污泥基生物炭中重金屬的形態分布及潛在生態風險研究

范世鎖，湯婕，程燕，王毅，王振，唐俊，李學德

1. 安徽農業大學資源與環境學院，安徽 合肥 230036；2. 農業部合肥農業環境科學觀測實驗站，安徽 合肥 230036；3. 合肥市環境監測中心站，安徽 合肥 230031

污泥基生物炭中重金屬的形態分布及潛在生態風險研究

范世鎖1,2*，湯婕1，程燕3，王毅1，王振1，唐俊1，李學德1,2

1. 安徽農業大學資源與環境學院，安徽 合肥 230036；2. 農業部合肥農業環境科學觀測實驗站，安徽 合肥 230036；3. 合肥市環境監測中心站，安徽 合肥 230031

重金屬是城市污泥資源化利用的限制因子。炭化是污泥處理處置的重要途徑。本研究中采用Tessier序列提取方法研究城市污水處理廠污泥及不同溫度制備（300～700 ℃）的污泥基生物炭中重金屬的形態分布，并運用Hakanson方法評價污泥及污泥基生物炭的潛在生態風險。結果表明：污泥和污泥生物炭中重金屬含量最高的均為Zn和Cu。污泥及污泥基生物炭中重金屬含量總體的次序規律是：Zn>Cu>Ni>As>Pb>Cd。隨著熱解溫度增加，重金屬更多的轉化到殘渣態中。600～700 ℃制備的污泥基生物炭中的重金屬主要分布殘渣態中，除Ni之外。熱解溫度為700 ℃時，污泥基生物炭中Cu、Zn、Pb、Cd、Ni和As的殘渣態分別占到95%、53%、71%、59%、57%和58%。根據單個重金屬的潛在生態指數（Er）可知，污泥及污泥基生物炭中的主要風險因子是As﹑Cd和Zn。當熱解溫度為700 ℃時，污泥基生物炭的潛在風險指數（RI）從原污泥的489.32降低至73.27。可見，污泥基生物炭中重金屬的潛在生態風險顯著降低。因此，從重金屬環境風險的角度考慮，污泥基生物炭制備的合適溫度在600～700 ℃。

污泥基生物炭；重金屬；形態；潛在生態風險

重金屬是限制城市污水處理廠污泥處理處置和資源化利用的關鍵因素。含重金屬的污泥有著較高的環境風險。重金屬進入到環境中會直接危害生態系統或是通過食物鏈富集放大并威脅人類的健康。

污泥中重金屬控制的途徑主要有兩種，一是去除污泥中的重金屬，如生物瀝濾或化學提取（Pathak et al.，2009）；二是將污泥中的重金屬進行固定。由于操作簡便和成本較低，重金屬固定是更為常見的方法。污泥重金屬固定的方法通常是添加化學試劑法。熱解是污泥重金屬固定的有效手段，與此同時，污泥熱解還能得到固態殘渣產物，即污泥基生物炭。由于污泥基生物炭具有表面積較大﹑孔隙結構豐富﹑堿性、含有灰分和有機官能團等特點，其在環境中的應用越來越廣泛，可作為土壤修復劑和改良劑﹑重金屬吸附劑﹑催化劑﹑農用等（Khan et al.，2013；Zhang et al.，2013；Yuan et al.，2013；袁金華等，2011；于志紅等，2014；張又弛等，2015）。然而，污泥基生物炭在進行資源化利用的同時，應該考慮其環境風險，尤其是重金屬的潛在生態風險。目前，關于污泥基生物炭中重金屬的潛在風險評價研究報道還較少。

目前針對污泥熱解后重金屬遷移轉化行為的研究報道較多，主要結論是隨著熱解溫度的增加，大部分重金屬在生物炭中的質量分數逐漸增加，且重金屬的浸出性和生物有效性降低。Agrafioti et al.（2013）研究發現污泥熱解抑制了重金屬的釋放。Yuan et al.（2015）研究發現污泥的熱解能降低重金屬的浸出性和生物有效性。Park et al.（2011）等研究表明生物炭能有效降低重金屬的生物有效性和毒性。

