一种修复钒污染土壤的生物炭及其制备方法和应用与流程

本发明属于土壤污染治理领域，具体涉及一种修复钒污染土壤的生物炭及其制备方法和应用。

背景技术：

近年来，我国钒产量逐年整长，年平均增速达16.8％，高于全球平均水平，作为对世界钒产量增量贡献最大的国家，目前我国已拥有超过世界四分之一的钒产能。近年来，我国钒污染事件相继在湖北监利、河南淅川、湖南沅陵、湖南辰溪、陕西山阳等地发生。我国湖南某钒渣堆放区周围的v含量为1613.30mg/kg，是我国土壤背景值的14.9倍。我国西南地区已有26.49％的土壤受到v污染。四川攀西地区某尾矿周围的土壤v含量为100.03mg/kg，农田土壤v含量为99.96mg/kg。攀枝花某冶炼区土壤中v的含量最高可达938.4mg/kg，远远超过中国土壤钒背景值。

污染物进入土壤后，土壤自身的净化作用会降低污染物的含量或者毒性，但超过土壤环境容量时，进入土壤环境的污染物不能得到消除或解毒，便需要人们采用适宜的技术手段对受污染土壤进行修复。

目前对于钒污染土壤修复的研究中，钝化法较为常见。李天然等采用铁基固体材料和液态铁基稳定剂对钒污染土壤进行固化和稳定化研究，采用对修复后土壤的浸出液中污染元素的浓度进行测定的方法来评价修复效果，其中，0.5％添加量的feso4稳定剂可以使稳定效率达到100.0％，1％添加量的铁粉和硫酸亚铁可以使钒的固定效率分别达到97.7％和98.8％。张文杰等采用壳聚糖和活性炭对钒污染土壤进行修复，其中1％添加量的壳聚糖在30d时对钒具有最高稳定化率，为74.04％。丁旭彤等利用钙基固化剂修复钒污染土壤的研究结果表明，在添加量分别为0.5％、1％和2％时，三种钙基固化剂对钒的固化率由高到低依次为氧化钙>氯化钙>羟基磷灰石，其中在添加量为2％固化3h时，氧化钙对钒的固化率为99.0％；施加氧化钙后，土壤中钒的残渣态占比为22.9％，与对照相比提高了76.2％。

钝化法的原理是利用钝化材料将土壤中的重金属离子的生物可利用性降低，从而减少其对植物的影响以及降低重金属的迁移性，因此，选择合适的钝化材料十分重要，其中能够对土壤环境影响较小，并不会产生二次污染的材料尤为关键。

生物炭是在缺氧条件下由生物质热化学转化得到的固体产物，可作为改良土壤、提高资源利用率、改善特定环境污染的添加剂，是减少温室气体排放的有效手段。生物炭的大量元素组成及灰分的元素组成往往可以成为土壤养分而被植物吸收利用，因此生物炭是一种不可或缺的有机肥料，对环境造成的危害也更小。大多数生物炭呈碱性，这样的酸碱特性使得生物炭可以应用于酸性土壤的改良及重金属污染土壤修复。作为一种环境友好的材料，生物炭目前在环境中的应用已经覆盖了方方面面，比如作为土壤改良剂应用于贫瘠土壤的肥力改良；作为生物载体用于水污染修复；作为重金属钝化剂对重金属污染土壤进行钝化修复等。

目前，生物炭应用于环境中钒污染的相关研究主要集中在对钒污染水体的修复，其在钒污染土壤修复中的应用研究较为薄弱，因此，开发一种可用于修复钒污染土壤的生物碳型稳定剂是一个亟待研究解决的问题。

技术实现要素：

针对上述技术问题，本发明提供一种修复钒污染土壤的生物炭及其制备方法和应用，采用水稻秸秆生物炭作为改良材料，探索一种高效且环境友好的钒污染土壤改良方法。

具体的技术方案：

一种修复钒污染土壤的生物炭，具体制备方法如下：

将水稻秸秆放置于陶瓷坩埚中，压实后盖上坩埚盖，置于马弗炉高温热解2h，温度设置650℃，待马弗炉内温度降低后，取出水稻秸秆生物炭置于干燥器中冷却。将冷却后的水稻秸秆生物炭研磨过200目筛(粒径<0.075mm)，得到所需的生物炭材料。

