生物炭缓解污染土壤中植物的重金属胁迫研究进展

杨文浩, 李 佩, 周碧青, 毛艳玲, 邢世和

(1.福建农林大学资源与环境学院;2.土壤生态系统健康与调控福建省高校重点实验室，福建 福州 350002)

近年来，日益增加的工业、矿业和农业活动加剧了重金属元素在土壤中富集.最新发布的全国土壤污染状况调查公报显示[1]，全国土壤环境状况总体不容乐观，部分地区土壤污染较重，耕地土壤环境质量堪忧.全国土壤总的点位超标率达16.1%，从土地利用类型看，耕地土壤点位超标率最高，达到19.4%.从污染类型看，以无机污染物为主，其超标点位数占全部超标点位的82.8%.从污染物超标情况看，镉、汞、砷、铜、铅、铬、锌、镍8种无机污染物点位超标率分别为7.0%、1.6%、2.7%、2.1%、1.5%、1.1%、0.9%、4.8%.由此可见，我国土壤环境重金属污染的形势十分严峻.

土壤重金属污染会导致植物遭受重金属胁迫，致使植物细胞结构受损、细胞膜透性增大[2]，种子萌发、根系生长、光合作用和呼吸作用均会受抑制，最终损害植物生长甚至引起植物死亡[3].一方面，对于自然生态系统，重金属对植物的胁迫会导致生态系统退化和损害；另一方面，对于农田等人工生态系统，重金属胁迫会导致粮食作物及经济作物减产，甚至还会通过食物链引起粮食蔬菜等污染，最终威胁人类健康.据报道，全国每年仅因重金属污染而减产的粮食达1 000多万t，合计损失至少200亿元人民币[4].因此，修复改良重金属污染土壤，消除或者减缓重金属对植物的胁迫对于恢复生态健康以及保证食品安全至关重要.

生物炭是生物有机材料在缺氧或绝氧环境中，经高温热裂解后生成的含碳丰富的产物[5].近年来，生物炭作为土壤改良剂、吸附剂、二氧化碳封存剂等，被广泛用于土壤改良、重金属吸附和固碳减排，在一定程度上为土壤退化、环境修复、气候变化等热点问题提供了解决方案.目前，国内外学者对生物炭在重金属污染土壤修复方面开展了大量研究，国内外大量文献表明生物炭能够缓解污染土壤上植物的重金属胁迫，在重金属污染土壤生态恢复以及粮食安全方面具有一定应用潜力.但目前关于生物炭在缓解植物重金属胁迫及机理方面研究的进展缺乏系统总结和概括.因此，本文结合国内外文献，综述了生物炭缓解植物重金属胁迫的研究进展，重点对其缓解机理进行了归纳整理，以期为研究及开展生物炭修复重金属污染土壤提供依据.

国内外研究显示，生物炭在缓解植物的重金属胁迫中的作用主要表现在两个方面，一是影响植物特性，直接缓解植物重金属胁迫；二是通过影响土壤性质，改善植物生长的土壤条件，间接缓解植物的重金属胁迫.

1 生物炭对重金属胁迫下植物特性的影响

生物炭可以通过直接改善重金属污染土壤植物特性，如促进植物养分吸收及植物生长、改变植物抗重金属胁迫的生理特性以及减少植物对重金属的吸收、转运和累积等，最终缓解重金属对植物的胁迫.

1.1 促进植物养分吸收及植物生长

研究表明，重金属污染土壤施加生物炭可以促进植物吸收矿质养分.Houben et al[6]研究发现Cd、Zn、Pb污染土壤上施加生物炭后，两季收获的油菜地上部Ca、Mg、P、K含量均有所上升.Nigussie et al[7]也发现Cr污染土壤上Lettuce体内N、P、K含量在施加玉米秆生物炭后显著增加.Suksabye et al[8]通过盆栽实验研究发现，Cd污染土壤在施加1%生物炭后，稻米中Ca、Mg含量有所增加.究其原因，一方面，生物炭本身为土壤带来了N、P、K、Na、Ca、Mg等矿质元素，另一方面，生物炭有较大的CEC及较强的吸附力，可以增加土壤的保肥能力，减少矿质养分离子的淋溶损失，提高植物对养分的利用率，进而促进了植物对养分的吸收[9-12].

