生物质炭对重金属土壤环境行为及影响机制研究进展

赵青青，陈蕾伊，史 静

(1.云南农业大学资源与环境学院，云南 昆明 650201；2.云南省水文水资源局曲靖分局，云南 曲靖 655000)

生物质炭对重金属土壤环境行为及影响机制研究进展

赵青青1，陈蕾伊2，史 静1

(1.云南农业大学资源与环境学院，云南 昆明 650201；2.云南省水文水资源局曲靖分局，云南 曲靖 655000)

综述了生物质炭基本结构特性及其影响因素，阐述了生物质炭对土壤重金属形态转变、迁移性以及生物有效性的影响，并对其作用机制做了探讨。研究发现，生物质炭基本结构特性主要与自身理化性、材料来源和制备条件相关。由此对污染土壤重金属形态转变及其运动变化产生不同影响，主要引起重金属的有效态向残渣态等无效态转变，其迁移和生物有效性降低引起植株累积重金属能力下降。其主要作用机制为吸附和固化作用，通过直接或间接改变土壤pH、有机质含量、CEC、土壤酶活性和团聚体等环境，达到修复目的。因此，在利用生物质炭钝化重金属污染土壤时，应因地制宜，筛选和施用适宜生物质材料。今后应继续探究完善其作用机制，并对修复土壤进行长期监测与防控。

生物质炭；重金属土壤；环境行为；作用机制

随着工业化与城市化的快速发展，我国土壤环境面临严重的重金属污染问题，主要包括Cr、Cd、Pb、Hg、As等重金属含量超标[1]。这对我国农业环境以及农业产业链造成重大影响。每年我国因土壤重金属污染问题导致粮食减产约1×107t，重金属含量超标的粮食达1.2×107t[2]。而重金属污染本身具有普遍性、表聚性、隐蔽性、不可降解和非逆转性等特征，长期积累可导致大气、水和土壤等环境进一步恶化，并引起农作物产量和品质下降，通过物质循环，在人体内累积会导致各种疾病，最终影响人类可持续发展。对重金属污染土壤的治理和防控非常重要。

近年来，生物质炭作为环境修复的改良剂被广泛运用在农业、环境、能源等领域。其在修复土壤重金属污染上颇具潜力，已成为近年来环境领域研究的新焦点。生物质炭是利用工农业或生活等废弃物，在缺氧或无氧的条件下，经过高温裂解而形成的一种具有巨大的比表面积、丰富的含氧官能团、高度芳香和富含碳素的多孔固体颗粒物质[3-4]。其独特的理化性，可通过吸附、络合沉淀、离子交互等反应，使重金属形态向稳定态转变，从而降低土壤重金属的迁移性和生物有效性，达到稳定重金属目的。相关研究表明，生物质炭对铅、铜、锌等众多重金属污染土壤具有良好的吸附效果[5]，还可以作为土壤改良剂固定土壤重金属[6]，添加生物质炭后，可以降低Pb、Cd的生物有效性，促进Pb和Cd向更加稳定的状态转化[7]。

本文在前人研究的基础上综述了生物质炭的基本结构特性及其影响因素，主要阐述了生物质炭理化性及制备条件等差异对土壤重金属形态、迁移性及生物有效性的影响，并对其作用机制进行深入探讨，最后提出生物质炭在土壤重金属领域未来的研究方向。

1 生物质炭基本结构及特性

1.1 元素构成

生物质炭主要元素组成为C、H、O、N等，C的质量分数最高，在各元素中占66.6%～87.9%，除这些元素外还有灰分元素，主要为K、Ca、Mg、Si等[8-9]。由此可知，生物质炭富含稳定的C元素。当限制供O时，生物质炭元素会随着炭化温度的升高，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麦秆为原料经200、300、400和600℃热解制备生物质炭，研究证明了此变化规律[10]。但其他研究者表明，在利用牛粪热解制备生物质炭中，牛粪生物质炭C含量随温度升高而逐渐下降[11]。由此说明生物质炭元素组成不仅与炭化温度有关，还与不同材料来源有关。

