重金屬的污染現(xiàn)狀范文

前言：我們精心挑選了數(shù)篇優(yōu)質(zhì)重金屬的污染現(xiàn)狀文章，供您閱讀參考。期待這些文章能為您帶來啟發(fā)，助您在寫作的道路上更上一層樓。

第1篇

關(guān)鍵詞：重金屬；土壤重金屬污染；生物修復(fù)技術(shù)

土壤重金屬污染問題越來越引起人們的關(guān)注，它具有長(zhǎng)期性、累積性、潛伏性和不可逆性等特點(diǎn)。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(guó)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(diǎn)元素。2014年4月，環(huán)保部和國(guó)土部聯(lián)合的《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》顯示，全國(guó)土壤環(huán)境狀況總體不容樂觀，部分地區(qū)土壤污染嚴(yán)重。全國(guó)第二次土地調(diào)查結(jié)果顯示，我國(guó)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(duì)作物的生長(zhǎng)發(fā)育、產(chǎn)量及品質(zhì)有影響，而且會(huì)通過食物鏈放大富集進(jìn)入人體，極低濃度就能破壞人體正常的生理活動(dòng)，損害人體健康[1]。土壤污染影響到整個(gè)人類生存環(huán)境的質(zhì)量。重金屬污染已成為一個(gè)亟待解決的環(huán)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(zhì)本身含有重金屬，不同的母質(zhì)、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(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動(dòng)以及生活垃圾，工礦業(yè)廢棄地土壤環(huán)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(yī)藥、礦物制品、金屬制品和電力等行業(yè)，重污染企業(yè)用地及周邊土壤存在超標(biāo)現(xiàn)象。

近年來，突發(fā)性的環(huán)境污染事件驟增，特別是重金屬污染事件。突發(fā)的環(huán)境事件會(huì)導(dǎo)致重金屬在短時(shí)間內(nèi)高濃度地進(jìn)入環(huán)境，產(chǎn)生嚴(yán)重的污染。2008年，我國(guó)相繼發(fā)生了貴州獨(dú)山縣、湖南辰溪縣、廣西河池、云南陽(yáng)宗海等多起砷污染事件。2009年8月以來，又發(fā)生了陜西鳳翔兒童血鉛超標(biāo)、湖南瀏陽(yáng)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(biāo)事件，300多名兒童被查出血鉛含量超標(biāo)。據(jù)美國(guó)學(xué)者統(tǒng)計(jì)表明，城市兒童血鉛與城市土壤鉛含量呈顯著的指數(shù)關(guān)系[2]。據(jù)統(tǒng)計(jì)，我國(guó)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(chǎn)“鎘米”就達(dá)5萬t以上，而每年因污染而損失的糧食約1200萬t，嚴(yán)重影響了我國(guó)的糧食生產(chǎn)和食品安全[3]。這些重金屬污染事件有些是由于管理不當(dāng)、交通事故等人為原因?qū)е碌模行﹦t是環(huán)境長(zhǎng)期受到污染、污染物含量超過環(huán)境容量而突然爆發(fā)的結(jié)果。“砷毒”“血鉛”“鎘米”等重金屬污染事件頻發(fā)，讓重金屬污染成為最受關(guān)注的公共事件之一。重金屬污染問題已日益嚴(yán)重，土壤重金屬的治理和修復(fù)已迫在眉睫。

2.重金屬土壤污染治理生物修復(fù)技術(shù)

目前，國(guó)內(nèi)外較成熟的土壤重金屬污染修復(fù)技術(shù)有物理修復(fù)法、化學(xué)修復(fù)法和生物修復(fù)法等，本文主要就土壤重金屬修復(fù)領(lǐng)域的研究熱點(diǎn)生物修復(fù)技術(shù)進(jìn)行重點(diǎn)介紹。生物修復(fù)技術(shù)主要有植物修復(fù)技術(shù)、微生物修復(fù)技術(shù)、農(nóng)業(yè)生產(chǎn)修復(fù)技術(shù)和組合修復(fù)技術(shù)。

2.1植物修復(fù)技術(shù)

根據(jù)Cunningham等人的定義，植物修復(fù)是利用綠色植物來轉(zhuǎn)移、容納或轉(zhuǎn)化污染物，使其對(duì)環(huán)境無害[4]。根據(jù)機(jī)理的不同，土壤重金屬污染的植物修復(fù)技術(shù)有3中類型：植物固定、植物揮發(fā)和植物提取。目前研究最多且最有發(fā)展前景的植物修復(fù)技術(shù)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(duì)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(jìn)行妥善處理（如灰化處理）后即可將該重金屬?gòu)耐馏w中去除，達(dá)到治理污染與生態(tài)修復(fù)的目的，這種特定的植物被稱為超積累植物。植物修復(fù)法成本低，可有效避免二次污染，對(duì)環(huán)境擾動(dòng)小。目前，全球已發(fā)現(xiàn)的超積累植物大約500種，大部分是關(guān)于鎳的超富集植物。在我國(guó)已經(jīng)發(fā)現(xiàn)寶山堇菜、龍葵、馬藺、三葉鬼針草對(duì)Cd有富集作用，蜈蚣草[5]和大葉井口邊草[6]對(duì)As有富集作用，圓錐南芥[7]屬多重金屬富集植物，對(duì)Pb、Zn、Cd均有富集作用。植物修復(fù)技術(shù)可同時(shí)修復(fù)土壤及周邊水體；成本低；能夠美化環(huán)境，可提高土壤的肥力。植物修復(fù)技術(shù)的缺點(diǎn)：超富集植物個(gè)體矮小，生長(zhǎng)緩慢，修復(fù)周期很長(zhǎng)；超富集植物對(duì)重金屬具有較強(qiáng)的選擇性和拮抗性；植物收割后，需要進(jìn)行特殊處理，否則易造成二次污染；異地引種將對(duì)當(dāng)?shù)氐纳锒鄻有詷?gòu)成潛在威脅。適用于大面積農(nóng)田土壤修復(fù)。

2.2微生物修復(fù)技術(shù)

微生物修復(fù)技術(shù)是利用微生物（如藻類、細(xì)菌、真菌等）的生物活性對(duì)重金屬的親和吸附或轉(zhuǎn)化為低毒產(chǎn)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(xué)或物理特性而影響金屬在環(huán)境中的遷移與轉(zhuǎn)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(dá)到修復(fù)鉻污染土壤的目的[8]。微生物修復(fù)效果好、投資小、費(fèi)用低、易于管理與操作、不產(chǎn)生二次污染。但是微生物修復(fù)的專一性強(qiáng)，很難同時(shí)修復(fù)多種復(fù)合重金屬污染土壤；應(yīng)用難度大。

2.3農(nóng)業(yè)生態(tài)修復(fù)技術(shù)

農(nóng)業(yè)生態(tài)修復(fù)包括農(nóng)藝修復(fù)和生態(tài)修復(fù)，前者是改變耕作制度，調(diào)節(jié)種植作物品種，種植不進(jìn)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(jī)肥等來降低土壤重金屬污染；后者調(diào)節(jié)土壤水分、養(yǎng)分、pH值和土壤氧化還原狀況及氣溫、濕度等生態(tài)因素，調(diào)控污染物所處環(huán)境介質(zhì)，但該技術(shù)修復(fù)周期長(zhǎng)、效果不明顯。農(nóng)業(yè)生態(tài)修復(fù)技術(shù)環(huán)境友好，代價(jià)小。但需要大量的調(diào)研，基礎(chǔ)研究，改變種植習(xí)慣。適用于大面積低污染農(nóng)田土壤。

