棉花、花生秸稈生物炭對棕壤中Cu(Ⅱ)運移的影響

荊延德, 鞏 晨, 孫小銀, 王世亮, 鞠文亮

(1.山東省高校南四湖濕地生態(tài)與環(huán)境保護重點實驗室, 山東 濟寧 273165; 2.曲阜師范大學 地理與旅游學院, 山東 日照 276826)

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棉花、花生秸稈生物炭對棕壤中Cu(Ⅱ)運移的影響

荊延德1,2, 鞏 晨1,2, 孫小銀1,2, 王世亮1,2, 鞠文亮1,2

(1.山東省高校南四湖濕地生態(tài)與環(huán)境保護重點實驗室, 山東 濟寧 273165; 2.曲阜師范大學 地理與旅游學院, 山東 日照 276826)

摘要：[目的] 分析棉花、花生生物炭基本理化性質(zhì),模擬自然條件下降雨對土壤中Cu(Ⅱ)淋失量的影響,探討生物炭修復Cu(Ⅱ)污染棕壤的可行性。[方法] 以棉花、花生秸稈為原料,采用限氧熱解法分別在350,500,650 ℃下制備生物炭,將生物炭按1%的炭土干重比施入銅污染棕壤[Cu(Ⅱ)的濃度200 mg/kg],通過室內(nèi)土柱淋溶試驗分析添加不同生物炭對土壤緩沖性能和吸附能力的影響。[結(jié)果] 兩類生物炭的H/C及O/C的比值隨著溫度的升高逐漸降低,而生物炭的BET比表面積則隨著制備溫度的升高而逐漸增大;添加生物炭的土壤淋溶液pH值顯著高于空白處理,花生生物炭的效果更為顯著;隨著淋溶次數(shù)的增加,添加生物炭的土壤中Cu(Ⅱ)的淋失量明顯低于空白處理;添加花生生物炭提高了土壤中Cu(Ⅱ)的專性吸附,以650 ℃最為顯著。[結(jié)論] 兩種生物炭能明顯提高土壤的緩沖性能和對重金屬的吸持能力,其中以花生生物炭的效果更為明顯。

關鍵詞：秸稈生物炭; 棕壤; Cu(Ⅱ); 土壤修復

文獻參數(shù)： 荊延德, 鞏晨, 孫小銀, 等.棉花、花生秸稈生物炭對棕壤中Cu(Ⅱ)運移的影響[J].水土保持通報，2016,36(3)：50-55.DOI:10.13961/j.cnki.stbctb.2016.03.010

隨著中國工業(yè)化和城市化進程的加快，農(nóng)藥、化肥等的過度使用，使許多地區(qū)土壤中重金屬含量嚴重超標，污染日趨嚴重，土壤生態(tài)環(huán)境面臨嚴峻的挑戰(zhàn)。目前，全世界平均每年重金屬的排放量還在不斷增加，數(shù)據(jù)顯示影響環(huán)境質(zhì)量的Hg的含量約1.50×104t，Cu的含量約3.40×106t，Pb，Mn，Ni的含量分別為5.00×106，1.50×107，1.00×106t多[1]。銅既是常見的微量元素，又是造成環(huán)境重金屬污染的主要物質(zhì)之一。隨著銅的勘探和提煉、含銅農(nóng)藥的廣泛使用和污水污泥灌溉的增多，土壤銅污染程度日益加劇，土壤中銅含量的增高不僅影響植物的生長和繁殖，而且還會通過食物鏈在人體中富集，嚴重威脅生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定和人類的健康。

生物炭(biochar)是指富含碳的生物質(zhì)通過高溫裂解的方法在缺氧或少氧的條件下生成的一種含碳量豐富、紋理細膩的炭化物質(zhì)[2]。由于其原材料來源廣，C，H，O，N，P，K，Ca，Na，Mg等多種元素含量豐富，施入土壤和水體后能顯著影響重金屬的形態(tài)和遷移行為[3]。因此，對生物炭修復污染物機制的討論已成為當前研究的熱點。