本发明提供的修复钒污染土壤的生物炭，用于修复钒污染的土壤，能有效降低土壤中水溶态钒、有效态钒和五价钒，同时还能改良土壤理化性质。

附图说明

图1为实施例所得的水稻秸秆生物炭的表面形貌；

图2为实施例所得的水稻秸秆生物炭的红外光谱图；

图3为实施例所得的水稻秸秆生物炭对土壤中钒的吸附量；

图4a为实施例所得的水稻秸秆生物炭对土壤中钒的解吸率；

图4b为实施例所得的水稻秸秆生物炭对土壤中钒的解吸量；

图5a含钒浓度为0mg/kg的土壤中，不同水稻秸秆生物炭添加量条件下土壤水溶态钒含量随时间的变化；

图5b含钒浓度为150mg/kg的土壤中，不同水稻秸秆生物炭添加量条件下土壤水溶态钒含量随时间的变化；

图5c含钒浓度为300mg/kg的土壤中，不同水稻秸秆生物炭添加量条件下土壤水溶态钒含量随时间的变化；

图5d含钒浓度为600mg/kg的土壤中，不同水稻秸秆生物炭添加量条件下土壤水溶态钒含量随时间的变化；

图5e含钒浓度为1000mg/kg的土壤中，不同水稻秸秆生物炭添加量条件下土壤水溶态钒含量随时间的变化；

图6a含钒浓度为0mg/kg的土壤中，不同水稻秸秆生物炭添加量条件下土壤有效态钒含量随时间的变化；

图6b含钒浓度为150mg/kg的土壤中，不同水稻秸秆生物炭添加量条件下土壤有效态钒含量随时间的变化；

图6c含钒浓度为300mg/kg的土壤中，不同水稻秸秆生物炭添加量条件下土壤有效态钒含量随时间的变化；

图6d含钒浓度为600mg/kg的土壤中，不同水稻秸秆生物炭添加量条件下土壤有效态钒含量随时间的变化；

图6e含钒浓度为1000mg/kg的土壤中，不同水稻秸秆生物炭添加量条件下土壤有效态钒含量随时间的变化；

图7a不同处理组对土壤有效态钒固定率随时间的变化；

图7b不同钒及水稻秸秆生物炭添加量时土壤ph随时间的变化；w：周；

图7c不同钒及水稻秸秆生物炭添加量时土壤有机质含量随时间的变化；w：周；

图7d不同钒及水稻秸秆生物炭添加量时土壤有效磷含量随时间的变化；w：周；

图7e不同钒及水稻秸秆生物炭添加量时土壤碱解氮含量随时间的变化；w：周；

图7f不同处理组各粒级水稳性团聚体的质量百分比；

图8a淋滤液中水溶态五价钒浓度变化；

图8b淋滤液中水溶态总钒浓度变化；

图8c淋滤后不同处理组土壤钒的tessier形态分布(不同字母表示同一形态不同处理间差异性显著(p<0.05))；

图8d淋滤液ph变化；

图8e淋滤液电导率变化；

图8f淋滤液总磷浓度变化；

图9a不同处理组平均重量直径(mwd)变化(abc字母不同为同一外源添加钒浓度组不同生物炭添加量具有显著性差异(p<0.05)；abc字母不同为同一生物炭添加量组不同外源添加钒浓度具有显著性差异(p<0.05))；

图9b不同处理组几何平均直径(gmd)变化(abc字母不同为同一外源添加钒浓度组不同生物炭添加量具有显著性差异(p<0.05)；abc字母不同为同一生物炭添加量组不同外源添加钒浓度具有显著性差异(p<0.05))；

图9c不同处理组粒径大于0.25mm的团聚体含量(r>0.25)变化(abc字母不同为同一外源添加钒浓度组不同生物炭添加量具有显著性差异(p<0.05)；abc字母不同为同一生物炭添加量组不同外源添加钒浓度具有显著性差异(p<0.05))；

图9d不同处理组分形维数变化(abc字母不同为同一外源添加钒浓度组不同生物炭添加量具有显著性差异(p<0.05)；abc字母不同为同一生物炭添加量组不同外源添加钒浓度具有显著性差异(p<0.05))。

具体实施方式

结合实施例说明本发明的具体技术方案。

生物炭的制备

将水稻秸秆放置于陶瓷坩埚中，压实后盖上坩埚盖，置于马弗炉高温热解2h，温度设置650℃，待马弗炉内温度降低后，取出水稻秸秆生物炭置于干燥器中冷却。将冷却后的水稻秸秆生物炭研磨过200目筛(粒径<0.075mm)，得到所需的生物炭材料。