2.4組合修復(fù)技術(shù)

植物組合修復(fù)技術(shù)是將植物修復(fù)技術(shù)與其他土壤重金屬污染治理方法（比如物理、化學(xué)等修復(fù)技術(shù)）綜合利用形成的組合技術(shù)，與單一重金屬治理技術(shù)相比，植物組合修復(fù)技術(shù)具有獨(dú)特的優(yōu)點(diǎn)。有代表的有螯合劑-植物組合修復(fù)技術(shù)，螯合劑與土壤中的重金屬發(fā)生螯合作用，形成水溶性的金屬―螯合劑絡(luò)合物，改變重金屬在土壤中的賦存形態(tài)，提高重金屬的生物有效性，強(qiáng)化植物對(duì)重金屬的吸收。另外還有基因工程-植物組合修復(fù)技術(shù)及微生物-植物組合修復(fù)技術(shù)等。

3、展望

隨著社會(huì)的發(fā)展進(jìn)步，人們對(duì)土壤重金屬污染的認(rèn)識(shí)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(guān)注的焦點(diǎn)。在今后的土壤重金屬污染治理中，首先應(yīng)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(guó)家環(huán)境政策與法規(guī)的不斷完善和工礦企業(yè)技術(shù)革新的落實(shí)。其次就是土壤的修復(fù)技術(shù)，針對(duì)土壤污染的復(fù)雜性、多樣性及復(fù)合性，在修復(fù)時(shí)要綜合考慮污染物的性質(zhì)、土壤條件、投資成本等各方面的因素，從單一的修復(fù)技術(shù)向多數(shù)聯(lián)合的修復(fù)技術(shù)、綜合集成的工程修復(fù)技術(shù)發(fā)展，選擇最適合的修復(fù)技術(shù)或組合， 達(dá)到高效、節(jié)約的雙重效果。

參考文獻(xiàn)

[1] 張?jiān)S文琦.植物修復(fù)技術(shù)治理土壤重金屬污染的研究進(jìn)展[J].人民長(zhǎng)江，2013，44（增刊）：144-146.

[2] 蔣海燕，等.城市土壤污染研究現(xiàn)狀與趨勢(shì)[J].安全與環(huán)境學(xué)報(bào)，2004，4（5）：73-77.

[3] 陳懷滿.土壤-植物系統(tǒng)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(yáng)，黃澤春，等. 砷超富集植物蜈蚣草及其對(duì)砷的富集特征[J].科學(xué)通報(bào)，2002，47（ 3） ： 207 - 210.

[6] 韋朝陽(yáng)， 陳同斌， 黃澤春，等. 大葉井口邊草―種新發(fā)現(xiàn)的富集砷的植物[J].生態(tài)學(xué)報(bào)，2002，22（ 5） ：777-778.

第2篇

關(guān)鍵詞：生物炭；蔬菜；重金屬污染；環(huán)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(nóng)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(huán)境中的重金屬可以通過各種途徑進(jìn)入作物和人體內(nèi)并富集，使人產(chǎn)生頭暈、貧血、精神錯(cuò)亂、代謝紊亂等癥狀，且重金屬有致癌作用，對(duì)人類的健康有極大威脅。目前，我國(guó)一些蔬菜、糧食種植區(qū)正遭受著重金屬污染的威脅，農(nóng)產(chǎn)品重金屬超標(biāo)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(nèi)的累積愈來愈成為國(guó)內(nèi)外的科研熱點(diǎn)。當(dāng)前，國(guó)內(nèi)外都在積極尋找有效的重金屬修復(fù)方法，如卓有成效的電動(dòng)修復(fù)、植物修復(fù)、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(zhì)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(jié)構(gòu)、含碳量高的碳化物質(zhì)[1]，其性質(zhì)優(yōu)良，具有較好的農(nóng)用效益和環(huán)境污染修復(fù)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(guān)將生物炭應(yīng)用于重金屬污染土壤的生態(tài)修復(fù)引起了廣泛的關(guān)注。制備生物炭的原料來源廣泛，農(nóng)林業(yè)廢棄物如木材、秸稈、果殼及有機(jī)廢棄物等都可以作為原料[2，3]，同時(shí)，其具有碳封存的潛力，因而生物炭的應(yīng)用可作為我國(guó)農(nóng)林廢棄物資源化利用的有效途徑。全球已舉辦過多次有關(guān)生物炭的會(huì)議，并成立了許多生物炭協(xié)會(huì)、學(xué)會(huì)、相關(guān)企業(yè)與研究機(jī)構(gòu)，其中最著名的機(jī)構(gòu)是國(guó)際生物炭協(xié)會(huì)（International Biochar Initiative，IBI）。總之，作為一種新型環(huán)境功能材料，生物炭在作物安全生產(chǎn)方面正展現(xiàn)出廣泛的應(yīng)用潛能。本文概括性地介紹了蔬菜重金屬污染的現(xiàn)狀和目前用于治理重金屬污染的各項(xiàng)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(yīng)用進(jìn)展，展望了生物炭在減少蔬菜重金屬污染、提高蔬菜產(chǎn)量、質(zhì)量和安全性方面的應(yīng)用潛力以及尚待解決的關(guān)鍵問題，為生物炭應(yīng)用于蔬菜的安全生產(chǎn)提供有力的理論支持和實(shí)踐參考。

1 蔬菜重金屬污染現(xiàn)狀

重金屬在化學(xué)上是指密度大于4.5 g/cm3的約46種金屬元素。環(huán)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(huán)境污染稱為重金屬污染。近年來，隨著工農(nóng)業(yè)的快速發(fā)展，大量重金屬污染物通過各種途徑進(jìn)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(nóng)作物重金屬超標(biāo)問題日益成為影響人類生活質(zhì)量、威脅人類健康的環(huán)境和社會(huì)問題。研究結(jié)果表明，蔬菜重金屬污染主要是人為因素所致，重金屬可經(jīng)由各種路徑進(jìn)入人體內(nèi)（圖1）。

隨著生活水平的提高，人們對(duì)無公害蔬菜、綠色食品的呼聲越來越高。為使蔬菜產(chǎn)業(yè)向著高產(chǎn)優(yōu)質(zhì)的方向發(fā)展，很多設(shè)施菜地、無土栽培技術(shù)、有機(jī)生態(tài)農(nóng)業(yè)等已在全國(guó)各地蓬勃發(fā)展。其中，作為無公害蔬菜和綠色蔬菜的評(píng)價(jià)指標(biāo)之一，重金屬含量在生產(chǎn)基地、生產(chǎn)過程和產(chǎn)品中都有嚴(yán)格的限定標(biāo)準(zhǔn)。無土栽培基質(zhì)也較容易受到重金屬污染，如李靜等[4]發(fā)現(xiàn)煤渣是引起基質(zhì)重金屬含量超標(biāo)的主要因素，通過尋找理想的無土栽培基質(zhì)來解決重金屬超標(biāo)問題，也是無公害蔬菜生產(chǎn)的重要任務(wù)。

