生物质炭表面特性及其对土壤重金属污染的修复效应

DOI:10.16498/ki.hnnykx.2019.001.028
生物质炭是指生物质在厌氧或绝氧条件下进行热解后产生的富碳固体物[1]，其原料很广泛，比如常见的木炭、竹炭、秸秆炭、稻壳炭、动物骨骼，甚至城市垃圾等。

“生物质炭”最初是由荷兰土壤学家Wim Sombroek于20世纪60年代在巴西亚马逊流域考察时发现，那里最肥沃的土壤中含有一种黑土[2]（Terra Prota），呈黑色，通常有0.61 m厚。

这类土壤含碳浓度高，含碳量达9%，而附近其他土壤仅为0.5%；氮（N）、磷（P）、钙（Ca）、锌（Zn）、锰（Mn）等营养元素含量较高，氮和磷的含量近乎附近其他土壤的3倍；而且含有很多有机物质如植物残留物、动物粪便、动物残体和鱼骨等，其农作物产量是附近其他土壤的2倍[3]。

生物质炭一般呈碱性，施入土壤中可降低土壤酸度和重金属的生物活性[4]，它还具有高度的孔隙结构，比表面积大，吸附能力强，持水性好，保肥保水能力强，可通过改善和提高土壤肥力减少重金属在植物体内的富集，降低重金属对植物的毒害，提升植物的生产力。

生物质炭表面含有的丰富的-OH、-COOH 和COH-等含氧官能团，这些官能团产生的表面负电荷使其具有较高的阳离子交换量，通过阳离子吸附作用能降低土壤重金属迁移率[5]。

此外，生物质炭能大大减少CO2等温室气体的排放，具有减缓温室效应等作用，还可减少氮素在土壤中的损失，提高土壤中氮素的含量。

1　生物质炭的表面特性
1.1　比表面积
生物质炭表面疏松多孔性的特征，使其具有较高的表面能和较大的比表面积，孔隙度是影响生物质炭比表面积的关键因素。

制备原料和裂解条件的不同使得生物质炭的孔隙结构和比表面积相差数百倍。

生物质炭的比表面积一般随裂解温度的升高而增大，木炭
 生物质炭表面特性及其对土壤重金属污染的修复效应 
 彭钰梅，黄运湘 
（湖南农业大学资源环境学院，湖南长沙 410128）
摘　要：近年来，生物质炭在农业废弃物的资源化利用、固碳减排、污染土壤修复和土壤改良等领域的应用受到了人们的广泛关注。

生物质炭具有多孔性和较大的比表面积，吸附性和持水性好，它能通过提高土壤pH值来降低重金属生物有效性，通过阳离子的吸附作用降低重金属离子在土壤中的移动，还可通过改善或提高土壤肥力减弱重金属对作物的毒害作用，因此生物质炭对重金属污染土壤具有很好的修复效应。

从比表面积、表面官能团、表面结构和表面性质等方面阐述了生物质炭的表面特性，总结了生物质炭对改变重金属元素化学形态、降低土壤重金属生物有效性、影响作物吸收重金属含量等修复效应和其他方面如减少温室效应等作用。

关键词：生物质炭；表面特性；重金属污染土壤；修复效应；综述
中图分类号：S15，X53 文献标识码：A 文章编号：1006-060X（2019）01-0105-05
 S urface Characteristics of Biomass Charcoal and Its Remediation Effect on Heavy Metal 
Contamination in Soil
P ENG Yu-mei，HUANG Yun-xiang
（College of Resources and Environment, Hunan Agricultural University, Changsha 410128, PRC）
Abstract：I n recent years, the application of biomass charcoal in the resourceful utilization of agricultural wastes, fixed carbon and reducing discharge, contaminated soil remediation and soil improvement has attracted wide attention. Biochar is porous and has large specific surface area, good adsorption and water holding capacity. It can reduce the bioavailability of heavy metals by increasing soil pH value, reduce the movement of heavy metal ions in soil by cationic adsorption, and reduce the toxicity of heavy metals to crops by improving or improving soil fertility. Therefore, biomass charcoal has a good remediation effect on heavy metal contaminated soil. The effects of biomass charcoal on changing the chemical forms of heavy metals, decreasing the bioavailability of heavy metals in soil, affecting the absorption of heavy metals by crops and other aspects such as the reduction of greenhouse effect were summarized.
Key words：b iochar; surface characteristics; heavy metal contaminated soil; remediation effect; review
收稿日期：2018-08-23
基金项目：湖南省财政厅项目（湘财农指〔2015〕167号）
作者简介：彭钰梅（1997-），女，湖南株洲市人，本科生，专业：
农业资源与环境。

