生物炭修復(fù)土壤重金屬污染的研究進(jìn)展

李江遐，吳林春，張軍，王陳絲絲，于倩倩，彭毅，馬友華*

1. 安徽農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，安徽 合肥 230036；2. 安徽農(nóng)業(yè)大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院，安徽 合肥 230036；3. 江蘇天象生物科技有限公司，江蘇 徐州 221000

生物炭修復(fù)土壤重金屬污染的研究進(jìn)展

李江遐1，吳林春1，張軍2，王陳絲絲1，于倩倩1，彭毅3，馬友華1*

1. 安徽農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，安徽 合肥 230036；2. 安徽農(nóng)業(yè)大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院，安徽 合肥 230036；3. 江蘇天象生物科技有限公司，江蘇 徐州 221000

生物炭是由生物質(zhì)在完全或部分缺氧的情況下經(jīng)熱解炭化產(chǎn)生的一類(lèi)高度芳香化難熔性固態(tài)物質(zhì)。近年來(lái)，生物炭在污染環(huán)境修復(fù)方面得到廣泛關(guān)注，已成為當(dāng)前環(huán)境科學(xué)的研究熱點(diǎn)。文章綜述了近年來(lái)國(guó)內(nèi)外有關(guān)生物炭修復(fù)重金屬污染土壤的研究進(jìn)展，探討了生物炭對(duì)土壤修復(fù)的潛力，闡述了生物炭對(duì)于土壤重金屬生物有效性的影響。相關(guān)研究發(fā)現(xiàn)，不同來(lái)源及裂解溫度制備的生物炭對(duì)土壤重金屬修復(fù)的效果不同，不同類(lèi)型土壤重金屬對(duì)于生物炭的響應(yīng)亦非常復(fù)雜，從而呈現(xiàn)出各異的土壤重金屬修復(fù)效果。生物炭對(duì)重金屬生物有效性的影響源于改變土壤pH、影響土壤有機(jī)質(zhì)含量，改變土壤氧化還原電位及土壤微生物群落組成等多種機(jī)制的協(xié)同作用，同時(shí)生物炭在對(duì)重金屬的吸附方面扮演著重要角色。生物炭對(duì)土壤重金屬修復(fù)的影響效應(yīng)取決于生物炭的特性和施用量、土壤肥力和性質(zhì)、以及重金屬種類(lèi)等因素。因此，必須根據(jù)不同土壤的主要重金屬污染類(lèi)型，選擇合適的生物炭，以期得到較好的土壤改良效果。今后應(yīng)加強(qiáng)生物炭在農(nóng)田土壤改良以及農(nóng)作物生長(zhǎng)方面的研究與應(yīng)用，進(jìn)一步探索生物炭在重金屬污染土壤中發(fā)生的生物和化學(xué)反應(yīng)機(jī)理，并且要對(duì)生物炭的施用效果進(jìn)行野外長(zhǎng)期定位研究。

生物炭；土壤修復(fù)；重金屬；移動(dòng)性；生物有效性

LI Jiangxia, WU Linchun, ZHANG Jun, WANG CHEN Sisi, YU Qianqian, PENG Yi, MA Youhua. Research Progresses in Remediation of Heavy Metal Contaminated Soils by Biochar [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2015, 24(12): 2075-2081.

目前我國(guó)區(qū)域農(nóng)業(yè)環(huán)境惡化與農(nóng)產(chǎn)品受重金屬污染現(xiàn)象十分嚴(yán)重，每年因土壤重金屬污染而減產(chǎn)糧食約1×107t ，此外，還有1.2×107t糧食重金屬含量超標(biāo)。然而，重金屬污染土壤修復(fù)工作在我國(guó)才剛剛起步，目前修復(fù)率不足3%（Wu，2010）。因此，在我國(guó)，土壤污染的防治任務(wù)正面臨著越來(lái)越嚴(yán)峻的考驗(yàn)，研發(fā)重金屬污染的治理技術(shù)已經(jīng)成為環(huán)境工作者亟需解決的任務(wù)。

生物炭是生物質(zhì)在完全或部分缺氧、低溫或相對(duì)低溫的條件下（＜700 ℃）熱分解所產(chǎn)生的一種高碳固體殘?jiān)–ao et al.，2010）。自從HILTON等在 1963年觀察到生物黑炭對(duì)土壤中非草隆等有機(jī)農(nóng)藥具有良好吸附效果之后，生物炭就作為一種有效的土壤改良劑而被廣泛應(yīng)用于溫室氣體減排、污染土壤修復(fù)以及生物有效性調(diào)控等方面。許多研究表明，生物炭不僅能夠通過(guò)提高土壤的pH值來(lái)降低重金屬生物有效性（Van Zwieten et al.，2010），還可以通過(guò)陽(yáng)離子吸附作用降低土壤重金屬遷移率（Liang et al.，2006），同時(shí)生物炭會(huì)通過(guò)改善和提高土壤肥力降低重金屬對(duì)于植物的毒害。但由于生物炭的性質(zhì)、施用量、土壤質(zhì)地、土壤肥力以及重金屬種類(lèi)等因素的差異，有關(guān)生物炭修復(fù)重金屬的效果研究結(jié)果并不一致，因此國(guó)內(nèi)外學(xué)者對(duì)生物炭的廣泛應(yīng)用仍存在爭(zhēng)議。本文結(jié)合國(guó)內(nèi)外有關(guān)生物炭的最新研究進(jìn)展，主要從生物炭的制備過(guò)程、吸附重金屬離子的機(jī)制、影響因素以及對(duì)土壤中重金屬生物有效性的影響等方面進(jìn)行綜述，以期對(duì)未來(lái)的生物炭修復(fù)重金屬污染土壤的研究提供借鑒意義。

