生物質炭對重金屬土壤環境行為及影響機制研究進展

趙青青，陳蕾伊，史 靜

(1.云南農業大學資源與環境學院，云南 昆明 650201；2.云南省水文水資源局曲靖分局，云南 曲靖 655000)

生物質炭對重金屬土壤環境行為及影響機制研究進展

趙青青1，陳蕾伊2，史 靜1

(1.云南農業大學資源與環境學院，云南 昆明 650201；2.云南省水文水資源局曲靖分局，云南 曲靖 655000)

綜述了生物質炭基本結構特性及其影響因素，闡述了生物質炭對土壤重金屬形態轉變、遷移性以及生物有效性的影響，并對其作用機制做了探討。研究發現，生物質炭基本結構特性主要與自身理化性、材料來源和制備條件相關。由此對污染土壤重金屬形態轉變及其運動變化產生不同影響，主要引起重金屬的有效態向殘渣態等無效態轉變，其遷移和生物有效性降低引起植株累積重金屬能力下降。其主要作用機制為吸附和固化作用，通過直接或間接改變土壤pH、有機質含量、CEC、土壤酶活性和團聚體等環境，達到修復目的。因此，在利用生物質炭鈍化重金屬污染土壤時，應因地制宜，篩選和施用適宜生物質材料。今后應繼續探究完善其作用機制，并對修復土壤進行長期監測與防控。

生物質炭；重金屬土壤；環境行為；作用機制

隨著工業化與城市化的快速發展，我國土壤環境面臨嚴重的重金屬污染問題，主要包括Cr、Cd、Pb、Hg、As等重金屬含量超標[1]。這對我國農業環境以及農業產業鏈造成重大影響。每年我國因土壤重金屬污染問題導致糧食減產約1×107t，重金屬含量超標的糧食達1.2×107t[2]。而重金屬污染本身具有普遍性、表聚性、隱蔽性、不可降解和非逆轉性等特征，長期積累可導致大氣、水和土壤等環境進一步惡化，并引起農作物產量和品質下降，通過物質循環，在人體內累積會導致各種疾病，最終影響人類可持續發展。對重金屬污染土壤的治理和防控非常重要。

近年來，生物質炭作為環境修復的改良劑被廣泛運用在農業、環境、能源等領域。其在修復土壤重金屬污染上頗具潛力，已成為近年來環境領域研究的新焦點。生物質炭是利用工農業或生活等廢棄物，在缺氧或無氧的條件下，經過高溫裂解而形成的一種具有巨大的比表面積、豐富的含氧官能團、高度芳香和富含碳素的多孔固體顆粒物質[3-4]。其獨特的理化性，可通過吸附、絡合沉淀、離子交互等反應，使重金屬形態向穩定態轉變，從而降低土壤重金屬的遷移性和生物有效性，達到穩定重金屬目的。相關研究表明，生物質炭對鉛、銅、鋅等眾多重金屬污染土壤具有良好的吸附效果[5]，還可以作為土壤改良劑固定土壤重金屬[6]，添加生物質炭后，可以降低Pb、Cd的生物有效性，促進Pb和Cd向更加穩定的狀態轉化[7]。

本文在前人研究的基礎上綜述了生物質炭的基本結構特性及其影響因素，主要闡述了生物質炭理化性及制備條件等差異對土壤重金屬形態、遷移性及生物有效性的影響，并對其作用機制進行深入探討，最后提出生物質炭在土壤重金屬領域未來的研究方向。

1 生物質炭基本結構及特性

1.1 元素構成

生物質炭主要元素組成為C、H、O、N等，C的質量分數最高，在各元素中占66.6%～87.9%，除這些元素外還有灰分元素，主要為K、Ca、Mg、Si等[8-9]。由此可知，生物質炭富含穩定的C元素。當限制供O時，生物質炭元素會隨著炭化溫度的升高，引起C含量增加，H和O含量降低，灰分含量增加。已有研究者利用木屑和麥稈為原料經200、300、400和600℃熱解制備生物質炭，研究證明了此變化規律[10]。但其他研究者表明，在利用牛糞熱解制備生物質炭中，牛糞生物質炭C含量隨溫度升高而逐漸下降[11]。由此說明生物質炭元素組成不僅與炭化溫度有關，還與不同材料來源有關。