重金屬化學形態決定了其浸出性﹑遷移性﹑生物有效性和環境風險。化學序列提取是表征重金屬形態常見的手段，其中Tessier化學提取被廣泛應用于表征沉積物﹑土壤﹑固體廢棄物中重金屬的化學形態（Zhang et al.，2011；方盛榮等，2009）。

污泥研究中 Tessier序列提取也有著廣泛的使用（Dong et al.，2013）。目前，將Tessier化學序列提取用于研究表征城市生活污水處理廠污泥基生物炭中重金屬的遷移性和潛在生態風險的研究報道甚少。Devi et al.（2014）采用BCR（the Community Bureau of Reference）化學提取方法表征造紙廠污水處理污泥生物炭中重金屬的形態，發現熱解能降低重金屬的浸出性和環境風險。

為此，本文以城市生活污水處理廠污泥作為研究對象，在不同溫度下熱解制備成污泥基生物炭，運用 Tessier化學提取方法，表征 Cu﹑Zn﹑Pb﹑Cd﹑Ni﹑As的變化，重金屬選擇依據是在污泥或污泥基中重金屬濃度含量高或潛在的生態風險較大的重金屬元素。研究的主要目的是：（1）表征污泥及污泥基生物炭中重金屬的形態分布；（2）評價污泥生物炭中重金屬的潛在生態風險，以期為污泥的處理處置及污泥基生物炭的資源化利用提供參考。

1 材料與方法

1.1 采樣與污泥生物炭制備

污泥取自合肥某城市生活污水處理廠，該廠的污水處理工藝是改良式氧化溝工藝，每天處理污水180000 m3。污泥經過板框壓濾脫水處理。取回的污泥首先風干，風干后的污泥進行熱解處理，將一定量的污泥放置坩堝中，密封后放入馬弗爐（天津，泰斯特，SRJX-8）內，升到指定溫度后保持2 h，降溫冷卻到室溫后，取出稱重，計算污泥基生物炭的得率。最后將污泥基生物炭磨碎，過80目篩保存備用。污泥熱解的溫度分別設置 300﹑400﹑500﹑600和700 ℃（制備生物炭通常溫度是在 700 ℃以下，對應編號為SB300、SB400、SB500、SB600、SB700）。300、400、500、600和700 ℃下污泥基生物炭的得率分別為 85.82%﹑64.20%、56.77%、53.21%和49.54%。

1.2 Tessier化學序列提取

Tessier分級（Tessier et al.，1979）提取的方法如下：

主要步驟如下：稱取1 g樣品放入50 mL離心管中；

（1）可交換態（F1）：加入 8 mL濃度為 1.0 mol·L-1的MgCl2（pH=7.0），室溫下震蕩1 h；

（2）碳酸鹽結合態（F2）：向上一級殘渣加入8 mL濃度為1 mol·L-1NaOAc（用HOAc調pH 5.0），室溫下震蕩5 h；

（3）還原態（F3）：向上一級殘渣加入 20mL濃度為0.04 mol·L-1鹽酸羥胺（HONH3Cl）溶液（以25% (V/V) HOAc溶液溶解，pH 2.0），(96±3) ℃水浴提取6 h，定容至20 mL；

（4）鐵錳氧化態（F4）：向上一級殘渣加入3 mL的0.02 mol·L-1HNO3和5 mL的30% H2O2（HNO3將pH調至2，30% H2O2為質量百分數），(85±2) ℃振蕩2 h，之后再3 mL的30% H2O2，(85±2) ℃振蕩3 h，間歇攪拌。冷卻后，加入5 mL的3.2 mol·L-1CH3COONH4（溶于20% (V/V) HNO3）后振蕩30 min，定容至20 mL。

（5）殘渣態（F5）：殘渣態的重金屬通過總量減去前四態的量（Kidd et al.，2007）。

每次提取之后通過5000 rpm離心10 min，上清液過0.45 μm的濾膜，加入2% HNO3后保存待測。重金屬測試的儀器是 ICP-OES（PerkinElmer，2100DV，USA）用于分析測試Cu、Zn、Pb、Cd、Ni、As。每組實驗有3個重復。