1.2 pH

生物质炭一般呈碱性，且制备时裂解温度越高，其pH值越高[12]。原因为其含有一定灰分元素，灰分含量越高，pH值越高，如Na、K、Mg、Ca等矿质元素以氧化物或碳酸盐的形式存在于灰分中，溶解在水中呈碱性[13]。其中有机官能团 、碳酸盐和无机碱金属离子是影响生物质炭呈碱性的主要因子，有机官能团随着热解温度的升高而降低，碳酸盐和碱金属离子却与之相反[14]。因此，生物质炭pH随裂解温度升高而升高。相关研究发现，在热解温度为300℃和400℃条件下，生物质炭pH<7；当热解温度达到700℃时，生物质炭pH>7[15]。

1.3 比表面积和孔隙结构

通过电镜扫描图观察可知，生物质炭具有巨大的比表面积和多孔隙结构，但由于其材料来源和制备条件不同而不一。如在利用玉米秸秆和沙蒿制备生物质炭的研究中，随着炭化温度升高生物质炭的比表面积均增大，总孔容呈“V”形变化，当热解温度<400℃时，其孔隙结构保存完整，>600℃时，其蜂窝状结构均遭到破坏，而同一炭化温度下，玉米秸秆生物质炭比表面积及总孔容和平均孔径均大于沙蒿生物质炭[16]。随热解温度升高，生物质炭与微孔的比表面积均呈显著增加趋势，当温度达到600℃时大幅增加，同500℃相比，分别增加了933.17%和3122.90%，因此随热解温度逐渐上升，微孔比表面积占总比表面积比例显著增加[17]。除此之外，加热速率也影响生物质炭孔隙形成。微孔是在大气压和低加热速率下形成，大孔在高位速率下形成[18]。

1.4 官能团

生物质炭表面富含含氧官能团，因其存在使生物质炭具有良好的吸附、亲水或疏水的特性以及对酸碱的缓冲能力[19]。随裂解温度升高，生物质炭酸性基团减少，碱性基团增加，总官能团减少，官能团密度减少[20]。如秸秆黑炭在300℃和700℃的裂解温度下酸性基团分别有2.83mmol/g、0.3mmol/g，碱性基团0.04mmol/g、0.29mmol/g，随温度升高，酸性基团减少，碱性基团增加[21]。说明官能团多少随制备温度不同而发生变化。

1.5 阳离子交换量(CEC)

生物质炭阳离子交换量随着裂解温度升高而降低。相关研究发现，当制备生物质炭的温度由450℃升到700℃时，CEC由(26.36±0.1676)cmol/kg下降至(10.28±2.909)cmol/kg[22]。主要是因为CEC与生物质炭氧与炭元素比有关，当热解温度较低时纤维素分解不完全，如羧基、羰基等含氧官能团被保留，导致生物质炭具有更高的氧炭比和较大的CEC。不同条件下生物质炭CEC含量不同，这与不同材料制备的生物质炭有关。如杨放等[23]研究了9种材质制备的生物质炭，得到CEC值介于81.74～179.91cmol/kg，均值为104.42cmol/kg，其中乔木、草本和秸秆3类生物炭的CEC均值分别为90.52、114.05、154.57cmol/kg，且乔木和草本生物炭与秸秆生物炭之间达到显著差异(P<0.01)。

1.6 持水性

生物质炭具有可吸持水性，因而可提高土壤持水量。有关研究表明，土壤中施入生物质炭后，可有效改善土壤容重，提高土壤田间持水量和导水性[24]，施用3%生物质炭14d后可降低土壤4.1%水分蒸发量，施用2.5%和5%的生物质炭后土壤含水量分别比对照显著升高了39.7%和50.4%[25]。但Chun等[21]研究中显示，300℃裂解秸秆生物质炭，持水量为13×10-4mL/m2，700℃为4.1×10-4mL/m2。可见持水量随裂解温度的增加明显减少。分析原因为随着裂解温度升高，生物质炭表面极性官能团逐渐减少，导致持水力下降。由此可知，生物质炭的持水性与其裂解温度有关，但高海英等[26]研究表明，随着生物质炭材料、生物质炭基氮肥混入量的增多，两种土壤垂直土柱水分入渗率均逐渐减小，在水势相同条件下，与对照相比，混入量越大，土壤可保持的水分越多，但超过一定混入量反而会降低土壤持水量。Hardie等[27]研究还表明，施用生物质炭对土壤水分含量的影响并不显著。说明生物质炭的持水性受多方面因素影响，导致其持水性的差异。

