重金屬的污染現狀范文
前言：我們精心挑選了數篇優質重金屬的污染現狀文章，供您閱讀參考。期待這些文章能為您帶來啟發，助您在寫作的道路上更上一層樓。
第1篇
土壤重金屬污染問題越來越引起人們的關注，它具有長期性、累積性、潛伏性和不可逆性等特點。土壤一旦遭受重金屬污染，不僅危害大、治理成本高，而且較難以消除。 “十二五”期間，我國將元素鉛（Pb）、汞（Hg）、鎘（Cd）、鉻（Cr）和砷（As）列為重金屬污染防控的重點元素。2014年4月，環保部和國土部聯合的《全國土壤污染狀況調查公報》顯示，全國土壤環境狀況總體不容樂觀，部分地區土壤污染嚴重。全國第二次土地調查結果顯示，我國中重度污染耕地大約為5000萬畝。
被重金屬污染的土壤不僅對作物的生長發育、產量及品質有影響，而且會通過食物鏈放大富集進入人體，極低濃度就能破壞人體正常的生理活動，損害人體健康[1]。土壤污染影響到整個人類生存環境的質量。重金屬污染已成為一個亟待解決的環境問題。
1、土壤中重金屬的來源及危害
土壤中重金屬的來源可分為天然來源和人為來源。天然來源是由于土母質本身含有重金屬，不同的母質、成土過程所形成的土壤含有重金屬量差異很大。人為來源主要是來自人類的工農業生產活動以及生活垃圾，工礦業廢棄地土壤環境問題突出，黑色金屬、有色金屬、皮革制品、造紙、石油煤炭、化工醫藥、礦物制品、金屬制品和電力等行業，重污染企業用地及周邊土壤存在超標現象。
近年來，突發性的環境污染事件驟增，特別是重金屬污染事件。突發的環境事件會導致重金屬在短時間內高濃度地進入環境，產生嚴重的污染。2008年，我國相繼發生了貴州獨山縣、湖南辰溪縣、廣西河池、云南陽宗海等多起砷污染事件。2009年8月以來，又發生了陜西鳳翔兒童血鉛超標、湖南瀏陽鎘污染及山東臨沂砷污染事件。2014年，湖南衡東縣兒童血鉛超標事件，300多名兒童被查出血鉛含量超標。據美國學者統計表明，城市兒童血鉛與城市土壤鉛含量呈顯著的指數關系[2]。據統計，我國約有3萬多公傾土地受汞的污染，有1萬多公傾土地受鎘的污染，每年僅生產“鎘米”就達5萬t以上，而每年因污染而損失的糧食約1200萬t，嚴重影響了我國的糧食生產和食品安全[3]。這些重金屬污染事件有些是由于管理不當、交通事故等人為原因導致的，有些則是環境長期受到污染、污染物含量超過環境容量而突然爆發的結果?！吧槎尽薄把U”“鎘米”等重金屬污染事件頻發，讓重金屬污染成為最受關注的公共事件之一。重金屬污染問題已日益嚴重，土壤重金屬的治理和修復已迫在眉睫。
2.重金屬土壤污染治理生物修復技術
目前，國內外較成熟的土壤重金屬污染修復技術有物理修復法、化學修復法和生物修復法等，本文主要就土壤重金屬修復領域的研究熱點生物修復技術進行重點介紹。生物修復技術主要有植物修復技術、微生物修復技術、農業生產修復技術和組合修復技術。
2.1植物修復技術
根據Cunningham等人的定義，植物修復是利用綠色植物來轉移、容納或轉化污染物，使其對環境無害[4]。根據機理的不同，土壤重金屬污染的植物修復技術有3中類型：植物固定、植物揮發和植物提取。目前研究最多且最有發展前景的植物修復技術為植物提取。植物提取是指將某種特定的植物種植在重金屬污染的土壤上，該種植物對土壤中的污染元素具有特殊的吸收富集能力，將植物收獲并進行妥善處理（如灰化處理）后即可將該重金屬從土體中去除，達到治理污染與生態修復的目的，這種特定的植物被稱為超積累植物。植物修復法成本低，可有效避免二次污染，對環境擾動小。目前，全球已發現的超積累植物大約500種，大部分是關于鎳的超富集植物。在我國已經發現寶山堇菜、龍葵、馬藺、三葉鬼針草對Cd有富集作用，蜈蚣草[5]和大葉井口邊草[6]對As有富集作用，圓錐南芥[7]屬多重金屬富集植物，對Pb、Zn、Cd均有富集作用。植物修復技術可同時修復土壤及周邊水體；成本低；能夠美化環境，可提高土壤的肥力。植物修復技術的缺點：超富集植物個體矮小，生長緩慢，修復周期很長；超富集植物對重金屬具有較強的選擇性和拮抗性；植物收割后，需要進行特殊處理，否則易造成二次污染；異地引種將對當地的生物多樣性構成潛在威脅。適用于大面積農田土壤修復。
2.2微生物修復技術
微生物修復技術是利用微生物（如藻類、細菌、真菌等）的生物活性對重金屬的親和吸附或轉化為低毒產物，從而降低重金屬的污染程度。微生物不能降解和破壞重金屬，但可通過改變它們的化學或物理特性而影響金屬在環境中的遷移與轉化。研究證明，土壤中鉻可以在微生物還原作用、生物吸附、富集等作用下降低其生物可利用性和毒性，以達到修復鉻污染土壤的目的[8]。微生物修復效果好、投資小、費用低、易于管理與操作、不產生二次污染。但是微生物修復的專一性強，很難同時修復多種復合重金屬污染土壤；應用難度大。
2.3農業生態修復技術
農業生態修復包括農藝修復和生態修復，前者是改變耕作制度，調節種植作物品種，種植不進入食物鏈的植物，選擇能降低土壤重金屬污染的化肥，或增施能夠固定重金屬的有機肥等來降低土壤重金屬污染；后者調節土壤水分、養分、pH值和土壤氧化還原狀況及氣溫、濕度等生態因素，調控污染物所處環境介質，但該技術修復周期長、效果不明顯。農業生態修復技術環境友好，代價小。但需要大量的調研，基礎研究，改變種植習慣。適用于大面積低污染農田土壤。
2.4組合修復技術
植物組合修復技術是將植物修復技術與其他土壤重金屬污染治理方法（比如物理、化學等修復技術）綜合利用形成的組合技術，與單一重金屬治理技術相比，植物組合修復技術具有獨特的優點。有代表的有螯合劑-植物組合修復技術，螯合劑與土壤中的重金屬發生螯合作用，形成水溶性的金屬―螯合劑絡合物，改變重金屬在土壤中的賦存形態，提高重金屬的生物有效性，強化植物對重金屬的吸收。另外還有基因工程-植物組合修復技術及微生物-植物組合修復技術等。
3、展望
隨著社會的發展進步，人們對土壤重金屬污染的認識越來越深刻，越來越重視，如何防控和治理土壤重金屬已成為人們關注的焦點。在今后的土壤重金屬污染治理中，首先應以源頭控制，即有效地降低重金屬污染物的排放，這主要有賴于國家環境政策與法規的不斷完善和工礦企業技術革新的落實。其次就是土壤的修復技術，針對土壤污染的復雜性、多樣性及復合性，在修復時要綜合考慮污染物的性質、土壤條件、投資成本等各方面的因素，從單一的修復技術向多數聯合的修復技術、綜合集成的工程修復技術發展，選擇最適合的修復技術或組合， 達到高效、節約的雙重效果。
參考文獻
[1] 張許文琦.植物修復技術治理土壤重金屬污染的研究進展[J].人民長江，2013，44（增刊）：144-146.
[2] 蔣海燕，等.城市土壤污染研究現狀與趨勢[J].安全與環境學報，2004，4（5）：73-77.
[3] 陳懷滿.土壤-植物系統中的重金屬污染[M].北京： 科技出版社，1996.
[4] Cunningham SD.Remediation of contaminated soil with green plants： an overview[J].In Vitro. Cell Dev. Biol，1993，（ 29） ：207-212.
[5] 陳同斌，韋朝陽，黃澤春，等. 砷超富集植物蜈蚣草及其對砷的富集特征[J].科學通報，2002，47（ 3） ： 207 - 210.
[6] 韋朝陽， 陳同斌， 黃澤春，等. 大葉井口邊草―種新發現的富集砷的植物[J].生態學報，2002，22（ 5） ：777-778.
