生物質(zhì)炭對(duì)汞污染土壤吸附鈍化的影響

趙偉+丁弈君+孫泰朋+田宗澤+郝帥+王宏燕+孫巖+高敬堯+袁佳慧

摘要：研究生物質(zhì)炭對(duì)黑土土壤Hg污染的吸附、鈍化作用。以受汞污染土壤為研究對(duì)象，以生物質(zhì)炭不同梯度施用量為處理，通過(guò)盆栽試驗(yàn)采用HNO3-H2SO4混合酸水浴一次消解的方法對(duì)土壤中Hg的總量、淋溶液以及植物中重金屬的含量進(jìn)行研究，采用HPLC反相C18柱分離、ICP-MS檢測(cè)甲基汞含量。添加HgCl2 6 mg/kg后，生物質(zhì)炭添加量1%處理土壤中Hg含量比例由57.9%提高到66.1%，油菜中汞含量所占比例由14.5%下降到11%，降低3.5百分點(diǎn)；淋溶液中汞含量占比由27.5%下降到22.9%，降低4.4百分點(diǎn)；土壤中的甲基汞含量下降到34.9%。以外源添加HgCl2 6 mg/kg后，進(jìn)入土壤中的汞含量由55.00%上升到77.67%，植物中汞含量由14.67%下降到2.77%，淋溶液中汞含量由27.1%下降到16.7%。生物質(zhì)炭的添加對(duì)Hg在土壤、植物體和淋溶液中的分布具有顯著的影響，隨著生物質(zhì)炭添加量的增加，鈍化在土壤中的重金屬Hg越多，有效降低了植物體內(nèi)、淋溶液的重金屬Hg的含量，降低了土壤中甲基汞的含量，降低了土壤毒性，提高重金屬Hg的鈍化率，增加了土壤中重金屬Hg的含量，生物質(zhì)炭的施用可有效修復(fù)和改良重金屬污染土壤。

關(guān)鍵詞：生物質(zhì)炭；汞；土壤淋溶液；甲基汞；吸附特性；土壤修復(fù)

中圖分類(lèi)號(hào)： X53文獻(xiàn)標(biāo)志碼： A

文章編號(hào)：1002-1302（2017）11-0192-05[HS）][HT9.SS]

重金屬汞是土壤中一種高污染的元素，在自然條件下容易與化學(xué)物質(zhì)和微生物發(fā)生甲基化反應(yīng)，從而生成甲基汞或二甲基汞等毒性更強(qiáng)的汞形態(tài)。它們?cè)谕寥乐泻砍^(guò)一定限度后，會(huì)對(duì)土壤上（中）的微生物、動(dòng)物以及作物等產(chǎn)生危害，影響農(nóng)作物品質(zhì)，通過(guò)食物鏈富集對(duì)人體健康造成威脅。因此，探討污染土壤中汞的吸附行為及甲基化效應(yīng)，對(duì)治理汞污染的土壤，控制土壤中汞的有效性有著實(shí)際意義[1]。

生物炭作為一類(lèi)新型環(huán)境功能材料引起廣泛關(guān)注，在溫室氣體減排、農(nóng)業(yè)土壤改良、農(nóng)作物增產(chǎn)以及污染土壤修復(fù)等方面有著巨大的應(yīng)用潛力，成為近年來(lái)的研究熱點(diǎn)[2-6]。施入生物炭，能夠增大土壤田間持水量，增加土壤肥力，提高作物產(chǎn)量，改善土壤性質(zhì)[7]。此外，生物炭對(duì)重金屬離子有較好的吸附固定作用，可降低土壤中重金屬的遷移性和有效性，從而降低植物體內(nèi)重金屬含量[8-10]。陳再明等研究發(fā)現(xiàn)，用水稻秸稈制備的生物炭對(duì)Pb2+的最大吸附量分別為65.3、85.7 mg/kg，是原秸稈生物質(zhì)的5～6倍，活性炭的2～3倍[11]。土壤中施入生物炭后，Zn和Cd的濃度明顯下降，植物毒害也顯著降低[12]，土壤對(duì)Pb2+的吸附量增大，且隨生物炭量增加，吸附量顯著增加。生物炭能降低土壤中Hg的酸可提取態(tài)含量，因而降低重金屬的生物有效性，對(duì)重金屬表現(xiàn)出很好的固定效果。林愛(ài)軍等采用分級(jí)提取的方法，研究了施加骨炭對(duì)污染土壤重金屬的固定效果[13]。另外，竹炭對(duì)土壤和水中重金屬Cu、Hg、Ni、Cr等都有一定的吸附作用[14-18]，對(duì)土壤中的Cd污染也表現(xiàn)出良好的吸附效果。目前，關(guān)于利用生物質(zhì)炭對(duì)受汞污染的黑土吸附鈍化的研究還鮮見(jiàn)報(bào)道。本試驗(yàn)主要研究生物質(zhì)炭對(duì)黑土土壤Hg污染的吸附、鈍化作用，以受汞污染土壤為研究對(duì)象，以生物質(zhì)炭不同梯度施用量為處理，通過(guò)盆栽試驗(yàn)采用HNO3-H2SO4混合酸水浴一次消解的方法對(duì)土壤中Hg的總量、淋溶液以及植物中Hg的含量進(jìn)行研究，采用HPLC反相C18柱分離及ICP-MS檢測(cè)甲基汞含量，旨在探討生物炭對(duì)污染土壤中重金屬汞的吸附能力，以期為受重金屬Hg污染土壤的修復(fù)提供理論依據(jù)。