生物炭添加能够促进重金属胁迫环境中植物的生长，提高其生物量.如生物炭促进重金属污染土壤上茶树和紫荆树等的生长，提高水稻、萝卜、菜豆、豇豆、玉米等作物的生物量[13-16].Gregory et al[17]研究了在As污染土壤上分别施加30 t·hm-1、60 t·hm-1杨柳木生物炭(350、550 ℃)后黑麦草的响应，结果表明，180 d后，所有生物炭处理的黑麦草地上部干重约为对照的2倍，根部干重约为对照的3倍.Jin et al[18]研究了分别由鸡粪、绿色垃圾制成的生物炭对Pb、Cu、Cd污染土壤上印度芥菜生长的影响，结果表明，生物炭显著促进了植物生长，地上部干重最大增幅可达到353%.Zhang et al[19]研究显示，作物秸秆制备生物炭提高了复合重金属污染(Cd、Cu、Ni、Mn和Zn)土壤上黑麦草的生物量.由此可见，生物炭可以改善污染土壤上植物的生长状况来直接缓解重金属毒害.

1.2 改变植物抗重金属胁迫的生理特性

为了应对重金属胁迫，植物会启动一系列防御机制来缓解重金属毒害.一方面，植物通过自身活动降低重金属有效性、毒性，限制其吸收运输，如产生金属络合蛋白结合游离态重金属离子、细胞壁阻隔、吸收后封存于液泡以及诱导产生根系分泌物提高重金属移动性减少其根际富集等，来缓解重金属对植物的毒害[20,21].另一方面，植物受到重金属胁迫时，其体内活性氧会显著提高，较高浓度的活性氧会阻碍生长甚至导致死亡.植物通过提高体内抗氧化酶的活性，如超氧化物歧化酶(SOD)、过氧化物酶(POD)和过氧化氢酶(SOD)等，进而清除体内游离自由基，减轻细胞膜脂质过氧化作用，保护植物机体免受伤害[22].抗氧化酶活性可以作为评定植物受重金属胁迫程度的参照指标[23]，也是实际研究中检测最多的植物抗胁迫生理特性指标.在植物能抵御的重金属胁迫范围内，随着胁迫程度的加剧，植物体内抗氧化酶活会提高，但胁迫程度继续加剧超出植物抵御能力，植物体内抗氧化酶活性又会降低，主要是因为植物细胞膜系统及细胞内多种功能酶遭到破坏，生理代谢紊乱[21].研究发现，随着重金属浓度的增加，菠菜、小白菜、茭白等体内SOD、POD、硝酸还原酶(NR) 活性均呈现出先上升后下降的趋势[24].此外，植物光合指数也常常作为植物抗胁迫的生理指标.重金属胁迫往往会导致植物叶绿素含量降低，光合作用强度减弱[25,26]，主要是因为与叶绿素合成相关的酶活受抑制，相关元素缺乏，导致叶绿素合成受抑制[27].