第2篇
關鍵詞：生物炭；蔬菜；重金屬污染；環境污染；食品安全
近年來，由于采礦冶煉、污水灌溉、塑料薄膜的大量使用、農藥和化肥的過量施用、汽車尾氣及生活垃圾的不斷排放，土壤和水體中的重金屬污染日益加劇。環境中的重金屬可以通過各種途徑進入作物和人體內并富集，使人產生頭暈、貧血、精神錯亂、代謝紊亂等癥狀，且重金屬有致癌作用，對人類的健康有極大威脅。目前，我國一些蔬菜、糧食種植區正遭受著重金屬污染的威脅，農產品重金屬超標事件屢見不鮮。研究如何凈化土壤和水體，減少重金屬元素在陸生和水生植物體內的累積愈來愈成為國內外的科研熱點。當前，國內外都在積極尋找有效的重金屬修復方法，如卓有成效的電動修復、植物修復、生物降解法等，但是各種措施也都有各自的局限性。
生物炭是生物質通過熱裂解的方法在缺氧或者低氧條件下制備的一種富含孔隙結構、含碳量高的碳化物質[1]，其性質優良，具有較好的農用效益和環境污染修復潛力，已有研究表明，生物炭能夠直接或者間接地降低土壤中重金屬的生物有效性，因此有關將生物炭應用于重金屬污染土壤的生態修復引起了廣泛的關注。制備生物炭的原料來源廣泛，農林業廢棄物如木材、秸稈、果殼及有機廢棄物等都可以作為原料[2，3]，同時，其具有碳封存的潛力，因而生物炭的應用可作為我國農林廢棄物資源化利用的有效途徑。全球已舉辦過多次有關生物炭的會議，并成立了許多生物炭協會、學會、相關企業與研究機構，其中最著名的機構是國際生物炭協會（International Biochar Initiative，IBI）?？傊?，作為一種新型環境功能材料，生物炭在作物安全生產方面正展現出廣泛的應用潛能。本文概括性地介紹了蔬菜重金屬污染的現狀和目前用于治理重金屬污染的各項措施，通過綜述生物炭的特性及其在重金屬污染治理上的研究應用進展，展望了生物炭在減少蔬菜重金屬污染、提高蔬菜產量、質量和安全性方面的應用潛力以及尚待解決的關鍵問題，為生物炭應用于蔬菜的安全生產提供有力的理論支持和實踐參考。
1 蔬菜重金屬污染現狀
重金屬在化學上是指密度大于4.5 g/cm3的約46種金屬元素。環境污染上所說的重金屬是指鉻（Cr）、鎘（Cd）、汞（Hg）、鉛（Pb）以及類金屬砷（As）等生物毒性顯著的金屬，即重金屬“五毒”。重金屬或其化合物造成的環境污染稱為重金屬污染。近年來，隨著工農業的快速發展，大量重金屬污染物通過各種途徑進入土壤、水體和大氣中，土壤和水體重金屬污染引起的蔬菜及其他農作物重金屬超標問題日益成為影響人類生活質量、威脅人類健康的環境和社會問題。研究結果表明，蔬菜重金屬污染主要是人為因素所致，重金屬可經由各種路徑進入人體內（圖1）。
隨著生活水平的提高，人們對無公害蔬菜、綠色食品的呼聲越來越高。為使蔬菜產業向著高產優質的方向發展，很多設施菜地、無土栽培技術、有機生態農業等已在全國各地蓬勃發展。其中，作為無公害蔬菜和綠色蔬菜的評價指標之一，重金屬含量在生產基地、生產過程和產品中都有嚴格的限定標準。無土栽培基質也較容易受到重金屬污染，如李靜等[4]發現煤渣是引起基質重金屬含量超標的主要因素，通過尋找理想的無土栽培基質來解決重金屬超標問題，也是無公害蔬菜生產的重要任務。
1.1 蔬菜重金屬污染為害及研究現狀
世界各國都存在不同程度的重金屬污染，如日本20世紀50年生的水俁?。ü廴荆?、骨痛?。ㄦk污染），防治重金屬環境污染已成為一個刻不容緩的世界性課題[5]。我國的重金屬污染問題較為嚴峻，國家環保部數據顯示，2009年重金屬污染事件致使4 035人血鉛超標、182人鎘超標，引發32起[6]，其中的典型案例有陜西寶雞市鳳翔縣長青鎮的血鉛超標事件、湖南瀏陽市湘和化工廠鎘污染事件等[7]。仲維科等[8]研究發現，按食品衛生標準，我國各主要大中城市郊區的蔬菜都存在一定的重金屬超標現象，其中Cd、Hg、Pb的污染尤為明顯。迄今為止，國內已對北京、上海、天津、貴陽、大同、蚌埠、成都、壽光、哈爾濱、福州、長沙等大中城市郊區菜園土壤及蔬菜中重金屬污染狀況進行過較為系統的調查研究。蔬菜農藥殘留和重金屬超標問題已成為我國發展蔬菜出口中的憂中之憂。隨著中國加入WTO，蔬菜出口面臨著巨大的綠色壁壘[9] 。
國內外眾多學者對蔬菜的重金屬污染問題進行了研究，其中對十多種陸生和水生蔬菜的鎘、銅、鋅、鉛、汞、鎳、鉻及砷等重金屬的為害進行了分析研究。土壤中的重金屬元素通過抑制植物細胞的分裂和伸長、刺激和抑制一些酶的活性、影響組織蛋白質合成、降低光合作用和呼吸作用、傷害細胞膜系統，從而影響農作物的生長和發育。王林等[10，11]先后研究了Cd、Pb及其復合污染對茄果類蔬菜辣椒和根莖類蔬菜蘿卜生理生化特性的影響，發現辣椒的生長發育、氮代謝、膜系統、根系和光合系統都受到一定的傷害，蘿卜的生理生化指標也受到明顯抑制，細胞膜透性顯著升高，并且Cd、Pb復合污染的毒害作用始終比單一污染強，說明Cd、Pb復合污染表現為協同作用。他們的研究結果與秦天才等[12]研究的Cd、Pb及其復合污染對葉菜類蔬菜小白菜的影響結果一致，小白菜除出現植株矮化、失綠和根系不發達等直接毒害表現外，還出現葉綠素含量降低、抗壞血酸分解、游離脯氨酸積累、硝酸還原酶活性受到抑制等現象。
1.2 陸生蔬菜地重金屬污染現狀
蔬菜是易受重金屬污染的作物之一，對重金屬的富集系數遠遠高于其他農作物，因此蔬菜重金屬污染問題更加突出。目前全國主要大中城市的菜地土壤和蔬菜重金屬污染的狀況已基本掌握[13]。土壤和蔬菜中重金屬污染以砷、鉻、鎘、汞、鉛、銅（Cu）、鎳（Ni）、鋅（Zn）等為主。一般對同一類蔬菜來說，Cu、Cd、Zn為高富集元素，Hg、As、Cr為中等富集元素，Ni、Pb為低富集元素[14]。其中，城市中的礦區周圍、污灌地和交通干線兩側農田的重金屬污染程度較嚴重，蔬菜中的重金屬含量超標更為嚴重。黃紹文等[15]研究發現，河北定州市北城區東關村城郊公路邊菜田土壤Cu、Zn、Pb 和Cd總量和韭菜可食部分Pb含量總體上均隨與公路距離的增加呈降低的趨勢。而且，不同的土壤類型，其有機質含量、孔隙度、酶活性、pH值、CEC值（Cation exchange capacity，陽離子交換量）等理化特性不同，直接影響重金屬在土壤中的遷移與固定，從而影響蔬菜對其的吸收與富集[16]。一般認為土壤膠體帶負電荷，而絕大多數金屬離子帶正電荷，所以土壤pH值越高，金屬離子被吸附的越多，進入蔬菜體內的越少。土壤中的腐殖質能提供大量的螯合基團，對很多重金屬元素有較強的固定作用，使進入蔬菜中的重金屬減少。因此，我們可以依據不同蔬菜對不同重金屬的富集差異以及不同的土壤條件選擇相應的蔬菜類別，合理布局種植地，也可以通過施用土壤改良劑、有機肥等改善土壤理化性質，降低重金屬離子的活性，從而減輕重金屬的污染。
1.3 水生蔬菜重金屬污染現狀
水生蔬菜通常是指生長在淡水中、產品可作蔬菜食用的維管束植物。我國是眾多水生蔬菜的發源地，栽培歷史悠久，主要包括蓮藕、茭白、荸薺、水芹、慈姑、莼菜、芡實、菱、水芋等[17]。作為我國的特產蔬菜，水生蔬菜已成為農業種植結構中的重要組成部分[18]，國內現有栽培面積有66.7萬hm2以上，主要集中在長江流域、珠江流域和黃河流域，我國水生蔬菜栽培面積和總產量均居世界前列。我國也是世界水生蔬菜的主要生產國和出口國，全國已有眾多特色鮮明的水生蔬菜基地[19，20]。