1.3 重金屬消解

污泥及污泥基生物炭消解的方法采用四酸消解法（HCl-HNO3-HF-HClO4），消解總耗時6～8 h，消解至近干無色，用2%的HNO3定容至25 mL，保存待測。ICP-OES（Perkin Elmer，2100DV，USA）用于分析測試 Cu、Zn、Pb、Cd、Ni、As。測定的重金屬濃度乘以定容體積，再除以污泥或污泥基生物炭的質量，即可得到污泥或污泥基生物炭重金屬的含量（mg·kg-1）。實驗中所用到的試劑均為優級純。

2 結果與討論

2.1 溫度對污泥生物炭重金屬分配的影響

圖1顯示的是不同熱解溫度下（300～700 ℃）污泥及污泥生物炭中6種重金屬含量分配情況。從圖1中可以看出，不同熱解溫度下，污泥和污泥生物炭中重金屬含量最高的是Cu和Zn。圖1（a）表明隨熱解溫度增加，Cu和Zn的濃度范圍差異較大。而圖1（b）則顯示Ni、Cd、As、Pb的濃度范圍差異較小。具體來說，隨著熱解溫度增加，污泥生物炭中Zn、Pb、Cd的含量不斷增加，Ni和As則是先增加后趨于穩定，而Cu在不同溫度下重金屬變化沒有特定的規律。污泥及污泥基生物炭中重金屬含量總體的次序規律是：Zn>Cu>Ni>As>Pb>Cd。

表1顯示的是相關標準中重金屬的含量。將表中的數據與圖1中污泥或污泥基生物炭中的重金屬含量進行對比可知，Zn、Cd、Ni和As的濃度超過了國內、歐盟或美國的部分標準，因此在資源化利用時存在著一定的潛在生態風險。

溫度是影響重金屬遷移轉化的關鍵因素。隨著熱解溫度增加，污泥固態殘渣中大部分重金屬的濃度提高。Zielińska et al.（2015）研究指出隨著熱解溫度的升高，所有重金屬在生物炭的質量分數會增

加，除了Cd。Zn、Ni、Pb、Cr和Cu主要都保留在生物炭中。Van et al.（2014）指出污泥熱解后Cu、Ni、Zn、Cr主要保留在生物炭中，而As、Cd、Hg、Se則部分遷移到氣相中。Hossain et al.（2011）研究發現污泥基生物炭重金屬質量分數隨著熱解溫度而改變，但主要富集在生物炭中。Méndez et al.（2014）研究發現在400～600 ℃間，隨著溫度增加，污泥生物炭中Cu、Ni、Zn、Cd和Pb質量分數逐漸增加。表2顯示的是不同溫度下污泥基生物炭中重金屬的相對富集系數，計算公式如下：

圖1 不同溫度下污泥基生物炭中的重金屬含量Fig. 1 Content of the heavy metal in biochar pyrolyzed at different temperatures

表1 相關標準中部分重金屬含量的規定Table 1 The content of some heavy metals in relative standards mg·kg-1

表2 污泥基生物炭中重金屬相對富集因子Table 2 Relative enrichment factor of heavy metal in sludge-derived biochar

這里 HMbiochar：生物炭中重金屬質量分數，mg·g-1；HMsludge：原污泥中重金屬質量分數，mg·g-1；mbiochar：生物炭的質量，g；msludge：原污泥的質量，g。如果EF<1，意味著重金屬有揮發遷移趨勢；如果EF>1，意味著重金屬呈現富集趨勢。EF≈1表明重金屬會保留在生物炭中。mbiochar/msludge是污泥基生物炭的得率。

本研究中，300 ℃時，Cu、Pb、Ni呈現揮發遷移的趨勢，而Zn、Cd、As則呈現富集的趨勢。從 400～700 ℃，重金屬都呈現揮發遷移的趨勢（EF<1），除了Zn之外（EF≈1）。