研究表明，重金属污染土壤施加生物炭后，植物体内光合参数会显著提高，而抗氧化酶活性呈现出升高或降低两种不同趋势.Younis et al[28,29]研究发现，添加生物炭(cotton stick, 450 ℃)可以增加Cd、Ni污染土壤上胡芦巴和菠菜体内光和色素(叶绿素a、b和类胡萝卜素)含量、气孔导度、光合速率、蒸腾速率和亚气孔CO2浓度.Bashiret al[30]研究发现施加生物炭后，植物体内SOD、POD含量相对空白处理有所降低，主要是因为生物炭降低了土壤中Cd的生物有效性，减少了植物对Cd的吸收，因此抗氧化酶活性有所下降；而生物炭有效提高了叶片中叶绿素a、b和类胡萝卜素含量，促进了光合作用，缓解了重金属对植物生长的抑制.王晓维等[31]也发现施加生物炭后，铜胁迫下油菜叶片中的SOD、CAT、POD含量则呈一定的下降趋势，而油菜叶片中的叶绿素a、b及总叶绿素含量呈上升趋势.然而，李继伟等[32]研究施用生物炭和丛枝菌根真菌(AMF)对镉胁迫下玉米生长、生理生化指标的影响，结果表明单施生物炭可以显著提高玉米叶片中SOD、POD、CAT活性，也可以显著提高玉米叶片中叶绿素a、b和类胡萝卜素含量.刘领等[33]也有类似研究结果.说明施加生物炭可以有效提高植物抗氧化酶活性，增强了植物对重金属胁迫的抵抗能力.生物炭对植物体内抗氧化酶活性的不同影响可能与生物炭施加时间有关，施加前期可能会有效提高植物体内抗氧化酶活性，而随着时间的延迟，植物重金属胁迫得到缓解，体内抗氧化酶活性又会有所下降，其具体机制还有待进一步研究.

1.3 减少植物对重金属的吸收及转运

目前，大多研究结果表明生物炭可以抑制植物吸收重金属，或减少重金属从根部向地上部的转运，从而缓解重金属对植物的胁迫[34-37].但由研究结果可以看出，生物炭对植物重金属的吸收转运的影响与生物炭种类、用量、重金属种类、土壤类型以及植物种类密切相关(表1).对于同一种植物类型，水稻、豆秸、稻草、麦秸生物炭抑制了植物对Cd的吸收，而污泥生物炭对植物Cd的吸收没有影响，说明不同生物炭对同一种植物、同一种重金属的吸收转运会有不同影响.Zheng et al[39]研究发现豆秸、稻草生物炭可以降低水稻体内Cd、Zn含量，而对Pb没有影响，Khan et al[40]和Rodríguez et al[41]也有类似研究结果，表明施加生物炭对植物吸收转运不同重金属元素的影响不一样.侯艳伟等[42]研究发现施加稻草生物炭使郴州土壤上植物As富集系数增大，龙岩土壤上As富集系数降低，说明不同土壤类型，生物炭对植物吸收转运重金属的影响也不一样.另外，Cui et al[38]研究发现，随生物炭用量增加，稻米中Cd含量降幅增大，说明生物炭用量也会影响植物对重金属的吸收转运，一般植物重金属吸收量随生物炭用量增加而减少[30].Zheng et al[39]研究发现豆秸、稻草生物炭可以降低水稻体内Cd、Zn含量，而对Pb无影响，Khan et al[40]和Rodríguez et al[41]也有类似研究结果，表明施加生物炭对植物吸收转运不同重金属元素的影响不一样.侯艳伟等[42]研究发现施加稻草生物炭使郴州土壤上植物As富集系数增大，龙岩土壤上As富集系数降低，说明不同土壤类型，生物炭对植物吸收转运重金属的影响也不同.

此外，生物炭对植物吸收重金属的影响还与植物重金属积累特性有关，如超积累植物和非超积累植物对植物吸收转运重金属对生物炭的响应会有差异.Fellet et al[43]在Pb、Cd、Tl、Zn污染土壤上分别施加0、1.5%、3%冷杉树球、果园修剪残留物以及粪肥和冷杉树球混合制备生物炭，结果表明，果园修剪残留物生物炭明显提高了超积累植物Noccearotundifolium和Anthyllisvulneraria地上部Zn、Cd和Pb的含量.Rees et al[44]研究发现施加生物炭可以使酸性土、碱性土中黑麦草(非超积累植物)地上部重金属含量降低，而添加5%的生物炭可以使N.caerulescens(超积累植物)对Cd的吸收在酸性土、碱性土上提高，对Zn的吸收在碱性土上提高.Rees et al[45]还发现生物炭分别提高了非超积累植物玉米根部(酸性土中)、超积累植物N.caerulescens地上部的Cd、Zn含量.植物对重金属的吸收增多可能与生物炭促进植物生长、提高根系比表面积有关，但其具体机理还有待进一步研究.