山東省年均秸稈的產(chǎn)量在全國居于第2位，其田間秸稈的主要類別和數(shù)量排序為小麥(53.62%)、玉米(29.71%)、棉花(5.69%)和花生(5.57%)。利用小麥或玉米秸稈制備的生物炭在修復污染環(huán)境方面已有較多研究，但對于棉花和花生秸稈制備的生物炭理化性質(zhì)和修復特性的研究還較少。此外，中國土壤類型復雜多樣，生物炭在不同土壤基質(zhì)上的修復效果也不盡相同，雖然近年來，國內(nèi)外學者在生物炭本身表征以及吸附重金屬方面已有一些成果，但對于不同熱解溫度制備的生物炭對棕壤中Cu(Ⅱ)釋放特征的研究還鮮有報告。因此本研究擬以山東省日照市典型的棕壤為吸附基質(zhì)，以山東省農(nóng)田典型重金屬污染物Cu(Ⅱ)作為研究對象，選擇國內(nèi)外很少研究、山東省比較常見的農(nóng)業(yè)廢棄物棉花和花生秸稈作為制備生物炭的材質(zhì)，研究不同材質(zhì)生物炭對土壤中Cu(Ⅱ)修復效果的影響，以期為探討生物炭輸入對土壤中重金屬離子遷移轉(zhuǎn)化行為的影響提供理論依據(jù)，同時為農(nóng)業(yè)秸桿資源的高效利用和農(nóng)業(yè)及農(nóng)村經(jīng)濟的可持續(xù)發(fā)展提供廣闊思路。

1材料和方法

1.1試驗材料

試驗土壤于2014年7月取自日照市東港區(qū)，屬典型棕壤土，采樣深度為0—20 cm。有機質(zhì)含量10.94 g/kg，總銅含量19.63 mg/kg，有效鐵含量76.60 mg/kg，有效錳含量37.41 mg/kg，pH值(H2O)為6.06。揀出土壤中的石塊和植物根莖，將土壤風干磨碎后過20目篩，待用。制備生物炭原料的花生和棉花秸稈，取自日照市東港區(qū)農(nóng)田。本試驗將采用限氧熱解法制備生物炭，具體是將秸稈剪碎，用水沖洗后風干。風干后用機器研磨粉碎并將原材料填滿于瓷坩堝中，壓實排除坩堝內(nèi)的空氣，密閉置于馬弗爐中，以5 ℃/min分別升至350,500,650 ℃，在充氮條件下加熱，加熱前以3 L/min的速率充氮5 min,然后再以0.5 L/min的速率持續(xù)向馬弗爐內(nèi)沖入氮氣。待達到最終時間和溫度后關閉氮氣，冷卻至室溫取出樣品，研磨過100目篩、裝袋標記。將不同溫度處理下的棉花秸稈生物炭樣品分別標記為MC350，MC500，MC650，將花生生物炭樣品標記為HC350，HC500，HC650。

1.2試驗方法

1.2.1試驗設計試驗土壤經(jīng)風干后，取出植物根莖和石塊，磨碎后過20目篩，加入Cu(NO3)2·3 H2O進行污染處理，其中Cu(Ⅱ)的施加量為200 mg/kg。將試驗土壤平衡穩(wěn)定2周后裝入聚乙烯容器中，每個試樣的重量為350 g，然后將制備的2種生物炭(BC350，BC500，BC650)按1%的炭土干重比例加入盆中，充分混勻。采用室內(nèi)培養(yǎng)的方法，試驗共設置7個處理，每個處理3個重復，分別為未添加生物炭的污染土壤，記為CK；添加1%(占供試土壤的質(zhì)量百分比，下同)不同溫度下制備的棉花秸稈生物炭，分別記為TM350，TM500，TM650；添加1%不同溫度下制備的花生秸稈生物炭，分別記為TH350，TH500，TH650。將試驗土壤含水量保持在田間持水量的60%左右，每隔1 d用去離子水為土壤補充水分，室溫下培養(yǎng)14 d左右時間測定土壤的pH值和進行室內(nèi)土柱淋溶試驗。

1.2.2淋溶試驗裝置試驗采用的淋溶裝置是內(nèi)徑為4.0 cm，高度為25 cm的PVC圓柱管。稱取約50 g用去離子水洗凈的干燥石英砂鋪于圓柱管底部，維持2 cm厚度(起過濾水樣作用)，在底部管口處鋪設100目的尼龍網(wǎng)，并將土柱底部封實。稱取已過2 mm尼龍網(wǎng)的風干土壤，并按照1.16 g/cm3的田間容重將土壤裝入圓柱管中，形成高約15 cm的模擬土柱。土柱上部鋪一層濾紙，以保證淋溶時土壤表面結(jié)構(gòu)不被破壞，土壤下部墊一層100目尼龍網(wǎng)和濾紙，以防止底層土壤流失。將土柱置于淋溶裝置上，在淋溶柱底部用250 ml的燒杯收集淋溶液，每個處理設3個重復。特別注意為防止土柱邊緣效應的產(chǎn)生，盡量壓實土柱邊緣土壤，以減少貼壁水流入滲現(xiàn)象的發(fā)生。