通讯作者：黄运湘
　湖南农业科学（HUNAN AGRICULTURAL SCIENCES）2019年1月
在200℃升至700℃时，比表面积由2.3 m2/g增至247 m2/g[6]，畜禽粪便炭在200℃升至500℃时，比表面积由3 m2/g增至14 m2/g。

但也有例外，如稻壳炭的比表面积在裂解温度达600~700℃时反而下降[7]。

采用活化手段的不同也会对生物质炭的比表面积产生显著影响。

由于多孔结构和巨大表面积的特性，生物质炭在施入土壤中后可提高土壤水分和养分的吸持量，而氧化后的生物质炭对砂质土壤持水量的提高有着明显效果[8]。

同时它还能增加土壤有机质和土壤有效性营养元素的含量，调控土壤微环境，促进植物生长[9]。

1.2　表面官能团
生物质炭的表面具有丰富的含氧官能团，羧基、羰基、酚羟基、吡喃酮、内酯、酸酐等少数极性官能团构成了生物质炭良好的吸附特性[10]，且生物质炭在施入农田土壤后产生的持水性与极性官能团的数量成正比。

制备温度升高，生物质炭表面含氧官能团数量下降，含氧官能团离解产生的负电荷量相应降低，进而阳离子交换容量较低，不易保持土壤间隙水，持水性下降。

如作物秸秆炭的裂解温度从300℃升至700℃，持水量由13×10-4 mL/m2减少为4.1×10-4 mL/ m2[11]。

此外，通过氧化反应，生物质炭表面的一些官能团能产生更多含氧官能团，从而提高生物质炭的CEC值和O/C值。

因此随着生物质炭施入土壤中的时间越久，生物质炭表面的阳离子交换量越高。

1.3　表面结构
从宏观结构上看，生物质炭具多孔性，因此具有较大的比表面积和较高的表面能。

从微观结构上看，生物质炭的主要构成是紧密堆积、高度扭曲的芳香环片层[12]。

Titirici等[13]采用红外光谱分析表明，羟基、酚羟基、羧基和脂族双键及其芳香性是生物质炭的典型结构特征。

Schmidt等[14]研究显示，生物质炭不仅由极其稳定的芳香化结构组成，而且还含有大量脂肪族和氧化态碳结构。

生物质炭自身的高度芳香化结构导致其具有很好的稳定性，在土壤环境中难被微生物降解，且兼备提高土壤碳含量和固定大气二氧化碳的功能，在一定程度上可缓解温室效应。

1.4　表面性质
1.4.1　元素组成　碳、氢、氧是组成生物质炭的主要元素。

生物质炭的元素组成与所制备的原材料性质有关，碳元素含量一般占60%以上，其他矿物质主要包括KCl、SiO2、CaCO3、Ca的磷酸盐、硝酸盐，以及Mg、Al、Mn、Zn、Fe的氧化物或氢氧化物等[15]。

但生物质炭的元素组成主要由最终碳化温度决定，且其含碳量和灰分含量随着生物质炭最终制备温度的升高而增加，而H、O元素的含量随之降低。

制备生物质炭中灰分的元素组成还与所采用原料植物生长所在地的土壤类型、植物种类有关。

1.4.2　pH值　生物质炭的灰分中含有矿物质元素钙、镁和主要形态碳酸盐，一般呈碱性，其pH值主要介于7.0~1
2.0[16]。

裂解温度升高使生物质炭的酸性官能团含量减少，总盐基阳离子和碳酸盐含量增加，pH 值增大。

生物质炭呈碱性的另一种原因是，生物质炭表面含有丰富的羟基和羧基等能与氢结合的含氧官能团，这些官能团也是构成生物质炭具有独特良好吸附性及亲水或疏水性和缓冲酸碱能力的基础。

制备生物质炭的原料也对其碱性有影响，如城市园林废弃物对应制备的生物质炭pH值为9.93[17]，农作物秸秆类为7.7~10.2[18-19]，木本植物类为8.5~10.7[20-21]，禽兽粪便类为8.4~12.3[22]。