1.7 稳定性

生物质炭受自身乃至自然与人为因素的影响，能够抵抗土壤中生物和非生物的降解，因而具有稳定性。主要因为它既有高度炭化且多环状芳香和烷基结构，且高度紧密聚集，导致其能有效固定碳素，又有团聚体的保护作用，使土壤碳素免遭土壤微生物的降解，而提高其稳定性[28]。虽然生物质炭具有稳定性但其稳定是相对的。因为其稳定性也受生物质种类、制备条件和土壤环境条件等因素制约。如随着热解温度增加，土壤呼吸速率和MBC的含量均出现下降趋势，由此表明制备温度越高，生物质炭越稳定[17]。Luo等[29]研究发现，土壤培养87d后，随着生物质炭制备温度增加，在pH3.7、7.6的土壤中矿化率明显递减，有机质加入不同温度制备的生物质炭中，在pH3.7、7.6土壤的矿化率都有增加。

1.8 吸附性

由于生物质炭的高度芳香化结构和表面各基团等特性使其拥有了良好的吸附特性。生物质炭可以通过表面吸附和分配机制影响重金属的迁移性和生物有效性，因此，对土壤重金属修复具有较大潜力[30]。以花生壳和中药渣为原料，分别于不同温度下慢速热解制备生物质炭，结果导致Cd(Ⅱ)在不同热解温度生物质炭上吸附能力及机制的差异[31]。仅施1%的生物质炭，其小粒径对Cr(Ⅵ)的吸附固定能力更加明显，在一定条件下是大粒径固定吸附量的3倍，在酸雨淋滤作用下也不易解吸，因此添加生物质炭能有效抑制Cr(Ⅵ)在土壤中的迁移[32]。

2 生物质炭对重金属土壤环境行为的影响

2.1 生物质炭对土壤中重金属形态转变的影响

生物质炭施入土壤后，会通过自身特性直接作用或改变土壤性质等间接影响土壤中重金属的赋存形态，由此影响土壤中重金属元素的迁移与生物有效性。而不同形态的重金属其迁移力不一，一般为可交换态迁移力最强，其次是碳酸盐结合态>铁锰氧化态>有机物结合态，残渣态一般不迁移。重金属赋存形态还受自然与人文诸多因素的影响，如土壤pH、CEC、Eh、SOM含量、土壤质地以及人类活动等。

Jiang等[33]研究中施入不同作物秸秆制备的生物质炭后，土壤中酸溶态的Cu显著降低。严静娜等[34]将蚕沙生物质炭施入土壤后，显著降低了土壤Cd、Pb的弱酸可提取态含量，提高了残渣态含量，钝化效果明显。王艳红[35]研究结果表明，随着稻壳基生物炭用量的增加，土壤NH4OAc提取态与弱酸提取态的Cd含量显著降低，在用量为25g/kg时，分别比对照降低17.9%和10.4%，可还原态Cd含量无显著变化，可氧化态Cd含量呈减低趋势，残渣态Cd含量增加17.6%，由此说明施加稻壳基生物炭后对土壤有效态Cd含量与Cd化学形态有不同影响。毛懿德等[36]利用竹炭和柠条炭以0.1%和1%的施加量对土壤中重金属Cd形态研究表明，添加生物炭与不添加生物炭相比，可交换态Cd含量降低，碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机质及硫化物结合态以及残渣态Cd含量上升且不同添加量和生物质炭使各形态含量变化不一，其中添加1%的柠条炭处理的钝化效果最显著。Park等[37]以1%、5%和15%的量将鸡粪和绿肥制备的生物质炭分别施入Cd、Cu和Pb复合污染的土壤中，结果表明，在15%的量下，施入鸡粪生物质炭后，Pb可交换态和碳酸盐结合态Pb含量由58.8%降至16.6%，有机结合态和残渣态Pb由14.5%增至48.9%；施入绿肥生物质炭后，Cd可交换态Cd含量降低21.1%，而有机结合态和残渣态Cd增加15.6%，可交换态Pb含量由39.5%降至19.0%；施入鸡粪和绿肥生物质炭后，可交换态和碳酸盐结合态Cu含量分别降至6.97%和11.4%。说明15%的施入量对复合重金属污染土壤各重金属形态影响显著。