土柱裝填完成后，先加100 ml去離子水使重金屬在土壤中充分反應，靜止19 h后開始淋溶。為了使土柱有一定的緩沖時間，采用間歇淋溶的方法對土柱進行淋溶，時間間隔為24 h。每次淋溶液為100 ml(相當于63 mm的降水量)，收集淋溶液。每次收集的淋溶液充分混勻后，測定淋溶液pH值及淋溶液中Cu(Ⅱ)的濃度，直到淋溶液中重金屬的含量檢測不出為止。溶液pH值用pH計(雷磁PHS-3 C)測定，重金屬濃度用AA-7000原子吸收分光光度計測定。

1.2.3生物炭表征分析生物炭產(chǎn)率的測定是將原材料放入馬弗爐中限氧裂解炭化2 h后，冷卻至室溫后稱量，前后的質(zhì)量比即為產(chǎn)率。樣品的灰分和pH值的測定分別參照國家標準《木質(zhì)活性炭試驗方法灰分含量的測定》GB/T12 496.3-1999[4]和《木質(zhì)活性炭試驗方法pH值的測定》GB/T12 496.7-1999[5]的標準方法進行測定；生物炭C，H，O，N等元素的含量用元素分析儀進行測定并計算出各種生物炭組分的O/C，H/C的元素比，分析生物炭的極性和穩(wěn)定性；比表面積用比表面積儀測定。

1.3數(shù)據(jù)分析

試驗數(shù)據(jù)用SPSS 19.0軟件進行統(tǒng)計分析和顯著性分析(p<0.05)，用Microsoft Excel 2010軟件進行相關數(shù)據(jù)的計算和作圖。

2結(jié)果與分析

2.1生物炭理化性質(zhì)分析

2.1.1生物炭的產(chǎn)率、pH值和灰分含量花生秸稈和棉花秸稈在不同溫度下熱解制備生物炭，其產(chǎn)率、pH值和灰分含量見表1。生物炭因不同時段受制備溫度的影響，主要由多型碳、芳香族碳以及灰分組成[6]。隨著制備溫度的升高，材質(zhì)的熱分解過程會逐漸增強，生物炭的產(chǎn)率會降低，且兩種秸稈的產(chǎn)率在350～500 ℃溫度段變化最大，產(chǎn)率分別由41.75%下降到30.25%和由41.67%下降到29.98%。這主要是因為花生秸稈和棉花秸稈中含有纖維素、半纖維素和木質(zhì)素，三者隨著制備溫度的升高逐漸分解。熱解溫度的升高會導致灰分含量的上升,且花生生物炭灰分的產(chǎn)量高于棉花生物碳。其原因可能是棉花秸稈中木質(zhì)素的含量高，致使其穩(wěn)定性高且不易被熱解。生物炭一般呈堿性，且制備生物炭的熱解溫度越高時，其自身的pH值也就越高[7]。通過測定花生和棉花兩類生物炭的pH值，發(fā)現(xiàn)兩者均呈現(xiàn)堿性，且隨著制備溫度的升高，其pH值也逐漸升高，在350～500 ℃時pH值的變率最大。pH值的高低在一定程度上與原材料的組分有關，同時也反映了原材料中酸性物質(zhì)或堿性物質(zhì)的含量。花生生物炭的pH值及灰分含量明顯高于棉花生物炭，說明花生秸稈比起棉花秸稈所含的堿性物質(zhì)含量高，也從另一方面說明灰分中含有部分堿性離子。

2.1.2生物炭元素含量和比表面積分析生物炭的元素組成及比表面積如表2所示。通過比較不同種類、不同溫度條件下制備的生物炭的元素含量及元素比可知，6種生物炭中含量最高的元素是C元素，其次是O元素，而H，N元素含量較低；并且兩類生物炭隨著制備溫度的升高，其所含C元素的含量也隨之升高，H，O等元素則呈現(xiàn)遞減的趨勢。棉花生物炭所含C元素的含量明顯高于花生生物炭。