隨著熱解溫度增加（400～700 ℃），Pb呈現富集趨勢。Cu、Ni、As則呈現揮發加劇的趨勢。而Zn、Cd則呈現略微富集的趨勢，更多的保留在生物炭中。

重金屬揮發遷移的行為與污泥中有機物不斷分解有關，有機結合態中的重金屬會釋放到氣相中或固定在生物炭中。同時重金屬的遷移揮發還與熱解溫度﹑污泥中重金屬的賦存狀態﹑熱解氣氛等因素有關。Kister et al.（1987）研究發現重金屬主要富集在殘渣中，由于其具有堿性特征。

2.2 溫度對污泥及污泥生物炭重金屬形態的影響

在污泥和污泥基生物炭中重金屬的形態分布見圖2。

原狀污泥中重金屬主要是分布在有機結合態和殘渣態中。總體規律是：污泥熱解可以將重金屬形態更多的轉移到殘渣態中，除了Ni之外。

Cu在原狀污泥中主要以有機結合態和殘渣態形式存在，比例分別為28%和65%。隨著溫度增加，

殘渣態Cu會進一步增加，尤其是在700 ℃時，殘渣態比例占到95%。

圖2 污泥及污泥基生物炭中重金屬的形態分布Fig. 2 Distribution of heavy metal in sludge and sludge-derived biochar

Zn在原狀污泥中主要以鐵錳氧化態的形式存在，比例為67%。隨著溫度增加，Zn在殘渣態中的分布顯著增加，從原狀污泥的7%增加到53%（700 ℃時）。

Pb在原狀污泥中主要主要以鐵錳氧化態和殘渣態的形式存在。隨著溫度增加，Pb在殘渣態中的分布也逐漸增加，從原狀污泥的 50%增加到 71%（700 ℃中）。

Cd在原狀污泥中主要以鐵錳氧化態和殘渣態的形式存在。隨著溫度增加，Cd在可交換態和碳酸鹽結合態中分布降低，而在殘渣態中的分布從50%增加到59%（700 ℃中）。

Ni在原狀污泥中主要以鐵錳氧化態和殘渣態的形式存在。然而，隨著熱解溫度增加，Ni在殘渣態中分布顯著降低，從58%降低到19%，在鐵錳氧化態中的分布從23%增加到57%。

As在原狀污泥中主要以鐵錳氧化態和有機結合態的形式存在。隨著溫度增加，As在鐵錳氧化態中的分布急劇下降，而在殘渣態中的分布顯著增加，從2%增加到58%（700 ℃）。

溫度也是影響重金屬形態的重要因素，主要是因為熱解溫度增加會使有機物不斷分解，同時還能創造還原性的環境，從而影響重金屬在熱解環境下的物化反應。本研究中隨著溫度增加，大部分重金屬更多的向殘渣態轉化，除了 Ni之外。隨著溫度增加，Ni在殘渣態中的分布降低，意味著Ni的環境風險性增加，主要歸因于重金屬Ni形態的改變，從穩定的化合物形式轉化到非穩定態（Yuan et al.，2011）。Lu et al.（2015）也發現隨著污泥熱解溫度的增加，Ni的環境風險增加，更多的分布在氧化態中（BCR method）。重金屬在殘渣態中分布增加意味著環境風險的降低。污泥熱解可以顯著的降低重金屬的生物有效性。He et al.（2010）研究污泥熱解后重金屬Zn、Cd、Cu、Pb在殘渣中的形態分布，結果表明：隨著熱解溫度增加，Cd形態變化很小；Cu主要從還原態轉化到殘渣態中；Pb從氧化態轉化到可溶態和還原態中；Cu從氧化態轉化到殘渣態中。

2.3 重金屬潛在生態風險評價

重金屬風險評價指數（Potential ecological risk index，RI）用于評價污泥及污泥生物炭中重金屬潛在風險污染，采用Hakanson推薦的方法（Hakanson，1980），該方法是是目前重金屬風險評價中應用非常廣泛的方法之一，計算公式如下：