所述的生物炭材料为实施例所得的水稻秸秆生物炭的表面形貌如图1所示，红外光谱图如图2所示。

1、生物炭修复钒污染土壤的能力

a.含生物炭土壤对钒的吸附

将生物炭以2％的添加量加入2g土壤样品于50ml离心管中，用涡旋搅拌器搅拌1min，使生物炭和土壤颗粒充分混合均匀。

分别加入30ml含有不同浓度v⁵⁺(0、50、150、300、500、1000、2000、3000、4000、5000、7000、10000mg/l)的0.01mol/lnano3溶液(将ph调整至与si土壤ph一致)。在恒温(25℃±2℃)振荡器中以150r/min的速度振荡24h，振荡完毕后在6000r/min条件下离心10min后过滤。测定滤液中总钒浓度。根据加入钒量和平衡液中总钒残留量的差值计算含生物炭土壤对钒的吸附量并制作吸附量与平衡后溶液总钒浓度的等温吸附曲线。另外做一组不含生物炭的对照实验。

当初始五价钒浓度在0mg/l至1000mg/l时，含生物炭土壤对钒的吸附呈现快速上升的趋势，而当初始五价钒浓度超过1000mg/l时，含生物炭土壤对钒的吸附量上升缓慢，最终逐渐达到平衡。通过比较添加了生物炭材料的处理组和对照组，发现含生物炭土壤对钒的吸附能力均高于对照组，且呈现出随生物炭粒径升高，吸附能力增强的趋势。图3为实施例所得的水稻秸秆生物炭对土壤中钒的吸附量。

b.含生物炭土壤对钒的解吸

在吸附实验结束，向含生物炭土壤中加入0.01mol/lnano3溶液30ml，用涡旋搅拌器搅匀后，放入恒温(25℃±2℃)振荡器中以150r/min的速度振荡24h，振荡完毕后在6000r/min条件下离心10min后过滤。测定滤液中总钒浓度。未解吸的钒量通过钒吸附量和钒解吸量计算得到。

图4a为实施例所得的水稻秸秆生物炭对土壤中钒的解吸率，图4b为实施例所得的水稻秸秆生物炭对土壤中钒的解吸量。从图上可以看出，在初始钒浓度为0mg/l～1000mg/l时，含生物炭土壤对钒的解吸率呈迅速上升的状态，而在1000mg/l～5000mg/l时，这种上升趋势变缓，并逐渐达到平衡。

2、土壤陈化

通过外源添加钒，制备含有所需钒浓度的土壤，用以后续研究。将外源添加v⁵⁺浓度设置为0、150、300、600、1000mg/kg。设定陈化时土壤含水率为土壤最大田间持水量的60％，分别将各浓度对应的navo3·2h2o溶解于需添加的去离子水中，均匀混合后，用喷壶均匀喷洒于土壤表面，并将土壤和水充分混合，放入陈化桶中陈化，并定期称重补水。在陈化6周后，将土壤自然风干，磨碎过10目尼龙筛(粒径<2mm)。装入自封袋备用。陈化后土壤标记为si-0、si-150、si-300、si-600和si-1000。

3、生物炭对土壤中钒的影响及对土壤的改良

将最佳生物炭材料按照质量比0％、1％、2％和3％的添加量分别加入si-0、si-150、si-300、si-600和si-1000土壤样品中，土壤含水率设定为土壤最大田间持水量的60％，将材料与土壤混合均匀后，加入去离子水以达到设定的土壤含水率，再均匀混合，置于钝化盆中进行钝化修复实验，并定期称重补水。分别在第1周、第2周、第3周、第4周、第6周、第10周时进行取样并分析土壤理化性质、土壤钒形态及土壤水稳性团聚体。

生物炭对土壤中钒的影响如下：

(1)生物炭的添加会使得土壤中水溶态钒含量增加，这种增加会随着生物炭添加量的增多而增多；但生物炭添加后土壤中水溶态钒含量的增长百分比会随着外源添加钒浓度的增加而减小；且这种影响也会随着时间逐渐减弱，除3％生物炭添加量处理组外，大部分处理组土壤水溶态钒含量随时间变化差异性不显著(p>0.05)。图5a～5e分别为含钒浓度为0mg/kg、150mg/kg、300mg/kg、600mg/kg和1000mg/kg的土壤中，不同水稻秸秆生物炭添加量条件下土壤水溶态钒含量随时间的变化。