表1　生物炭的產(chǎn)率和灰分含量

表2　生物炭的元素組成及比表面積

生物炭的芳香性和極性大小可以用H/C的比進行衡量[8]。H/C明顯降低，說明原材料中所含的糖類、碳水化合物等易發(fā)生水解和分解的不飽和的C轉(zhuǎn)化為芳香度高、飽和度大、相對穩(wěn)定的C[9]。而O/C明顯降低，說明原材料的含氧官能團被大量燃燒，陽離子交換量降低[10]。這從另一方面表明，隨著制備溫度的升高，其所含的官能團被氧化，生物炭由軟質(zhì)碳向硬質(zhì)碳轉(zhuǎn)變[11]。各制備溫度下花生生物炭的H/C比值稍高于棉花生物炭，且制備溫度越低比值越高，說明棉花生物炭有較高的芳構(gòu)化結(jié)構(gòu)，穩(wěn)定性高，而花生生物炭的表面極性和親水性較強，因此更容易吸收極性分子[12]。此外，花生生物炭的O/C比值高于棉花生物炭，說明其陽離子交換量強?；ㄉ锾亢休^高的O，H元素，說明其含有較多的含氧表面官能團。

由表2中兩類生物炭的比表面積數(shù)據(jù)可知，兩類生物炭BET比表面積的大小順序為:MC650>MC500>MC350，HC650>HC500>HC350。說明隨著制備溫度的升高，在限氧或缺氧的條件下進行炭化時，材料中所含的氧元素發(fā)生氧化反應造成碳元素的蝕刻，發(fā)育出孔結(jié)構(gòu)[13]，并使比表面積增加。棉花生物炭發(fā)生的碳元素蝕刻現(xiàn)象比花生生物炭更明顯，因此比表面積略高于花生生物炭。隨著制備溫度的升高，有機碳含量逐漸升高，且比表面積也隨之增加，說明生物炭比表面積與有機碳的含量呈現(xiàn)正相關性，這與Sun等[14]的研究結(jié)果一致。

2.2添加生物炭對土壤pH值的影響

生物炭施入土壤后土壤pH值的測定結(jié)果如圖1所示。與空白對照(CK)相比，添加生物炭能顯著提高土壤的pH值，且與生物炭的種類和制備溫度有顯著的相關性。其中花生生物炭對土壤pH值的貢獻比棉花生物炭更為明顯，這與生物炭本身的pH值有密切聯(lián)系?；旌匣ㄉ⒚藁ㄉ锾康耐寥赖膒H值都在7.0以上，且在350～500 ℃變化最大。隨著制備溫度的上升，添加棉花生物炭使土壤的pH值分別升高了0.21，0.30，0.35個單位。而花生生物炭使土壤的pH值分別升高了0.25，0.39，0.41個單位。

添加生物炭之所以能顯著提高土壤的pH值，主要是因為生物炭中的鹽基離子含量高，而土壤的酸堿度主要是由其中的鹽基離子(鉀、鈣、鈉、鎂等)決定，生物炭因為表面孔隙結(jié)構(gòu)發(fā)達，容易對鹽基離子產(chǎn)生較強的吸附作用，從而降低了土壤中可交換性的氫離子和鋁離子的水平[15]。同時，生物炭制備過程中產(chǎn)生的灰分及本身含有的堿性離子，施入土壤后會不斷中和其中的酸性離子，使土壤pH值升高。

注：采用Duncan法進行統(tǒng)計，不同小寫字母表示在p<0.05水平上的差異顯著。

圖1生物炭施入對土壤pH值的影響

2.3添加生物炭對淋溶液pH值的影響

添加生物炭對淋溶液pH值的影響如圖2所示。與空白試驗(CK)相比，添加生物炭均能明顯提高土壤的淋溶液的pH值?？瞻自囼?、添加生物炭的土壤淋溶液的pH值都出現(xiàn)了先升高后降低的現(xiàn)象，整個過程呈單峰曲線。在淋溶的第5次，CK，MC及HC的淋溶液pH值達到最高峰，其中CK為7.28，MC350，MC500，MC650，HC350，HC500，HC650相應提高了土壤pH值百分比為0.13%，1.47%，1.04%，1.92%，2.20%，3.43%。其原因是在模擬降水的過程中，生物炭因在制備過程中產(chǎn)生了一定量的灰分，構(gòu)成灰分的Ca，Na，Mg等離子多以碳酸鹽的形式存在，使其水溶液呈堿性[16]，再者去離子水的pH值較高，使得土壤淋溶液的pH值在一定范圍內(nèi)有所上升，但隨著模擬降水量的增加，土壤中所含的鹽基離子不斷被淋溶，土壤鹽基飽和度降低，從而破壞了土壤的緩沖性能，使得土壤的pH值下降。當淋溶至第10次后，淋溶液的pH值逐漸穩(wěn)定。