相對陸生蔬菜而言，水生植物不僅可以從根部攝入重金屬，而且因其維管組織、通氣組織發達，更容易從生長環境中吸收或轉移重金屬元素，并長久的富集于體內。國家食品標準規定了水生蔬菜產品重金屬最大限度As、Pb、Hg、Cd、Cr分別為0.5、0.2、0.01、0.05、0.5 mg/kg，和其他蔬菜作物相同[19]。水生蔬菜各器官對重金屬的吸收也受多種因素影響，如環境中重金屬濃度、重金屬的有效性、水體富營養化以及不同水生蔬菜對各重金屬元素特有的富集特性等[21]。如許曉光等[22]研究發現，隨著Cd、Pb濃度的增加，蓮藕各器官的重金屬累積量也相應增多，并且隨著生長期的延長，蓮藕各器官中Cd、Pb含量逐漸增加。但是，由于蔬菜、重金屬和土壤類型不同，生長環境條件、重金屬性質與含量不同以及重金屬的存在形態、復合污染等種種復雜因素，使得重金屬的為害呈現出復雜性，例如不同蔬菜對同種重金屬、同種蔬菜對不同重金屬以及同種蔬菜的不同器官中對重金屬的吸收和累積均存在著差異。李海華等[23]檢測了Cd在12種糧食和蔬菜作物不同器官的含量后發現，除了蘿卜，Cd在其他作物的根部中含量是最高的；不同種類重金屬在蓮藕各器官中的累積量也不同，如Cd含量為匍匐莖>荷葉>藕>荷梗，而Pb含量為匍匐莖>荷梗>藕>荷葉，這些研究為我們有效控制水生蔬菜重金屬污染提供了可靠的依據和科學指導。
2 土壤重金屬污染治理及其研究進展
目前，國內外治理土壤重金屬污染的主要措施包括工程措施、物理修復措施、化學修復措施、生物修復措施以及農業生態修復措施。
①工程措施 主要包括客土、換土、去表土、排土和深耕翻土等措施，其中排土、換土、去表土、客土被認為是4種治本的好方法。工程措施具有效果徹底、穩定等優點，但是工程量大、費用高，破壞原有土體結構，引起土壤肥力下降，并有遺留污土的問題。
②物理修復措施 主要有電動修復和電熱修復等。前者是在電場的各種電動力學效應下，使土壤中的重金屬離子和無機離子向電極區運輸、集聚，然后進行集中處理或分離[24]；后者是利用高頻電壓產生的電磁波和熱能對土壤進行加熱，使污染物從土壤顆粒內解吸并分離出來，從而達到修復的目的。此兩種方法都是原位修復技術，不攪動土層，并縮短修復時間，但是操作復雜，成本較高?，F在，一些發達國家還在污染嚴重地區試行玻璃化技術、挖土深埋包裝技術、固化技術等，但是限于成本高等原因，普及率不高。
③化學修復措施 目前常用的是施用改良劑（抑制劑、表面活性劑、重金屬拮抗劑等）、淋洗、固化、絡合提取等。施用改良劑主要通過對重金屬的吸附、氧化還原、拮抗或沉淀作用，來降低重金屬的生物有效性。淋洗法是用清水淋洗液或含有化學助劑的水溶液淋洗被污染的土壤。固化技術是將重金屬污染的土壤按一定比例與固化劑混合，經熟化后形成滲透性低的固體混合物。絡合提取是使試劑和土壤中的重金屬作用，形成可溶性重金屬離子或金屬-試劑絡合物，最后從提取液中回收重金屬并循環利用提取液。化學修復是在土壤原位上進行的，簡單易行，但不是永久性修復，它只改變了重金屬在土壤中的存在形態，重金屬元素仍保留在土壤中，容易被再度活化，不適用于污染嚴重區[25]。
④生物修復技術 主要集中在植物和微生物兩方面。國內對植物修復研究較多，動物修復也有涉及，而國外在微生物修復方面研究較多。植物修復技術是近年來比較受關注的有效修復技術，根據其作用過程和機理又分為植物提取、植物揮發和植物穩定3種類型[26]。a.植物提取，即利用重金屬超累積植物從土壤中吸收重金屬污染物，隨后收割植物地上部分并進行集中處理，連續種植該植物以降低或去除土壤中的重金屬；b.植物揮發，其機理是利用植物根系吸收重金屬，將其轉化為氣態物質揮發到大氣中，以降低土壤重金屬污染；c.植物穩定，利用耐重金屬植物或超累積植物降低重金屬的活性，其機理主要是通過金屬在根部的積累、沉淀或利用根表吸收來加強土壤中重金屬的固化。
微生物修復技術的主要作用原理有5種類型。
a.通過微生物的各種代謝活動產生多種低分子有機酸直接或間接溶解重金屬或重金屬礦物；b.通過微生物氧化還原作用改變變價金屬的存在狀態；c.通過微生物胞外絡合、胞外沉淀以及胞內積累實現對重金屬的固定作用；d.微生物細胞壁具有活性，可以將重金屬螯合在細胞表面；e.微生物可改變根系微環境，提高植物對重金屬的吸收、揮發或固定效率，輔助植物修復技術發揮作用。
但生物修復受氣候和環境的影響大，能找到的理想重金屬富集植物比較少，并且這類植物的生長量一般較小，修復周期長，很難有實際應用價值[27]。
⑤農業生態修復 包括農藝修復和生態修復兩方面。前者主要指改變耕作制度、調整作物品種，通過種植不進入食物鏈的植物等措施來減輕土壤重金屬污染；后者主要是通過調節土壤水分、養分、pH值和氧化還原狀況等理化性質及氣溫、濕度等生態因子，對重金屬所處的環境進行調控。但是此修復方式易受土壤性質、水分條件、施肥狀況、栽培方式以及耕作模式等情況的影響，結果有很大的不確定性[25]。
國內現階段對土壤重金屬污染治理采用較多的措施是施用化學改良劑、生物修復、增施有機肥等。國外對改良、治理重金屬污染土壤較先進的方法主要有固定法、提取法、生物降解法、電化法、固化法、熱解吸法等。盡管這些方法都具有一定的改良效果，但都有局限性。土壤重金屬污染的治理依然任重而道遠，如何阻止蔬菜、糧食作物吸收的重金屬通過食物鏈富集到人體成為亟待解決的焦點問題。
3 生物炭的特性及其修復重金屬污染土壤的研究進展
3.1 生物炭及其特性
①生物炭（Biochar）定義 生物炭是生物質熱解的產物。由于生物炭的廣泛性、可再生性和成本低廉，加上生物炭本身的優良特性，使其在土壤改良和污染修復上體現出很大的優勢。國內外對生物炭的科學研究真正始于20世紀90年代中期[3]，目前對生物炭并沒有一個統一固定的概念，但是國內外文獻中生物炭的定義中包括生物質、缺氧條件（或不完全燃燒）、熱解、含碳豐富、芳香化、穩定固態、多孔性等諸多關鍵詞[28～35]，這些關鍵詞反映了生物炭的來源、制備條件和方式、結構特征。而國際生物炭倡導組織在定義中指定了其添加到土壤中在農業和環境中產生的有益功能，強調其生物質原料來源和在農業科學、環境科學中的應用，主要包括應用于土壤肥力改良、大氣碳庫增匯減排以及受污染環境修復。
②生物炭特性 a.孔隙結構發達，具有較大的比表面積和較高的表面能[36]。不同材料、不同裂解方式產生的生物炭的比表面積差別很大[37～39]，較高的熱解溫度有利于生物炭微孔結構的形成。張偉
明[40]通過比較花生殼、水稻秸稈、玉米芯以及玉米秸稈4種材質在炭化前后的結構，發現炭化后所形成的碳架結構保留了原有主體結構，但比原有結構更為清晰、明顯。原有生物炭的部分不穩定、易揮發的結構在熱解過程中逐漸消失或形成微小孔隙結構。陳寶梁等[41]用橘子皮在不同熱解溫度下制備得到生物炭，經過元素分析、BET-N2表面積、傅里葉變換紅外光譜法測試，對比生物炭的組成、結構，并結合其結構分析生物炭對有機污染物的作用。
b.表面官能團主要包括羧基、羰基、內酯、酚羥基、吡喃酮、酸酐等，并具有大量的表面負電荷以及高電荷密度[42]，構成了生物炭良好的吸附特性，能夠吸附水、土壤中的金屬離子及極性或非極性有機化合物。但是生物炭的表面官能團也會隨熱解溫度的變化而不同。陳再明等[43]研究發現，水稻秸稈的升溫裂解過程是有機組分富碳、去極性官能團的過程，隨著裂解溫度的升高，一些含氧官能團逐漸消失，這與其他生物質制備炭的過程一致[41，44]。