1.1 蔬菜重金屬污染為害及研究現(xiàn)狀

世界各國(guó)都存在不同程度的重金屬污染，如日本20世紀(jì)50年生的水俁病（汞污染）、骨痛病（鎘污染），防治重金屬環(huán)境污染已成為一個(gè)刻不容緩的世界性課題[5]。我國(guó)的重金屬污染問題較為嚴(yán)峻，國(guó)家環(huán)保部數(shù)據(jù)顯示，2009年重金屬污染事件致使4 035人血鉛超標(biāo)、182人鎘超標(biāo)，引發(fā)32起[6]，其中的典型案例有陜西寶雞市鳳翔縣長(zhǎng)青鎮(zhèn)的血鉛超標(biāo)事件、湖南瀏陽(yáng)市湘和化工廠鎘污染事件等[7]。仲維科等[8]研究發(fā)現(xiàn)，按食品衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)，我國(guó)各主要大中城市郊區(qū)的蔬菜都存在一定的重金屬超標(biāo)現(xiàn)象，其中Cd、Hg、Pb的污染尤為明顯。迄今為止，國(guó)內(nèi)已對(duì)北京、上海、天津、貴陽(yáng)、大同、蚌埠、成都、壽光、哈爾濱、福州、長(zhǎng)沙等大中城市郊區(qū)菜園土壤及蔬菜中重金屬污染狀況進(jìn)行過較為系統(tǒng)的調(diào)查研究。蔬菜農(nóng)藥殘留和重金屬超標(biāo)問題已成為我國(guó)發(fā)展蔬菜出口中的憂中之憂。隨著中國(guó)加入WTO，蔬菜出口面臨著巨大的綠色壁壘[9] 。

國(guó)內(nèi)外眾多學(xué)者對(duì)蔬菜的重金屬污染問題進(jìn)行了研究，其中對(duì)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(jìn)行了分析研究。土壤中的重金屬元素通過抑制植物細(xì)胞的分裂和伸長(zhǎng)、刺激和抑制一些酶的活性、影響組織蛋白質(zhì)合成、降低光合作用和呼吸作用、傷害細(xì)胞膜系統(tǒng)，從而影響農(nóng)作物的生長(zhǎng)和發(fā)育。王林等[10，11]先后研究了Cd、Pb及其復(fù)合污染對(duì)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(fā)現(xiàn)辣椒的生長(zhǎng)發(fā)育、氮代謝、膜系統(tǒng)、根系和光合系統(tǒng)都受到一定的傷害，蘿卜的生理生化指標(biāo)也受到明顯抑制，細(xì)胞膜透性顯著升高，并且Cd、Pb復(fù)合污染的毒害作用始終比單一污染強(qiáng)，說明Cd、Pb復(fù)合污染表現(xiàn)為協(xié)同作用。他們的研究結(jié)果與秦天才等[12]研究的Cd、Pb及其復(fù)合污染對(duì)葉菜類蔬菜小白菜的影響結(jié)果一致，小白菜除出現(xiàn)植株矮化、失綠和根系不發(fā)達(dá)等直接毒害表現(xiàn)外，還出現(xiàn)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(xiàn)象。

1.2 陸生蔬菜地重金屬污染現(xiàn)狀

蔬菜是易受重金屬污染的作物之一，對(duì)重金屬的富集系數(shù)遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于其他農(nóng)作物，因此蔬菜重金屬污染問題更加突出。目前全國(guó)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(duì)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(qū)周圍、污灌地和交通干線兩側(cè)農(nóng)田的重金屬污染程度較嚴(yán)重，蔬菜中的重金屬含量超標(biāo)更為嚴(yán)重。黃紹文等[15]研究發(fā)現(xiàn)，河北定州市北城區(qū)東關(guān)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(shì)。而且，不同的土壤類型，其有機(jī)質(zhì)含量、孔隙度、酶活性、pH值、CEC值（Cation exchange capacity，陽(yáng)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(duì)其的吸收與富集[16]。一般認(rèn)為土壤膠體帶負(fù)電荷，而絕大多數(shù)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(jìn)入蔬菜體內(nèi)的越少。土壤中的腐殖質(zhì)能提供大量的螯合基團(tuán)，對(duì)很多重金屬元素有較強(qiáng)的固定作用，使進(jìn)入蔬菜中的重金屬減少。因此，我們可以依據(jù)不同蔬菜對(duì)不同重金屬的富集差異以及不同的土壤條件選擇相應(yīng)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(jī)肥等改善土壤理化性質(zhì)，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(xiàn)狀

水生蔬菜通常是指生長(zhǎng)在淡水中、產(chǎn)品可作蔬菜食用的維管束植物。我國(guó)是眾多水生蔬菜的發(fā)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(shí)、菱、水芋等[17]。作為我國(guó)的特產(chǎn)蔬菜，水生蔬菜已成為農(nóng)業(yè)種植結(jié)構(gòu)中的重要組成部分[18]，國(guó)內(nèi)現(xiàn)有栽培面積有66.7萬hm2以上，主要集中在長(zhǎng)江流域、珠江流域和黃河流域，我國(guó)水生蔬菜栽培面積和總產(chǎn)量均居世界前列。我國(guó)也是世界水生蔬菜的主要生產(chǎn)國(guó)和出口國(guó)，全國(guó)已有眾多特色鮮明的水生蔬菜基地[19，20]。

相對(duì)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(fā)達(dá)，更容易從生長(zhǎng)環(huán)境中吸收或轉(zhuǎn)移重金屬元素，并長(zhǎng)久的富集于體內(nèi)。國(guó)家食品標(biāo)準(zhǔn)規(guī)定了水生蔬菜產(chǎn)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(duì)重金屬的吸收也受多種因素影響，如環(huán)境中重金屬濃度、重金屬的有效性、水體富營(yíng)養(yǎng)化以及不同水生蔬菜對(duì)各重金屬元素特有的富集特性等[21]。如許曉光等[22]研究發(fā)現(xiàn)，隨著Cd、Pb濃度的增加，蓮藕各器官的重金屬累積量也相應(yīng)增多，并且隨著生長(zhǎng)期的延長(zhǎng)，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(zhǎng)環(huán)境條件、重金屬性質(zhì)與含量不同以及重金屬的存在形態(tài)、復(fù)合污染等種種復(fù)雜因素，使得重金屬的為害呈現(xiàn)出復(fù)雜性，例如不同蔬菜對(duì)同種重金屬、同種蔬菜對(duì)不同重金屬以及同種蔬菜的不同器官中對(duì)重金屬的吸收和累積均存在著差異。李海華等[23]檢測(cè)了Cd在12種糧食和蔬菜作物不同器官的含量后發(fā)現(xiàn)，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(jù)和科學(xué)指導(dǎo)。

2 土壤重金屬污染治理及其研究進(jìn)展

目前，國(guó)內(nèi)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(fù)措施、化學(xué)修復(fù)措施、生物修復(fù)措施以及農(nóng)業(yè)生態(tài)修復(fù)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(rèn)為是4種治本的好方法。工程措施具有效果徹底、穩(wěn)定等優(yōu)點(diǎn)，但是工程量大、費(fèi)用高，破壞原有土體結(jié)構(gòu)，引起土壤肥力下降，并有遺留污土的問題。

②物理修復(fù)措施 主要有電動(dòng)修復(fù)和電熱修復(fù)等。前者是在電場(chǎng)的各種電動(dòng)力學(xué)效應(yīng)下，使土壤中的重金屬離子和無機(jī)離子向電極區(qū)運(yùn)輸、集聚，然后進(jìn)行集中處理或分離[24]；后者是利用高頻電壓產(chǎn)生的電磁波和熱能對(duì)土壤進(jìn)行加熱，使污染物從土壤顆粒內(nèi)解吸并分離出來，從而達(dá)到修復(fù)的目的。此兩種方法都是原位修復(fù)技術(shù)，不攪動(dòng)土層，并縮短修復(fù)時(shí)間，但是操作復(fù)雜，成本較高。現(xiàn)在，一些發(fā)達(dá)國(guó)家還在污染嚴(yán)重地區(qū)試行玻璃化技術(shù)、挖土深埋包裝技術(shù)、固化技術(shù)等，但是限于成本高等原因，普及率不高。