表1 生物炭对植物吸收及转运重金属的影响Table 1 Effects of biochar on plant absorption and transportion of heavy metals

2 生物炭对重金属污染土壤特性的影响

重金属污染土壤不仅存在重金属毒性问题，往往还伴随着土壤酸化、板结、矿质养分含量低以及微生物数量和活性低等，这些问题都会限制植物的生长.生物炭的加入在一定程度上可以通过影响重金属污染土壤的特性，改善土壤物理、化学和生物学性质等，降低重金属的生物有效性，改善植物的生长环境或降低重金属毒性，促进植物生长，最终缓解重金属对植物的胁迫.

2.1 生物炭对重金属污染土壤理化性质的改善

生物炭含碳量高，有稳定的芳香化结构，具有碱性、多孔性、较大的比表面积和CEC，同时表面还富集了大量含氧官能团和碱性物质.土壤中施加生物炭可以有效改善重金属污染土壤的物理化学性质.

生物炭对重金属污染土壤物理性质的影响主要包括土壤容重、孔隙度以及水分特征等.生物炭多孔，密度和容重均小于土壤，其与土壤混合可以增加土壤孔隙，降低土壤容重，进而改良土壤质地.Laird et al[46]研究表明，施用生物炭后，与未施加处理相比，土壤容重显著降低.Eastman et al[47]也有类似的研究报道.施加生物炭不仅可以增加土壤孔隙，还可以增强土壤的保水力，提高土壤含水量，这主要因为生物炭多孔且比表面积较大，施入后可以有效增强土壤吸附力.Alwabel et al[48]研究表明，施入生物炭可以降低土壤容重，并增加矿区重金属污染土壤的保水能力.Schweikeret et al[49]也有类似研究结果，且在生物炭的施加比例为5%时，Zn、Cd、Cu、Pb复合污染土壤的含水量达到最大.另外，研究显示，土壤中施入生物炭可有效提高土壤水分，且随生物炭用量的增加，土壤含水量可增加10%～35%[50-52].土壤水、气、热是影响植物生长发育的关键因素.土壤含水量过低、土壤板结透气性差均不利于植物生长，施入生物炭后，可以增加土壤空隙，减小土壤容重，使土壤疏松多孔，有较好的通水透气性，同时也增强了土壤的保水力，提高了土壤含水量提高，促进了植物根系的生长和种子的萌芽.

生物炭对重金属污染土壤化学性质的影响主要有土壤pH、EC、CEC、有机质含量以及土壤养分特性等.生物炭带有大量碱性物质，如金属氧化物、氢氧化物、碳酸盐和磷酸盐等，施入土壤中可以中和土壤酸性，提高土壤pH[53].Bashir et al[30]研究表明Cd污染土壤中施加1.5%、3%的生物炭，可以显著增加土壤pH，增值分别为1.11、1.30.土壤EC也有类似变化趋势，研究表明，施加生物炭会有效提高Cd污染土壤EC，且随着生物炭施加量的增加(1.5%～3%)，土壤EC增加越明显，其在3%时达到最大值为对照的2～3倍[30].生物炭本身带有大量负电荷，具有较高的阳离子交换量，因而施入土壤中可以有效提高土壤CEC.Lahoria et al[54]研究表明，在Tonggua污染土、Fengxian轻度污染土、Fengxian重度污染土上施加竹制生物炭均可提高土壤CEC.Laird et al[55]研究表明，土壤CEC在加入生物炭后提高了20%，且增幅随用量增加而变大.土壤CEC与土壤保肥能力密切相关，较高的土壤CEC意味着土壤有较强的保肥能力，可以减少矿质养分离子的淋溶损失，提高植物对其利用率.生物炭中碳含量一般高于60%[56]，且生物炭的灰分中含有各种矿质养分，如N、P、K、Ca、Na、Mg[57].因而土壤中施入生物炭，一方面可以提高土壤有机碳含量，促进有机质形成、积累，另一方面可以增加土壤矿质养分，改善土壤肥力.有研究表明，土壤施加10 g·kg-1生物炭培养1年后，土壤的有机炭、速效 P、速效K分别比对照增加了31%、14%和6%[58].汪玉瑛等[59]研究表明，羊栖菜生物炭可以显著提高Cd污染土壤有效磷、速效钾、全氮和有机质含量，且增幅随用量升高而增大.重金属污染土壤由于金属拮抗等作用，植物必需矿质养分较缺乏，是限制植物生长的重要因素.土壤施加生物炭不仅增加了土壤矿质养分含量，并且提高了土壤保肥能力，促进了植物的养分吸收和生长，有效改善了重金属污染土壤植物养分缺乏和生长受抑制的状况.