c.pH值較高。生物炭中主要含有C（含量可達38%～76%）、H、O、N 等元素，同時含有一定的礦質元素[45]，如Na、K、Mg、Ca等以氧化物或碳酸鹽的形式存在于灰分中，溶于水后呈堿性，加上其表面的有機官能團可吸收土壤中的氫離子，添加到土壤中可提高土壤的pH值，Yuan等[46]研究證明，生物炭能夠顯著地提高酸性土壤的pH值，增加土壤肥力，因而可用于酸性土壤的改良。但一般來說，生物炭的pH值取決于其制備的原料[45]，如灰分含量較高的畜禽糞便制成的生物炭比木炭或秸稈炭有更高的pH值。此外，裂解溫度越高，pH值也會越高[47]。
d.陽離子交換量（CEC值）較高。這與其表面積和羧基官能團有關[48]，當然與其生物質原料來源密不可分[49]。生物炭的CEC值高，容易吸附大量可交換態陽離子，提高土壤對養分離子Ca2+、K+、Mg2+和NH4+等的吸附能力，從而提升土壤的肥力，減少養分的淋失，提高營養元素的利用率。
e.化學性質穩定，不易被微生物降解[50]，抗氧化能力強。生物炭具有高度的芳香化結構，有很高的生物化學和熱穩定性[51]，可長期保存于環境和古沉積物中而不易被礦化。生物炭氧化分解緩慢，如Shindo[52]研究發現，經過280 d培養，添加草地放火形成的生物炭的土壤與沒有添加生物炭的土壤排放的CO2量相近，說明生物炭分解非常少。
3.2 生物炭降低重金屬的有效作用機制
生物炭降低重金屬的生物有效性，主要是通過降低植物體內重金屬的含量、促進植物的生長來體現。研究顯示，將生物炭添加到受重金屬污染的土壤中后，生物炭不僅可以直接吸附或固持土壤中的重金屬離子，從而降低土壤溶液中重金屬離子濃度，還可以通過影響土壤的pH值、CEC值、持水性能等理化性質來降低重金屬的移動性和有效性，減少其向植物體內的遷移，降低其對植物的毒性，從而減少對動物及周圍環境造成的影響。
生物炭具有很大的比表面積、表面能和結合重金屬離子的強烈傾向，因此能夠較好地去除溶液和鈍化土壤中的重金屬。安增莉等[53]將生物炭對土壤中重金屬的固持機理主要分為3種，①添加生物炭后，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、磷酸鹽沉淀，或者增加了土壤表面活性位點[54]；②金屬離子與碳表面電荷產生靜電作用；③金屬離子與生物炭表面官能團形成特定的金屬配合物，這種反應對與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[55，56]。周建斌等[57]試驗表明，棉稈炭能夠通過吸附或共沉淀作用來降低土壤中Cd的生物有效性，使在受污染土壤上生長的小白菜可食部分和根部Cd的積累量分別降低49.43%～68.29%和64.14%～77.66%，提高了蔬菜品質。Cao等[55]發現生物炭對Pb的吸附是一個雙Langmuir-Langmuir模型，84%～87%是通過鉛沉淀，6%～13%是表面吸附，添加未處理的糞便和200℃熱解產生的生物炭處理中，鉛主要以β-Pb9（PO4）6形式沉淀，而在350℃熱解產生的生物炭處理中則是以Pb3（CO3）2（OH）2形式存在，其中200℃熱解產生的生物炭，吸附效果最好，達到680 mmol/kg，是遵循簡單Langmuir吸附模型的一般活性炭的6倍。Wang等[58]發現竹炭對水溶液中Cd2+的吸附行為最適合Langmuir吸附模型，最大吸附力是12.8 mg/g；而劉創等[59]發現竹炭對溶液中鎘離子的吸附行為符合Freundlich吸附模型；陳再明等[60]研究了在不同熱解溫度下制備的水稻秸稈生物炭對Pb2+的吸附行為，符合準一級動力學方程，其等溫吸附曲線適合Langmuir方程。吳成等[61]還發現，玉米秸稈生物炭對重金屬離子的吸附與水化熱差異有關，金屬離子水化熱越大，水合金屬離子越難脫水，越不易與生物炭表面活性位點反應。
重金屬進入土壤后，通過溶解、沉淀、凝聚、絡合、吸附等各種反應形成不同的化學形態，并表現出不同的活性[62]。但是土壤化學性質（pH值、EH值、CEC值、元素組成等）、物理性質（結構、質地、黏粒含量、有機質含量等）和生物過程（細菌、真菌）及其交互作用都會影響重金屬在土壤中的形態和有效性。已有眾多研究顯示，將生物炭施加到土壤中可改善土壤的理化性質，提高土壤孔隙度、表面積、土壤離子交換能力[42]、pH值[63]，降低土壤容重，增強土壤團聚性、保水性和保肥性[64，65]，為土壤微生物生長與繁殖提供良好的環境，并增強微生物的活性[66～68]，減少土壤養分的淋失，促進養分的循環，并且可以增加土壤有機碳的含量[69] 。這些性質的改良都有利于促進土壤中有害物質的降解和失活，使土壤中的重金屬離子形態發生變化。
3.3 影響生物炭降低重金屬污染有效性的因素
①生物炭的原料和制備溫度 生物炭來源是決定其組成及性質的基礎，Shinogi等[70]證明動物生物質來源的生物炭比植物生物質來源的生物炭C/N比更低，灰分含量、陽離子交換量和電導率更高。Uchimiya等[71]還發現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Cu2+的吸附好于在堿性土壤中。但是，關于生物炭熱解溫度對其特性的影響還存在爭議，如Cao等[72]認為與由糞肥制造的生物炭隨溫度變化的特點相似，比表面積、含碳量以及pH值都隨著溫度的升高而升高，吸附的Pb2+隨溫度的升高可達到100%。而吳成等[73]卻發現Pb2+或Cd2+吸附初始濃度相同時，熱解溫度為150～300℃的生物炭中極性基團含量增加，生物炭吸附Pb2+和Cd2+的量增大；熱解溫度為300～500℃的生物炭中極性基團含量減少，生物炭吸附Pb2+和Cd2+的量降低。目前，普遍認為熱解溫度升高，生物炭比表面積、灰分含量增大[72]，而在CEC值方面還存在爭議。
②生物炭本身的pH值、CEC值、有機質含量以及表面官能團的性質 通常情況下，土壤pH值、CEC值、有機質含量越高，越不利于重金屬向有效態轉化。由于生物炭本身具有較高的pH值、CEC值和有機質含量，故將其施加于土壤中可以提高土壤的pH值、CEC值和有機質含量[74]。Wang等[58]的試驗證明，pH值高（≥8）有利于Cd2+的吸附和去除。祖艷群等[75]進行大田調查也發現，提高土壤pH值有助于降低蔬菜中鎘的含量，并認為對于土壤重金屬鎘污染嚴重的地區，通過提高土壤pH值降低蔬菜中鎘含量是可行的。王鶴[76]通過試驗證明了生物炭不僅可以通過簡單吸附來降低有效態鉛含量，還可以通過提高土壤pH值和有機質含量來促進有效態鉛向其他形態轉化，從而降低土壤中鉛的生物有效性。Uchimiya等[56]用不同溫度生產的生物炭對水中和土壤中的Cd2+、Cu2+、Ni2+和Pb2+進行了研究，發現高溫熱解能夠使生物炭表面的脂肪族等基團消失并形成吸附能力強的表面官能團，同時隨著生物炭的pH值升高，其對重金屬離子的吸附和固定加強，也說明了生物炭對重金屬的吸附與生物炭的表面官能團和pH值有關。官能團可能與親和特定配位體的重金屬離子結合形成金屬配合物，有些親水性含氧官能團還能使生物炭吸附更多的水分子，形成水分子簇，可有利于重金屬離子向生物炭微孔擴散，從而降低重金屬離子在土壤中的富集；而土壤pH值的升高，促使重金屬離子形成碳酸鹽或磷酸鹽等而沉淀，或者增加土壤表面的某些活性位點，從而增加對重金屬離子的吸持。