③化學(xué)修復(fù)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(luò)合提取等。施用改良劑主要通過對(duì)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(xué)助劑的水溶液淋洗被污染的土壤。固化技術(shù)是將重金屬污染的土壤按一定比例與固化劑混合，經(jīng)熟化后形成滲透性低的固體混合物。絡(luò)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(luò)合物，最后從提取液中回收重金屬并循環(huán)利用提取液。化學(xué)修復(fù)是在土壤原位上進(jìn)行的，簡(jiǎn)單易行，但不是永久性修復(fù)，它只改變了重金屬在土壤中的存在形態(tài)，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(yán)重區(qū)[25]。

④生物修復(fù)技術(shù) 主要集中在植物和微生物兩方面。國(guó)內(nèi)對(duì)植物修復(fù)研究較多，動(dòng)物修復(fù)也有涉及，而國(guó)外在微生物修復(fù)方面研究較多。植物修復(fù)技術(shù)是近年來比較受關(guān)注的有效修復(fù)技術(shù)，根據(jù)其作用過程和機(jī)理又分為植物提取、植物揮發(fā)和植物穩(wěn)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(jìn)行集中處理，連續(xù)種植該植物以降低或去除土壤中的重金屬；b.植物揮發(fā)，其機(jī)理是利用植物根系吸收重金屬，將其轉(zhuǎn)化為氣態(tài)物質(zhì)揮發(fā)到大氣中，以降低土壤重金屬污染；c.植物穩(wěn)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(jī)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(qiáng)土壤中重金屬的固化。

微生物修復(fù)技術(shù)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(dòng)產(chǎn)生多種低分子有機(jī)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(jià)金屬的存在狀態(tài)；c.通過微生物胞外絡(luò)合、胞外沉淀以及胞內(nèi)積累實(shí)現(xiàn)對(duì)重金屬的固定作用；d.微生物細(xì)胞壁具有活性，可以將重金屬螯合在細(xì)胞表面；e.微生物可改變根系微環(huán)境，提高植物對(duì)重金屬的吸收、揮發(fā)或固定效率，輔助植物修復(fù)技術(shù)發(fā)揮作用。

但生物修復(fù)受氣候和環(huán)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(zhǎng)量一般較小，修復(fù)周期長(zhǎng)，很難有實(shí)際應(yīng)用價(jià)值[27]。

⑤農(nóng)業(yè)生態(tài)修復(fù) 包括農(nóng)藝修復(fù)和生態(tài)修復(fù)兩方面。前者主要指改變耕作制度、調(diào)整作物品種，通過種植不進(jìn)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(diào)節(jié)土壤水分、養(yǎng)分、pH值和氧化還原狀況等理化性質(zhì)及氣溫、濕度等生態(tài)因子，對(duì)重金屬所處的環(huán)境進(jìn)行調(diào)控。但是此修復(fù)方式易受土壤性質(zhì)、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(jié)果有很大的不確定性[25]。

國(guó)內(nèi)現(xiàn)階段對(duì)土壤重金屬污染治理采用較多的措施是施用化學(xué)改良劑、生物修復(fù)、增施有機(jī)肥等。國(guó)外對(duì)改良、治理重金屬污染土壤較先進(jìn)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(yuǎn)，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(diǎn)問題。

3 生物炭的特性及其修復(fù)重金屬污染土壤的研究進(jìn)展

3.1 生物炭及其特性

①生物炭（Biochar）定義 生物炭是生物質(zhì)熱解的產(chǎn)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(yōu)良特性，使其在土壤改良和污染修復(fù)上體現(xiàn)出很大的優(yōu)勢(shì)。國(guó)內(nèi)外對(duì)生物炭的科學(xué)研究真正始于20世紀(jì)90年代中期[3]，目前對(duì)生物炭并沒有一個(gè)統(tǒng)一固定的概念，但是國(guó)內(nèi)外文獻(xiàn)中生物炭的定義中包括生物質(zhì)、缺氧條件（或不完全燃燒）、熱解、含碳豐富、芳香化、穩(wěn)定固態(tài)、多孔性等諸多關(guān)鍵詞[28～35]，這些關(guān)鍵詞反映了生物炭的來源、制備條件和方式、結(jié)構(gòu)特征。而國(guó)際生物炭倡導(dǎo)組織在定義中指定了其添加到土壤中在農(nóng)業(yè)和環(huán)境中產(chǎn)生的有益功能，強(qiáng)調(diào)其生物質(zhì)原料來源和在農(nóng)業(yè)科學(xué)、環(huán)境科學(xué)中的應(yīng)用，主要包括應(yīng)用于土壤肥力改良、大氣碳庫(kù)增匯減排以及受污染環(huán)境修復(fù)。

②生物炭特性 a.孔隙結(jié)構(gòu)發(fā)達(dá)，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(chǎn)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(jié)構(gòu)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(zhì)在炭化前后的結(jié)構(gòu)，發(fā)現(xiàn)炭化后所形成的碳架結(jié)構(gòu)保留了原有主體結(jié)構(gòu)，但比原有結(jié)構(gòu)更為清晰、明顯。原有生物炭的部分不穩(wěn)定、易揮發(fā)的結(jié)構(gòu)在熱解過程中逐漸消失或形成微小孔隙結(jié)構(gòu)。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(jīng)過元素分析、BET-N2表面積、傅里葉變換紅外光譜法測(cè)試，對(duì)比生物炭的組成、結(jié)構(gòu)，并結(jié)合其結(jié)構(gòu)分析生物炭對(duì)有機(jī)污染物的作用。

b.表面官能團(tuán)主要包括羧基、羰基、內(nèi)酯、酚羥基、吡喃酮、酸酐等，并具有大量的表面負(fù)電荷以及高電荷密度[42]，構(gòu)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(jī)化合物。但是生物炭的表面官能團(tuán)也會(huì)隨熱解溫度的變化而不同。陳再明等[43]研究發(fā)現(xiàn)，水稻秸稈的升溫裂解過程是有機(jī)組分富碳、去極性官能團(tuán)的過程，隨著裂解溫度的升高，一些含氧官能團(tuán)逐漸消失，這與其他生物質(zhì)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(dá)38%～76%）、H、O、N 等元素，同時(shí)含有一定的礦質(zhì)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(jī)官能團(tuán)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(huì)越高[47]。

d.陽(yáng)離子交換量（CEC值）較高。這與其表面積和羧基官能團(tuán)有關(guān)[48]，當(dāng)然與其生物質(zhì)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(tài)陽(yáng)離子，提高土壤對(duì)養(yǎng)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(yǎng)分的淋失，提高營(yíng)養(yǎng)元素的利用率。

e.化學(xué)性質(zhì)穩(wěn)定，不易被微生物降解[50]，抗氧化能力強(qiáng)。生物炭具有高度的芳香化結(jié)構(gòu)，有很高的生物化學(xué)和熱穩(wěn)定性[51]，可長(zhǎng)期保存于環(huán)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(fā)現(xiàn)，經(jīng)過280 d培養(yǎng)，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(jī)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(nèi)重金屬的含量、促進(jìn)植物的生長(zhǎng)來體現(xiàn)。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(zhì)來降低重金屬的移動(dòng)性和有效性，減少其向植物體內(nèi)的遷移，降低其對(duì)植物的毒性，從而減少對(duì)動(dòng)物及周圍環(huán)境造成的影響。