1　生物炭修復(fù)重金屬污染土壤的潛力

重金屬在環(huán)境中具有穩(wěn)定性并且不易被生物降解（Sun，2008），穩(wěn)定重金屬并降低其生物有效性對(duì)于污染土壤的修復(fù)是有效且明智的方法。

在以往的研究中，含磷化學(xué)物質(zhì)、石灰以及堆肥等多種物質(zhì)曾經(jīng)被大量施用于污染土壤以減輕重金屬的危害。石灰固定土壤重金屬主要通過(guò)提高土壤的pH而發(fā)揮作用，使重金屬生成氧化物或以碳酸鹽的形式沉淀，降低重金屬的生物可利用性，使植物吸收降低。然而，利用石灰固定土壤重金屬持久性欠佳，一旦土壤的pH恢復(fù)到原有水平或發(fā)生土壤酸化，被固定的部分重金屬又可再次釋放。同時(shí)，石灰的改良效果會(huì)隨著時(shí)間逐漸減弱，施用石灰會(huì)發(fā)生溶解或淋溶，特別是在酸性條件下（Ruttens et al.，2010）。

磷酸鹽及含磷化學(xué)物質(zhì)也是很早就被人們利用的土壤鉛污染修復(fù)材料，磷酸鹽可以降低土壤鉛的生物可利用性，因?yàn)殂U能和磷形成磷酸鉛礦物，其溶解度很小、生物可利用性很低、對(duì)環(huán)境的影響小（Cao et al.，2003；Chen et al.，2003）。但是，土壤中的磷濃度過(guò)高，有可能增加土壤中砷的移動(dòng)性和生物可利用性，引起植物砷吸收的增加。而且植物在生長(zhǎng)過(guò)程中會(huì)吸收利用一定的磷，有可能會(huì)引起土壤中鉛的生物可利用性的再次提高，引發(fā)新的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)。

生物炭通常具有大的比表面積、高孔隙度、呈堿性、可以吸附溶解性有機(jī)質(zhì)等特點(diǎn)（Pietikainen et al.，2000）。生物炭所具有的物理化學(xué)性質(zhì)使它可以作為污染土壤的一種化學(xué)鈍化劑，通過(guò)吸附、沉淀、絡(luò)合、離子交換等一系列反應(yīng)，使污染物向穩(wěn)定化形態(tài)轉(zhuǎn)化，以降低污染物的可遷移性和生物可利用性，從而達(dá)到污染土壤原位修復(fù)的目的。生物炭的這種修復(fù)作用被證明相比石灰具有更穩(wěn)定的效果（Cheng，2008；Liang，2008；Cheng et al.，2009）。生物炭作為一種有前景的環(huán)境修復(fù)和固定土壤污染物的功能材料越來(lái)越受到關(guān)注（Chan et al.，2007）。

1.1生物炭的性質(zhì)及其對(duì)重金屬污染土壤的修復(fù)效果

制備生物炭的原料來(lái)源廣泛，可以是植物或植物類(lèi)廢棄物、動(dòng)物廢棄物，也可以是工業(yè)和生活中產(chǎn)生的有機(jī)廢棄物（如造紙黑液、污泥、城市固體垃圾等）。不同的原材料、技術(shù)工藝以及熱解條件，會(huì)造成生物炭性質(zhì)的巨大差異，如結(jié)構(gòu)組成和pH、灰分含量、持水性、表觀密度、孔容和比表面積等理化性質(zhì)，這些性質(zhì)的差異導(dǎo)致生物炭還未能被大范圍使用（Spokas，2010）。生物炭的性質(zhì)決定其對(duì)污染物的吸附行為以及環(huán)境效應(yīng)。

1.1.1生物質(zhì)原料

生物炭的原材料來(lái)源不同，制備得到的生物炭成分也相當(dāng)復(fù)雜。不同的制備條件及原材料得到的生物炭元素組成大不相同，比如由牛糞和動(dòng)物廢棄物制成的生物炭含磷較植物生物質(zhì)來(lái)源的生物炭多（Cao et al.，2011），生物炭中的磷有助于與鉛形成磷酸鉛從而提高鉛的移動(dòng)效率（Kumpiene et al.，2008）。

紅外光譜分析（FTIR）發(fā)現(xiàn)生物質(zhì)炭表面含有豐富的-COOH、-COH和-OH等含氧官能團(tuán)（Fuertes et al.，2010；Lee et al.，2010）。這些含氧官能團(tuán)使得生物質(zhì)炭表面呈現(xiàn)出親水、疏水和對(duì)酸堿的緩沖能力并且使其具有較高的陽(yáng)離子交換能力（CEC）。同時(shí)前體原料成分是決定生物炭組成及性質(zhì)的基礎(chǔ)，如動(dòng)物生物質(zhì)來(lái)源與植物生物質(zhì)來(lái)源的生物炭相比，C／N比值較低，灰分含量更高，從而生物炭的陽(yáng)離子交換量和電導(dǎo)率更高（Shinogi et al.，2003；Lee et al.，2010）。

原料不同的生物炭，其產(chǎn)物的性質(zhì)差異很大，對(duì)重金屬的修復(fù)效果也存在差異。Uchimiya et al.（2011b）1433-1434發(fā)現(xiàn)山核桃殼制備的酸性活性炭和生活垃圾制備的堿性生物炭在酸性土壤中對(duì)Cu的吸附好于在堿性土壤中。在江西紅壤中添加 2%的生物炭，對(duì)Cu（Ⅱ）的吸附量依次為：油菜秸稈炭>花生秸稈炭>稻草秸稈炭>大豆秸稈炭。玉米秸稈生物炭對(duì)Pb、Cd的吸附量顯著高于小麥秸稈和花生殼制備的生物炭（佟雪嬌等，2011）。用芒草秸稈制成生物炭對(duì)土壤中Cd、Pb、Zn進(jìn)行修復(fù)，并與石灰的修復(fù)效果進(jìn)行了比較。結(jié)果表明，l0%的生物炭對(duì)重金屬的固化效果與石灰相似，但生物炭修復(fù)土壤的油菜籽產(chǎn)量是石灰修復(fù)土壤的3倍，且Cd和Pb的生物利用率分別降低了71%和92%（Houben et al.，2013）。用地區(qū)有機(jī)廢棄物及生活垃圾制成的堆肥、生產(chǎn)橄欖油所產(chǎn)生的廢物、綠色廢棄物及生物炭（分別由樹(shù)皮及葡萄藤制成）進(jìn)行土壤重金屬修復(fù)可行性試驗(yàn)，結(jié)果表明，地區(qū)堆肥、綠色廢棄物及生物炭可以很好地中和土壤酸度并且有較好的重金屬吸附性能，是修復(fù)土壤重金屬污染可選擇的材料（Venegas et al.，2015）。