1.2 pH

生物質炭一般呈堿性，且制備時裂解溫度越高，其pH值越高[12]。原因為其含有一定灰分元素，灰分含量越高，pH值越高，如Na、K、Mg、Ca等礦質元素以氧化物或碳酸鹽的形式存在于灰分中，溶解在水中呈堿性[13]。其中有機官能團 、碳酸鹽和無機堿金屬離子是影響生物質炭呈堿性的主要因子，有機官能團隨著熱解溫度的升高而降低，碳酸鹽和堿金屬離子卻與之相反[14]。因此，生物質炭pH隨裂解溫度升高而升高。相關研究發現，在熱解溫度為300℃和400℃條件下，生物質炭pH<7；當熱解溫度達到700℃時，生物質炭pH>7[15]。

1.3 比表面積和孔隙結構

通過電鏡掃描圖觀察可知，生物質炭具有巨大的比表面積和多孔隙結構，但由于其材料來源和制備條件不同而不一。如在利用玉米秸稈和沙蒿制備生物質炭的研究中，隨著炭化溫度升高生物質炭的比表面積均增大，總孔容呈“V”形變化，當熱解溫度<400℃時，其孔隙結構保存完整，>600℃時，其蜂窩狀結構均遭到破壞，而同一炭化溫度下，玉米秸稈生物質炭比表面積及總孔容和平均孔徑均大于沙蒿生物質炭[16]。隨熱解溫度升高，生物質炭與微孔的比表面積均呈顯著增加趨勢，當溫度達到600℃時大幅增加，同500℃相比，分別增加了933.17%和3122.90%，因此隨熱解溫度逐漸上升，微孔比表面積占總比表面積比例顯著增加[17]。除此之外，加熱速率也影響生物質炭孔隙形成。微孔是在大氣壓和低加熱速率下形成，大孔在高位速率下形成[18]。

1.4 官能團

生物質炭表面富含含氧官能團，因其存在使生物質炭具有良好的吸附、親水或疏水的特性以及對酸堿的緩沖能力[19]。隨裂解溫度升高，生物質炭酸性基團減少，堿性基團增加，總官能團減少，官能團密度減少[20]。如秸稈黑炭在300℃和700℃的裂解溫度下酸性基團分別有2.83mmol/g、0.3mmol/g，堿性基團0.04mmol/g、0.29mmol/g，隨溫度升高，酸性基團減少，堿性基團增加[21]。說明官能團多少隨制備溫度不同而發生變化。

1.5 陽離子交換量(CEC)

生物質炭陽離子交換量隨著裂解溫度升高而降低。相關研究發現，當制備生物質炭的溫度由450℃升到700℃時，CEC由(26.36±0.1676)cmol/kg下降至(10.28±2.909)cmol/kg[22]。主要是因為CEC與生物質炭氧與炭元素比有關，當熱解溫度較低時纖維素分解不完全，如羧基、羰基等含氧官能團被保留，導致生物質炭具有更高的氧炭比和較大的CEC。不同條件下生物質炭CEC含量不同，這與不同材料制備的生物質炭有關。如楊放等[23]研究了9種材質制備的生物質炭，得到CEC值介于81.74～179.91cmol/kg，均值為104.42cmol/kg，其中喬木、草本和秸稈3類生物炭的CEC均值分別為90.52、114.05、154.57cmol/kg，且喬木和草本生物炭與秸稈生物炭之間達到顯著差異(P<0.01)。