生物炭具有很大的比表面積、表面能和結(jié)合重金屬離子的強(qiáng)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(duì)土壤中重金屬的固持機(jī)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(diǎn)[54]；②金屬離子與碳表面電荷產(chǎn)生靜電作用；③金屬離子與生物炭表面官能團(tuán)形成特定的金屬配合物，這種反應(yīng)對(duì)與特定配位體有很強(qiáng)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(yàn)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(zhǎng)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(zhì)。Cao等[55]發(fā)現(xiàn)生物炭對(duì)Pb的吸附是一個(gè)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(chǎn)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(chǎn)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(chǎn)生的生物炭，吸附效果最好，達(dá)到680 mmol/kg，是遵循簡(jiǎn)單Langmuir吸附模型的一般活性炭的6倍。Wang等[58]發(fā)現(xiàn)竹炭對(duì)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(chuàng)等[59]發(fā)現(xiàn)竹炭對(duì)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(duì)Pb2+的吸附行為，符合準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程，其等溫吸附曲線適合Langmuir方程。吳成等[61]還發(fā)現(xiàn)，玉米秸稈生物炭對(duì)重金屬離子的吸附與水化熱差異有關(guān)，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(diǎn)反應(yīng)。

重金屬進(jìn)入土壤后，通過溶解、沉淀、凝聚、絡(luò)合、吸附等各種反應(yīng)形成不同的化學(xué)形態(tài)，并表現(xiàn)出不同的活性[62]。但是土壤化學(xué)性質(zhì)（pH值、EH值、CEC值、元素組成等）、物理性質(zhì)（結(jié)構(gòu)、質(zhì)地、黏粒含量、有機(jī)質(zhì)含量等）和生物過程（細(xì)菌、真菌）及其交互作用都會(huì)影響重金屬在土壤中的形態(tài)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(zhì)，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(qiáng)土壤團(tuán)聚性、保水性和保肥性[64，65]，為土壤微生物生長(zhǎng)與繁殖提供良好的環(huán)境，并增強(qiáng)微生物的活性[66～68]，減少土壤養(yǎng)分的淋失，促進(jìn)養(yǎng)分的循環(huán)，并且可以增加土壤有機(jī)碳的含量[69] 。這些性質(zhì)的改良都有利于促進(jìn)土壤中有害物質(zhì)的降解和失活，使土壤中的重金屬離子形態(tài)發(fā)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(zhì)的基礎(chǔ)，Shinogi等[70]證明動(dòng)物生物質(zhì)來源的生物炭比植物生物質(zhì)來源的生物炭C/N比更低，灰分含量、陽(yáng)離子交換量和電導(dǎo)率更高。Uchimiya等[71]還發(fā)現(xiàn)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(duì)Cu2+的吸附好于在堿性土壤中。但是，關(guān)于生物炭熱解溫度對(duì)其特性的影響還存在爭(zhēng)議，如Cao等[72]認(rèn)為與由糞肥制造的生物炭隨溫度變化的特點(diǎn)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(dá)到100%。而吳成等[73]卻發(fā)現(xiàn)Pb2+或Cd2+吸附初始濃度相同時(shí)，熱解溫度為150～300℃的生物炭中極性基團(tuán)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(tuán)含量減少，生物炭吸附Pb2+和Cd2+的量降低。目前，普遍認(rèn)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(zhēng)議。

②生物炭本身的pH值、CEC值、有機(jī)質(zhì)含量以及表面官能團(tuán)的性質(zhì) 通常情況下，土壤pH值、CEC值、有機(jī)質(zhì)含量越高，越不利于重金屬向有效態(tài)轉(zhuǎn)化。由于生物炭本身具有較高的pH值、CEC值和有機(jī)質(zhì)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(jī)質(zhì)含量[74]。Wang等[58]的試驗(yàn)證明，pH值高（≥8）有利于Cd2+的吸附和去除。祖艷群等[75]進(jìn)行大田調(diào)查也發(fā)現(xiàn)，提高土壤pH值有助于降低蔬菜中鎘的含量，并認(rèn)為對(duì)于土壤重金屬鎘污染嚴(yán)重的地區(qū)，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(yàn)證明了生物炭不僅可以通過簡(jiǎn)單吸附來降低有效態(tài)鉛含量，還可以通過提高土壤pH值和有機(jī)質(zhì)含量來促進(jìn)有效態(tài)鉛向其他形態(tài)轉(zhuǎn)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(chǎn)的生物炭對(duì)水中和土壤中的Cd2+、Cu2+、Ni2+和Pb2+進(jìn)行了研究，發(fā)現(xiàn)高溫?zé)峤饽軌蚴股锾勘砻娴闹咀宓然鶊F(tuán)消失并形成吸附能力強(qiáng)的表面官能團(tuán)，同時(shí)隨著生物炭的pH值升高，其對(duì)重金屬離子的吸附和固定加強(qiáng)，也說明了生物炭對(duì)重金屬的吸附與生物炭的表面官能團(tuán)和pH值有關(guān)。官能團(tuán)可能與親和特定配位體的重金屬離子結(jié)合形成金屬配合物，有些親水性含氧官能團(tuán)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(kuò)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(diǎn)，從而增加對(duì)重金屬離子的吸持。

③重金屬的形態(tài)與性質(zhì) 重金屬的形態(tài)是指重金屬的價(jià)態(tài)、化合態(tài)、結(jié)合態(tài)和結(jié)構(gòu)態(tài)4個(gè)方面，即某一重金屬元素在環(huán)境中以某種離子或分子存在的實(shí)際形式。重金屬形態(tài)是決定其生物有效性的基礎(chǔ)。重金屬的總量并不能真實(shí)評(píng)價(jià)其環(huán)境行為和生態(tài)效應(yīng)，其在土壤中的形態(tài)、含量及其比例才是決定其對(duì)環(huán)境造成影響的關(guān)鍵因素。對(duì)于重金屬形態(tài)，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(biāo)準(zhǔn)，分為酸溶態(tài)（如可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)）、可還原態(tài)（如鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)）、可氧化態(tài)（如有機(jī)物和硫化物結(jié)合態(tài)）和殘?jiān)鼞B(tài)4種，所用提取方法稱為BCR提取法。研究表明，酸溶態(tài)是植物最容易吸收的形態(tài)，可還原態(tài)是植物較易利用的形態(tài)，可氧化態(tài)是植物較難利用的形態(tài)，殘?jiān)鼞B(tài)是植物幾乎不能利用的形態(tài)。前兩者即為重金屬有效態(tài)，生物有效性高；后兩者為重金屬穩(wěn)定態(tài)，遷移性和生物有效性低[77，78]。關(guān)于生物炭對(duì)重金屬生物有效性的影響，已有研究結(jié)果[79～82]認(rèn)為，生物炭的施入對(duì)土壤中重金屬離子的形態(tài)和遷移行為有明顯作用，即生物有效性高的水溶態(tài)、交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)重金屬的濃度都顯著下降，而植物較難利用的有機(jī)結(jié)合態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)重金屬的濃度顯著上升，從而降低植株體內(nèi)的重金屬含量。