(2)与之相反，生物炭的添加会降低土壤中有效态钒含量，并且随着生物炭添加量的增加，有效态钒含量显著降低(p<0.05)；而随着外源添加钒浓度的增加，生物炭对土壤有效态钒的固定率增加；但生物炭对土壤有效态钒含量的影响随时间变化不显著(p>0.05)。图6a～6e分别为含钒浓度为0mg/kg、150mg/kg、300mg/kg、600mg/kg和1000mg/kg的土壤中，不同水稻秸秆生物炭添加量条件下土壤有效态钒含量随时间的变化。图7a为不同处理组对土壤有效态钒固定率随时间的变化。

综上所述，生物炭的添加会对降低土壤有效态钒的含量，从而起到一定的修复效果，但却增加了土壤水溶态钒含量，可能会使得钒的迁移性增强，因此生物炭应用所造成的环境风险还需要进一步的考虑。

生物炭对土壤的改良情况如下：

(1)从图7b可以看出，由于生物炭中的可溶碱性盐进入土壤，使得土壤ph随生物炭添加量从0％～3％的逐渐增加而增加。同时，由于五价钒离子通常为h2vo4^-，因此，五价钒进入土壤会使得土壤ph增加，因而单一添加外源钒(不添加生物炭)显著影响土壤ph(p<0.05)，并且随着钒浓度的增加而增加。但添加生物炭对土壤ph的影响随着时间变化差异不显著(p>0.05)。

(2)从图7c可以看出，随着生物炭添加量的增加，进入到土壤的可溶解态碳含量也会随之增加，从而增加了土壤中有机质的含量，其中添加量为3％时生物炭可以显著提高土壤有机质含量(p<0.05)。而钒对于土壤有机质含量的影响差异不显著(p>0.05)。同时大多数处理组土壤有机质含量会随时间的变化而呈现逐渐减少的趋势。

(3)从图7d可以看出，添加生物炭能显著提高土壤有效磷含量(p<0.05)，且随着生物炭添加量从0％～3％的逐渐增加，土壤有效磷含量也随之增加。由于五价钒酸盐与磷酸盐具有相似结果，当钒酸盐进入土壤后，会与土壤中的磷酸盐发生位点交换作用，使土壤吸持的磷素变为可溶性磷盐，从而使得土壤有效磷含量随外源添加钒浓度的升高而显著增加(p<0.05)。生物炭对土壤有效磷的影响随时间变化而呈现先迅速上升再逐渐达到平衡的状态。

(4)从图7e可以看出，生物炭会对土壤中的nh4⁺、no3^-有很强的吸附作用，因此土壤碱解氮的含量会随着生物炭添加量的增加而显著减少(p<0.05)。同时外源添加钒会显著影响土壤碱解氮含量，且随着外源添加钒浓度(除si-150处理组)的增加土壤碱解氮含量呈显著上升的趋势(p<0.05)。但各处理组土壤碱解氮含量随时间变化差异不显著(p>0.05)，且没有明显的变化规律。

(5)从图7f可以看出，生物炭的添加会显著增加土壤水稳性团聚体的稳定性，具体表现为提高了团聚体平均重量直径(mwd)、几何平均直径(gmd)和粒径大于0.25mm的团聚体含量(r>0.25)，降低了土壤团聚体分形维数。同时外源添加钒对水稳性团聚体的影响没有明显规律，且影响不显著(p>0.05)。

综上所述，生物炭的添加在一定程度上可以改善土壤的理化性质，从而达到土壤改良的目的。

4、模拟土柱淋滤

将最佳生物炭材料按照1％、2％和3％的添加量(相当于7g、14g和21g生物炭)分别加入sii土壤样品中，均匀混合后，装入内径5.5cm、高30cm的有机玻璃柱中(实际土柱高20cm)，每根土柱装入700g土壤与生物炭均匀混合物，容重为1.47g/cm3(接近sii的实际容重1.40g/cm3)。设置不含生物炭的土壤作为空白对照(ck)，所有处理均设置两次平行。将所有土柱饱和一周后，开始淋滤实验。

(1)随着淋滤周期的进行，淋滤液ph、淋滤液水溶态五价钒和总钒均呈先增加后降低的趋势，且最大值在第三周期或第四周期；而淋滤液电导率ec值在淋滤第一周期达到最大，之后迅速降低直至平衡。在多数情况下，生物炭的添加对于淋滤液ph、水溶态五价钒和总钒以及ec的影响不具有显著性差异(p>0.05)。表明淋滤作用对生物炭改良钒污染土壤中可溶性钒的迁移没有显著影响。