1.6 持水性

生物質炭具有可吸持水性，因而可提高土壤持水量。有關研究表明，土壤中施入生物質炭后，可有效改善土壤容重，提高土壤田間持水量和導水性[24]，施用3%生物質炭14d后可降低土壤4.1%水分蒸發量，施用2.5%和5%的生物質炭后土壤含水量分別比對照顯著升高了39.7%和50.4%[25]。但Chun等[21]研究中顯示，300℃裂解秸稈生物質炭，持水量為13×10-4mL/m2，700℃為4.1×10-4mL/m2。可見持水量隨裂解溫度的增加明顯減少。分析原因為隨著裂解溫度升高，生物質炭表面極性官能團逐漸減少，導致持水力下降。由此可知，生物質炭的持水性與其裂解溫度有關，但高海英等[26]研究表明，隨著生物質炭材料、生物質炭基氮肥混入量的增多，兩種土壤垂直土柱水分入滲率均逐漸減小，在水勢相同條件下，與對照相比，混入量越大，土壤可保持的水分越多，但超過一定混入量反而會降低土壤持水量。Hardie等[27]研究還表明，施用生物質炭對土壤水分含量的影響并不顯著。說明生物質炭的持水性受多方面因素影響，導致其持水性的差異。

1.7 穩定性

生物質炭受自身乃至自然與人為因素的影響，能夠抵抗土壤中生物和非生物的降解，因而具有穩定性。主要因為它既有高度炭化且多環狀芳香和烷基結構，且高度緊密聚集，導致其能有效固定碳素，又有團聚體的保護作用，使土壤碳素免遭土壤微生物的降解，而提高其穩定性[28]。雖然生物質炭具有穩定性但其穩定是相對的。因為其穩定性也受生物質種類、制備條件和土壤環境條件等因素制約。如隨著熱解溫度增加，土壤呼吸速率和MBC的含量均出現下降趨勢，由此表明制備溫度越高，生物質炭越穩定[17]。Luo等[29]研究發現，土壤培養87d后，隨著生物質炭制備溫度增加，在pH3.7、7.6的土壤中礦化率明顯遞減，有機質加入不同溫度制備的生物質炭中，在pH3.7、7.6土壤的礦化率都有增加。

1.8 吸附性

由于生物質炭的高度芳香化結構和表面各基團等特性使其擁有了良好的吸附特性。生物質炭可以通過表面吸附和分配機制影響重金屬的遷移性和生物有效性，因此，對土壤重金屬修復具有較大潛力[30]。以花生殼和中藥渣為原料，分別于不同溫度下慢速熱解制備生物質炭，結果導致Cd(Ⅱ)在不同熱解溫度生物質炭上吸附能力及機制的差異[31]。僅施1%的生物質炭，其小粒徑對Cr(Ⅵ)的吸附固定能力更加明顯，在一定條件下是大粒徑固定吸附量的3倍，在酸雨淋濾作用下也不易解吸，因此添加生物質炭能有效抑制Cr(Ⅵ)在土壤中的遷移[32]。

2 生物質炭對重金屬土壤環境行為的影響

2.1 生物質炭對土壤中重金屬形態轉變的影響

生物質炭施入土壤后，會通過自身特性直接作用或改變土壤性質等間接影響土壤中重金屬的賦存形態，由此影響土壤中重金屬元素的遷移與生物有效性。而不同形態的重金屬其遷移力不一，一般為可交換態遷移力最強，其次是碳酸鹽結合態>鐵錳氧化態>有機物結合態，殘渣態一般不遷移。重金屬賦存形態還受自然與人文諸多因素的影響，如土壤pH、CEC、Eh、SOM含量、土壤質地以及人類活動等。