④土壤類型 在生物炭―土壤―植物系統(tǒng)中，土壤的砂、黏、壤質(zhì)類型不同，理化性質(zhì)差異很大，對(duì)重金屬有效性和生物炭的作用發(fā)揮會(huì)產(chǎn)生不同影響。例如，Uchimiya等[71，83]研究生物炭修復(fù)土壤中Cu2+的吸附等溫線及陽(yáng)離子的釋放時(shí)發(fā)現(xiàn)，在黏土和堿性土壤中，生物炭對(duì)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(duì)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(qū)和含As、Cd、Cu、Pb和Zn較高的城市土中，添加450℃熱解硬木材產(chǎn)生的生物炭（生物炭體積比30%），發(fā)現(xiàn)在柱淋溶試驗(yàn)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(nóng)作物秸稈制備的生物炭提高了紅壤對(duì)Cu2+的吸附量，有效降低了Cu2+在酸性紅壤中的活動(dòng)性和生物有效性。黃超等[87]研究發(fā)現(xiàn)，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(tuán)聚體數(shù)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(zhǎng)環(huán)境，并發(fā)現(xiàn)施用生物炭對(duì)肥力水平較低的紅壤改善作用更明顯。

4 生物炭對(duì)蔬菜產(chǎn)量的影響

國(guó)內(nèi)已有學(xué)者系統(tǒng)綜述過施用生物炭對(duì)土壤的改良作用、作物效益[88]以及肥效作用[49]的研究進(jìn)展。施用生物炭可改善土壤肥力和養(yǎng)分利用率，維持農(nóng)田系統(tǒng)的高產(chǎn)、穩(wěn)產(chǎn)。許多研究表明，生物炭對(duì)許多作物生長(zhǎng)和產(chǎn)量有促進(jìn)作用，其中，對(duì)增產(chǎn)效應(yīng)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(guān)于施用生物炭使作物增產(chǎn)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(yǎng)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(fù)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(jìn)植物和根系的生長(zhǎng)；增加了土壤電導(dǎo)率、鹽基飽和度及可交換態(tài)養(yǎng)分離子等；促進(jìn)了原生菌、真菌等的活性，從而促進(jìn)了作物生長(zhǎng)[96]。單施生物炭就能夠促進(jìn)作物生長(zhǎng)或增產(chǎn)，將生物炭與肥料混施，或復(fù)合后對(duì)作物生長(zhǎng)及產(chǎn)量促進(jìn)作用更顯著，因?yàn)閷⑸锾亢头柿匣焓┗驈?fù)合施用，可以發(fā)揮兩者的互補(bǔ)或協(xié)同作用，生物炭可延長(zhǎng)肥料養(yǎng)分的釋放期，減少養(yǎng)分損失[34]，反之肥料消除了生物炭養(yǎng)分不足的缺陷[97]。也有眾多學(xué)者研究過生物炭對(duì)糧食作物的增產(chǎn)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(fā)現(xiàn)玉米第2，3，4年分別增產(chǎn)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(yàn)來進(jìn)一步驗(yàn)證這些增產(chǎn)效果。

然而在需要人為添加營(yíng)養(yǎng)的無土栽培中，情況有所不同。Graber等[99]添加不含營(yíng)養(yǎng)成分的木質(zhì)生物炭到椰纖維+凝灰?guī)r的無土基質(zhì)中，種植的番茄和辣椒生長(zhǎng)量增加既不是因?yàn)橹苯踊蜷g接的植物營(yíng)養(yǎng)成分含量的提高，也不是因?yàn)闊o土基質(zhì)持水性增強(qiáng)，推測(cè)和驗(yàn)證了2個(gè)可能機(jī)制，一是生物炭可引起微生物群體向有益植物生長(zhǎng)的方向轉(zhuǎn)變；二是生物炭中的化合物引起毒物興奮效應(yīng)，因而具有生物毒性的化學(xué)物質(zhì)或者高濃度生物炭就會(huì)刺激生長(zhǎng)并引起系統(tǒng)抗病性。Nichols等[100]證明了生物炭比其他水培基質(zhì)性能更優(yōu)越，并且能夠通過再次熱解進(jìn)行殺菌，從而破壞潛在的致病菌。Elad等[101]也驗(yàn)證了添加生物炭可以促使辣椒和番茄對(duì)灰霉病菌和白粉病菌產(chǎn)生系統(tǒng)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(dǎo)率、交換態(tài)氮和磷有效性，提高鉀、鈣、鈉、鎂等營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的利用率，從而提高作物產(chǎn)量[102]，而且可以運(yùn)用到無土栽培中殺菌抗病，促進(jìn)植物生長(zhǎng)。目前市場(chǎng)上交易的生物炭多用于改良栽培基質(zhì)和促進(jìn)糧食作物增產(chǎn)，將其應(yīng)用于蔬菜安全生產(chǎn)必然有廣泛的應(yīng)用前景。

5 展望

種種研究表明，生物炭對(duì)重金屬污染土壤和水體的治理效果明顯，促進(jìn)作物生長(zhǎng)的潛力巨大，張偉明[40]系統(tǒng)研究了生物炭的理化性質(zhì)（結(jié)構(gòu)與形態(tài)、比表面積與孔徑特征、因素組成以及吸附性能等）及其對(duì)不同作物生長(zhǎng)發(fā)育的作用、對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響以及炭肥互作對(duì)大豆生長(zhǎng)發(fā)育和產(chǎn)量與品質(zhì)的影響，初步探討了生物炭對(duì)重金屬污染農(nóng)田修復(fù)的作用，再一次有力地證明了生物炭?jī)?yōu)良的理化性質(zhì)對(duì)土壤系統(tǒng)的改良作用、對(duì)促進(jìn)作物產(chǎn)量與品質(zhì)的有利影響以及修復(fù)重金屬污染土壤的巨大潛力，并指出中國(guó)的生物炭應(yīng)用技術(shù)已具備了一定基礎(chǔ)，且處于快速發(fā)展時(shí)期。但是將生物炭廣泛應(yīng)用于蔬菜生產(chǎn)安全上，仍有幾個(gè)關(guān)鍵點(diǎn)需要解決。

①雖然已有研究認(rèn)為生物炭能產(chǎn)生良好的農(nóng)用和環(huán)境效益，但是對(duì)于生物炭的最優(yōu)施用條件、最佳施用量及相關(guān)機(jī)理還沒有明確定論。比如，有些試驗(yàn)在較低用量下即產(chǎn)生影響，有些則顯示高用量下才有效果，甚至還有些產(chǎn)生不良影響[87]，不同作物、不同地域、不同基質(zhì)和不同管理?xiàng)l件等可能表現(xiàn)出不一樣的結(jié)果；生物炭對(duì)重金屬等污染物的作用是絡(luò)合、螯合、吸附、截留或沉淀等都尚不明確。

②生物炭對(duì)施入環(huán)境的有益作用已受到人們的廣泛關(guān)注，但是其對(duì)生態(tài)環(huán)境可能產(chǎn)生的負(fù)面效應(yīng)還不十分明確，如生物炭在熱解過程中可能產(chǎn)生少量有毒物質(zhì)，生產(chǎn)的高溫分解過程也會(huì)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(huì)被重新釋放出來而恢復(fù)生物毒性。成杰民[104]認(rèn)為，除了研究吸附劑的氧化穩(wěn)定性、吸附穩(wěn)定性和釋放規(guī)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(yīng)的措施。

④生物炭的老化或氧化分解問題。Uchimiya

等[105]認(rèn)為，生物炭的老化主要表現(xiàn)在對(duì)環(huán)境污染物尤其是對(duì)天然有機(jī)物吸附的減少，及其自身的氧化分解作用。但由于生物炭穩(wěn)定性高，氧化分解的速度緩慢（分解機(jī)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(yàn)周期內(nèi)還無法觀察到其氧化后的結(jié)果，對(duì)生物炭施用后的長(zhǎng)期效應(yīng)方面的研究亟待開展。

⑤目前國(guó)內(nèi)關(guān)于生物炭方面的研究，還停留在實(shí)驗(yàn)室和田間階段[103]，并沒有得到大規(guī)模的生產(chǎn)和應(yīng)用，推廣和使用所需要的技術(shù)支持也還處于起步階段。降低生物炭的生產(chǎn)成本，也將關(guān)系到生物炭未來發(fā)展的應(yīng)用潛力。

參考文獻(xiàn)

[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(chǎn)與農(nóng)用的意義及國(guó)內(nèi)外動(dòng)態(tài)[J].農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，2011，2（27）：1-7.