表3 潛在風險評價的指數分級Table 3 Index for ecological risk assessment

這里，Cf為污染因子，Ci和 Cn為可遷移部分和穩定部分重金屬的分布；

Er是單個重金屬的潛在生態指數；

Tr是單個重金屬的毒性因子；

RI是潛在生態風險指數；

Tr的賦值分別為：Cu=5、Zn=1、Pb=5、Cd=30、Ni=6、As=10；

污染因子 Cf的計算為前四態重金屬之和（F1+F2+F3+F4）與第五態（F5）重金屬的比值（Jamali et al.，2007）。

Cf﹑Er和RI的潛在風險評價的指數見表3。

污泥及污泥基生物炭Cf﹑Er，RI決定了重金屬的風險水平，計算結果見表4。由表可見，原污泥中Zn和As的Cf為12.96和43.47，表明Zn和As是主要的風險因子。隨著溫度增加，Zn、Cu和As的Cf不斷降低，風險降低。Pb的Cf先增加后降低，風險也是不斷降低。Ni的Cf不斷增加，風險不斷升高。

表4 污泥及污泥基生物炭中重金屬的潛在風險評價Table 4 Ecological risk assessment of the heavy metal in sludge and biochar

污泥及污泥基生物炭中Er較高的是As和Cd，可見As和Cd主要風險因子，其中原狀污泥的As的Er為434.67，有著顯著的潛在生態風險。隨著熱解溫度增加，Zn、Cu和As的Er不斷降低，意味著其潛在風險降低。Pb的Cf呈現先增加后降低的趨勢，意味著潛在生態風險不斷降低。Ni的Cf卻不斷增加，表明其風險不斷升高。

根據 RI可以判斷，原污泥的重金屬潛在生態風險較高，達到了489.32，300 ℃熱解之后污泥中重金屬的潛在生態風險降低至93.45。RI值最低的是出現在600 ℃，為61.02，相比于原污泥，風險顯著降低了，此時的潛生態風險為中等水平。污泥制備成污泥基生物炭確實能有效降低重金屬的潛在生態風險。從重金屬風險角度來看，污泥基生物炭制備合適的溫度是600～700 ℃。Devi et al.（2014）研究發現從重金屬風險考慮，造紙廠污泥熱解合適的溫度是700 ℃。Yuan et al.（2011）研究中發現污泥液化殘渣中重金屬的潛在生態風險會降低。從重金屬潛在生態風險角度來考慮，污泥生物炭熱解推薦的溫度是在600～700 ℃。趙晶晶等（2012）研究污泥和花生殼制備活性炭時，活性炭制備的推薦溫度是600 ℃。

3 結論

污泥和污泥基生物炭中含量最高的重金屬是Cu和Zn。隨著熱解溫度增加，重金屬更多被轉化至殘渣態中。600～700 ℃得到的污泥基生物炭重金屬主要分布在殘渣態中，除Ni之外。相比于原污泥，污泥生物炭中重金屬的潛在生態風險顯著降低。污泥及污泥基生物炭中重金屬的主要風險因子是As、Cd和Zn。從重金屬環境風險的角度考慮，污泥生物炭制備的合適溫度在600～700 ℃。

AGRAFIOTI E, BOURAS G, KALDERIS D, et al. 2013. Biochar production by sewage sludge pyrolysis [J]. Journal of Analytical and Applied Pyrolysis, 101(5): 72-78.

DEVI P, SAROHA A K. 2014. Risk analysis of pyrolyzed biochar made from paper mill effluent treatment plant sludge for bioavailability and eco-toxicity of heavy metals [J]. Bioresource Technology, 162: 308-315.

DONG B, LIU X, DAI L, et al. 2013. Changes of heavy metal speciation during high-solid anaerobic digestion of sewage sludge [J]. Bioresource Technology, 131: 152-158.

HAKANSON L. 1980. An ecological risk index for aquatic pollution control. a sedimentological approach [J]. Water Research, 14(8): 975-1001.

HE Y D, ZHAI Y B, LI C T, et al. 2010. The fate of Cu, Zn, Pb and Cd during the pyrolysis of sewage sludge at different temperatures [J]. Environmental Technology, 31(5): 567-574.