1.4.3　表面交换性能　土壤阳离子交换量（CEC）是衡量土壤团聚体供肥、保肥及抗缓冲能力的重要指标，它的大小由土壤胶体微粒表面所带负电荷的数量决定，负电荷越多，CEC越大。

土壤有机胶体的腐殖质CEC高达100~300 cmol(+)/kg，而无机胶体的CEC较低，如黏壤土仅10~30 cmol(+)/kg[23]，生物质炭则介于这两者之间。

多项报道表明[24]生物质炭能增加土壤中的阳离子交换量，一是因为生物质炭表面的含氧活性基团使其带有较多负电荷，因而具有较高的阳离子交换能力[25]，其次是生物质炭的表面部分被土壤微生物催化氧化。

因此，生物质炭能否增加土壤中的阳离子交换量取决于土壤有机质和土壤微生物的含量，如Basso等[26]在贫瘠的沙质土中施入生物质炭90 d后，发现CEC并未增加。

Glaser等[27]发现在热带土壤中，少量生物质炭的施入就可提高土壤中的CEC，且提高幅度随施用量的增加而增大，最高可达50%。

有研究证实[28]，生物质炭在土壤中存在时间越久，阳离子交换量越大。

2　生物质炭对土壤重金属污染的修复效应2.1　对重金属元素化学形态的影响
我国土壤重金属污染形势十分严峻，在2014年发布的《全国土壤污染状况调查公报》[29]中，全国土壤受重金属污染总超标率为16.1%，其中耕地土壤点位超标率达19.4%，尤其是珠江三角洲、长江三角洲和东北老工业基地部分区域的土壤污染问题最突出[30-32]。

由于重金属在污染土壤时的隐蔽性、长期性、不可降解和不可逆转性[33]，长期积累会恶化土壤环境质量，降低农产品质量，危害生命健康。

生物质炭可利用其自身的特性可在施入土壤中后，通过转变重金属的形态来达到降低重金属毒害作用的效果。

崔立强等[34]在铅污染土壤中加入生物质炭进行修复时，发现铅残渣态含量的升高是因为土壤中大量铅的还原态、酸溶态和氧化态组分向残渣态的转化。

李季等[35]在水稻Oryza sativa生物质炭对锑污染土壤的修
彭钰梅等：生物质炭表面特性及其对土壤重金属污染的修复效应
复研究中认为，可能是生物质炭表面的羧基、羟基和芳香基等与土壤锑进行了配位络合反应，增加了有机结合态锑的含量。

在培养1~2个月后，5%的生物质炭处理对促进锑从铁/锰氧化态转化为有机结合态的效果最佳，与对照相比土壤锑的生物可利用性降低率达20%，Zhang等[36]利用小桉树，小麦谷壳制成的生物质炭，以0.5%和5.0%的投加比例修复土壤中的重金属镉，反应三周后，CaCl2提取液中镉含量明显降低。

重金属在土壤中的形态转化与生物质炭的原料、粒径及施用量有关。

刘晶晶等[37]用稻草炭和竹炭处理Cd、Cu、Pb和Zn复合污染水稻土1 a后，发现酸溶态 Cd、Cu、Pb和Zn向可还原态和可氧化态转化，酸溶态Cu和Zn向残渣态转化，其中5%稻草炭（＜0.25 mm）处理对土壤中Cd、Pb、Zn和Cu有效态含量的分别降低了34.5%、52.5%、52.1%和50.1%，效果最显著。

毛懿德等[38]用竹炭和柠条Caragana korshinskii 炭两种原料均制成0.1%和1.0%两种比例的生物质炭，研究其对土壤中镉形态的影响，结果表明，1.0%的柠条炭处理对土壤镉的钝化效果最显著，镉活性指数降幅最大（降低0.18个单位）。

2.2　对土壤重金属生物有效性的影响
重金属的毒性强弱由其生物有效性决定，降低重金属生物有效性是修复重金属污染土壤和改善土壤质量的关键[39]。

降低重金属生物有效性有许多方法，如磷酸盐及含磷化学物质是土壤铅污染的修复材料，施入土壤后，铅与磷结合生成溶解度很小的磷酸铅矿物，其生物可利用性很低，对环境影响小[40-41]。

但磷浓度过高可能提高土壤砷的移动性和生物有效性，且植物生长吸收一部分磷后，会导致铅的生物可利用性再次提高。

石灰施入土壤中后，重金属以生成氧化物或碳酸盐沉淀的方式来降低其生物可利用性和提高土壤pH值，但此法改良效果不持久，随着时间的变化石灰发生溶解或淋溶，土壤再度酸化，重金属重新被释放到土壤中。