1.1.2裂解溫度

不同熱解溫度制備出的生物炭性質(zhì)本身差異較大，且在被加入到土壤中后又會(huì)發(fā)生改變。熱解溫度對(duì)生物炭基本特性的影響主要表現(xiàn)在比表面積、陽(yáng)離子交換量CEC、pH、灰分和持水性等方面。

高溫?zé)崃呀獗鹊蜏責(zé)崃呀獾纳锾烤哂休^高pH、灰分含量、生物學(xué)穩(wěn)定性及含碳量，但高溫?zé)崃呀獗Ａ粼镔|(zhì)中的碳要比低溫?zé)崃呀庖佟６锾康目紫抖取⒈缺砻娣e及 CEC只有在一定溫度范圍內(nèi)熱裂解才可獲得最大值（何緒生等，2011；Yu et al.，2006）。

降低生物炭的裂解溫度，可能導(dǎo)致含氧官能團(tuán)的增加（反映在元素組成上，比如O/C比值），進(jìn)而可能通過(guò)絡(luò)合作用增強(qiáng)對(duì)重金屬的吸附（Chun et al.，2004；Liang et al.，2006；Yuan et al.，2011）。用不同原料來(lái)源制成的生物炭（桔皮、玉米秸稈、松針、高羊茅、松木屑、棉籽殼）進(jìn)行的實(shí)驗(yàn)表明，隨裂解溫度的增加（從100 ℃到700 ℃），O/C比值明顯下降。O/C摩爾比降低，說(shuō)明生物炭疏水性增加。同樣地，隨裂解溫度的增加（從 100 ℃到700 ℃），上述原料的比表面積明顯增大（Chen et al.，2009；Chen et al.，2008；Zhang，2011；Keiluweit et al.，2010；Kasozi et al.，2010）。棉籽殼在350 ℃下制成的生物炭對(duì)于消除被侵蝕的酸性土壤中的重金屬（Cu、Ni、Cd和Pb）最有效（Uchimiya，2011c）。熱解溫度升高，持水性下降。隨著溫度上升，生物炭芳構(gòu)化程度加深，表面疏水性增強(qiáng)，不易保持土壤間隙水。

盆栽試驗(yàn)表明，550 ℃裂解溫度下由污泥制成的生物炭可以使櫻桃番茄的產(chǎn)量增加 64%并且土壤性狀得到改良（Hossain et al.，2010)。將玉米秸稈熱解制備的生物炭施入Cu、Pb、Cr復(fù)合污染土壤，研究結(jié)果表明，施加400 ℃下制備的的生物炭和 700 ℃下制備的生物炭后土壤 pH分別增加0.14～0.52和 0.27～0.78。施加兩種生物炭均可使土壤重金屬形態(tài)鈍化，降低小白菜對(duì)重金屬的吸收。（唐行燦等，2014）。

用 7種不同原料（牛糞堆肥、玉米秸稈、食物殘?jiān)⑾鹉尽⒃旒垙S(chǎng)廢物、松樹(shù)、牛糞）制成的生物炭分別在低溫（300或350 ℃）和高溫（550或 600 ℃）下慢裂解進(jìn)行短期生態(tài)毒理學(xué)試驗(yàn)，用土壤基礎(chǔ)呼吸指標(biāo)和彈尾目昆蟲(chóng)繁殖試驗(yàn)作為指征。試驗(yàn)結(jié)果表明，土壤基礎(chǔ)呼吸的變化取決于原料及裂解溫度。土壤基礎(chǔ)呼吸作用隨裂解溫度和揮發(fā)物含量升高而降低。

高施用量時(shí)（20～540 Mg·ha-1），一些生物炭在某種程度上會(huì)影響彈尾目昆蟲(chóng)的繁殖（Domene et al.，2015）。

2　生物炭對(duì)重金屬污染土壤的修復(fù)

2.1生物炭對(duì)重金屬的吸附

生物炭具有相對(duì)較大的比表面積、較高的 pH值和陽(yáng)離子交換量（Chen et al.，2008；Uchimiya，2011a），可以增加土壤對(duì)重金屬的靜電吸附量；此外生物炭表面含有豐富的含氧官能團(tuán)（如羧基、酚基、羥基、羰基、醌類(lèi)物質(zhì)等），可以通過(guò)與重金屬形成表面絡(luò)合物增加土壤對(duì)重金屬的專(zhuān)性吸附量，降低重金屬遷移率，從而減小毒害作用（Chen et a.，2008；王萌萌等，2013）。

