理间差异显著（Welch ANOVA，p<0.001；Kruskal–Wallis，p=0.005）。因重复水平方差不齐（Levene检验，p=0.026），成对比较采用Games–Howell程序，显示MP-700下Fe高于CK、WS-700和WS-700-Pb，其他配对无差异。植物有效态Mn呈相似模式（Welch ANOVA，p<0.001；Kruskal–Wallis，p=0.012），MP-700下Mn高于CK和WS-700。然而两元素处理×时间交互均很强（均p<0.001），最低值处理随采样日期不同（第4周WS-700，第6周CK），故这些时间平均差异应谨慎解读。全部观测中，植物有效态Pb与植物有效态Fe和Mn呈负相关（含重复随机效应的混合模型，均p<0.001），但解释的变异很少（Fe R²=0.10，Mn R²=0.06）；仅限生物炭改良处理时结果相似（Fe R²=0.15，p=0.001；Mn R²=0.08，p=0.013）。先拟合处理、采样时间及其交互后，Fe（p=0.12）和Mn（p=0.12）均不再与Pb关联。处理与采样时间间差异解释了表观负相关，并不代表Pb与植物有效态Fe、Mn之间的独立关系。

讨论部分总结：关于Pb吸附对生物炭pH和EC的影响，负载Pb生物炭pH显著降低表明Pb吸附促进质子释放并消耗生物炭碱度，可能涉及Pb²⁺交换碱金属和碱土金属阳离子以及含氧表面位点内圈络合置换H⁺（≡S–OH + Pb²⁺ → ≡S–OPb⁺ + H⁺）；本研究未表征表面官能团和含Pb相，无法分辨各过程相对贡献；若过滤后生物炭孔隙中残留Pb(NO₃)₂溶液，其中Pb²⁺水解也可能降低负载材料pH。关于生物炭pH与土壤中Pb释放，WS-700负载Pb时碱度损失最大与土壤中潜在迁移态和有机酸可提取态Pb最高共存，与pH敏感型Pb截留一致；但因未测定各生物炭初始Pb负载，WS-700-Pb下较高可提取态Pb也可能部分反映较大的Pb负载而非较弱的Pb截留，包括表面位点质子化和Pb碳酸盐、氢氧化物相在酸性条件下溶解（cerussite、hydrocerussite和Pb(OH)₂等相优先在近中性至碱性条件形成并在pH下降时失稳）；然而仅生物炭pH不能确立机制，且未测定提取液与土壤—生物炭混合物接触后的pH，无法直接评估提取过程中pH的作用。培养后各处理土壤pH无显著差异且最大差异仅0.12个pH单位，故WS-700-Pb与MP-700-Pb的对比不太可能由土壤整体pH解释，相关化学环境是生物炭—土壤界面而非土壤整体溶液。MP-700-Pb下较低可提取态Pb可能反映粪源碳酸盐和磷酸盐组分较强的矿物缓冲和Pb截留，但本研究未测定这些相及生物炭灰分和酸中和容量，该解释仍为假设。结果支持土壤可提取态Pb的原料依赖性差异，但具体机制需直接测定Pb负载和含Pb相。两种提取测试显示不同时间模式，不应解释为测量同一Pb稳定性变化：有机酸提取利用柠檬酸和苹果酸等络合配体估计根分泌物可及的Pb库，而SPLP利用稀的非络合酸溶液估计酸性降水可淋溶的Pb。CK和原始生物炭处理中植物有效态Pb第4至第8周显著下降，负载Pb生物炭下呈相同趋势但不显著；该普遍下降提示土壤—生物炭系统的老化过程，如Pb逐渐再吸附于土壤和生物炭表面、并入较难溶相或溶解有机质变化与提取剂竞争Pb。相反，两种负载Pb生物炭中潜在迁移态Pb升高，MP-700-Pb尤为明显，提示这些材料关联的部分Pb逐渐更易被酸淋溶，可能源于Pb自生物炭矿物相缓慢再分布为可交换或胶体关联形态，或生物炭表面Pb相的渐进溶解或转化；这些仅为可能机制，因未测定Pb形态且两测试均针对整个混合物，部分提取Pb可能在提取过程中即从生物炭释放。关于Fe和Mn不能解释观察到的Pb有效性差异，简单回归显示植物有效态Pb与Fe、Mn弱负相关，可能提示Fe、Mn氧化物作为Pb吸附剂的作用；但计入处理、采样时间和交互后，Fe和Mn均不与Pb独立相关，且这些元素的时间平均差异（MP-700下Fe、Mn高于CK和WS-700）与Pb负载无关并随采样日期变化。