(2)从图8a和8b中可以看出，淋滤后不同生物炭添加量处理组和对照组土壤中总钒含量差异不显著(p>0.05)，五价钒和水溶态钒含量除1％生物炭添加量处理组外，其余处理组之间没有显著性差异(p>0.05)。但生物炭的添加为2％和3％时可以显著降低土壤中有效钒的含量(p<0.05)。由此可见生物炭的添加在一定程度上能降低土壤中有效钒的含量。

(3)从图8c中可以看出，按照tessier形态分级，淋滤后对照组土壤中各形态含量为：残渣态>铁锰氧化物结合态>有机结合态>碳酸盐结合态>可交换态，添加生物炭处理组为：残渣态>铁锰氧化物结合态>有机结合态>可交换态>碳酸盐结合态。而生物炭添加量为3％时，会显著减少土壤中碳酸盐结合态钒的含量(p<0.05)。表明当生物炭添加量达到一定程度后，会降低土壤中植物可吸收形态钒的含量。

(4)从图8d～8f中可以看出，淋滤后各处理组土壤有机质和有效磷含量会随生物炭的添加显著增加(p<0.05)，而碱解氮的含量在添加生物炭(除1％添加量外)后显著降低(p<0.05)，而土壤ph在添加生物炭后(除1％添加量外)显著增加(p<0.05)。这一结果表明，生物炭会在一定程度上提高碳和磷的土壤养分，而降低氮的土壤养分。

(5)从图9a～9d中可以看出，在生物炭的添加量为2％和3％时，生物炭能显著增加mwd、gmd和r>0.25，降低分形维数(p<0.05)。由此可以看出，添加生物炭可以提高土壤团聚体稳定性，但和生物炭的添加量有关。

综上所述，淋滤作用对生物炭改良攀枝花钒污染土壤存在一定的风险性，但淋滤作用对不同生物炭添加量处理组淋滤液中钒浓度变化不具有显著性差异，因此不能明确说明其对土壤中可溶性钒垂直迁移的影响。而生物炭能显著降低土壤有效态钒的含量也需要结合植物实验来进一步的验证，因此还需要更深入的实验来进行探讨。同时，2％添加量的生物炭与3％添加量生物炭在多方面结果分析中的差异不显著，因此为了节约成本，可使用2％添加量的rs2-3生物炭材料对土壤进行改良。

5、生物炭应用分析

a.经济性分析

生物炭材料的成本主要包括生物质原料成本、运输成本、制备成本和施用成本。通过对生物炭制备过程中所涉及到的成本进行文献查询及统计，作为生物炭原材料的水稻秸秆处理费用为：秸秆收购成本140元/吨秸秆、打捆设备费用32元/吨秸秆、运输费用20元/吨秸秆、加工费用129元/吨秸秆、劳务费用65元/吨秸秆、存储费用10元/吨秸秆，总计396元/吨秸秆[148]。按照本文中水稻秸秆的炭产率24.1％，再加上生物炭材料的筛分成本150元/吨生物炭，算出生物炭的制备成本为1793元/吨生物炭。

以2％质量比将生物炭施入土壤，耕作深度为20cm，土壤容重计为1.35g/cm³，计算出生物炭的施加量为5.4t/(hm²·2a)(假设以2年为一个施用周期)。其中需要的生物炭施用人工费用为150元/吨/hm²。因此按照此计算所得生物炭的土壤改良成本约为10000～11000元/(hm²·2a)。由此可以达到的改良效果为：将土壤有机质含量最高提升119.0％(效果会随时间的增加而降低)，有效磷含量最高提升47.4％(效果会随时间的增加而降低)，有效态钒含量最高降低27.4％(效果会随时间的增加而降低)。由于在本发明实验所设定实验时间里，有效态钒含量随时间的变化没有显著性差异，因此还需要更长久的实验研究来判断其改良效果。

同时对比其他研究中生物炭的应用，以2％添加量施入松枝生物炭能将有机碳含量提升80.3％，有效磷含量提高10.2％；在外源添加50mmol/kg铜、铅和镉的土壤中，以3％添加量施入水稻秸秆能将酸溶态铜、铅和镉含量分别降低19.7％、18.8％和5.6％。由此可以看出本发明中的2％生物炭添加量对于土壤养分改良和有效态钒的降低而言具有一定的经济性。