众多研究表明，土壤中施用不同材料、不同用量的生物质炭，对土壤中不同种类重金属元素的赋存形态的影响存在较大差异。即使是同类生物质炭也会对不同重金属元素形态产生不同影响。

2.2 生物质炭对重金属在土壤环境中的迁移及生物有效性影响

众多研究表明因生物质炭自身理化特性和制备条件的不同对修复重金属污染土壤产生重要影响[34,38-39]。这些因素主要引起重金属在土壤环境中的运动变化，使重金属离子迁移转化和生物有效性改变等，达到原位修复污染土壤重金属目的。

2.2.1 生物质炭对重金属迁移性影响

当生物质炭施入土壤后，其表面功能基团与表层离子发生氧化还原反应，引起土壤污染物的迁移转化[40]。生物质炭可通过自身理化性直接影响重金属的迁移能力或间接提高土壤的CEC和pH，增加土壤有机质含量以及提高微生物活性影响重金属的迁移力，总结相关试验表明，生物质炭能有效降低土壤中Cu、Pb、Zn和Ni等重金属迁移力，但不同的重金属效果不一，这不仅与生物质炭自身特性和制备条件相关还与重金属在土壤中的赋存形态密切相关[41]。相关研究发现，小麦壳和桉树制备生物质炭，分别以1%和5%的量施入土壤，土壤中的Cd浓度下降，并随生物质炭添加量的增加下降效果更显著[42]。生物质炭施入土壤后可通过提高土壤pH，降低重金属Cu和Zn在土壤中的迁移性[43]。提高生物质炭制备温度能增加其对Cd(Ⅱ)和Cr(Ⅲ)的最大吸附量，同时还降低其对As(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)的最大吸附量[44]，还能降低重金属Cd的有效态含量，使其迁移性得以控制[45]。由此说明生物质炭材料来源和制备条件的不同，引起土壤理化性改变，增加其对重金属的吸附，还引起重金属形态由有效态向无效态转化，从而降低土壤中重金属迁移性。除此之外，也可看出其迁移性还受生物质炭用量、土壤类型、重金属污染类型等因素的影响。

2.2.2 生物质炭对重金属生物有效性影响

重金属生物有效性的大小决定着其在土壤中毒性的强弱，因此，在修复重金属污染土壤过程中，降低重金属的生物有效性对改善土壤质量至关重要。生物质炭自身呈碱性以及含有羟基、羧基等有机官能团，可通过络合、沉淀等化学机制有效固定土壤中的重金属，从而降低重金属元素的生物可利用性。生物质炭对重金属离子还具有较强的吸附作用，施入到Pb2+、Cd2+、Cu2+、Zn2+土壤中会影响重金属离子的生物有效性[30]。如在修复尾矿污染过程中研究发现，施加生物质炭后，降低了Cd、Pb和Zn的生物利用度，且对Cd降低量最大[46]。利用橡木在400℃下制备生物质炭，结果表明，Pb的生物利用度和生物有效性分别降低了75.8%和12.5%[47]。杨惟薇等[48]研究表明，在同等热解温度下利用不同原料(甘蔗叶、木薯秆、水稻秸秆和蚕沙)制备的生物质炭对土壤镉都有较好的钝化效果，且促进了Cd的生物可利用态向生物难利用态转化，降低了其生物有效性，4种生物质炭对比得到蚕沙生物质炭对潮土中的Cd钝化效果最佳。毛懿德等[36]研究了不同种类与用量的生物炭对油菜吸收镉的影响，并通过室外盆栽试验得到，生物质炭添加后能降低土壤镉的有效性和油菜各器官中镉含量，油菜根部、茎秆、油荚和籽粒镉最大可分别降低34.06%、39.74%、33.15%和49.81%。由此说明生物质炭主要通过自身特性与相关制备条件来影响重金属的生物有效性，引起重金属各形态发生转变，降低重金属的生物有效性，但因重金属种类以及赋存形态等不同而效果不一。