Jiang等[33]研究中施入不同作物秸稈制備的生物質炭后，土壤中酸溶態的Cu顯著降低。嚴靜娜等[34]將蠶沙生物質炭施入土壤后，顯著降低了土壤Cd、Pb的弱酸可提取態含量，提高了殘渣態含量，鈍化效果明顯。王艷紅[35]研究結果表明，隨著稻殼基生物炭用量的增加，土壤NH4OAc提取態與弱酸提取態的Cd含量顯著降低，在用量為25g/kg時，分別比對照降低17.9%和10.4%，可還原態Cd含量無顯著變化，可氧化態Cd含量呈減低趨勢，殘渣態Cd含量增加17.6%，由此說明施加稻殼基生物炭后對土壤有效態Cd含量與Cd化學形態有不同影響。毛懿德等[36]利用竹炭和檸條炭以0.1%和1%的施加量對土壤中重金屬Cd形態研究表明，添加生物炭與不添加生物炭相比，可交換態Cd含量降低，碳酸鹽結合態、鐵錳氧化物結合態、有機質及硫化物結合態以及殘渣態Cd含量上升且不同添加量和生物質炭使各形態含量變化不一，其中添加1%的檸條炭處理的鈍化效果最顯著。Park等[37]以1%、5%和15%的量將雞糞和綠肥制備的生物質炭分別施入Cd、Cu和Pb復合污染的土壤中，結果表明，在15%的量下，施入雞糞生物質炭后，Pb可交換態和碳酸鹽結合態Pb含量由58.8%降至16.6%，有機結合態和殘渣態Pb由14.5%增至48.9%；施入綠肥生物質炭后，Cd可交換態Cd含量降低21.1%，而有機結合態和殘渣態Cd增加15.6%，可交換態Pb含量由39.5%降至19.0%；施入雞糞和綠肥生物質炭后，可交換態和碳酸鹽結合態Cu含量分別降至6.97%和11.4%。說明15%的施入量對復合重金屬污染土壤各重金屬形態影響顯著。

眾多研究表明，土壤中施用不同材料、不同用量的生物質炭，對土壤中不同種類重金屬元素的賦存形態的影響存在較大差異。即使是同類生物質炭也會對不同重金屬元素形態產生不同影響。

2.2 生物質炭對重金屬在土壤環境中的遷移及生物有效性影響

眾多研究表明因生物質炭自身理化特性和制備條件的不同對修復重金屬污染土壤產生重要影響[34,38-39]。這些因素主要引起重金屬在土壤環境中的運動變化，使重金屬離子遷移轉化和生物有效性改變等，達到原位修復污染土壤重金屬目的。

2.2.1 生物質炭對重金屬遷移性影響

當生物質炭施入土壤后，其表面功能基團與表層離子發生氧化還原反應，引起土壤污染物的遷移轉化[40]。生物質炭可通過自身理化性直接影響重金屬的遷移能力或間接提高土壤的CEC和pH，增加土壤有機質含量以及提高微生物活性影響重金屬的遷移力，總結相關試驗表明，生物質炭能有效降低土壤中Cu、Pb、Zn和Ni等重金屬遷移力，但不同的重金屬效果不一，這不僅與生物質炭自身特性和制備條件相關還與重金屬在土壤中的賦存形態密切相關[41]。相關研究發現，小麥殼和桉樹制備生物質炭，分別以1%和5%的量施入土壤，土壤中的Cd濃度下降，并隨生物質炭添加量的增加下降效果更顯著[42]。生物質炭施入土壤后可通過提高土壤pH，降低重金屬Cu和Zn在土壤中的遷移性[43]。提高生物質炭制備溫度能增加其對Cd(Ⅱ)和Cr(Ⅲ)的最大吸附量，同時還降低其對As(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)的最大吸附量[44]，還能降低重金屬Cd的有效態含量，使其遷移性得以控制[45]。由此說明生物質炭材料來源和制備條件的不同，引起土壤理化性改變，增加其對重金屬的吸附，還引起重金屬形態由有效態向無效態轉化，從而降低土壤中重金屬遷移性。除此之外，也可看出其遷移性還受生物質炭用量、土壤類型、重金屬污染類型等因素的影響。