在模擬Cu（II）、Pb（II）和Cd（II）污染的土壤中添加由水稻秸稈制成的生物炭，研究結(jié)果表明，隨著生物炭添加量的增加，有效Cu（II）和Pb（II）分別減少了19.7%～100%和18.8%～77.0%。可還原態(tài)鉛較不用生物炭處理的對(duì)照分別高出 2～3倍，可還原態(tài)銅及可還原態(tài)鎘則分別增加61.6%和132.6%（Jiang et al.，2012）。采用生物炭修復(fù)不同類(lèi)型土壤的重金屬，研究結(jié)果表明，Cu的吸附等溫線(xiàn)在不同的土壤類(lèi)型中表現(xiàn)各不相同：在粘土、堿性土壤中，生物炭對(duì)Cu有顯著的吸附能力；在侵蝕土壤和酸性肥沃土壤中，生物炭對(duì)Cu的吸附能力很弱。在酸性土壤中，酸性活性炭的加入可以通過(guò)離子交換的機(jī)制增加對(duì)Cu的吸附，減少H、Ca和Al的吸附。在堿性土壤中，因Cu與土壤以及生物炭表面的電負(fù)性發(fā)生靜電作用、灰分的吸附、Cu與生物炭材料上配位基團(tuán)的兀電子的配位作用及沉淀作用而使Cu滯留（Uchimiya，2011b）1436-1437。

2.2生物炭對(duì)土壤重金屬生物有效性的影響

施用生物炭可以通過(guò)提高土壤pH值和土壤有機(jī)質(zhì)含量，改變土壤氧化還原電位及土壤微生物群落組成，從而降低重金屬生物有效性。

生物炭本身含有大量堿性物質(zhì)，如碳酸鹽類(lèi)（碳酸鉀、碳酸鈉等）和氧化物（氧化鈣、氧化鎂等），可促進(jìn)堿離子的交換反應(yīng)，中和土壤酸度，使土壤pH升高（袁金華等，2012）。土柱淋洗試驗(yàn)表明，由于加入了生物炭，土壤pH升高，淋洗液中的Cd的含量降為原來(lái)的1/300（Beesley et al.，2011）。土壤pH升高，土壤中酸可提取態(tài)重金屬的含量隨pH的升高而減少，進(jìn)而降低重金屬的生物有效性。袁金華等（2010）通過(guò)室內(nèi)培養(yǎng)試驗(yàn)研究了稻殼炭對(duì)酸性紅壤和黃棕壤的改良效果。結(jié)果表明，加入稻殼炭后，紅壤和黃棕壤的pH值均較不加稻殼炭的對(duì)照處理有不同程度的增加。同時(shí)稻殼炭降低了紅壤和黃棕壤交換性酸和交換性鋁含量，能顯著降低紅壤和黃棕壤中有毒形態(tài)鋁含量。

生物炭的施用可以顯著提高土壤對(duì)可溶態(tài)重金屬（Cu、Cd、Ni）的固定，特別是對(duì)Pb的固定，施用生物炭后 Pb的濃度甚至可以低于檢測(cè)限（Mason et al.，1999；Uchimiya et al.，2010a，b）。鉛具有如此高的轉(zhuǎn)移效率歸因于鉛和磷酸鹽形成了沉淀。在pH=5時(shí)由污泥制備的生物炭與鉛單獨(dú)形成新的沉淀5PbO·P2O5·SiO2；Cu、Cd、Ni與Pb的化學(xué)行為相似，都表現(xiàn)出下降趨勢(shì)（Kumpiene et al.，2008）。Chen et al.（2006）比較了骨炭與商品活性炭對(duì)Pb的吸附效果，認(rèn)為骨炭對(duì)Pb的吸附機(jī)制主要是表面配合吸附-沉淀機(jī)制：一方面，骨炭富含磷元素且施用后可使溶液pH提高，導(dǎo)致Pb在富含磷酸鹽和碳酸鹽的環(huán)境下形成諸如 Pb3(CO3)2(OH)2、?-Pb9(PO4)6等沉淀而降低Pb在溶液中的有效性；另一方面，骨炭富含電子基團(tuán)和含氧官能團(tuán)，能直接從溶液中吸附Pb。相比其他重金屬，As更穩(wěn)定（殘?jiān)鼞B(tài)>60%）（Glaser，2007），但As依然可以被生物炭表面固定（Namgay et al.，2010；Beesley et al.，2011）。用修剪果園的果樹(shù)枝條制成的生物炭對(duì)As污染土壤進(jìn)行修復(fù)并種植番茄，研究結(jié)果表明，生物炭顯著提高了土壤孔隙水中 As的濃度（500～2000 μg·L-1），相對(duì)未施生物炭的對(duì)照番茄根和莖中的As的濃度顯著下降，果實(shí)中的As的濃度很低（＜3 μg·kg-1）（Luke et al.，2013）。

生物炭的施用，降低了土壤重金屬的生物有效性，使其固定在土壤中，減少了農(nóng)作物對(duì)重金屬的吸收，進(jìn)而降低了重金屬的生物毒性（Park et al.，2011）。

2.3生物炭通過(guò)改善和提高土壤肥力降低重金屬對(duì)植物的毒害

許多研究表明，在農(nóng)田上使用生物炭（比如由木屑、修剪草坪的草屑、秸稈制成）可以保持土壤肥力，改善肥料利用率（Chan et al.，2007），提高作物產(chǎn)量（Zhang et al.，2010）。施用生物炭能夠促進(jìn)土壤有機(jī)質(zhì)水平的提高，一方面生物炭能吸附土壤有機(jī)分子，通過(guò)表面催化活性促進(jìn)小的有機(jī)分子聚合形成SOM，另一方面生物炭本身極為緩慢的分解有助于腐殖質(zhì)的形成，通過(guò)長(zhǎng)期作用促進(jìn)土壤肥力的提高（章明奎等，2012）。

生物炭的多孔性和表面特性能夠?yàn)槲⑸锷嫣峁└街稽c(diǎn)和較大空間，調(diào)控土壤微環(huán)境的理化性質(zhì)，促進(jìn)有益微生物繁殖及活性（張又弛，2015），對(duì)土壤中由微生物驅(qū)動(dòng)的 C、N、P等礦質(zhì)元素循環(huán)和形態(tài)轉(zhuǎn)化產(chǎn)生影響，進(jìn)而改善土壤肥力（Steinbeiss et al.，2009；王欣等，2015）。