③重金屬的形態與性質 重金屬的形態是指重金屬的價態、化合態、結合態和結構態4個方面，即某一重金屬元素在環境中以某種離子或分子存在的實際形式。重金屬形態是決定其生物有效性的基礎。重金屬的總量并不能真實評價其環境行為和生態效應，其在土壤中的形態、含量及其比例才是決定其對環境造成影響的關鍵因素。對于重金屬形態，目前比較常用的是歐洲共同體參考局（European Community Bureau of Reference，BCR）提出的標準，分為酸溶態（如可交換態和碳酸鹽結合態）、可還原態（如鐵錳氧化物結合態）、可氧化態（如有機物和硫化物結合態）和殘渣態4種，所用提取方法稱為BCR提取法。研究表明，酸溶態是植物最容易吸收的形態，可還原態是植物較易利用的形態，可氧化態是植物較難利用的形態，殘渣態是植物幾乎不能利用的形態。前兩者即為重金屬有效態，生物有效性高；后兩者為重金屬穩定態，遷移性和生物有效性低[77，78]。關于生物炭對重金屬生物有效性的影響，已有研究結果[79～82]認為，生物炭的施入對土壤中重金屬離子的形態和遷移行為有明顯作用，即生物有效性高的水溶態、交換態、碳酸鹽結合態和鐵錳氧化物結合態重金屬的濃度都顯著下降，而植物較難利用的有機結合態、殘渣態重金屬的濃度顯著上升，從而降低植株體內的重金屬含量。
④土壤類型 在生物炭―土壤―植物系統中，土壤的砂、黏、壤質類型不同，理化性質差異很大，對重金屬有效性和生物炭的作用發揮會產生不同影響。例如，Uchimiya等[71，83]研究生物炭修復土壤中Cu2+的吸附等溫線及陽離子的釋放時發現，在黏土和堿性土壤中，生物炭對Cu2+有顯著的吸附能力，在侵蝕土壤、酸性肥沃土壤中，生物炭對Cu2+的吸附能力很弱。Beesley等[84，85]在被As、Cd、Cu、Zn等污染的棕色土地區和含As、Cd、Cu、Pb和Zn較高的城市土中，添加450℃熱解硬木材產生的生物炭（生物炭體積比30%），發現在柱淋溶試驗中，Cd和Zn的量分別減少300倍和45倍。佟雪嬌等[86]用添加4種農作物秸稈制備的生物炭提高了紅壤對Cu2+的吸附量，有效降低了Cu2+在酸性紅壤中的活動性和生物有效性。黃超等[87]研究發現，施加生物炭到貧瘠的紅壤中能明顯降低土壤酸度，增加鹽基飽和度，提高土壤團聚體數量和田間持水量，降低土壤容重，明顯提高紅壤的速效氮、磷、鉀含量，增加土壤保肥能力，改善植物生長環境，并發現施用生物炭對肥力水平較低的紅壤改善作用更明顯。
4 生物炭對蔬菜產量的影響
國內已有學者系統綜述過施用生物炭對土壤的改良作用、作物效益[88]以及肥效作用[49]的研究進展。施用生物炭可改善土壤肥力和養分利用率，維持農田系統的高產、穩產。許多研究表明，生物炭對許多作物生長和產量有促進作用，其中，對增產效應方面主要研究的蔬菜有菜豆[89]、豇豆[90，91]、蘿卜[92，93]、菠菜[94]、白蘿卜[95]等。關于施用生物炭使作物增產的原因包括提高了土壤pH值，增加了有效磷、鉀、鎂和鈣含量，降低了重金屬元素的有效性；為養分的吸附和微生物群落的生存提供了較大空間；可以作為濾膜，吸附帶正電或負電的礦物離子；增加了土壤孔隙度和土壤持水性，改善了土壤物理性狀，促進植物和根系的生長；增加了土壤電導率、鹽基飽和度及可交換態養分離子等；促進了原生菌、真菌等的活性，從而促進了作物生長[96]。單施生物炭就能夠促進作物生長或增產，將生物炭與肥料混施，或復合后對作物生長及產量促進作用更顯著，因為將生物炭和肥料混施或復合施用，可以發揮兩者的互補或協同作用，生物炭可延長肥料養分的釋放期，減少養分損失[34]，反之肥料消除了生物炭養分不足的缺陷[97]。也有眾多學者研究過生物炭對糧食作物的增產作用，如Major[98]施加生物炭于哥倫比亞草原氧化土中，通過4 a的種植，發現玉米第2，3，4年分別增產28%、30%、140%。但是，還缺乏在不同土壤類型上種植不同作物的大田試驗來進一步驗證這些增產效果。
然而在需要人為添加營養的無土栽培中，情況有所不同。Graber等[99]添加不含營養成分的木質生物炭到椰纖維+凝灰巖的無土基質中，種植的番茄和辣椒生長量增加既不是因為直接或間接的植物營養成分含量的提高，也不是因為無土基質持水性增強，推測和驗證了2個可能機制，一是生物炭可引起微生物群體向有益植物生長的方向轉變；二是生物炭中的化合物引起毒物興奮效應，因而具有生物毒性的化學物質或者高濃度生物炭就會刺激生長并引起系統抗病性。Nichols等[100]證明了生物炭比其他水培基質性能更優越，并且能夠通過再次熱解進行殺菌，從而破壞潛在的致病菌。Elad等[101]也驗證了添加生物炭可以促使辣椒和番茄對灰霉病菌和白粉病菌產生系統抗性，并使辣椒具有抗螨性。可見生物炭不僅可以通過影響土壤pH值、CEC值、鹽基飽和度、電導率、交換態氮和磷有效性，提高鉀、鈣、鈉、鎂等營養物質的利用率，從而提高作物產量[102]，而且可以運用到無土栽培中殺菌抗病，促進植物生長。目前市場上交易的生物炭多用于改良栽培基質和促進糧食作物增產，將其應用于蔬菜安全生產必然有廣泛的應用前景。
5 展望
種種研究表明，生物炭對重金屬污染土壤和水體的治理效果明顯，促進作物生長的潛力巨大，張偉明[40]系統研究了生物炭的理化性質（結構與形態、比表面積與孔徑特征、因素組成以及吸附性能等）及其對不同作物生長發育的作用、對土壤理化性質的影響以及炭肥互作對大豆生長發育和產量與品質的影響，初步探討了生物炭對重金屬污染農田修復的作用，再一次有力地證明了生物炭優良的理化性質對土壤系統的改良作用、對促進作物產量與品質的有利影響以及修復重金屬污染土壤的巨大潛力，并指出中國的生物炭應用技術已具備了一定基礎，且處于快速發展時期。但是將生物炭廣泛應用于蔬菜生產安全上，仍有幾個關鍵點需要解決。
①雖然已有研究認為生物炭能產生良好的農用和環境效益，但是對于生物炭的最優施用條件、最佳施用量及相關機理還沒有明確定論。比如，有些試驗在較低用量下即產生影響，有些則顯示高用量下才有效果，甚至還有些產生不良影響[87]，不同作物、不同地域、不同基質和不同管理條件等可能表現出不一樣的結果；生物炭對重金屬等污染物的作用是絡合、螯合、吸附、截留或沉淀等都尚不明確。
②生物炭對施入環境的有益作用已受到人們的廣泛關注，但是其對生態環境可能產生的負面效應還不十分明確，如生物炭在熱解過程中可能產生少量有毒物質，生產的高溫分解過程也會增加溫室氣體的排放等[103]。
③由于生物炭是直接施加到土壤和溶液中的，吸附或固持了污染物之后依然留在其中，不清楚污染物以后是否會被重新釋放出來而恢復生物毒性。成杰民[104]認為，除了研究吸附劑的氧化穩定性、吸附穩定性和釋放規律外，最安全的方法就是將吸附后的鈍化劑從土壤中徹底移除，但目前還沒有相應的措施。
④生物炭的老化或氧化分解問題。Uchimiya
等[105]認為，生物炭的老化主要表現在對環境污染物尤其是對天然有機物吸附的減少，及其自身的氧化分解作用。但由于生物炭穩定性高，氧化分解的速度緩慢（分解機理尚不明確，生物降解和非生物降解過程可能共存），在有限的試驗周期內還無法觀察到其氧化后的結果，對生物炭施用后的長期效應方面的研究亟待開展。
⑤目前國內關于生物炭方面的研究，還停留在實驗室和田間階段[103]，并沒有得到大規模的生產和應用，推廣和使用所需要的技術支持也還處于起步階段。降低生物炭的生產成本，也將關系到生物炭未來發展的應用潛力。
參考文獻
[1] Lehmann J. A handful of carbon[J]. Nature， 2007， 447： 143-144.