[4] 李靜，趙秀蘭，魏世強(qiáng)，等.無公害蔬菜無土栽培基質(zhì)理化特性研究[J].西南農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)，2000，22（2）：112-115.

[5] 鄭喜，魯安懷，高翔，等.土壤中重金屬污染現(xiàn)狀與防治方法[J].土壤與環(huán)境，2002，11（1）：79-84.

[6] 周銳.中國(guó)環(huán)保部長(zhǎng)：“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(huán)境保護(hù)，2010（3）：49-51.

[8] 仲維科，樊耀波，王敏健.我國(guó)農(nóng)作物的重金屬污染及其防止對(duì)策[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境保護(hù)，2001，20（4）：270-272.

[9] 唐仁華，朱曉波.中國(guó)蔬菜生產(chǎn)面臨的機(jī)遇和挑戰(zhàn)[J].中國(guó)農(nóng)學(xué)通報(bào)，2003，19（1）：131-135.

[10] 王林，史衍璽.鎘、鉛及其復(fù)合污染對(duì)辣椒生理生化特性的影響[J].山東農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)：自然科學(xué)版，2005，36（1）：107-112.

[11] 王林，史衍璽.鎘、鉛及其復(fù)合污染對(duì)蘿卜生理生化特性的影響[J].中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)，2008，16（2）：411-414.

[12] 秦天才，吳玉樹，王煥.鎘、鉛及其相互作用對(duì)小白菜生理生化特性的影響[J].生態(tài)學(xué)報(bào)，1994，14（1）：46-50.

[13] 汪琳琳，方鳳滿，蔣炳言.中國(guó)菜地土壤和蔬菜重金屬污染研究進(jìn)展[J].吉林農(nóng)業(yè)科學(xué)，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(huán)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(nóng)學(xué)報(bào)，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(jìn)展[J]. 湖南農(nóng)業(yè)科學(xué)，2002（4）：45-48.

[17] 江解增，曹碚生.水生蔬菜品種類型及其產(chǎn)品利用[J].中國(guó)食物與營(yíng)養(yǎng)，2005（9）：21-23.

[18] 孔慶東.中國(guó)水生蔬菜基地成果集錦[M].武漢：湖北科學(xué)技術(shù)出版社，2005.

[19] 柯衛(wèi)東，劉義滿，吳祝平.綠色食品水生蔬菜標(biāo)準(zhǔn)化生產(chǎn)技術(shù)[M].北京：中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社，2003.

[20] 柯衛(wèi)東.水生蔬菜研究[M].武漢：湖北科學(xué)技術(shù)出版社， 2009.

[21] 熊春暉，盧永恩，歐陽(yáng)波，等.水生蔬菜重金屬污染與防治研究進(jìn)展[J].長(zhǎng)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(guī)律的研究[J].長(zhǎng)江蔬菜，2010（14）：53-56.

[23] 李海華，劉建武，李樹人.土壤―植物系統(tǒng)中重金屬污染及作物富集研究進(jìn)展[J].河南農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)，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(dòng)原位修復(fù)技術(shù)研究[J].生態(tài)環(huán)境，2007，16（1）：223-227.

[25] 徐應(yīng)明，李軍幸，孫國(guó)紅，等.新型功能膜材料對(duì)污染土壤鉛汞鎘鈍化作用研究[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2003，22（1）：86-89.

[26] 駱永明.金屬污染土壤的植物修復(fù)[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(yīng)用技術(shù)研究[J].中國(guó)工程科學(xué)，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(huán)境效應(yīng)及其應(yīng)用的研究進(jìn)展[J].環(huán)境化學(xué)，2011，30（8）：1 411-1 421.

[33] 謝祖彬，劉琦，許燕萍，等.生物炭研究進(jìn)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(qiáng).生物黑炭抑制稻麥對(duì)污染土壤中Cd/Pb 吸收的試驗(yàn)研究[D].南京：南京農(nóng)業(yè)大學(xué)，2011.

[40] 張偉明.生物炭的理化性質(zhì)及其在作物生產(chǎn)上的應(yīng)用[D]. 沈陽(yáng)：沈陽(yáng)農(nóng)業(yè)大學(xué)，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(jié)構(gòu)特征及其對(duì)有機(jī)污染物的吸附性能[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，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(duì)土壤肥料的作用及未來研究[J].中國(guó)農(nóng)學(xué)通報(bào)，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(duì)土壤污染物遷移行為的影響[J].環(huán)境科學(xué)導(dǎo)刊，2011，30（3）：7-10.

[54] 宋延靜，龔駿.施用生物質(zhì)炭對(duì)土壤生態(tài)系統(tǒng)功能的影響[J].魯東大學(xué)學(xué)報(bào)：自然科學(xué)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(duì)鎘污染土壤的修復(fù)效果[J].生態(tài)環(huán)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(chuàng)，趙松林，許堅(jiān).竹炭對(duì)水溶液中 Cd （Ⅱ） 的吸附研究[J].科學(xué)技術(shù)與工程，2009，9（11）：3 009-3 012.

[60] 陳再明，方遠(yuǎn)，徐義亮，等.水稻秸稈生物炭對(duì)重金屬 Pb2+ 的吸附作用及影響因素[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2012，32（4）：769-776.

[61] 吳成，張曉麗，李關(guān)賓.黑炭吸附汞砷鉛鎘離子的研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2007，26（2）：770-774.

[62] 魏樹和，周啟星.重金屬污染土壤植物修復(fù)基本原理及強(qiáng)化措施探討[J].生態(tài)學(xué)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(guān)賓.熱解溫度對(duì)黑炭陽(yáng)離子交換量和鉛鎘吸附量的影響[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2007，26（3）：

1 169-1 172.

[74] 陳紅霞，杜章留，郭偉，等.施用生物炭對(duì)華北平原農(nóng)田土壤容重、陽(yáng)離子交換量和顆粒有機(jī)質(zhì)含量的影響[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，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(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2003，22（3）：289-292.

[76] 王鶴.施用硅酸鹽和生物炭對(duì)土壤鉛形態(tài)與含量的影響[J].農(nóng)業(yè)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(tài)分析[J].土壤，2009，41（2）：201-205.

[78] 韓春梅，王林山，鞏宗強(qiáng)，等.土壤中重金屬形態(tài)分析及其環(huán)境學(xué)意義[J].生態(tài)學(xué)雜志，2005，24（12）：1 499-1 502.

[79] 王漢衛(wèi)，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(guó)環(huán)境科學(xué)，2009，29（4）：431-436.

[80] 林愛軍，張旭紅，蘇玉紅，等.骨炭修復(fù)重金屬污染土壤和降低基因毒性的研究[J].環(huán)境科學(xué)，2007，28（2）：232-237.