施用生物炭能顯著提高土壤pH，由此降低Al、Cu、Fe等金屬可交換態(tài)的含量，與此同時(shí)增加N、P、K、Ca和Mg等植物必需元素的可利用性（袁金華等，2012；Yao et al.，2012；李力等，2011；高德才等，2014）。1%的小麥炭，含有21%的K，1.5%的P，0.64%的N及其他微量元素（Yang et al.，2003a）。用未經(jīng)處理的污泥和用污泥制成的生物炭進(jìn)行污染土壤改良，比較了土壤性質(zhì)、重金屬的溶解性和生物有效性，結(jié)果表明，用污泥和生物炭處理的土壤總有機(jī)碳含量、土壤CEC、土壤pH均高于對(duì)照，用生物炭處理國(guó)的土壤中的Cu、Ni和Zn的淋溶明顯低于直接用污泥處理的。用生物炭處理的土壤Cu、Ni、Zn和Pb的植物有效性也明顯低于污泥改良的土壤，可移動(dòng)態(tài)Cu、Ni、Zn和Pb含量明顯下降（Mendez et al.，2012）。

不同原料來(lái)源、不同裂解過(guò)程生產(chǎn)的生物炭營(yíng)養(yǎng)元素含量差異很大，因此作物對(duì)其響應(yīng)也不同。施用生物炭一方面減輕了有害元素對(duì)作物生長(zhǎng)過(guò)程中的傷害，另一方面增加了植物對(duì)營(yíng)養(yǎng)元素的攝取，促進(jìn)植株的生長(zhǎng)；但在高肥力土壤中施用生物炭有時(shí)又可以抑制植物的生長(zhǎng)，（Major et al.，2010；卜曉莉等，2014）。因此，生物炭的施用要考慮土壤肥力水平，通常重金屬污染土壤的肥力水平較低，但也需注意每年生物炭的施用量及改良效果的差異。

綜上所述，生物炭自身獨(dú)特的物理、化學(xué)、生物性質(zhì)以及近些年的相關(guān)研究結(jié)果表明，生物炭能夠改變土壤中重金屬的生物有效性，具有修復(fù)土壤重金屬污染的潛能。但是，生物質(zhì)炭在重金屬污染土壤的修復(fù)過(guò)程中，針對(duì)不同類(lèi)型的重金屬污染及不同的土壤類(lèi)型，生物質(zhì)炭的修復(fù)效果也有所不同，故未來(lái)仍需開(kāi)展大量的研究工作。

然而，不同生物質(zhì)來(lái)源中本身可能含有多種重金屬，制備成生物炭后用于土壤修復(fù)可能帶來(lái)風(fēng)險(xiǎn)。生物質(zhì)原料和制造過(guò)程會(huì)影響生物炭中有機(jī)物和無(wú)機(jī)物組成的變化。高溫裂解可以改變有機(jī)污染物的量，由于原料總量的減少，可能導(dǎo)致有毒物質(zhì)的濃度增加，形成PAH和噁二英。最近，由高溫裂解生產(chǎn)生物炭產(chǎn)生的揮發(fā)性有機(jī)物的毒性效應(yīng)證實(shí)，可用原料的多樣性及裂解過(guò)程的差異導(dǎo)致生物炭中污染物的組成和含量差異大不相同（Tang et al.，2013）。

3　研究展望

（1）我國(guó)具有豐富的廢棄生物質(zhì)資源，由于地域差異大，生物質(zhì)種類(lèi)具有較大差異，如林木、果樹(shù)及水果廢棄生物質(zhì)具有多樣性。國(guó)內(nèi)目前對(duì)不同來(lái)源廢棄物熱裂解生產(chǎn)生物炭的工藝及參數(shù)、生物炭的性質(zhì)、特征缺乏系統(tǒng)研究；對(duì)生物炭性質(zhì)和特征對(duì)全國(guó)不同區(qū)域土壤的改良效果缺乏系統(tǒng)的、長(zhǎng)期的研究。

（2）不同原料來(lái)源的廢棄物制成的生物炭對(duì)土壤重金屬的修復(fù)效果不同，選擇適合本地區(qū)土壤條件及重金屬污染類(lèi)型的生物質(zhì)炭尤為重要，未來(lái)應(yīng)針對(duì)地區(qū)土壤條件及污染特征結(jié)合當(dāng)?shù)氐膹U棄生物質(zhì)資源，研發(fā)生產(chǎn)高效的生物炭產(chǎn)品。

（3）一些由農(nóng)業(yè)廢棄物（污泥等）生產(chǎn)的生物質(zhì)碳含有少量重金屬，同時(shí)高溫裂解可以改變有機(jī)污染物的量，由于原料總量的減少，可能導(dǎo)致有毒物質(zhì)的濃度增加，形成PAH和噁二英。針對(duì)不同土壤應(yīng)進(jìn)行長(zhǎng)期生態(tài)毒理學(xué)試驗(yàn)，評(píng)價(jià)不同生物質(zhì)來(lái)源制成的生物炭的環(huán)境安全。

（4）盡管生物炭具有潛在的優(yōu)勢(shì)，施用生物炭修復(fù)污染土壤還沒(méi)有大規(guī)模進(jìn)行，原因主要在于生產(chǎn)生物炭的原料性質(zhì)千差萬(wàn)別（含氧功能團(tuán)、比表面積、芳香族化合物的結(jié)構(gòu)、陽(yáng)離子交換量、表面pH、營(yíng)養(yǎng)元素、多孔性）（Spokas，2010）。并且，目前有關(guān)生物炭和目標(biāo)重金屬的相互作用機(jī)制以及生物炭施用的環(huán)境限制方面的研究還非常有限。要了解生物炭的性質(zhì)及生物炭與土壤環(huán)境的相互作用中的限制因素，需在不同類(lèi)型土壤上進(jìn)行長(zhǎng)期定位試驗(yàn)，進(jìn)而評(píng)價(jià)生物炭對(duì)土壤肥力的改良作用及修復(fù)土壤重金屬污染的效果。

BEESLEY L, MARMIROLI M. 2011. The immobilization and retention of soluble arsenic, cadmium and zinc by biochar [J]. Environment Pollution, 159(2): 474-480.