而生物质炭的修复作用比石灰具有更稳定的效果[42-44]，由于比表面积大，孔隙度高，呈碱性等特点，生物质炭可通过吸附、沉淀、络合、离子交换等方式使重金属向稳定形态转化，还可提高土壤pH值和有机质含量，来达到降低土壤重金属有效性的目的。

Houben等[45]用芒草秸秆制成生物质炭对土壤中Pb、Cd、Zn进行修复，发现l0%的生物质炭处理固化重金属的效果与石灰相似，但油菜籽产量是石灰修复处理的3倍，且Pb和Cd的生物可利用性的降低率分别达92%和71%。

花莉等[46]在针对污泥堆肥过程中普遍存在的污染物低效率解毒问题中，研究了生物质炭作为堆肥调理料输入控制污染物的影响。

结果表明竹炭的添加能明显降低污泥中重金属的生物有效性，在堆肥试验结束后，发现与对照相比Cu和Zn 的生物有效性分别下降了27.2%和8.2%。

因此，生物质炭对土壤重金属的迁移性和生物有效性具有良好的牵制作用，但生物质炭在影响不同重金属迁移性过程中会有差异，如生物质炭对Cd迁移性的降低影响比对Zn更显著[47]，更有研究证明生物质炭对降低重金属元素迁移性的能力为Pb＞Cu＞Cd＞Zn＞As[48]。

2.3　对作物吸收重金属含量的影响
土壤中的重金属通过土壤—植物—动物这一生物链，首先在植物体内积累，导致农产品减产，品质下降，再通过直接食用危害人类身体健康。

生物质炭通过改变重金属在土壤中的赋存形态及生物有效性降低其在作物中的含量和危害程度，减少在生物链中的传递。

Park等[49]利用鸡粪和田园废弃物制备的生物质炭修复重金属污染土壤，发现二者均能有效降低土壤水溶性Cd、Zn和Cu的浓度和芥菜对Cd、Zn和Cu的富集，也大幅提高了芥菜作物的生物量。

陈德等[50]通过田间试验研究了小麦秸秆生物质炭对不同品种水稻Cd吸收、转运和积累的影响和对小麦、玉米籽粒中Cd和Pb积累的影响，结果表明，生物质炭能显著降低土壤中有效态Cd、Pb、Cu及Zn的含量，平均降幅分别为52%、46%、29%和36%；而土壤中有效态As的含量显著增加，平均增幅为64%，但植物体内As的浓度整体上是显著降低的，平均降幅为12%。

而且植物体内其他重金属Cd、Pb、Cu及Zn的浓度平均分别降低了38%、39%、25%及17%。

李海丽[51]在大田试验中证实了“生物质炭的施用能有效降低植物的镉毒性”这一观点。

研究发现生物质炭处理的稻米中，镉、锌和铅含量与对照组相比分别降低了43.1%、19.4%和2.0%。

模拟生物质炭在酸化土壤中的老化过程表明[52]，生物质炭对酸性土壤有害金属有长期吸附固定作用，由于老化生物质炭的盐基离子（Na+、K+、Ca2+、Mg2+）淋失，表面含氧官能团羧基和羟基增加，为生物质炭负载Cd提供了新的位点，促进了生物质炭对Cd的吸附固定，极大地缓解了植物的Cd毒性。

此外，生物质炭降低作物吸收重金属的效果在不同土壤、不同生物质炭及不同植物等条件下有很大不同。

研究表明[50]，在酸性土壤中施用生物质炭，植物体内Cd、Pb的降低幅度较大，Cu、As则相反，偏砂性的土壤中施用生物质炭，植物体内Cd、Pb和As的降低幅度较大。

不同的生物质炭施用量在土壤中的应用效果也会有差异。

采用高（40 t/hm2）、低（20 t/hm2）两个不同施用量将小麦秸秆生物质炭施用到小麦—玉米轮作模式下的碱性旱地土壤中，在对污染水平及施炭量的多因素方差分析中发现，20 t/hm2的施炭量可在短期内达到修复目的，而40 t/hm2施炭量的治理效果可至少维持两个生长季，其持效性在一
　湖南农业科学（HUNAN AGRICULTURAL SCIENCES）2019年1月
定生物质炭施用范围内随施用量的增加而延长[53]。