2.2 生物炭对重金属污染土壤生物学性质的改善

微生物是土壤重要的组分之一，微生物主导的生物化学过程对于土壤养分循环及其有效性有重要影响.土壤微生物对重金属反应很敏感，重金属污染往往会导致微生物生物量降低、代谢活动减弱、生化活性降低、群落多样性下降[60-62].多数研究显示，重金属污染土壤中添生物炭可以提高微生物丰度、多样性和活性[63-65]，进而缓解重金属对土壤微生物的毒害，改善土壤生物学性质.Huang et al[66]研究表明，施加低量生物炭可以提高重金属污染土壤的细菌和真菌丰度.Chen et al[67]也有类似的研究结果.生物炭添加引起的土壤pH变化是影响土壤微生物丰度的重要因素，因为弱碱性、中性环境比弱酸性环境更利于细菌和真菌的生长[68-70]，而施加生物炭可以有效中和土壤酸性.Meier et al[71]通过盆栽试验研究了Cu耐受植物联合生物炭、AMF对重金属污染土壤Cu固定和土壤微生物群落的影响，结果表明鸡粪生物炭、燕麦壳生物炭均增强了土壤基础呼吸，且提高了土壤脱氢酶活性，随生物炭施用量增加(1%～5%)，酶活增幅提高，施加5%鸡粪生物炭提高酶活效果最好，增幅高达574%.Liu et al[72]研究了改性生物炭对As污染水稻土中水稻根际微生态的影响，结果表明，地杆菌属比例在水稻分蘖期增加了175%，而亚硝化螺菌属比例在分蘖期、成熟期分别降低了61%、20%.Huang et al[66]也发现重金属污染土壤施加生物炭可以改变微生物群落结构，进而影响微生物群落演替.土壤微生物活性的改善对于植物的生长至关重要.

生物炭对土壤微生物的影响可分为直接作用和间接作用.一方面，生物炭可以通过改变土壤理化性质(土壤质地、水分、温度和pH等)，或吸附固定土壤重金属，减少其对微生物的毒害，来间接促进土壤微生物活动.另一方面，生物炭还可通过为微生物提供良好的栖息环境(孔隙结构)、C源、其他的营养元素和微量元素，直接影响微生物活动[73-75].土壤微生物在植物生长过程中发挥着重要的作用，如促进土壤结构形成、分解有机质和矿物质、固氮作用、调节植物生长以及防治土传病害等.重金属通过影响土壤微生物间接影响植物生长，而施加生物炭通过改善土壤微生物学性质，为植物生长提供了良好的微生态环境，一定程度上缓解了重金属对植物的胁迫.

2.3 生物炭降低土壤重金属的生物有效性

2.3.1 生物炭对土壤重金属的固定 重金属的毒害是重金属污染土壤植物胁迫的关键因子，重金属的毒性很大程度上取决于其生物有效性.生物炭可以改变土壤理化性质，而土壤理化性质如土壤pH等可以很大程度上影响土壤重金属的形态及其有效性.大量研究表明，生物炭对土壤重金属产生固定进而减缓对植物的毒害是生物炭缓解植物重金属毒害胁迫的重要机理[76-78].