2.2.2 生物質炭對重金屬生物有效性影響

重金屬生物有效性的大小決定著其在土壤中毒性的強弱，因此，在修復重金屬污染土壤過程中，降低重金屬的生物有效性對改善土壤質量至關重要。生物質炭自身呈堿性以及含有羥基、羧基等有機官能團，可通過絡合、沉淀等化學機制有效固定土壤中的重金屬，從而降低重金屬元素的生物可利用性。生物質炭對重金屬離子還具有較強的吸附作用，施入到Pb2+、Cd2+、Cu2+、Zn2+土壤中會影響重金屬離子的生物有效性[30]。如在修復尾礦污染過程中研究發現，施加生物質炭后，降低了Cd、Pb和Zn的生物利用度，且對Cd降低量最大[46]。利用橡木在400℃下制備生物質炭，結果表明，Pb的生物利用度和生物有效性分別降低了75.8%和12.5%[47]。楊惟薇等[48]研究表明，在同等熱解溫度下利用不同原料(甘蔗葉、木薯稈、水稻秸稈和蠶沙)制備的生物質炭對土壤鎘都有較好的鈍化效果，且促進了Cd的生物可利用態向生物難利用態轉化，降低了其生物有效性，4種生物質炭對比得到蠶沙生物質炭對潮土中的Cd鈍化效果最佳。毛懿德等[36]研究了不同種類與用量的生物炭對油菜吸收鎘的影響，并通過室外盆栽試驗得到，生物質炭添加后能降低土壤鎘的有效性和油菜各器官中鎘含量，油菜根部、莖稈、油莢和籽粒鎘最大可分別降低34.06%、39.74%、33.15%和49.81%。由此說明生物質炭主要通過自身特性與相關制備條件來影響重金屬的生物有效性，引起重金屬各形態發生轉變，降低重金屬的生物有效性，但因重金屬種類以及賦存形態等不同而效果不一。

3 生物質炭對土壤重金屬作用機制研究

3.1 生物質炭吸附重金屬機制

3.1.1 離子交換

生物質炭表面帶有大量負電荷和較高的電荷密度，并且富含含氧、含氮、含硫官能團，具有較大的陽離子交換量，可以增加土壤對重金屬的靜電吸附，理論上能夠吸附大量可交換態陽離子[49-50]。蔣田雨等[51]研究表明，在相同平衡濃度下，添加稻草炭提高了兩種土壤表面吸附Pb(Ⅱ)的解吸率，添加花生秸稈炭卻與之相反，說明稻草炭主要增加可變電荷土壤對Pb(Ⅱ)的靜電吸附量，花生秸稈炭主要增加土壤表面對Pb(Ⅱ)的非靜電吸附量，靜電與非靜電吸附是生物質炭促進土壤吸附Pb(Ⅱ)的相關機制。這主要與生物質炭表面酸性官能團有關。趙保衛等[52]在利用胡麻和油菜生物質炭吸附銅的機制研究中，通過對吸附前后的FTIR光譜分析，推斷出生物炭對銅的吸附機制主要是表面配位反應和離子交換作用，羥基、羧基等官能團可能參與了生物炭吸附銅的反應。李力等[53]用玉米秸稈炭對Cd2+的吸附機制進行研究，結果表明，離子交換和陽離子-π作用是玉米秸稈炭對Cd2+吸附的兩種最主要的可能機制。由此說明生物質炭的表面電荷和官能團，引起離子交換產生對重金屬吸附作用。