3　生物质炭的其他作用
生物质炭对重金属污染土壤有着良好的修复效
应，对微生物的生长繁育也具有很好的促进作用。

它
富含微生物生长所必需的碳源和有益元素，而自身较
大的比表面积和多孔性疏水环境能让土壤微生物抵御
外界不利条件，因此生物质炭可以改变土壤微生态的
理化性质，促进有益微生物的活性及繁殖[54]。

生物质
炭对氮的固定作用和反硝化作用方面的研究比较少，
吴嘉楠等[55]设计了15N标记氮肥与生物质炭配施试验，结果表明，在相同施氮量下，生物质炭与氮肥配施可
以提高土壤中15N残留量、土壤无机氮、碱解氮、微生物量氮的含量和肥料氮在烟叶中的占比。

生物质炭
可以催化N2O还原为N2的反应，可以减少温室气体N2O的排放[56]，还可降低土壤呼吸强度，从而减少土
壤温室气体的排放。

4　结　论
生物质炭的应用前景不容小觑，但对于生物质炭
定量定性的研究尚乏。

尽管生物质炭在修复重金属污
染土壤、改良土壤水肥特性、影响土壤的理化性质和
土壤微生物等方面发挥出了一定的作用，但目前国内
外对其的研究还处于起步阶段，并且在生物质炭的应
用前景中可能出现的问题不容忽视。

第一，生物质炭
的制备来源及方法的不同会带来不同的效果，且对应
施用在不同土壤质地、不同作物类型及不同污染物上，
结果也会千差万别，因此要通过进一步的实验探究去
发现合适的制备过程与施用对象。

第二，如何施用生
物质炭才能给农产品带来最大的经济效益，比如施用
配比和方法都需要严密设计才能更好地广泛投入到实
际生产中。

第三，生物质炭在土壤中的更新周期存在
不确定性，土壤中施入生物质炭后会随时间发生什么
变化，这些变化又将如何影响土壤环境质量还待考察。

目前，利用生物质炭修复重金属污染土壤还处于实验
室研究阶段，大部分研究结论都是通过添加生物质炭
的盆栽实验，或在实验室内将污染土壤用生物质炭进
行柱浸滤实验处理得出。