CAO X R, MA L Q, CHEN M, et al. 2003. Phosphate induced metal immobilization In a contaminated site [J]. Environment Pollution, 122(1): 19-28.

CAO X, HARRIS W. 2010. Properties of dairy-manure-derived biochar pertinent to its potential use in remediation [J]. Bioresource Technology, 101(14): 5222-5228.

CHAN K Y, ZWIETEN L V, MESZAROS I. 2007. Agronomic values of greenwaste biochar as a soil amendment [J]. Australia Journal of Soil Research, 45(8): 629-634.

CHEN B, ZHOU D, ZHU L. 2008 .Transitional adsorption and partition of nonpolar and polar aromatic contaminants by biochars of pine needles with different pyrolytic temperatures [J]. Environment Science and Technology, 42(14): 5137-5143.

CHEN M, MA L Q, SINGH S P, et al. 2003. Field demonstration of in situ immobilization of soil Pb using P amendments [J]. Advances in Environmental Research, 8(1): 93-102.

CHEN S B, ZHU Y G, MA Y B. et a1. 2006. Effect of bone char application on Pb bioavailability in a Pb2+contaminated soil [J]. Environmental Pollution, 139(3): 433-439.

CHENG C H, LEHMANN J, ENGELHARD M H. 2008. Natural oxidation of black carbon in soils: changes in molecular form and surface charge along a climosequence. Geochim Cosmochim Acta[J]. 72(6):1598-1610.

CHENG C H, LEHMANN J. 2009. Ageing of black carbon along a temperature gradient [J]. Chemosphere, 75(8): 1021-1027.

CHUN Y, SHENG G, CHIOU C T, et al. 2004. Compositions and sorptive properties of crop residue derived chars [J]. Environment Science and Technology, 38(17): 4649-4655.

DOMENE X, ENDERS A, HANLEY K, et al. 2015. Ecotoxicological characterization of biochars: Role of feedstock and pyrolysis temperature [J]. Science of the Total Environment, (512-513): 552-561.

FUERTES A B, CAMPS ARBESTAIN M, SEVILLA M, et a1. 20l0. Chemical and structural properties of carbonaceous products obtained by pyrolysis and hydrothernal carbonization of corn stover [J]. Australin journal of Soil Research, 48(7): 618-626.

GASKIN J, STEINER C, HARRIS K, et al. 2008. Effect of low-temperature pyrolysis conditions on biochar for agricultural use [J]. American Society of Agricultural and Biological Engineers, 51(6): 2061-2069.

GLASER B. 2007. Prehistorically modified soils of centra lamazonia: a model for sustainable agriculture in the twenty-first century [J]. Philosophical Transactions of the Royal Society B Biological Sciences, 362(1478): 187-196.

GLASTER B, LEHMANN J, STEINER C. 2002. Potential of pyrolyzed organic matter in soil amelioration [J]. Environmet Science and Technology 45(11): 4884-4889.

HOSSAIN M K, STREZOY V, CHAN K Y. 2010. Agronomic properties of wastewater sludge biochar and bioavailability of metals in production of cherry tomato (Lycopersicon esculentum) [J]. Chemosphere, 78(9): 1167-1171.

HOUBEN D，EVRARD L，SONNET P, et al. 2013. Beneficial effects of biochar application to contaminated soils on the bio-availability of Cd，Pb and Zn the biomass production of rapeseed (Brassica napus) [J]. Biomass Bioenergy, 57(11): 196-204.

JIANG J, XU R K, JAING T Y, et a1. 2012. Immobilization of Cu(II), Pb(II) and Cd (II) by the addition of rice straw derived biochar to a simulated polluted Ultisol [J]. Journal of Hazardous Material, 229-230: 145-150.

KASOZI G N, ZIMMERMAN A R, NKEDI K P. 2010. Catechol and humic acid sorption onto a range of laboratory-produced black carbons (Biochars) [J]. Environment Science and Technology, 44(16): 6189-6195.

KEILUWEIT M, NICO P S, JOHNSON M G, et al. 2010. Dynamic molecular structure of plant biomass- derived black carbon (Biochar) [J]. Environment Science and Technology, 44(4): 1247-1253.

KUMPIENE J, LAGERKVIST A, MAURICE C. 2008. Stabilization of As, Cr, Cu, Pb and Zn in soil using amendments─A review [J]. Waste Management, 28(1): 215-225.

LEE J W, KIDDER M, EVANS B R. 2010. Characterization of biochars produced from corn stovers for soil amendment [J]. Environmental Science and Technology, 44(20): 7970-7974.

LIANG B, LEHMANN J, SOLOMON D, et al. 2006. Black carbon increases cation exchange capacity in soils [J]. Soil Science Society America Journal. 70(5): 1719-1730.

LIANG B, LEHMANN J, SOLOMON D, et al. 2008. Stability of biomass-derived black carbon in soils [J]. Geochimica Et Cosmochimica Acta, 72(24): 6069-6078.

LUKE B, MARTA M, LUCA P. et al. 2013. Biochar addition to an arsenic contaminated soil increases arsenic concentrations in the pore water but reduces uptake to tomato plants (Solanum lycopersicum L.) [J]. Science of the Total Environment, (454-455): 598-603.

MAJOR J, RONDON M, MOLINA D, et al. 2010. Maize yield and nutrition during 4 years after biochar application to a Colombian savanna oxis [J]. Plant and Soil, 333(1/2): 117-128.

MASON Y, AMMANN A A, ULRICHl A, et al. 1999. Behavior of heavy metals, nutrients, and major components during roof runoff infiltration [J]. Environment Science and Technology, 33(10): 1588-1597.