[2] Jonker M T O， Koelmans A A. Sorption of polycyclic aromatic hydrocarbons and polychlorinated biphenyls to soot and soot-like materials in the aqueous environment： mechanistic considerations[J]. Environmental Science and Technology， 2002， 36（17）： 3 725-3 734.
[3] 何緒生，耿增超，佘雕，等.生物炭生產與農用的意義及國內外動態[J].農業工程學報，2011，2（27）：1-7.
[4] 李靜，趙秀蘭，魏世強，等.無公害蔬菜無土栽培基質理化特性研究[J].西南農業大學學報，2000，22（2）：112-115.
[5] 鄭喜，魯安懷，高翔，等.土壤中重金屬污染現狀與防治方法[J].土壤與環境，2002，11（1）：79-84.
[6] 周銳.中國環保部長：“重金屬污染“今年將被集中整治[EB/OL].（2010-01-25）http：///cj/cj-hbht/news/2010/01-25/2090643.shtml.
[7] 陳明，王道尚，張丙珍.綜合防控重金屬污染 保障群眾生命安全――2009年典型重金屬污染事件解析[J].環境保護，2010（3）：49-51.
[8] 仲維科，樊耀波，王敏健.我國農作物的重金屬污染及其防止對策[J].農業環境保護，2001，20（4）：270-272.
[9] 唐仁華，朱曉波.中國蔬菜生產面臨的機遇和挑戰[J].中國農學通報，2003，19（1）：131-135.
[10] 王林，史衍璽.鎘、鉛及其復合污染對辣椒生理生化特性的影響[J].山東農業大學學報：自然科學版，2005，36（1）：107-112.
[11] 王林，史衍璽.鎘、鉛及其復合污染對蘿卜生理生化特性的影響[J].中國生態農業學報，2008，16（2）：411-414.
[12] 秦天才，吳玉樹，王煥.鎘、鉛及其相互作用對小白菜生理生化特性的影響[J].生態學報，1994，14（1）：46-50.
[13] 汪琳琳，方鳳滿，蔣炳言.中國菜地土壤和蔬菜重金屬污染研究進展[J].吉林農業科學，2009（2）：61-64.
[14] 施澤明，倪師軍，張成江.成都城郊典型蔬菜中重金屬元素的富集特征[J].地球與環境，2006（2）：52-56.
[15] 黃紹文，韓寶文，和愛玲，等.城郊公路邊菜田土壤和韭菜中重金屬的空間變異特征[J].華北農學報，2007，22（z2）：152-157.
[16] 梁稱福，陳正法，劉明月.蔬菜重金屬污染研究進展[J]. 湖南農業科學，2002（4）：45-48.
[17] 江解增，曹碚生.水生蔬菜品種類型及其產品利用[J].中國食物與營養，2005（9）：21-23.
[18] 孔慶東.中國水生蔬菜基地成果集錦[M].武漢：湖北科學技術出版社，2005.
[19] 柯衛東，劉義滿，吳祝平.綠色食品水生蔬菜標準化生產技術[M].北京：中國農業出版社，2003.
[20] 柯衛東.水生蔬菜研究[M].武漢：湖北科學技術出版社， 2009.
[21] 熊春暉，盧永恩，歐陽波，等.水生蔬菜重金屬污染與防治研究進展[J].長江蔬菜，2012（16）：1-5.
[22] 許曉光，盧永恩，李漢霞.鎘和鉛在蓮藕各器官中累積規律的研究[J].長江蔬菜，2010（14）：53-56.
[23] 李海華，劉建武，李樹人.土壤―植物系統中重金屬污染及作物富集研究進展[J].河南農業大學學報，2000，34（1）：30-34.
[24] 王慧，馬建偉，范向宇，等.重金屬污染土壤的電動原位修復技術研究[J].生態環境，2007，16（1）：223-227.
[25] 徐應明，李軍幸，孫國紅，等.新型功能膜材料對污染土壤鉛汞鎘鈍化作用研究[J].農業環境科學學報，2003，22（1）：86-89.
[26] 駱永明.金屬污染土壤的植物修復[J].土壤，1999，31（5）：261-265.
[27] Ernst W H O. Phytoextraction of mine wastes-options and impossibilities[J]. Chemie Der Erde-Geochemistry， 2005， 65： 29-42.
[28] 陳溫福，張偉明，孟軍，等.生物炭應用技術研究[J].中國工程科學，2011，13（2）：83-89.
[29] Sohi S， Lopez-Capel E， Krull E， et al. Biochar， climate change and soil： A review to guide future research[J]. CSIRO Land and Water Science Report， 2009， 5（9）： 17-31.
[30] Lehmann J， Gaunt J， Rondon M. Biochar sequestration in terrestrial ecosystems-A review[J]. Mitigation and Adaptation Strategies for Global Change， 2006， 11（2）： 395-419.
[31] Hammes K， Smernik R J， Skjemstad J O， et al. Characterisation and evaluation of reference materials for black carbon analysis using elemental composition， colour， BET surface area and 13C NMR spectroscopy[J]. Applied Geochemistry， 2008， 23（8）： 2 113-2 122.
[32] 李力，劉婭，陸宇超，等.生物炭的環境效應及其應用的研究進展[J].環境化學，2011，30（8）：1 411-1 421.
[33] 謝祖彬，劉琦，許燕萍，等.生物炭研究進展及其研究方向[J].土壤，2011，43（6）：857-861.
[34] Lehmann J. Bio-energy in the black[J]. Frontiers in Ecology and the Environment， 2007， 5（7）： 381-387.
[35] Antal M J Jr， Gr？nli M. The art， science， and technology of charcoal production[J]. Industrial Engineering Chemistry Research， 2003， 42（8）： 1 619-1 640.
[36] Duku M H， Gu S， Hagan E B. Biochar production potential in Ghana-A review[J]. Renewable and Sustainable Energy Reviews， 2011， 15（8）： 3 539-3 551.
[37] ？z？imen D， Ersoy-Meri？boyu A. Characterization of biochar and bio-oil samples obtained from carbonization of various biomass materials[J]. Renewable Energy， 2010， 35（6）： 1 319-1 324.
[38] Chun Y， Sheng G， Chiou C T， et al. Compositions and sorptive properties of crop residue-derived chars[J]. Environmental Science and Technology， 2004， 38： 4 649-4 655.
[39] 崔立強.生物黑炭抑制稻麥對污染土壤中Cd/Pb 吸收的試驗研究[D].南京：南京農業大學，2011.
[40] 張偉明.生物炭的理化性質及其在作物生產上的應用[D]. 沈陽：沈陽農業大學，2012.
[41] Chen B L， Chen Z M. Sorption of naphthalene and 1-naphthol by biochars of orange peels with different pyrolytic temperatures[J]. Chemosphere， 2009， 76（1）： 127-133.
[42] 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）： 1 719-1 730.
[43] 陳再明，陳寶梁，周丹丹.水稻秸稈生物炭的結構特征及其對有機污染物的吸附性能[J].環境科學學報，2013，33（1）：9-19.
[44] Chen B L， Zhou D D， Zhu L Z. Transitional adsorption and partition of nonpolar and polar aromatic contaminants by biochars of pine needles with different pyrolytic temperatures[J]. Environmental Science and Technology， 2008， 42（14）： 5 137-5 143.