1材料與方法

1.1材料

土壤取自東北農(nóng)業(yè)大學(xué)香坊植物試驗(yàn)實(shí)習(xí)基地大田，土壤類(lèi)型為黑土，使用土壤采集器以“S”形隨機(jī)采集0～20 cm的多個(gè)耕作層土壤，混合后帶回實(shí)驗(yàn)室，經(jīng)風(fēng)干、除雜、研磨后，過(guò)2.0 mm篩備用，土壤基本理化性質(zhì)見(jiàn)表1。生物質(zhì)炭為實(shí)驗(yàn)室在500 ℃條件下熱裂解玉米秸稈制得，生物質(zhì)炭基本的理化性質(zhì)見(jiàn)表2。供試植物為菠菜。

1.3測(cè)定方法

[JP2]測(cè)定植物總汞的方法為直接加熱酸消解法，包括HNO3-[JP]H2SO4-H2O5法、HNO3-HClO4法和HNO3-H2SO4-HClO4法。由于這些方法消解過(guò)程中試劑加入比例調(diào)配操作繁瑣，因此，改HNO3-H2SO4混合酸水浴一次消解，降低了取樣量，簡(jiǎn)化了操作步驟。

2結(jié)果與分析

2.1生物質(zhì)炭對(duì)土壤淋溶液中Hg含量的影響

生物質(zhì)炭對(duì)重金屬具有超強(qiáng)的吸附能力，從圖1可以看出，1%、3%、5%、7%的生物質(zhì)炭處理淋溶液中的Hg含量均低于對(duì)照，其中，淋溶液中的Hg含量下降最多的是7%的生物質(zhì)炭處理，不同處理淋溶液中的Hg含量下降排列順序?yàn)?%的生物質(zhì)炭處理>5%的生物質(zhì)炭處理>3%的生物質(zhì)炭處理>1%的生物質(zhì)炭處理。其中添加1 mg/kg HgCl2，C1Hg1、C2Hg1、C3Hg1、C4Hg1處理淋溶液中的Hg含量比C0Hg1處理淋溶液中的Hg含量分別下降了7.7%、10.1%、21.2%、25.3%。添加2 mg/kg HgCl2，C1Hg2、C2Hg2、C3Hg2、C4Hg2處理淋溶液中的Hg含量比C0Hg2處理淋溶液中的Hg含量分別下降了6.5%、13.3%、17.9%、24.8%。添加 3 mg/kg HgCl2，C1Hg3、C2Hg3、C3Hg3、C4Hg3處理淋溶液中的Hg含量比C0Hg3分別下降了25.6%、34.3%、43.6%、47.5%。添加6 mg/kg HgCl2，C1Hg4、C2Hg4、C3Hg4、C4Hg4處理淋溶液中的Hg含量比C0Hg4分別下降了29.9%、34.7%、38.8%、46.1%。表明生物質(zhì)炭的施用，可有效降低淋溶液中重金屬汞的含量，并且隨著生物質(zhì)炭量的增加，淋溶液重金屬汞下降的比例也隨之提高。[FL）]

[FL（2K2]2.2生物質(zhì)炭對(duì)土壤中總汞含量的影響

生物質(zhì)炭對(duì)土壤中重金屬有著吸附鈍化的作用。從圖2可以看出，1%、3%、5%、7%的生物質(zhì)炭處理土壤中的總Hg含量均高于對(duì)照，其中土壤中的總Hg含量上升最多的是7%的生物質(zhì)炭處理，不同處理土壤中的總Hg含量排列順序?yàn)?%的生物質(zhì)炭處理>5%的生物質(zhì)炭處理>3%的生物質(zhì)炭處理>1%的生物質(zhì)炭處理。