HOSSAIN M K, STREZOV V, CHAN K Y, et al. 2011. Influence of pyrolysis temperature on production and nutrient properties of wastewater sludge biochar [J]. Journal of Environmental Management, 92(1): 223-228.

JAMALI M K, KAZI T G, AFRIDI H I, et al. 2007. Speciation of heavy metals in untreated domestic wastewater sludge by time saving BCR sequential extraction method [J]. Journal of Environmental Science and Health Part A, 42(5): 649-659.

KHAN S, CHAO C, WAQAS M, et al. 2013. Sewage sludge biochar influence upon rice (Oryza sativa L) yield, metal bioaccumulation and greenhouse gas emissions from acidic paddy soil [J]. Environmental Science & Technology, 47(15): 8624-8632.

KIDD P S, DOMíNGUEZ-RODRIGUEZ M J, DíEZ J, et al. 2007. Bioavailability and plant accumulation of heavy metals and phosphorus in agricultural soils amended by long-term application of sewage sludge [J]. Chemosphere, 66(8): 1458-1467.

KISTLER R C, WIDMER F, BRUNNER P H. 1987. Behavior of chromium, nickel, copper, zinc, cadmium, mercury, and lead during the pyrolysis of sewage sludge [J]. Environmental Science & Technology, 21(7): 704-708.

LU T, YUAN H, WANG Y, et al. 2015. Characteristic of heavy metals in biochar derived from sewage sludge [J]. Journal of Material Cycles and Waste Management: DOI10.1007/s10163-015-0366-y

MéNDEZ A, PAZ-FERREIRO J, ARAUJO F, et al. 2014. Biochar from pyrolysis of deinking paper sludge and its use in the treatment of a nickel polluted soil [J]. Journal of Analytical and Applied Pyrolysis, 107(5): 46-52.

PARK J, CHOPPALA G, BOLAN N, et al. Biochar reduces the bioavailability and phytotoxicity of heavy metals[J]. Plant and Soil, 2011, 348(1-2): 439-451.

PATHAK A, DASTIDAR M G, SREEKRISHNAN T R. 2009. Bioleaching of heavy metals from sewage sludge: A review [J]. Journal of Environmental Management, 90(8): 2343-2353.

TESSIER A, CAMPBELL P G C, BISSON M. 1979. Sequential extraction procedure for the speciation of particulate trace metals [J]. Analytical Chemistry, 51(7): 844-850.

VAN WESENBEECK S, PRINS W, RONSSE F, et al. 2014. Sewage sludge carbonization for biochar applications. Fate of heavy metals [J]. Energy & Fuels, 28(8): 5318-5326.

YUAN H, LU T, HUANG H, et al. 2015. Influence of pyrolysis temperature on physical and chemical properties of biochar made from sewage sludge [J]. Journal of Analytical and Applied Pyrolysis, 112: 284-289.

YUAN X, HUANG H, ZENG G, et al. 2011. Total concentrations and chemical speciation of heavy metals in liquefaction residues of sewage sludge [J]. Bioresource Technology, 102(5): 4104-4110.

YUAN X, HUANG H, ZENG G, et al. 2011. Total concentrations and chemical speciation of heavy metals in liquefaction residues of sewage sludge [J]. Bioresource Technology, 102(5): 4104-4110.

YUAN Y, YUAN T, WANG D, et al. 2013. Sewage sludge biochar as an efficient catalyst for oxygen reduction reaction in an microbial fuel cell [J]. Bioresource Technology, 144(3): 115-120.

ZHANG D, ZHANG H, WU C, et al. 2011. Evolution of heavy metals in municipal solid waste during bio-drying and implications of their subsequent transfer during combustion[J]. Waste Management, 31(8): 1790-1796.

ZHANG W, MAO S, CHEN H, et al. 2013. Pb (II) and Cr (VI) sorption by biochars pyrolyzed from the municipal wastewater sludge under different heating conditions [J]. Bioresource Technology, 147(9): 545-552.