[45] Gaskin J， Steiner C， Harris K， et al. Effect of low-temperature pyrolysis conditions on biochar for agricultural use[J]. Trans Asabe， 2008， 51（6）： 2 061-2 069.
[46] Yuan J H， Xu R K. The amelioration effects of low temperature biochar generated from nine crop residues on an acidic Ultisol[J]. Soil Use and Management， 2011， 27（1）：110-115.
[47] Yuan J H， Xu R K， Zhang H. The forms of alkalis in the biochar produced from crop residues at different temperatures[J]. Bioresource Technology， 2011， 102（3）： 3 488-3 497.
[48] Cheng C H， Lehmann J， Thies J E， et al. Oxidation of black carbon by biotic and abiotic processes[J]. Organic Geochemistry， 2006， 37（11）： 1 477-1 488.
[49] 何緒生，張樹清，佘雕，等.生物炭對土壤肥料的作用及未來研究[J].中國農學通報，2011，27（15）：16-25.
[50] Nguyen B T， Lehmann J， Kinyangi J， et al. Long-term black carbon dynamics in cultivated soil[J]. Biogeochemistry， 2009， 92（1/2）： 163-176.
[51] Glaser B， Haumaier L， Guggenberger G， et al. The ‘Terra Preta’ phenomenon： a model for sustainable agriculture in the humid tropics[J]. Naturwissenschaften， 2001， 88（1）： 37-41.
[52] Shindo H. Elementary composition， humus composition， and decomposition in soil of charred grassland plants[J]. Soil Science and Plant Nutrition， 1991， 37（4）： 651-657.
[53] 安增莉，方青松，侯艷偉.生物炭輸入對土壤污染物遷移行為的影響[J].環境科學導刊，2011，30（3）：7-10.
[54] 宋延靜，龔駿.施用生物質炭對土壤生態系統功能的影響[J].魯東大學學報：自然科學版，2010，26（4）：361-365.
[55] Cao X D， Ma L N， Gao B， et al. Dairy-manure derived biochar effectively sorbs lead and atrazine[J]. Environmental Science and Technology， 2009， 43（9）： 3 285-3 291.
[56] Uchimiya M， Lima I M， Klasson K T， et al. Immobilization of heavy metal ions （CuⅡ， CdⅡ， NiⅡ， and PbⅡ） by broiler litter-derived biochars in water and soil[J]. J Agric Food Chem， 2010， 58（9）： 5 538-5 544.
[57] 周建斌，鄧叢靜，陳金林，等.棉稈炭對鎘污染土壤的修復效果[J].生態環境，2008，17（5）：1 857-1 860.
[58] Wang F Y， Wang H， Ma J W. Adsorption of cadmium （Ⅱ） ions from aqueous solution by a new low-cost adsorbent-Bamboo charcoal[J]. J Hazard Mater， 2010， 177（1/3）： 300-306.
[59] 劉創，趙松林，許堅.竹炭對水溶液中 Cd （Ⅱ） 的吸附研究[J].科學技術與工程，2009，9（11）：3 009-3 012.
[60] 陳再明，方遠，徐義亮，等.水稻秸稈生物炭對重金屬 Pb2+ 的吸附作用及影響因素[J].環境科學學報，2012，32（4）：769-776.
[61] 吳成，張曉麗，李關賓.黑炭吸附汞砷鉛鎘離子的研究[J]. 農業環境科學學報，2007，26（2）：770-774.
[62] 魏樹和，周啟星.重金屬污染土壤植物修復基本原理及強化措施探討[J].生態學雜志，2004，23（1）：65-72.
[63] Rondon M A， Lehmann J， Ramírez J， et al. Biological nitrogen fixation by common beans （Phaseolus vulgaris L.） increases with biochar additions[J]. Biology and Fertility of Soils， 2007， 43（6）： 699-708.
[64] Karhu K， Mattila T， Bergstr？m I， et al. Biochar addition to agricultural soil increased CH4 uptake and water holding capacity-Results from a short-term pilot field study[J].
Agriculture， Ecosystems and Environment， 2011， 140（1/2）：309-313.
[65] Laird D A， Fleming P， Davis D D， et al. Impact of biochar amendments on the quality of a typical Midwestern agricultural soil[J]. Geoderma， 2010， 158（3/4）： 443-449.
[66] Warnock D D， Lehmann J， Kuyper T W， et al. Mycorrhizal responses to biochar in soil-concepts and mechanisms[J]. Plant and Soil， 2007， 300（1/2）： 9-20.
[67] Fowles M. Black carbon sequestration as an alternative to bioenergy[J]. Biomass and Bioenergy， 2007， 31（6）： 426-432.
[68] Atkinson C J， Fitzgerald J D， Hipps N A. Potential mechanisms for achieving agricultural benefits from biochar application to temperate soils： a review[J]. Plant and Soil， 2010， 337（1/2）： 1-18.
[69] Asai H， Samson B K， Stephan H M， et al. Biochar amendment techniques for upland rice production in Northern Laos： 1.Soil physical properties， leaf SPAD and grain yield[J]. Field Crops Research， 2009， 111（1/2）： 81-84.
[70] Shinogi Y， Yoshida H， Koizumi T， et al. Basic characteristics of low-temperature carbon products from waste sludge[J]. Advances in Environmental Research， 2003， 7（3）： 661-665.
[71] Uchimiya M， Klasson K T， Wartelle L H， et al. Influence of soil properties on heavy metal sequestration by biochar amendment： 1.Copper sorption isotherms and the release of cations[J]. Chemosphere， 2011， 82（10）： 1 431-1 437.
[72] Cao X D， Harris W. Properties of dairy-manure-derived biochar pertinent to its potential use in remediation[J]. Bioresource Technology， 2010， 101（14）： 5 222-5 228.
[73] 吳成，張曉麗，李關賓.熱解溫度對黑炭陽離子交換量和鉛鎘吸附量的影響[J].農業環境科學學報，2007，26（3）：
1 169-1 172.
[74] 陳紅霞，杜章留，郭偉，等.施用生物炭對華北平原農田土壤容重、陽離子交換量和顆粒有機質含量的影響[J].應用生態學報，2011，22（11）：2 930-2 934.
[75] 祖艷群，李元，陳海燕，等.蔬菜中鉛鎘銅鋅含量的影響因素研究[J].農業環境科學學報，2003，22（3）：289-292.
[76] 王鶴.施用硅酸鹽和生物炭對土壤鉛形態與含量的影響[J].農業科技與裝備，2013（4）：10-12.
[77] 黃光明，周康民，湯志云，等.土壤和沉積物中重金屬形態分析[J].土壤，2009，41（2）：201-205.
[78] 韓春梅，王林山，鞏宗強，等.土壤中重金屬形態分析及其環境學意義[J].生態學雜志，2005，24（12）：1 499-1 502.
[79] 王漢衛，王玉軍，陳杰華，等.改性納米碳黑用于重金屬污染土壤改良的研究[J].中國環境科學，2009，29（4）：431-436.
[80] 林愛軍，張旭紅，蘇玉紅，等.骨炭修復重金屬污染土壤和降低基因毒性的研究[J].環境科學，2007，28（2）：232-237.
[81] 蘇天明，李楊瑞，江澤普，等.泥炭對菜心―土壤系統中重金屬生物有效性的效應研究[J].植物營養與肥料學報， 2008，14（2）：339-344.
[82] Hua L， Wu W X， Liu Y X， et al. Reduction of nitrogen loss and Cu and Zn mobility during sludge composting with bamboo charcoal amendment[J]. Environmental Science and Pollution Research， 2009， 16（1）： 1-9.
[83] Uchimiya M， Klasson K T， Wartelle L H， et al. Influence of soil properties on heavy metal sequestration by biochar amendment： 2.Copper desorption isotherms[J]. Chemosphere， 2011， 82（10）： 1 438-1 447.
[84] Beesley L， Marmiroli M. The immobilisation and retention of soluble arsenic， cadmium and zinc by biochar[J]. Environ Pollut， 2011， 159（2）： 474-480.
[85] Beesley L， Moreno-Jiménez E， Gomez-Eyles J L. Effects of biochar and greenwaste compost amendments on mobility， bioavailability and toxicity of inorganic and organic contaminants in a multi-element polluted soil[J]. Environ Pollut， 2010， 158（6）： 2 282-2 287.
[86] 佟雪嬌，李九玉，姜軍，等.添加農作物秸稈炭對紅壤吸附 Cu（Ⅱ）的影響[J].生態與農村環境學報，2011，27（5）：37-41.