3.1.2 絡合沉淀反應

生物質炭表面含有豐富的含氧官能團，可以通過與重金屬形成表面絡合物增加土壤對重金屬的專性吸附量[50]。程啟明等[54]用SEM電鏡掃描和FTIR圖譜分析表明，PSB(花生殼生物質炭)對Cd吸附主要為多分子層的表層絡合吸附；SEM分析表明PSB在吸附Cd2+以后表面具有大量的顆粒附著物；FTIR分析表明PSB吸附Cd的主要機理為絡合反應，PSB參與絡合反應的主要官能團為-C=C-、-C=N和-OH等。林寧等[55]研究了不同生物質炭(水稻秸稈、小麥秸稈、荔枝樹枝)材料，在300、400、500、600℃裂解下對Pb(Ⅱ)的吸附特性進行探究，得到水稻和小麥秸稈生物質炭在600℃條件下，主要通過CaCO3、Ca2(P2O7)等礦物組分與Pb(Ⅱ)產生共沉淀作用，荔枝秸稈生物質炭在600℃條件下表面含有大量礦物晶體，還含有如-OH、-COOH和C=C等多種表面官能團，可能與Pb(Ⅱ)發生表面絡合等反應。xu等[56]研究還發現，沉淀作用對牛糞炭吸附Cd、Cu和Zn等重金屬的貢獻率可高達75.5%～100%，說明沉淀作用對動物糞便制備的生物質炭吸附重金屬貢獻較大。由此可知生物質炭與土壤重金屬的絡合沉淀反應也因材質、制備條件等的差異而吸附作用不同。

3.1.3 物理吸附

關連珠等[57]研究表明，通過與對照相比，生物質炭處理對砷的吸附容量和吸附強度為降低，生物質炭對砷吸附作用是非線性過程，但主要吸附機制為物理吸附。孟梁等[58]通過生物質炭對 Cu2+吸附動力學研究得到，蘆葦(L350、500、700℃)生物質炭在初始階段對Cu2+的吸附量隨時間的延長而迅速增加，隨后則隨時間變化不顯著，其中L500和L700 在振蕩2h后分別達到平衡吸附量的94.5%和88.6%，L350在振蕩6h后達到平衡吸附量的96.7%，說明吸附速率和時間具有一定的相關性并受制備溫度的影響。

3.2 生物質炭固化重金屬機制

生物質炭能夠固持土壤中重金屬離子，從而降低重金屬的生物有效性，減弱其向植物各器官遷移，降低對植物的毒害，因此對土壤重金屬污染修復具有較大潛力。由于重金屬類型各具差異，使生物質炭對其在土壤中的固持也呈現不同的效果。前人研究表明[59]，生物質炭對重金屬的固持機理主要有3種情形：其一，添加生物質炭后，土壤的pH值升高，土壤中重金屬離子形成金屬氫氧化物、碳酸鹽或磷酸鹽而沉淀或者增加了土壤表面活性位點；其二，金屬離子與碳表面電荷產生靜電作用；其三，金屬離子與生物質炭表面官能團形成特定的金屬配合物，這種反應對于特定配位體有很強親和力的重金屬離子在土壤中的固持非常重要。相關研究也表明，生物質炭的應用對土壤金屬污染固定有效，從而降低重金屬毒性和生物利用度[60]，輸入土壤后引起土壤pH值升高促進土壤重金屬(Cd2+、Ni2+)固定[38]，導致重金屬(鉛)各賦存形態與土壤pH及SOM值具有較好的相關性，通過本身具有大量堿性物質及羥基、羧基等有機官能團可通過絡合、沉淀等化學機制有效實現土壤中鉛的固定，由此降低重金屬元素的生物可利用性和生態毒性[61]。

重金屬污染導致土壤環境質量惡化，而土壤微生物群落多樣性和土壤酶活力是評估污染程度的重要指標[62]。重金屬污染濃度的不同和種類的差異引起土壤微域環境的顯著變化，土壤微生物群落減少，酶活性降低，土壤出現不同程度的重金屬污染問題。當生物質炭施入土壤后，由于其獨特的理化性豐富了土壤微生物群落、增強了土壤酶活性，從而對重金屬污染土壤起到穩定作用，達到修復的目的。如尚藝婕等[63]研究表明，生物質炭對土壤團聚體的CEC影響呈正相關。生物質炭增加了土壤平均CEC，從而提高了土壤對陽離子的吸附能力，對土壤重金屬的污染表現出一定的固持作用。張陽陽等[64]研究發現，生物炭輸入可在不同程度上緩解Cd脅迫對蔗糖酶、脲酶活性及土壤微生物數量的影響，如使受Cd脅迫的土壤脲酶、蔗糖酶的活性有所增強，增幅分別為15.0% 、18.4%，土壤中細菌、放線菌、真菌數量也有顯著增加(P<0.05)，增幅分別達到12.7%、62.7%、18.7%。Humid等[65]研究表明，由橄欖廢物制作的生物碳添加到土壤中，可提高重金屬污染土壤微生物的Shannon指數即土壤微生物群落物種豐富度。由此固持土壤重金屬，降低生物有效性。