以上現(xiàn)象說明，添加生物炭的土壤的淋溶液pH值高于空白土壤，明顯提高了土壤緩沖性能。添加花生生物炭的淋溶液pH值高于棉花生物炭，這與前面所測花生生物炭pH值高于棉花生物炭結(jié)果一致，表明花生生物炭所含堿性物質(zhì)高于棉花生物炭，在緩解土壤酸性方面更具優(yōu)越性。

2.4添加生物炭對土壤中Cu(Ⅱ)釋放量的影響

添加棉花和花生生物炭的土壤淋溶液中Cu(Ⅱ)的變化情況如圖3所示?？瞻讓φ赵囼?、添加生物炭的土壤隨著淋溶次數(shù)的增加，淋溶液中Cu(Ⅱ)的含量呈逐漸下降的趨勢。土壤中重金屬的配位、金屬氧化物表面的沉淀及吸附等作用引起了其遷移和轉(zhuǎn)化，而一般認為，重金屬離子主要以吸附作用存在于土壤中[17]。添加生物炭使淋溶液中Cu(Ⅱ)的含量顯著降低，說明添加生物炭能提高土壤對重金屬Cu(Ⅱ)的吸附力，降低因土壤淋溶作用而引起的重金屬遷移。土壤中Cu(Ⅱ)的變化及釋放情況還與添加生物炭的種類和制備溫度有關。研究結(jié)果表明，在第12次空白對照試驗中部分淋溶液檢驗不出重金屬Cu(Ⅱ)，而添加生物炭的土壤約在第8次時淋溶液中檢驗不出Cu(Ⅱ)。添加棉花生物炭的土壤隨著淋溶次數(shù)的增加，淋溶液中重金屬的含量在不斷減少，尤其是第二次淋溶時，Cu(Ⅱ)含量所降的速率最大，隨后速率降低的趨勢變緩。添加花生生物炭的土壤隨著淋溶次數(shù)的增加，淋溶液中重金屬的含量出現(xiàn)了先增加后減少的現(xiàn)象，尤其以HC500，HC650時現(xiàn)象表現(xiàn)較為明顯，其淋溶液中Cu(Ⅱ)解析量分別為0.201，0.143 mg/L。這主要是因為土壤對重金屬的吸附，專性吸附的比重高于交換性吸附[18]。土壤對重金屬Cu(Ⅱ)的吸附解析過程分為專性吸附和交換性吸附，而銅在土壤中的吸附以專性吸附為主，這與土壤類型、土壤性質(zhì)、pH值、離子濃度及有機質(zhì)等有關，但主要受到土壤pH的影響，隨著pH值的升高會生成大量羥基銅，使其在土壤表面發(fā)生集聚，因此在堿性土壤中具有較大的吸附容量[19]。土壤對重金屬Cu(Ⅱ)的吸附主要以專性吸附為主，而這個過程的強弱取決于其pH值，花生生物炭的pH值高于棉花生物炭，有利于維持堿性土壤溶液較高的pH值，并提高土壤溶液中銅離子絡合的機率，使銅離子更易在土壤表面吸附。所以其對重金屬Cu(Ⅱ)專性吸附的現(xiàn)象比棉花生物炭更明顯。從土壤淋溶液中Cu(Ⅱ)的釋放量變化曲線可以看出，添加生物炭能有效增強土壤對Cu(Ⅱ)的吸附能力，降低Cu(Ⅱ)的遷移活性，且隨著制備溫度的升高，這種吸附能力越強，這與Uchimiya等[20]的研究結(jié)果一致。

圖2　添加棉花生物炭、花生生物炭的土壤淋溶液pH值的變化

圖3　添加棉花生物炭、花生生物炭的土壤淋溶液中Cu(Ⅱ)的變化

3結(jié) 論

(1) 制備溫度的變化對生物炭的表征和理化性質(zhì)有著很大的影響。隨著制備溫度的升高，生物炭的產(chǎn)率隨之降低，而其pH值、灰分及BET比表面積則隨之升高。此外，花生生物炭的H/C的比值稍高于棉花生物炭，且制備溫度越低比值越高。花生生物炭的O/C比值高于棉花生物炭。生物炭的產(chǎn)率、pH值及灰分含量與制備溫度及原材料種類呈現(xiàn)出明顯的相關性。