MENDEZ A, GOMEZ A, PAZ-FERREIRO J. 2012. Effects of sewage sludge biochar on plant metal availability after application to a Mediterranean soil [J]. Chemosphere, 89(11): 1354-1359.

MINORI U, KLASSON K T, WARTELLE L H, et al. 2011. Influence of soil properties on heavy metal sequestration by biochar amendment: 1. Copper sorption isotherms and the release of cations [J]. Chemosphere, 82(10): 1431-1437.

NAMGAY T, SINGH B, SINGH B P. 2010. Influence of biochar application to soil on the availability of As, Cd, Cu, Pb, and Zn to maize (Zea mays L.) [J]. Soil Research, 48(7): 638-647.

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

PIETIKAINEN J, KIIKKILA O, FRITZE H. 2000. Charcoal as a habitat for microbes and its effect on the microbial community of the underlying humus [J]. Oikos, 89(2): 231-242.

RUTTENS A, ADRIAENSEN K, MEERS E, et al. 2010. Long-term sustainability of metal immobilization by soil amendments: cyclonic ashes versus lime addition [J]. Environment Pollution, 158(5): 1428-1434.

SHINOGI Y, YOSHIDA H, KOIZUMI T, et al. 2003. Basic characterisctics of low-temperature carbon products from waste sludge [J]. Advances in Environmental Research, 7(3): 661-665.

SPOKAS K. 2010. Review of the stability of biochar in soils: predictability of O:C molar ratios [J]. Carbon Management, 1(2): 289-303.

STEINBEISS S, GLELXNER G, ANTONIETTI M. 2009. Effect of bioehar amendment on soil carbon balance and soil microbial activity [J]. Soil Biology and Biochemistry, 41(6): 1301-1310.

SUN Y, ZHOU Q, DIAO C . 2008. Effects of cadmium and arsenic on growth and metal accumulation of Cd-hyperaccumulator Solanum nigrum L [J]. Bioresource Technology 99(5):1103-1110.

TANG J C, ZHU W Y, RAI K, et al. 2013. Characteristics of biochar and its application in remediation of contaminated soil [J]. Journal of Bioscience and Bioengineering, 116(6): 653-659.

UCHIMIYA M, CHANG S, KLASSON K T. 2011a. Screening biochars for heavy metal retention in soil: role of oxygen functional groups [J]. Journal Hazard Material, 190(1-3): 432-441.

UCHIMIYA M, KLASSON K T, WARTELLE L H, et al. 2011b. Influence of soil properties on heavy metal sequestration by biochar amendment: 1. Copper sorption isotherms and the release of cations [J]. Chemosphere, 82(10): 1431-1437.

UCHIMIYA M, LIMA I M, KLASSON K T, et al. 2010a. Contaminant immobilization and nutrient release by biochar soil amendment: roles of natural organic matter [J]. Chemosphere, 80(8): 935-940.

UCHIMIYA M, LIMA I M, THOMAS K S, et al. 2010b. Immobilization of heavy metal ions (CuII, CdII, NiII, and PbII) by broiler litter-derived biochars in water and soil [J]. Journal of Agricultural and Food Chemistry, 58(9): 5538-5544.

UCHIMlYA M, WARTELLE L H, KLASSON K T, et a1. 2011c. Influence of pyrolysis temperature on biochar property and function as a heavy metal sorbent in soil [J]. Journal of Agricultural and Food Chemistry, 59(6): 2501-2510.

VAN Z, KIMBER S, MORRIS S, et al, 2010. Effects of biochar from slow pyrolysis of papermill waste on agronomic performance and soil fertility[J]. Plant Soil 327, 235–246.

VENEGAS A, RIGOL A, VIDAL M. 2015. Viability of organic wastes and biochars as amendments for the remediation of heavy metal-contaminated soils [J]. Chemosphere, 119: 190-198.

WU G, KANG H B, ZHANG X Y, et al. 2010. A critical review on the bio-removal of hazardous heavy metals from contaminated soils: Issues, progress, eco-environmental concerns and opportunities [J]. Journal of Hazardous Materials, 174(1-3): 1-8.

YANG Y, SHENG G. 2003a. Enhanced pesticide sorption by soils containing particulate matter from crop residue burns [J]. Environmet Scicence and Technology 37(16): 3635-3639.

YAO Y, GAO B, ZHANG M, et a1. 2012. Effect of biochar amendment on sorption and leaching of nitrate，ammonium and phosphate in a sandy soil [J]. Chemosphere, 89(11): 1467-1471.

YU X Y,YING G G, KOOKANA R S. 2006. Sorption and desorption behavious of diuron in soils amended with charcoal [J]. Journal of Agriculture and Food Chemistry, 54(22): 8545-8550.

YUAN J H, XU R K, ZHANG H. 2011. The forms of alkalis in the biochar produced from crop residues at different temperatures [J]. Bioresource Technology 102(3): 3488-3497.

ZHANG A F, CUI L Q, PAN G X. 2010. Effect of biochar amendment on yield and methane and nitrous oxide emissions from a rice paddy from Tai Lake plain, China [J]. Agriculture Ecosystem Environment, 139(4): 469-475.

ZHANG G, ZHANG Q, SUN K, et al. 2011. Sorption of simazine to corn straw biochars prepared at different pyrolytic temperatures[J]. Environment Pollution 159(10):2594–2601.

卜曉莉, 薛建輝. 2014. 生物炭對(duì)土壤生境及植物生長(zhǎng)影響的研究進(jìn)展[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 23(3): 535-540.

高德才, 張蕾, 劉強(qiáng), 等. 2014. 旱地土壤施用生物炭減少土壤氮損失及提高氮素利用率[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào), 30(6):54-60.