4 展望

國內外眾多研究表明生物質炭作為新型環境功能材料在土壤重金屬污染修復領域具有巨大潛力。由目前研究可知，生物質炭鈍化修復土壤重金屬取得良好效果，但仍具有廣闊研究空間，未來還應注重以下幾方面的研究：

(1)目前，生物質炭對單一重金屬污染修復的短期室內實驗研究較多，但對復合性重金屬污染以及大規模的田間長期實驗研究相對較少，而且缺乏系統性研究，仍需進行大量研究。

(2)生物質炭能夠改變土壤重金屬形態，降低其遷移性和生物有效性，達到穩定重金屬目的已得到初步研究，但并非能將土壤中重金屬去除。隨著時間的延長，相關因素改變可能導致重金屬活化，尤其是復合重金屬污染的土壤。土壤-生物質炭-重金屬等相互作用，而重金屬運動規律是否改變、如何改變具體情況尚不清楚。因此，如何建立長期有效的監測機制與評價體系，如何深入復合重金屬運動規律，還有待大量研究。

(3)生物質炭對重金屬修復機制研究逐漸增多。其吸附固持機制為研究重點，但國內外對其機制的闡釋存在不同見解，并且目前關于生物質炭對重金屬的吸附固持機制不夠成熟，尚無定論，多數吸附固持作用只能進行定性分析，定量分析存在一定難度。因此，關于修復機制的深入研究必定是今后科研工作的一大重點。

(4)生物質炭對重金屬土壤微域環境的研究逐步開展。前人更多研究了生物質炭對土壤微生物群落多樣性、酶活性、團聚體、根際環境等影響，較少深入生物質炭對重金屬土壤微生態作用機制方面的探究。此難題還有待解決。

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Research Progress of the Mechanism of Action of Heavy Metal in Soil Environment by Biochar

ZHAO Qing-qing1,CHEN Lei-yi2, SHI Jing1

(1.College of Resources and Environment, Yunnan Agricultural University, Kunming Yunnan 650201,China)

The basic structure characteristics and influencing factors of biochar were reviewed. The effects of biochar on the speciation, migration and bioavailability of heavy metals in soil were discussed, and the mechanism was explored as well. Recent research has found that the basic structure characteristics of biochar were mainly related to their physical and chemical properties, material sources, and preparation conditions. The formation of heavy metals in contaminated soil was effected by biochar. It caused heavy metals to transform to residual state and other invalid state, which reduced the accumulation of heavy metals in plants. The main mechanism of action was adsorption and solidification through changing soil pH, organic matter content, CEC, soil enzyme activity, and aggregation. Therefore, the use of biochar to passivate heavy metals in soil should be adapted to local conditions by screening and applying suitable biomass materials to achieve the best results.

biochar; heavy metalsoil; environmental behavior; mechanism of action

2016-10-08

國家自然科學基金(41301349)；云南省應用基礎研究計劃項目(2013FB043)。

趙青青(1990-)，女，四川華鎣人，碩士研究生，研究方向：土壤重金屬污染的防治與修復。

史靜(1980-)，女，山西臨汾人，博士，副教授，主要從事土壤重金屬污染防治方面的研究。

X13

A

1673-9655(2017)02-0012-07