生物炭对重金属产生固定作用的途径主要包括静电吸附、络合作用、沉淀作用以及粒内扩散等.生物炭表面带有大量负电荷，施入土壤后可以增加土壤胶体负电荷数量，提高土壤对重金属阳离子的吸附能力[79]，最终通过静电吸附固定重金属[80].生物炭表面还带有大量含氧官能团，如羧基、羟基和羰基等，它们会与重金属发生配位络合作用，在生物炭表面形成金属配合物[81-83].这两种物理、化学吸附都可以把重金属固定在生物炭表面，降低其迁移率[84]，从而减少植物根系对重金属的吸收，降低其毒害.此外，研究显示，生物炭的添加可以提高土壤pH[85]，进而促进重金属氧化物、氢氧化物形成，重金属还会和碳酸盐、磷酸盐反应生成沉淀[86,87]，最终改变重金属形态，降低其有效性.粒内扩散是指吸附在颗粒外表面的分子沿表面向微孔内部的迁移运动，生物炭有丰富的孔隙结构，也会使土壤中的重金属发生粒内扩散[88].这4个过程并不是分离的，而是协同作用，但各自贡献率可能不一样.Jiang et al[82]研究表明，虽然静电吸附和非静电吸附都是生物炭吸附Pb的途径，但是Pb和含氧官能团形成络合物是生物炭吸附Pb的主要途径.

生物炭对土壤重金属的固定因生物炭类型而异，这主要和制备生物炭的原料和热解条件有关.Meier et al[71]研究表明，Cu污染土壤施加鸡粪生物炭、燕麦壳生物炭均可以促使可交换态Cu向有机质结合态和残渣态转化，降低其有效性，但是前者固化效果比后者好，添加1%、5%的鸡粪生物炭分别降低了80%、90%的可交换态Cu，而添加1%、5%的燕麦壳生物炭只降低了68%、62%的可见换态Cu.Fellet et al[43]研究了施加生物炭对重金属污染土壤Cd固定的影响，结果表明，相比冷杉树球生物炭、果园修剪残留物生物炭，粪肥和冷杉树球混合制备生物炭可以更好地固定土壤Cd.Kim et al[89]研究表明，与酒厂污泥生物炭、修剪残留枝条生物炭相比，造纸污泥生物炭在降低土壤Zn、Cd生物有效性方面最有效.Tan et al[90]通过360 d的培养试验研究表明，竹制生物炭固定土壤Cd比其他原料(椰子壳、松木木屑、甘蔗渣)制备的生物炭效果更好.Pellera和Gidarakos[91]研究表明，同样以橄榄油渣为原料，相比400 ℃制备炭，700 ℃制备炭增强了生物炭对土壤Cd、Ni的固定.Melo et al[92]也有类似研究结果，高温制备的生物炭比低温生物炭对重金属有更强的吸附力.

生物炭对土壤重金属的固定也因重金属元素类型而异.Lebrun et al[93]向种植白杨、杨柳的重金属污染土壤分别施入0、2%、5%的生物炭，结果发现，生物炭降低了土壤孔隙水中Pb的含量，但对As没有影响.说明生物炭可以有效固定土壤Pb，减少了其水溶态含量和生物有效性，却不能固定As.Galavithana et al[94]也有类似研究结果.Fellet et al[43]研究表明，生物炭降低了土壤水溶态Cd、Cr、Cu、Zn含量，但对Pb、Ni没有影响.Zheng et al[95]研究了分别施加5%稻米生产残留物(稻壳、米糠、秸秆)制备生物炭对小麦生长和重金属富集的影响，结果表明生物炭可以降低土壤有效态Cd、Pb、Zn含量，却提高了有效态As含量.