3 生物质炭对土壤重金属作用机制研究

3.1 生物质炭吸附重金属机制

3.1.1 离子交换

生物质炭表面带有大量负电荷和较高的电荷密度，并且富含含氧、含氮、含硫官能团，具有较大的阳离子交换量，可以增加土壤对重金属的静电吸附，理论上能够吸附大量可交换态阳离子[49-50]。蒋田雨等[51]研究表明，在相同平衡浓度下，添加稻草炭提高了两种土壤表面吸附Pb(Ⅱ)的解吸率，添加花生秸秆炭却与之相反，说明稻草炭主要增加可变电荷土壤对Pb(Ⅱ)的静电吸附量，花生秸秆炭主要增加土壤表面对Pb(Ⅱ)的非静电吸附量，静电与非静电吸附是生物质炭促进土壤吸附Pb(Ⅱ)的相关机制。这主要与生物质炭表面酸性官能团有关。赵保卫等[52]在利用胡麻和油菜生物质炭吸附铜的机制研究中，通过对吸附前后的FTIR光谱分析，推断出生物炭对铜的吸附机制主要是表面配位反应和离子交换作用，羟基、羧基等官能团可能参与了生物炭吸附铜的反应。李力等[53]用玉米秸秆炭对Cd2+的吸附机制进行研究，结果表明，离子交换和阳离子-π作用是玉米秸秆炭对Cd2+吸附的两种最主要的可能机制。由此说明生物质炭的表面电荷和官能团，引起离子交换产生对重金属吸附作用。

3.1.2 络合沉淀反应

生物质炭表面含有丰富的含氧官能团，可以通过与重金属形成表面络合物增加土壤对重金属的专性吸附量[50]。程启明等[54]用SEM电镜扫描和FTIR图谱分析表明，PSB(花生壳生物质炭)对Cd吸附主要为多分子层的表层络合吸附；SEM分析表明PSB在吸附Cd2+以后表面具有大量的颗粒附着物；FTIR分析表明PSB吸附Cd的主要机理为络合反应，PSB参与络合反应的主要官能团为-C=C-、-C=N和-OH等。林宁等[55]研究了不同生物质炭(水稻秸秆、小麦秸秆、荔枝树枝)材料，在300、400、500、600℃裂解下对Pb(Ⅱ)的吸附特性进行探究，得到水稻和小麦秸秆生物质炭在600℃条件下，主要通过CaCO3、Ca2(P2O7)等矿物组分与Pb(Ⅱ)产生共沉淀作用，荔枝秸秆生物质炭在600℃条件下表面含有大量矿物晶体，还含有如-OH、-COOH和C=C等多种表面官能团，可能与Pb(Ⅱ)发生表面络合等反应。xu等[56]研究还发现，沉淀作用对牛粪炭吸附Cd、Cu和Zn等重金属的贡献率可高达75.5%～100%，说明沉淀作用对动物粪便制备的生物质炭吸附重金属贡献较大。由此可知生物质炭与土壤重金属的络合沉淀反应也因材质、制备条件等的差异而吸附作用不同。

3.1.3 物理吸附

关连珠等[57]研究表明，通过与对照相比，生物质炭处理对砷的吸附容量和吸附强度为降低，生物质炭对砷吸附作用是非线性过程，但主要吸附机制为物理吸附。孟梁等[58]通过生物质炭对 Cu2+吸附动力学研究得到，芦苇(L350、500、700℃)生物质炭在初始阶段对Cu2+的吸附量随时间的延长而迅速增加，随后则随时间变化不显著，其中L500和L700 在振荡2h后分别达到平衡吸附量的94.5%和88.6%，L350在振荡6h后达到平衡吸附量的96.7%，说明吸附速率和时间具有一定的相关性并受制备温度的影响。