由于大田实际或生产中有着
诸多的不可控因素，生物质炭的修复效果差异显著。

因此，生物质炭对土壤重金属的实际修复效果还需进
一步的理论研究和工程化示范验证。

参考文献：
[1]　袁金华，徐仁扣. 生物质炭的性质及其对土壤环境功能影响的研
究进展[J]. 生态环境学报2011，20（4）：779-785.
[2] Grossman J M，O’Neill B E，Tsai S M，et al. Amazonian anthrosols
support similar microbial communities that differ distinctly from those extant in adjacent，unmodified soils of the same mineralogy [J].
Microbial Ecology，2010，60（1）：192-205.
[3] Marris E. Putting the carbon back：Black is the new green [J]. Nature，
2006，442（7103）：624-626.
[4] Van Z L，Kimber S，Morris S，et al. Effects of biochar from slow
pyrolysis of papermill waste on agronomic performance and soil fertility [J]. Plant and Soil，2010，327：235-246.
[5] Liang B，Lehmann J，Solomon D，et al. Black carbon increases cation
exchange capacity in soils [J]. Soil Science Society of America Journal，2006，70（5）：1719-1730.
[6] Keiluweit M，Nico P，Johnson M G，et al. Dynamic molecular
structure of plant biomass-derived black carbon（Biochar）. Environ.
Sci. Technol，2010，44：1247-1253.
[7] Shinogi Y，Kanri Y. Pyrolysis of plant，animal and human waste：
Physical and chemical characterization of the pyrolytic products.
Bioresource Technology，2003，90：241-247.
[8] Dugan E，Verhoef A，Robinson S，et al. Biochar from saw dust，
maize stover and char coal：Impact on water holding capacities（WHC）of three soils from Ghana [A]. 19th World Congress of Soil Science：Soil and Water-global change，Soil Solutions for a Changing World [C].
Brisbane，Australia，2010. 9-12.
[9] 杨　放，李心清，王　兵，等. 生物炭在农业增产和污染治理中
的应用[J]. 地球与环境，2012，40（1）：100-107.
[10] 李　力，刘　娅，陆宇超，等. 生物炭的环境效应及其应用的研
究进展[J]. 环境化学，2011，30（8）：1411-1421.
[11] 齐国翠. 生物炭对As/Pb的吸附机制——生物炭性质[J]. 大众科技，
2017，19（5）：49-52.
[12] Lehmann J. Biochar for environmental management：science and
technology [M]. London：Earthscan，2009. 1-29，107-157.
[13] Titirici M M，Thomas A，Yu S H，et al. A direct synthesis of
mesoporous carbons with bicontinuous pore morphology from crude plant material by hydrothermal carbonization [J]. Chemistry of Materials，2007，19（17）：4205-4212.
[14] Schmidt M W I，Noack A G. Black carbon in soils and sediments：
Analysis，distribution，implications，and current challenges [J]. Global Biogeochemical Cycles，2000，14（3）：777-794.
[15] 徐　奕，梁学峰，赵立杰，等. 生物碳的特性及其在农业上的应
用研究进展[J]. 山东化工，2016，45（20）：81～85，89. [16] 张　萌，刘彦伶，赵　欢，等. 生物炭在土壤改良和农业生产的
运用[J]. 农技服务，2016，33（4）：9-11.
[17] 张登晓，周惠民，潘根兴，等. 城市园林废弃物生物质炭对小白菜
生长、硝酸盐含量及氮素利用率的影响[J]. 植物营养与肥料学报，2014，20（6）：1569-1576.
[18] 李　明，李忠佩，刘　明，等. 不同秸秆生物炭对红壤性水稻土
养分及微生物群落结构的影响[J]. 中国农业科学，2015，48（7）：1361-1369.
[19] 陈温福，张伟明，孟　军. 农用生物炭研究进展与前景[J]. 中国农
业科学，2013， 46（16）：3324-3333.
[20] 吴志丹，尤志明，江福英，等. 不同温度和时间炭化茶树枝生物炭
理化特征分析[J]. 生态与农村环境学报，2015，31（4）：583-588.
[21] 刘玉学，王耀锋，吕豪豪，等. 不同稻秆炭和竹炭施用水平对小
青菜产量、品质以及土壤理化性质的影响[J]. 植物营养与肥料学报，2013，19（6）：1438-1444.
[22] 王煌平，张　青，李　昱，等. 热解温度对畜禽粪便生物炭产率
及理化特性的影响[J]. 农业环境科学学报，2015，34（11）： 2208-2214.
[23] 邱云霄，黄彩凤，周垂帆. 生物碳性质及对土壤物理性质改良的
彭钰梅等：生物质炭表面特性及其对土壤重金属污染的修复效应
研究[J]. 民营科技，2016（9）：75-76.
[24] 代　钢. 生物碳对土壤改良的研究进展[J]. 北京农业：下旬刊，
2016（6）：176-177.
[25] 王怀臣，冯雷雨，陈银广. 废物资源化制备生物质炭及其应用的
研究进展[J]. 化工进展，2012，31（4）： 907-914.
[26] Basso A S，Miguez F E，Laird D A，et al. Assessing potential of
biochar for increasing water-holding capacity of sandy soils [J]. Global Change Biology Bioenergy，2013，5（2）：132-143.
[27] Glaser B，Lehmann J，Zech W. Ameliorating physical and chemical