[81] 蘇天明，李楊瑞，江澤普，等.泥炭對(duì)菜心―土壤系統(tǒng)中重金屬生物有效性的效應(yīng)研究[J].植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào)， 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(nóng)作物秸稈炭對(duì)紅壤吸附 Cu（Ⅱ）的影響[J].生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào)，2011，27（5）：37-41.

[87] 黃超，劉麗君，章明奎.生物質(zhì)炭對(duì)紅壤性質(zhì)和黑麥草生長(zhǎng)的影響[J].浙江大學(xué)學(xué)報(bào)：農(nóng)業(yè)與生命科學(xué)版，2011， 37（4）：439-445.

[88] 王典，張祥，姜存?zhèn)}，等.生物質(zhì)炭改良土壤及對(duì)作物效應(yīng)的研究進(jìn)展[J].中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)，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(wèi)東.生物質(zhì)炭對(duì)土壤性狀和作物產(chǎn)量的影響[J].中國(guó)農(nóng)學(xué)通報(bào)，2009，25（17）：153-157.

[97] 姜玉萍，楊曉峰，張兆輝，等.生物炭對(duì)土壤環(huán)境及作物生長(zhǎng)影響的研究進(jìn)展[J].浙江農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)，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?qǐng)?bào)，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(guó)亟待解決的一項(xiàng)難題。當(dāng)前我國(guó)土壤重金屬污染問題相對(duì)較為嚴(yán)峻，且引發(fā)這一問題的因素相對(duì)也比較復(fù)雜。而此種污染問題的出現(xiàn)，不僅會(huì)對(duì)生物的生長(zhǎng)帶來極大的危害，還會(huì)降低作物的總產(chǎn)量，并對(duì)人的生命健康造成極大的威脅。對(duì)此，本文以土壤的重金屬污染為立足點(diǎn)，通過對(duì)我國(guó)土壤污染現(xiàn)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(guān)鍵詞：土壤重金屬污染；危害；修復(fù)技術(shù)

中圖分類號(hào)：X53 文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：A DOI：10.11974/nyyjs.20170230224

就土壤本身來看，其之所以會(huì)產(chǎn)生重金屬污染，主要是因?yàn)槿祟愒诨顒?dòng)期間將重金屬物質(zhì)帶入到土壤內(nèi)部，使得土壤內(nèi)的重金屬含量增多，破壞生態(tài)環(huán)境。隨著農(nóng)村人口數(shù)量的增長(zhǎng)和農(nóng)業(yè)生產(chǎn)過程中對(duì)化肥和農(nóng)藥使用量的增加，導(dǎo)致土壤中有害物含量增多，自身生態(tài)結(jié)構(gòu)和環(huán)境質(zhì)量被破壞。其中，重金屬是對(duì)土壤生態(tài)結(jié)構(gòu)影響最大的一種元素。為了重塑土壤生態(tài)結(jié)構(gòu)，提高土壤內(nèi)部環(huán)境質(zhì)量，解決土壤存在的重金屬污染問題勢(shì)在必行。

1 土壤污染現(xiàn)狀和危害

1.1 重金屬污染現(xiàn)狀

在2005年到2013年的12月，我國(guó)土地管理局第一次開展了有關(guān)全國(guó)土壤污染情況的調(diào)查研究。按照我國(guó)在2014年由國(guó)土資源部和環(huán)保部共同的有關(guān)《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》所公示的調(diào)查結(jié)果看：當(dāng)前我國(guó)土壤生態(tài)環(huán)境的狀況整體來講十分嚴(yán)峻，特別是重金屬污染問題，更是極為嚴(yán)重。在我國(guó)一些廢棄工礦所在區(qū)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(guó)有16.1%的土壤，重金屬污染總超標(biāo)率相對(duì)較重，11.2%超標(biāo)率屬于輕微范圍；而輕度超標(biāo)率和中度以上的超標(biāo)率分別達(dá)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(zhǎng)期性、不可逆性較強(qiáng)，且這種污染問題一旦出現(xiàn)，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(dòng)，還會(huì)長(zhǎng)時(shí)間滯留在其產(chǎn)生區(qū)域，不斷污染周邊土壤。與此同時(shí)，重金屬污染物不僅無法被微生物有效降解，還會(huì)借助植物、水等介質(zhì)，被動(dòng)植物所吸收，而后進(jìn)入到人類食物鏈之中，對(duì)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(duì)作物生產(chǎn)造成不利影響。因?yàn)橹亟饘傥廴疚镌谕寥琅c作物系統(tǒng)遷移的過程中，會(huì)對(duì)作物正常的生長(zhǎng)發(fā)育和生理生化產(chǎn)生直接影響，從而降低作物的品質(zhì)與產(chǎn)量。例如，鎘屬于對(duì)植物生長(zhǎng)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(jié)構(gòu)就會(huì)被破壞，根系生長(zhǎng)被抑制，阻礙根系吸收土壤中的養(yǎng)分與水分，降低產(chǎn)量；會(huì)對(duì)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(duì)人體健康造成危害。例如，汞進(jìn)入人體后被直接沉入到肝臟中，破壞大腦的視神經(jīng)。

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(xué)或者是物理學(xué)中的相關(guān)原理，對(duì)土壤中的重金屬污染問題展開有效治理的一種方法。現(xiàn)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(wěn)定性更高。但該項(xiàng)方法處理過程和處理工藝復(fù)雜，需要花費(fèi)的成本高，且經(jīng)過該方法處理后的土壤，其本身的肥力會(huì)有所降低。

2.2 生物治理法

該方法指的是借助生物在生長(zhǎng)過程中的一些習(xí)性，來達(dá)到改良、抑制、適應(yīng)重金屬污染的目的。在該項(xiàng)治理方法中最為常見的就是微生物、植物和動(dòng)物治理法。生物治理是利用鼠類和蚯蚓等動(dòng)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(duì)重金屬具有忍耐力的特質(zhì)。工程治理法相比，生物治理方式投資相對(duì)較小、管理便利、對(duì)環(huán)境破壞性小等優(yōu)勢(shì)，但治理時(shí)間較長(zhǎng)[2]。

2.3 化學(xué)治理法

化學(xué)治理法是通過向已經(jīng)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(xué)物質(zhì)的方式，增加有機(jī)質(zhì)、陽(yáng)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(dǎo)、Eh、pH等其他理化性質(zhì)，使重金屬可以通過還原、氧化、拮抗、吸附、沉淀、抑制等化學(xué)作用被有效消除[3]。

3 結(jié)束語(yǔ)

在社會(huì)經(jīng)濟(jì)發(fā)展水平不斷提升，重金屬對(duì)土壤污染程度逐漸加深的今天，對(duì)重金屬污染現(xiàn)狀，以及其可能會(huì)造成的危害等問題展開細(xì)致的分析與研究，并利用工程、生物、化學(xué)等方式來有效的緩解和治理土壤當(dāng)前存在的重金屬嚴(yán)重污染問題，能夠?qū)ξ覈?guó)土壤的生態(tài)環(huán)境和內(nèi)部結(jié)構(gòu)進(jìn)行重構(gòu)，為我國(guó)城市發(fā)展和社會(huì)建設(shè)提供充足的土壤資源。

參考文獻(xiàn)

[1]崔德杰，張玉龍.土壤重金屬污染現(xiàn)狀與修復(fù)技術(shù)研究進(jìn)展[J].土壤通報(bào)，2004（3）：366-370.