除此之外，生物炭的还田施用还能提高作物产量、固碳减排、减少化肥施用、增加土壤持水能力和土壤结构稳定性等效果，因此生物炭应用于土壤改良的具体经济性能计算会十分复杂，但其经济效益不言而喻，是一种十分有效的土壤改良修复剂。

b.效益分析

本发明中所使用的生物炭原材料选用为攀枝花优势作物的农业废弃物，产量大，便于收集，在一定程度上实现了秸秆的再利用，因此对当地农业发展具有一定的经济效益。研究中对生物炭改良攀枝花实际污染土壤(模拟土柱淋滤实验)的结果分析，表明当生物炭添加量为1％时，能使得土壤有机质含量提升67.8％、有效磷含量提升21.2％、碱解氮含量提升8.8％、有效态钒含量降低11.8％、水溶态钒含量增加19.4％；当添加量为2％时，能使得土壤有机质含量提升119.0％、有效磷含量提升47.4％、碱解氮含量降低23.3％、有效态钒含量降低27.4％、水溶态钒含量增加6.4％；当添加量为3％时，能使得土壤有机质含量提升152.6％、有效磷含量提升97.5％、碱解氮含量降低32.9％、有效态钒含量降低41.3％、水溶态钒含量增加1.3％。由于水溶态钒的增长小于有效态钒的增长，故生物炭对攀枝花实际钒污染土壤的改良在钒形态上的影响更偏向于有利影响，并且对碳和磷有效养分的增长大于对碱解氮的降低，因此具有一定的修复和改良效益。

本发明对生物炭改良土壤后的土壤水稳性团聚体进行分析，分析结果表明，添加生物炭能在一定程度上增加土壤团聚体水稳性，从而提升土壤抗蚀性，故具有一定的水土保持效益。而本发明中生物炭可能会使得土壤中钒的迁移性增加，因此可能会使得土壤中钒随土壤侵蚀而向下游水体中迁移的可能性增加，从而对水体造成一定的危害，但本发明未收集侵蚀泥沙来进行钒浓度测定，因此无法准确说明土壤中钒随侵蚀迁移的状况。后续的实验还可以对此进行研究，来说明重金属钒迁移与土壤侵蚀及水土保持的相关性。

c.风险分析

从本发明的结果可以看出，生物炭施用于含钒土壤来进行土壤改良，一方面其能显著提升土壤有效磷和土壤有机质含量，另一方面也可以降低土壤中有效钒的含量。但从土壤重金属的迁移性能来看，生物炭的施加会在一定程度上会增加土壤中钒的迁移性能，也会使土壤中水溶态钒的含量增加，这样可能会促进到重金属钒的垂直迁移。

从本发明中生物炭的重金属含量来看，钒(2.7±1.0mg/kg)、铬(5.9±0.4mg/kg)、铜(9.9±0.8mg/kg)、锌(85.1±21.1mg/kg)、砷(15.7±3.8mg/kg)和铅(2.5±0.8mg/kg)，按照《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准gb15618-2018》中的农用地风险筛选值标准，这些重金属含量均未超标。但从土壤元素背景值的角度来看，根据《中国土壤元素背景值研究概论》中四川各元素背景值中a层土壤砷元素算术平均值10.4±4.8mg/kg和土壤锌元素算术平均值83.5±28.4mg/kg，生物炭中的砷和锌的含量都高于背景值(其他元素低于背景值)。本发明生物炭中较高砷和锌含量可能会对土壤环境造成潜在的环境风险，而如果其进入水体中，不仅其自身的重金属会对水体环境造成危害，其在土壤中与污染物结合后会对水体造成更大的威胁。

尽管生物炭的添加会改良土壤理化性质，改善土壤结构，但其依旧具有一些潜在的不良影响。目前对于生物炭是否能有效的进行碳固定的研究尚不明确，一项为期十年的森林研究发现，长期使用生物炭会导致土壤退化并增加土壤微生物的活动，导致二氧化碳释放。添加黑色的生物炭材料还会降低土壤表面的反射率(反照率)，可能会加剧气候变暖。而在土壤中耕种深沟将有助于减少反射率并提高应用生物炭的效率，但这种做法也会促进二氧化碳的释放。

综合上述对生物炭应用的经济性分析、效益分析以及风险分析，生物炭对含钒土壤的改良在土壤ph、碳和磷的土壤养分、有效态钒含量以及土壤团聚体稳定性增长上具有一定的经济效益，但是会降低氮的土壤养分，并且增加水溶态钒含量，因此其具有一定的使用风险和不良效应，故在对生物炭改良含钒土壤的应用时还需考虑到对环境的影响。