相关性反映处理间对比而非Pb与可提取Fe、Mn库间的连续关系，不提供Fe或Mn氧化物主导本试验Pb有效性的证据。解释还受限于有机酸提取回收的Fe、Mn可能源自土壤或生物炭，且未测定Fe、Mn氧化物丰度、形态和氧化还原条件；确定Fe、Mn相是否参与生物炭改良土壤中Pb截留需矿物学或连续提取测定而非本研究报告的操作定义库。关于再利用负载Pb废弃生物炭的环境安全性，两种废弃生物炭在土壤—生物炭混合物中可提取态Pb相差8—12倍，提示土地施用风险不能仅由吸附性能推断，必须针对具体原料评估；两者均相对未改良CK提高潜在迁移态和有机酸可提取态Pb，故在测试条件下两种材料关联的Pb均未完全以不可提取形式保留；但因未量化初始Pb负载，该差异不能仅归因于两种原料Pb结合强度的差异。MP-700-Pb较低释放表明8周培养期内表观风险较低，而非环境安全，因未测试植物吸收、长期淋溶和田间变异；这些比较适用于700 °C制备、以2%施于单一碱性土壤（pH 8.05）、在控温和控水条件下的两种生物炭，不应推广至粪源和秸秆源生物炭类别。吸附Pb是保持固定还是再迁移取决于废弃生物炭表面化学和矿物组成以及受纳土壤性质，而非原始材料的单一性质；废弃生物炭在田间再利用前应表征污染物负载、pH和缓冲容量及土壤相关条件下的释放。对于本研究中可提取态Pb最高的WS-700-Pb类材料，土地施用前可能需要稳定化处理，选项包括与碱性矿物材料混合或添加Ca磷酸盐改良剂如羟基磷灰石、磷矿石或更可溶的三重过磷酸钙，以促进难溶pyromorphite型Pb磷酸盐形成；此类处理需针对具体废弃生物炭和受纳土壤验证。实验设计若干局限约束结论：培养仅8周且在黑暗、恒温恒湿下进行；田间条件下生物炭经历氧化、地表阳光光氧化、干湿和冻融循环及长期微生物活动驱动的老化，可改变表面官能团、消耗碱度并溶解矿物相，此类老化可能加速或以其他方式改变废弃生物炭在远长于本试验周期内的Pb释放；此外首个样品在第4周采集，未捕获Pb释放早期动力学，也未测定生物炭和土壤中Pb形态及影响Pb吸附和pH缓冲的土壤碳酸盐含量；因此需要从施用时起频繁采样的动力学研究，结合连续提取和从土壤回收的废弃生物炭的光谱或矿物学分析，以识别Pb释放的机制和速率。这些发现强调相关性质是废弃生物炭连同受纳土壤的性质而非仅原始生物炭的性质；田间再利用前建议评估废弃生物炭的初始污染物负载、pH和缓冲容量、土壤相关条件下的释放及含金属相的稳定性；需要跨对比土壤（包括酸性土壤）和根际条件的更长期研究，以及包含自然光、干湿循环和植物吸收的室外或田间研究，以确定本观察到的处理差异是否持续并建立安全再利用标准。

研究结论翻译：在为期8周的培养试验中，700 °C制备并以2%施于碱性土壤的负载Pb小麦秸秆和牛粪生物炭在向土壤引入操作定义可提取态Pb的潜力上存在显著差异。合并采样时间的结果显示，两种负载Pb生物炭均相对CK提高潜在迁移态和植物有效态Pb，但WS-700-Pb下的增加远大于MP-700-Pb。对于所测试的两种材料和条件，Pb可提取性在原料间差异强烈。由于未量化初始Pb负载，该差异不能仅归因于Pb结合强度差异，结果不应推广至粪源和秸秆源生物炭类别。更广泛而言，尽管本研究未测试Pb去除效率或长期Pb稳定性，这些观察引发担忧：生物炭作为水中Pb吸附剂的有效性可能不能保证土地施用后Pb的稳定性，这突出表明需将废弃生物炭作为化学改变的的材料进行评估，而非仅依赖原始生物炭的性质或吸附性能。由于本研究未充分表征初始Pb负载、含Pb矿物相、提取液pH、早期释放动力学、植物吸收、长期淋溶或田间老化，两种原料对比行为的机制仍未解决。尽管如此，本研究凸显了生物炭原料、截留Pb和土壤条件之间复杂的相互作用，并为农业和畜牧残留物的可持续管理及废弃生物炭的安全再利用提供了重要启示。因此，土地施用前应开展土壤相关条件下的原料特异性释放测试，未来需整合Pb质量平衡、矿物学表征、植物吸收和更长期淋溶的研究，以建立环境负责任的再利用的可靠标准。