[87] 黃超，劉麗君，章明奎.生物質炭對紅壤性質和黑麥草生長的影響[J].浙江大學學報：農業與生命科學版，2011， 37（4）：439-445.
[88] 王典，張祥，姜存倉，等.生物質炭改良土壤及對作物效應的研究進展[J].中國生態農業學報，2012，20（8）：963-967.
[89] Yan G Z， Kazuto S， Satoshi F. The effects of bamboo charcoal and phosphorus fertilization on mixed planting with grasses and soil improving species under the nutrients poor condition[J]. Journal of the Japanese Society of Revegetation Technology， 2004， 30（1）： 33-38.
[90] Lehmann J， da Silva J P， Steiner C， et al. Nutrient availability and leaching in an archaeological Anthrosol and a Ferralsol of the central Amazon basin： fertilizer， manure and charcoal amendments[J]. Plant and Soil， 2003， 249（2）： 343-357.
[91] Topoliantz S， Ponge J F， Ballof S. Manioc peel and charcoal： a potential organic amendment for sustainable soil fertility in the tropics[J]. Biology and Fertility of Soils， 2005， 41（1）： 15-21.
[92] Van Zwieten 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（1/2）： 235-246.
[93] Chan K Y， Van Zwieten L， Meszaros I， et al. Agronomic values of greenwaste biochar as a soil amendment[J]. Soil Research， 2008， 45（8）： 629-634.
[94] Asaki T. Utilization of bamboo charcoal in spinach cultivation[J]. Agriculture and Horticulture， 2006， 81（12）： 1 262-1 266.
[95] Chan K Y， Van Zwieten L， Meszaros I， et al. Using poultry litter biochars as soil amendments[J]. Soil Research， 2008， 46（5）： 437-444.
[96] 張文玲，李桂花，高衛東.生物質炭對土壤性狀和作物產量的影響[J].中國農學通報，2009，25（17）：153-157.
[97] 姜玉萍，楊曉峰，張兆輝，等.生物炭對土壤環境及作物生長影響的研究進展[J].浙江農業學報，2013，25（2）：410-415.
[98] Major J. Biochar application to a Colombian savanna Oxisol： Fate and effect on soil fertility， crop production， nutrient leaching and soil hydrology volume I[EB/OL]. （2013-08-19）http：//1813/13491.
[99] Graber E R， Harel Y M， Kolton M， et al. Biochar impact on development and productivity of pepper and tomato grown in fertigated soilless media[J]. Plant and Soil， 2010， 337（1/2）： 481-496.
[100] Nichols M， Savidov N， Aschim K. Biochar as a hydroponic growing medium[J]. Practical Hydroponics and Greenhouses， 2010， 112： 39-42.
[101] Elad Y， David D R， Harel Y M， et al. Induction of systemic resistance in plants by biochar， a soil-applied carbon sequestering agent[J]. Phytopathology， 2010， 100（9）：913-921.
[102] Oguntunde P G， Fosu M， Ajayi A E， et al. Effects of charcoal production on maize yield， chemical properties and texture of soil[J]. Biology and Fertility of Soils， 2004， 39（4）： 295-299.
[103] 劉霞.生物炭能否給地球降降溫？ [N].科技日報，2009-07-12.
第3篇
摘 要：一直以來，治理土壤中的重金屬污染都是全球各國亟待解決的一項難題。當前我國土壤重金屬污染問題相對較為嚴峻，且引發這一問題的因素相對也比較復雜。而此種污染問題的出現，不僅會對生物的生長帶來極大的危害，還會降低作物的總產量，并對人的生命健康造成極大的威脅。對此，本文以土壤的重金屬污染為立足點，通過對我國土壤污染現狀和危害的分析，從而就緩解和解決土壤污染問題的策略展開研究。
關鍵詞：土壤重金屬污染；危害；修復技術
中圖分類號：X53 文獻標識碼：A DOI：10.11974/nyyjs.20170230224
就土壤本身來看，其之所以會產生重金屬污染，主要是因為人類在活動期間將重金屬物質帶入到土壤內部，使得土壤內的重金屬含量增多，破壞生態環境。隨著農村人口數量的增長和農業生產過程中對化肥和農藥使用量的增加，導致土壤中有害物含量增多，自身生態結構和環境質量被破壞。其中，重金屬是對土壤生態結構影響最大的一種元素。為了重塑土壤生態結構，提高土壤內部環境質量，解決土壤存在的重金屬污染問題勢在必行。
1 土壤污染現狀和危害
1.1 重金屬污染現狀
在2005年到2013年的12月，我國土地管理局第一次開展了有關全國土壤污染情況的調查研究。按照我國在2014年由國土資源部和環保部共同的有關《全國土壤污染狀況調查公報》所公示的調查結果看：當前我國土壤生態環境的狀況整體來講十分嚴峻，特別是重金屬污染問題，更是極為嚴重。在我國一些廢棄工礦所在區域的周邊位置，土壤的重金屬污染問題十分的突出。其中，我國有16.1%的土壤，重金屬污染總超標率相對較重，11.2%超標率屬于輕微范圍；而輕度超標率和中度以上的超標率分別達到了2.3%和2.6%。
1.2 重金屬污染的危害
同其他土壤污染類型相比，重金屬污染本身的隱匿性、長期性、不可逆性較強，且這種污染問題一旦出現，則很難消逝。一旦重金屬污染存在于土壤中，不僅很難被移動，還會長時間滯留在其產生區域，不斷污染周邊土壤。與此同時，重金屬污染物不僅無法被微生物有效降解，還會借助植物、水等介質，被動植物所吸收，而后進入到人類食物鏈之中，對人體健康a生威脅。從具體的情況來看，重金屬污染主要存在以下幾種危害類型：對作物生產造成不利影響。因為重金屬污染物在土壤與作物系統遷移的過程中，會對作物正常的生長發育和生理生化產生直接影響，從而降低作物的品質與產量。例如，鎘屬于對植物生長危害性較大的重金屬，如果土壤鎘含量較高，植物葉片上的葉綠素結構就會被破壞，根系生長被抑制，阻礙根系吸收土壤中的養分與水分，降低產量；會對人體生命健康帶去影響。土壤中存在的重金屬污染物可以借助食物鏈對人體健康造成危害。例如，汞進入人體后被直接沉入到肝臟中，破壞大腦的視神經。
2 解決重金屬污染問題的方法
2.1 工程治理法
所謂的工程治理法，是通過利用化學或者是物理學中的相關原理，對土壤中的重金屬污染問題展開有效治理的一種方法?，F階段，工程治理法主要包括了熱處理法、淋洗法與電解法等[1]。在眾多重金屬污染處理方法中的處理效果更好、處理工藝的穩定性更高。但該項方法處理過程和處理工藝復雜，需要花費的成本高，且經過該方法處理后的土壤，其本身的肥力會有所降低。
2.2 生物治理法
該方法指的是借助生物在生長過程中的一些習性，來達到改良、抑制、適應重金屬污染的目的。在該項治理方法中最為常見的就是微生物、植物和動物治理法。生物治理是利用鼠類和蚯蚓等動物能夠吸收重金屬的特性；植物治理則是利用植物積累到一定程度可以清除重金屬污染，對重金屬具有忍耐力的特質。工程治理法相比，生物治理方式投資相對較小、管理便利、對環境破壞性小等優勢，但治理時間較長[2]。
2.3 化學治理法
化學治理法是通過向已經被重金屬污染的土壤中投入適量的抑制劑和改良劑等其他化學物質的方式，增加有機質、陽離子等在土壤中代換量和粘粒含量，來改變被污染土壤電導、Eh、pH等其他理化性質，使重金屬可以通過還原、氧化、拮抗、吸附、沉淀、抑制等化學作用被有效消除[3]。
3 結束語
在社會經濟發展水平不斷提升，重金屬對土壤污染程度逐漸加深的今天，對重金屬污染現狀，以及其可能會造成的危害等問題展開細致的分析與研究，并利用工程、生物、化學等方式來有效的緩解和治理土壤當前存在的重金屬嚴重污染問題，能夠對我國土壤的生態環境和內部結構進行重構，為我國城市發展和社會建設提供充足的土壤資源。
參考文獻
[1]崔德杰，張玉龍.土壤重金屬污染現狀與修復技術研究進展[J].土壤通報，2004（3）：366-370.