3.2 生物质炭固化重金属机制

生物质炭能够固持土壤中重金属离子，从而降低重金属的生物有效性，减弱其向植物各器官迁移，降低对植物的毒害，因此对土壤重金属污染修复具有较大潜力。由于重金属类型各具差异，使生物质炭对其在土壤中的固持也呈现不同的效果。前人研究表明[59]，生物质炭对重金属的固持机理主要有3种情形：其一，添加生物质炭后，土壤的pH值升高，土壤中重金属离子形成金属氢氧化物、碳酸盐或磷酸盐而沉淀或者增加了土壤表面活性位点；其二，金属离子与碳表面电荷产生静电作用；其三，金属离子与生物质炭表面官能团形成特定的金属配合物，这种反应对于特定配位体有很强亲和力的重金属离子在土壤中的固持非常重要。相关研究也表明，生物质炭的应用对土壤金属污染固定有效，从而降低重金属毒性和生物利用度[60]，输入土壤后引起土壤pH值升高促进土壤重金属(Cd2+、Ni2+)固定[38]，导致重金属(铅)各赋存形态与土壤pH及SOM值具有较好的相关性，通过本身具有大量碱性物质及羟基、羧基等有机官能团可通过络合、沉淀等化学机制有效实现土壤中铅的固定，由此降低重金属元素的生物可利用性和生态毒性[61]。

重金属污染导致土壤环境质量恶化，而土壤微生物群落多样性和土壤酶活力是评估污染程度的重要指标[62]。重金属污染浓度的不同和种类的差异引起土壤微域环境的显著变化，土壤微生物群落减少，酶活性降低，土壤出现不同程度的重金属污染问题。当生物质炭施入土壤后，由于其独特的理化性丰富了土壤微生物群落、增强了土壤酶活性，从而对重金属污染土壤起到稳定作用，达到修复的目的。如尚艺婕等[63]研究表明，生物质炭对土壤团聚体的CEC影响呈正相关。生物质炭增加了土壤平均CEC，从而提高了土壤对阳离子的吸附能力，对土壤重金属的污染表现出一定的固持作用。张阳阳等[64]研究发现，生物炭输入可在不同程度上缓解Cd胁迫对蔗糖酶、脲酶活性及土壤微生物数量的影响，如使受Cd胁迫的土壤脲酶、蔗糖酶的活性有所增强，增幅分别为15.0% 、18.4%，土壤中细菌、放线菌、真菌数量也有显著增加(P<0.05)，增幅分别达到12.7%、62.7%、18.7%。Humid等[65]研究表明，由橄榄废物制作的生物碳添加到土壤中，可提高重金属污染土壤微生物的Shannon指数即土壤微生物群落物种丰富度。由此固持土壤重金属，降低生物有效性。

4 展望

国内外众多研究表明生物质炭作为新型环境功能材料在土壤重金属污染修复领域具有巨大潜力。由目前研究可知，生物质炭钝化修复土壤重金属取得良好效果，但仍具有广阔研究空间，未来还应注重以下几方面的研究：

(1)目前，生物质炭对单一重金属污染修复的短期室内实验研究较多，但对复合性重金属污染以及大规模的田间长期实验研究相对较少，而且缺乏系统性研究，仍需进行大量研究。

(2)生物质炭能够改变土壤重金属形态，降低其迁移性和生物有效性，达到稳定重金属目的已得到初步研究，但并非能将土壤中重金属去除。随着时间的延长，相关因素改变可能导致重金属活化，尤其是复合重金属污染的土壤。土壤-生物质炭-重金属等相互作用，而重金属运动规律是否改变、如何改变具体情况尚不清楚。因此，如何建立长期有效的监测机制与评价体系，如何深入复合重金属运动规律，还有待大量研究。

(3)生物质炭对重金属修复机制研究逐渐增多。其吸附固持机制为研究重点，但国内外对其机制的阐释存在不同见解，并且目前关于生物质炭对重金属的吸附固持机制不够成熟，尚无定论，多数吸附固持作用只能进行定性分析，定量分析存在一定难度。因此，关于修复机制的深入研究必定是今后科研工作的一大重点。

(4)生物质炭对重金属土壤微域环境的研究逐步开展。前人更多研究了生物质炭对土壤微生物群落多样性、酶活性、团聚体、根际环境等影响，较少深入生物质炭对重金属土壤微生态作用机制方面的探究。此难题还有待解决。

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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

国家自然科学基金(41301349)；云南省应用基础研究计划项目(2013FB043)。

赵青青(1990-)，女，四川华蓥人，硕士研究生，研究方向：土壤重金属污染的防治与修复。

史静(1980-)，女，山西临汾人，博士，副教授，主要从事土壤重金属污染防治方面的研究。

X13

A

1673-9655(2017)02-0012-07