(2) 添加生物炭明顯提高了土壤的緩沖性能。添加生物炭的土壤淋溶液的pH值明顯高于空白土壤，且隨著生物炭制備溫度的升高，淋溶液的pH值也呈現(xiàn)出升高的現(xiàn)象。添加花生生物炭的土壤淋溶液的pH值高于棉花生物炭，制備溫度越高，其pH值也越高。

(3) 添加生物炭使土壤對重金屬的吸持能力顯著提高。土壤對重金屬Cu(Ⅱ)的吸附經(jīng)歷了非專性吸附和專性吸附2個過程，而這2個過程的強弱取決于生物炭的pH值及其種類，花生生物炭對提高土壤吸持重金屬的能力和重金屬Cu(Ⅱ)專性吸附的效果比棉花生物炭更明顯。但本試驗的最終培養(yǎng)時間較短，不能全面地對生物炭修復重金屬的研究進行評價；再者，農(nóng)作物生長的土壤環(huán)境很復雜，試驗還需要加大對其它重金屬離子的探索力度，以適應生產(chǎn)發(fā)展的普適性。因此，今后的試驗應把培養(yǎng)時間延續(xù)至30，60，90 d，并與其他常見重金屬等污染物加以綜合研究，以期能更加明確生物炭對重金屬污染土壤的修復機理。

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收稿日期：2015-07-02修回日期：2015-09-06

文獻標識碼：A

文章編號：1000-288X(2016)03-0050-06

中圖分類號：X53

Effects of Cotton and Peanut Straw Biochar on Cu(Ⅱ) Migration in Brown Soil

JING Yande1,2, GONG Chen1,2, SUN Xiaoyin1,2, WANG Shiliang1,2, JU Wenliang1,2

(1.KeyLaboratoryofNansihuLakeWetlandEcologicalandEnvironmentalProtectioninUniversitiesofShandong,Jining,Shandong273165,China; 2.CollegeofGeographyandTourism,QufuNormalUniversity,Rizhao,Shandong276826,China)

Abstract：[Objective] To analyze the physicochemical properties of the cotton and peanut biochar, and investigate the effects of rainfall on Cu(Ⅱ) leaching quantity under simulated rainfall in natural conditions in order to assess the feasibility of using straw biochars to remediate the Cu(Ⅱ) contaminated soil. [Methods] Cotton and peanut straw was selected as raw materials to produce biochar by using limited oxygen pyrolysis method under 350, 500 and 650 ℃ conditions. A laboratory simulation test was used to analyze the effects of different biochar amendment on soil buffering capability and the retention capacity of heavy metals. Biochar with 1% carbon/soil dry weight ratio were supplied in Cu(Ⅱ) (200 mg/kg) contaminated brown soil. [Results] The ratio of O/C and H/C in two different kinds of biochar were decreased gradually with the increase of temperature, while the BET surface area of biochar was decreased with the increase of temperature. The pH value of soil leaching solution in biochar added soil was significantly higher than that of the control treatment, and the effect of peanut biochar was more significant. With the increase of leaching times, Cu(Ⅱ) leaching amount in biochar added soil was significantly lower than that in the control treatment. The peanut biochar addition could increase the specific adsorptions of Cu(Ⅱ) in soil, especially at 650 °C condition. [Conclusion] Both of the two straw biochar addition significantly improve the soil buffering capability and the retention capacity of heavy metals in soil, in which the effect of peanut biochar is more obvious.

Keywords:staw biochar; brown soil; Cu(Ⅱ); soil remediation

資助項目：山東省自然科學基金項目“生物炭對山東棕壤中銅吸附/解吸行為和修復效應的影響機制”(ZR2013DM005); 國家自然科學基金項目(41471389); 國家自然科學基金青年基金(41301533); 曲阜師范大學實驗室開放基金資助項目(2013SK013)

第一作者：荊延德(1970—),男(漢族),山東省淄博市人,博士,教授, 碩士生導師,主要從事環(huán)境修復與資源再生方面的研究。E-mail:jingyande@163.com。