properties of highly weathered soils in the tropics with charcoal：A review. Biology and Fertility of Soils，2002，35（4）：219-230. [28] Houben D，Evrard L，Sonnet P. Mobility，bioavailability and pH
dependent leaching of cadmium，zinc and lead in a contaminated soil amended with biochar [J]. Chemosphere，2013，92（11）：1450-1457.
[29] 全国土壤污染状况调查公报[J]. 中国环保产业，2014（5）：10-11.
[30] 中国科学院地学部.东南沿海经济快速发展地区环境污染及其治
理对策[J]. 地球科学进展，2003，18（4）：493-496.
[31] 俄胜哲，杨思存，崔云玲，等. 我国土壤重金属污染现状及生物
修复技术研究进展[J]. 安徽农业科学，2009（19）：9104-9106. [32] 高彦波，蔡　飞，谭德远，等. 土壤重金属污染及修复研究简述[J].
安徽农业科学，2015，43（16）：93-95.
[33] 黄益宗，郝晓伟，雷　鸣，等. 重金属污染土壤修复技术及其修
复实践[J]. 农业环境科学学报，2013，32（3）：409-417.
[34] 崔立强，杨亚鸽，严金龙，等. 生物质炭修复后污染土壤铅赋存
形态的转化及其季节特征[J]. 中国农学通报，2014，30（2）：233-239.
[35] 李　季，黄益宗，胡　莹，等. 改良剂对土壤Sb赋存形态和生物
可给性的影响[J]. 环境化学，2015，34（6）：1043-1048.
[36] Zhang Z H，Solaiman Z M. Meney K，etal. Biochars immobilize soil
cadmium，but do not improve growth of emergent wetland species Juncus Subsecundus in cadmium-contaminated soil [J]. Journal of Soils ＆Sediments，2013，13（1）：140-151.
[37] 刘晶晶，杨　兴，陆扣萍，等. 生物质炭对土壤重金属形态转化
及其有效性的影响[J]. 环境科学学报，2015，35（11）：3679-3687.
[38] 毛懿德，铁柏清，叶长城，等. 生物炭对重污染土壤镉形态及油
菜吸收镉的影响[J]. 生态与农村环境学报，2015，31（4）：579-582.
[39] 张小凯，何丽芝，陆扣萍，等. 生物质炭修复重金属及有机物污
染土壤的研究进展[J]. 土壤，2013，45（6）：970-977.
[40] Chen M，Ma L Q，Singh S P，et al. Field demonstration of in
situ immobilization of soil Pb using P amendments [J]. Advances in Environmental Research，2003，8（1）：93-102.[41] Cao R X，Ma L Q，Chen M，et al. Phosphate induced metal
immobilization In a contaminated site [J]. Environment Pollution，2003，122（1）：19-28.
[42] Liang B Q，Lehmann J，Solomon D，et al. Stability of biomass-
derived black carbon in soils [J]. Geochimica Et Cosmochimica Acta，2008，72（24）：6069-6078.
[43] Cheng C H，Lehmann J，Engelhard M H. Natural oxidation of black
carbon in soils：changes in molecular form and surface charge along a climosequence [J]. Geochim Cosmochim Acta. 2008，72（6）：1598-1610.
[44] Cheng C H，Lehmann J. Ageing of black carbon along a temperature
gradient [J]. Chemosphere，2009，75（8）：1021-1027.
[45] Houben D，Evrard L，Sonnet P，et al. Beneficial effects of biochar
application to contaminated soils on the bioavailability of Cd，Pb and Zn the biomass production of rapeseed（Brassica napus）[J]. Biomass Bioenergy，2013，57（11）：196-204.
[46] 花　莉. 城市污泥堆肥资源化过程与污染物控制机理研究[D]. 杭
州：浙江大学，2008.
[47] Beesley L，Marmiroli M. The immobilisation and retention of soluble
arsenic，cadmium and zinc by biochar [J]. Environmental Pollution，2011，159（2）：474-480.
[48] Namgay T，Singh B，Singh B P. Influence of biochar application to soil
on the availability of As，Cd，Cu，Pb，and Zn to maize（Zea maysL.）[J].
Australian Journal of Soil Research，2010，48（7）：638-647. [49] Park J H，Choppala G K，Bolan N S，et al. Biochar reduces the
bioavailability and phytotoxicity of heavy metals [J]. Plant and Soil，2011，348（1/2）：439-451.
[50] 陈　德. 生物质炭对土壤重金属有效性和作物吸收影响的整合分
析及田间试验[D]. 南京：南京农业大学，2016.
[51] 李海丽. 生物质炭对铅镉复合污染稻田土壤修复效应研究[D]. 杭
州：浙江大学，2015.
[52] 钱林波. 生物碳对酸性土壤中有害金属植物毒性缓解及阻控机
理[D]. 杭州：浙江大学，2014.
[53] 左　静，陈　德，郭　虎，等. 小麦秸秆生物质炭对旱地土壤铅
镉有效性及小麦、玉米吸收的影响[J]. 农业环境科学学报，2017，36（6）：1133-1140.
[54] 张又弛，李会丹. 生物炭对土壤中微生物群落结构及其生物地球
化学功能的影响[J]. 生态环境学报，2015，24（5）：898-905. [55] 吴嘉楠，闫海涛，彭桂新，等. 生物质炭与氮肥配施对土壤氮素
变化和烤烟氮素利用的影响[J]. 土壤，2018，50（2）：256-263.
（责任编辑：肖彦资）。