何緒生, 耿增超蝶, 余雕. 2011. 生物炭生產(chǎn)與農(nóng)用的意義及國(guó)內(nèi)外動(dòng)態(tài)[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào), 27(2): 1-4.

李力, 劉跡, 陸宇超, 等. 2011. 生物炭的環(huán)境效應(yīng)及其應(yīng)用的研究進(jìn)展[J]. 環(huán)境化學(xué), 30(8): 1411-1421.

唐行燦, 陳金林, 張民. 2014. 生物炭對(duì)銅、鉛、鎘復(fù)合污染土壤的修復(fù)效果[J]. 廣東農(nóng)業(yè)科學(xué), (12): 67-71.

唐行燦, 張民. 2014. 生物炭修復(fù)污染土壤的研究進(jìn)展[J]. 環(huán)境科學(xué)導(dǎo)刊, 33(1): 17-26.

佟雪嬌, 李九玉, 姜軍, 等. 2011. 添加農(nóng)作物秸稈炭對(duì)紅壤吸附Cu(Ⅱ)的影響[J]. 生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào), 27(5): 37-41.

王萌萌, 周啟星. 2013. 生物炭的土壤環(huán)境效應(yīng)及其機(jī)制研究[J]. 環(huán)境化學(xué), 32(5): 768-780.

王欣, 尹帶霞, 張鳳, 等. 2015. 生物炭對(duì)土壤肥力與環(huán)境質(zhì)量的影響機(jī)制與風(fēng)險(xiǎn)解析[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào), 31(4): 248-257.

袁金華, 徐仁扣. 2010. 稻殼制備的生物質(zhì)炭對(duì)紅壤和黃棕壤酸度的改良效果[J]. 生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào), 26(5): 472-476.

袁金華, 徐仁扣. 2011. 生物質(zhì)炭的性質(zhì)及其對(duì)土壤環(huán)境功能影響的研究進(jìn)展[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 20(4): 779-785.

袁金華, 徐仁扣. 2012. 生物質(zhì)炭對(duì)酸性土壤改良作用的研究進(jìn)展[J].土壤, 44(4): 541-547.

張又弛, 李會(huì)丹. 2015. 生物炭對(duì)土壤中微生物群落結(jié)構(gòu)及其生物地球化學(xué)功能的影響[J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 24(5): 898-905.

章明奎, 唐紅娟. 2012. 生物質(zhì)炭對(duì)土壤有機(jī)質(zhì)活性的影響[J]. 水土保持學(xué)報(bào), 26(2): 127-131, 137.

周桂玉, 竇森, 劉世杰. 2011. 生物質(zhì)炭結(jié)構(gòu)性質(zhì)及其對(duì)土壤有效養(yǎng)分和腐殖質(zhì)組成的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 30(10): 2075-2080.

Research Progresses in Remediation of Heavy Metal Contaminated Soils by Biochar

LI Jiangxia, WU Linchun, ZHANG Jun, WANG CHEN Sisi, YU Qianqian, PENG Yi, MA Youhua*
1. Anhui Agricultural University, School of Resources and Environment, Hefei 230036, China; 2. Anhui Agricultural University, School of Life scicence, Hefei 230036, China; 3. Jiangsu TianXiang Biological Tecknology Company, Xuzhou 221000, China

Biochar, a solid material containing high fractions of aromatic functional groups, is produced through thermal degradation of biomass in the absence of oxygen or with limited oxygen. In recent years, biochar has caused widespread concern about remediation of contaminated environment, which has become the current research hotspot. This paper summarizes recent advances about the effect of biochar on the remediation of soil heavy metal pollution, discusses the capacity of biochar on the remediation of soil heavy metal, and illustrates the influence of biochar on bioavailability of soil heavy metal. Previous studies demonstrated that biochar with different source and pyrolysis temperature show complex responses to biochar amendment, Different soil heavy metal show complex responses to biochar amendment, resulting in different effect of remediation. The influence of biochar on bioavalibility of heavy metal originated from the interrelated effects of several mechanisms, including pH changes, content of soil organic matter, change of soil Eh and formation of microbial community structures. In these mechanisms, adsorption of inorganic/organic compounds by biochar play important roles. But the effect of biochar on soil remediation depends on the charater and application rate of biochar, fertility and character of soil, kind of heavy metal. Therefore, we must according to the main obstacle factors of different kid soil, select the appropriate biochar in order to get a better effect of soil improvement. Future research and application of biochar in soil improvement and crop growth should be strengthened. We should make a further exploration on the biogical and chemical mechanism of interaction between biochar and soil. The effect of biochar application needs to be verified by field long-term positioning studies.

biochar; soil remediation; heavy metal; mobility; bioavailability

10.16258/j.cnki.1674-5906.2015.12.024

X53

A

1674-5906（2015）12-2075-07

農(nóng)業(yè)部農(nóng)業(yè)生態(tài)環(huán)境保護(hù)重大專(zhuān)項(xiàng)（農(nóng)科發(fā)[2012]3號(hào)）；國(guó)家科技支撐計(jì)劃項(xiàng)目（2011BAD11B05）；安徽省教育廳重點(diǎn)項(xiàng)目（2014振興計(jì)劃03090304）；國(guó)家級(jí)大學(xué)生創(chuàng)新創(chuàng)業(yè)訓(xùn)練項(xiàng)目（201410364027）

李江遐（1973年生），女，副教授，博士，主要從事植物營(yíng)養(yǎng)生態(tài)及污染土壤生物修復(fù)研究。E-mail: jiangxiali103@126.com *通信作者：馬友華（1963年生），男，教授，博士，主要從事土壤污染修復(fù)研究。E-mail: yhma@ahau.edu.cn

2015-06-04

引用格式：李江遐, 吳林春, 張軍, 王陳絲絲, 于倩倩, 彭毅, 馬友華. 生物炭修復(fù)土壤重金屬污染的研究進(jìn)展[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2015, 24(12): 2075-2081.