土壤pH值是影响重金属活性的关键因素，因此生物炭对土壤重金属有效性的影响还与土壤pH有关.一般来说，酸性土壤重金属活性较强，生物炭通过提高酸性土壤pH降低重金属有效性[59,84].研究显示，生物炭同样也可以降低碱性土壤重金属有效性.叶协锋等[96]通过盆栽试验研究了施用生物炭对弱碱性土壤Cd有效性的影响，结果显示，土壤pH 值随生物炭施用量的增加而升高，而土壤有效态Cd含量随着生物炭施用量的增加而逐渐降低.李洪达等[97]研究也表明，稻壳生物炭能够提高碱性矿区污染土壤pH和CEC，降低土壤土壤中Cd、Zn的弱酸提取态、可氧化态和可还原态等有效态含量.碱性土壤中重金属有效性的降低一个重要原因是，生物炭的施入增加了土壤碱性基团，与重金属结合形成沉淀物从而降低重金属有效性[90].另外还与生物炭的吸附性能有关.

2.3.2 生物炭对土壤重金属氧化还原状态的影响 土壤中存在一些变价重金属元素，如As、Cr以及Cu等，这些元素在不同价态下表现出的生物毒性是不同的，因此，土壤重金属氧化还原状态的改变也会影响这些元素对植物的胁迫.但目前关于生物炭影响土壤重金属氧化还原状态进而缓解植物的重金属胁迫方面的研究较少.研究表明，土壤加入生物炭后，可以有效促进六价铬转化为三价铬，降低土壤铬的生物有效性和毒性，主要是因为三价铬比六价铬的溶解性更低[98,99].而对于As，土壤施入生物炭可以促进五价砷向三价砷转化，增强了As的移动性和毒性[100,101].对于施加生物炭影响土壤中Cu氧化还原状态，不同研究者有不同的研究结果.Jiang et al[102]研究表明，Cu污染土壤施加作物秸秆生物炭培养120 d后，二价铜转化为可还原态和可氧化态.而Rinklebe et al[103]发现和空白相比，生物炭对土壤Cu的氧化还原过程没有明显影响.

3 结论与展望

综上所述，从国内外学者的研究结果可以看出，生物炭在缓解污染土壤上植物重金属胁迫方面具有重要作用，其作用的主要机理可以从土壤和植物两个角度解释.从土壤角度来说，(1)生物炭可以改变重金属污染土壤基本理化性质，如pH、CEC等，提高土壤有机质以及矿质养分含量从而促进植物生长；(2)生物炭可以影响和改善土壤生物学性质，提高土壤微生物数量和活性，有利于植物的生长；(3)生物炭通过固定以及改变重金属氧化还原状态等方式直接降低土壤重金属的生物活性，从而缓解重金属对植物的胁迫.从影响植物的角度来说，(1)生物炭可以改善重金属污染土壤中植物的营养状况，提高植物对养分的吸收，从而促进植物生长；(2)生物炭可以影响植物的抗胁迫生理特性，如抗氧化酶活性和光合参数等，从而缓解植物的重金属胁迫；(3)生物炭可以降低植物对重金属的吸收，或减少重金属从根部向地上部的转运，从而缓解重金属对植物的胁迫.

综合国内外研究进展，建议未来相关研究应该加强以下几个方面的工作:(1)虽然国内外大量研究已经证实多种生物炭材料均能够缓解植物的重金属胁迫，但此方面的研究往往只关注于缓解效果，而缺乏对于选择生物炭及其制备材料的生态环境和经济效应的评价，以及在生产中的可应用性等，此方面的工作还需进一步加强.

(2)目前生物炭在农业中应用的研究多数集中在热带地区，主要针对酸性土，对于其他地区、其他类型土壤的研究尚少.因此必须要扩大研究地区以及土壤类型，以便更好的全面了解生物炭修复重金属污染土壤、缓解植物重金属胁迫方面的作用.

(3)关于生物炭缓解植物重金属胁迫的研究还是停留在短期温室盆栽试验或者植物当季，试验条件与实际情况存在一定差距，今后应开展实地条件下的长期定位研究，在实际条件下进一步验证生物炭对植物重金属胁迫的缓解.

(4)缓解植物重金属胁迫机理研究方面，关于生物炭是否影响重金属在植物体内的解毒机制尚不明确，如重金属在植物体内的形态、转运以及分布等都有待进一步研究.