ZIELI?SKA A, OLESZCZUK P. 2015. The conversion of sewage sludge into biochar reduces polycyclic aromatic hydrocarbon content and ecotoxicity but increases trace metal content [J]. Biomass and Bioenergy, 75: 235-244.

方盛榮, 徐穎, 魏曉云, 等. 2009. 典型城市污染水體底泥中重金屬形態分布和相關性[J]. 生態環境學報, 18(6): 2066-2070.

于志紅, 謝麗坤, 劉爽, 等. 2014. 生物炭-錳氧化物復合材料對紅壤吸附銅特性的影響[J]. 生態環境學報, 23(5): 897-903.

袁金華, 徐仁扣. 2011. 生物質炭的性質及其對土壤環境功能影響的研究進展[J]. 生態環境學報, 20(4): 779-785.

張又弛, 李會丹. 2015. 生物炭對土壤中微生物群落結構及其生物地球化學功能的影響[J].生態環境學報, 24(5): 898-905.

趙晶晶, 周少奇, 陳安安, 等. 2012. 城市污泥與花生殼制活性炭的重金屬形態分析及生態風險評價[J]. 農業環境科學學報, 31(11): 2284-2289.

Investigation of the Speciation of Heavy Metals in Sludge-derived Biochar and Its Potential Ecological Risk

FAN Shisuo1,2, TANG Jie1, CHENG Yan3, WANG Yi1, WANG Zhen1, TANG Jun1, LI Xuede1,2
1. School of Resources and Environment, Anhui Agricultural University, Hefei 230036, China; 2. Hefei Scientific Observing and Experimental Station of Agro-Environment, Ministry of Agriculture, China, Hefei 230036, China; 3. Hefei Municipal Environmental Monitoring Central Station, Hefei 230031, China

Heavy metals are one of the limited factors to the resource utilization of municipal sludge, which can be greatly decreased and solidified by carbonation. In this study, Tessier sequential extraction was used to characterize the speciation of heavy metal in sludge and sludge-derived biochar from different pyrolyzed temperatures (300～700 ℃). Meanwhile, potential ecological risk of sludge-derived biochar was assessed using Hakanson method. The conclusion showed that the highest content of heavy metal in sludge and biochar were Zn and Cu. The order of heavy metal in sludge and sludge-derived biochar was Zn>Cu>Ni>As>Pb>Cd. With the increment of temperature, the speciation of heavy metal was mainly distributed in the residual fraction. When the temperature was 700 ℃, the residue fraction of Cu, Zn, Pb, Cd, Ni and As was 95%, 53%, 71%, 59%, 57% and 58% at 700 ℃, respectively. Heavy metals in sludge-derived biochar were distributed in residual fraction, except Ni. The results of potential ecological risk indicated that the main risk factors were As, Cd and Zn. Compared with raw sludge, the potential ecological risk of sludge-derived biochar obviously decreased. When the pyrolyzed temperature was 700 ℃, the potential ecological risk index decreased from 489.32 (raw sludge) to 73.27. Therefore, from the perspective of heavy metal environmental risk, the recommended temperature range for preparation of sludge-derived biochar was 600～700 ℃.

sludge-derived biochar; heavy metal; speciation; potential ecological risk

10.16258/j.cnki.1674-5906.2015.10.022

X705

A

1674-5906（2015）10-1739-06

范世鎖，湯婕，程燕，王毅，王振，唐俊，李學德. 污泥基生物炭中重金屬的形態分布及潛在生態風險研究[J]. 生態環境學報, 2015, 24(10): 1739-1744.

FAN Shisuo, TANG Jie, CHENG Yan, WANG Yi, WANG Zhen, TANG Jun, LI Xuede. Investigation of the Speciation of Heavy Metals in Sludge-derived Biochar and Its Potential Ecological Risk [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2015, 24(10): 1739-1744.

國家水專項（2015ZX07103007）；安徽農業大學青年基金項目（2014zr004）；安徽農業大學人才引進項目（yj2015-23）

范世鎖（1985），男，講師，博士，主要方向為固體廢物處理與資源化。E-mail: fanshisuo@ahau.edu.cn *通信作者。

2015-07-30