添加1 mg/kg HgCl2時(shí)，C1Hg1、C2Hg1、C3Hg1、C4Hg1處理土壤中的總Hg含量比C0Hg1處理土壤中的總Hg含量分別上升了10.2%、14.2%、21.5%、26.2%。添加2 mg/kg HgCl2，C1Hg2、C2Hg2、C3Hg2、C4Hg2處理土壤中的總Hg含量比C0Hg2處理土壤中的總Hg含量分別上升了16.9%、23.9%、27.4%、33.3%。添加3 mg/kg HgCl2，C1Hg3、C2Hg3、C3Hg3、C4Hg3處理土壤中的總Hg含量比C0Hg3處理土壤中的總Hg含量分別上升了19.3、26.8%、310%、33.9%。添加6 mg/kg HgCl2，C1Hg4、C2Hg4、C3Hg4、C4Hg4處理土壤中的總Hg含量比C0Hg4處理土壤中的總Hg含量分別上升了20.9%、27.6%、30.7%、35.0%。

2.3生物質(zhì)炭對(duì)土壤中甲基汞含量的影響

甲基汞是汞形態(tài)中最具毒性的一種，通過(guò)食物鏈可以危害人體健康，對(duì)人體中樞神經(jīng)系統(tǒng)造成不可逆的損害，環(huán)境與生態(tài)問(wèn)題使得檢測(cè)甲基汞迫在眉睫。從圖3可以看出，添加1%、3%、5%、7%的生物質(zhì)炭時(shí)，汞污染土壤中甲基汞含量均低于對(duì)照，其中土壤中的甲基汞含量下降比例最大的是添加7%生物質(zhì)炭處理。

添加1 mg/kg HgCl2時(shí)，C1Hg1、C2Hg1、C3Hg1、C4Hg1處理土壤中甲基汞含量比C0Hg1處理土壤中的甲基汞含量分別下降了6.0%、8.5%、4.4%、10.2%。添加2 mg/kg HgCl2，[FL）]

C3Hg3、C4Hg3處理土壤中的甲基汞含量比C0Hg3處理土壤中的甲基汞含量分別下降了4.2%、5.7%、9.3%、19.3%。添加 6 mg/kg HgCl2，C1Hg4、C2Hg4、C3Hg4、C4Hg4處理土壤中的甲基汞含量比C0Hg4處理土壤中的甲基汞含量分別下降了6.1%、4.1%、8.5%、20.9%。

2.4生物質(zhì)炭對(duì)植物體中汞含量的影響

從圖4可以看出，添加1%、3%、5%、7%的生物質(zhì)炭時(shí)，植物體中汞含量均低于對(duì)照，其中植物中的汞含量下降比例最大的是添加7%生物質(zhì)炭處理。

添加1 mg/kg HgCl2時(shí)，C1Hg1、C2Hg1、C3Hg1、C4Hg1處理植物中汞含量比C0Hg1處理植物體中的汞含量分別下降了17.0%、36.8%、47.3%、65.8%。添加2 mg/kg HgCl2，C1Hg2、C2Hg2、C3Hg2、C4Hg2處理植物中汞含量比C0Hg2處理植物中的汞含量分別下降了2.1%、61.8%、66.8%、73.1%。添加3 mg/kg HgCl2，C1Hg3、C2Hg3、C3Hg3、C4Hg3處理植物中汞含量比C0Hg3處理植物中的汞含量分別下降了13.3%、26.0%、41.2%、516%。添加6 mg/kg HgCl2，C1Hg4、C2Hg4、C3Hg4、C4Hg4處理植物中汞含量比C0Hg4處理植物中的汞含量分別下降了13.3%、26.0%、41.2%、51.6%。[FL）]

2.5生物質(zhì)炭對(duì)重金屬汞在植物-土壤中遷移的影響

重金屬污染土壤后在土壤中存留時(shí)間長(zhǎng)、移動(dòng)性差、不能被微生物降解，并且通過(guò)水體及植物體最終對(duì)人類(lèi)健康造成危害，造成污染后治理的難度較大。從表4可以看出，添加 6 mg/kg HgCl2，進(jìn)入不加生物質(zhì)炭C0Hg4處理土壤中Hg的含量為3.30 mg/kg，植物中Hg的含量為0.88 mg/kg，淋溶液中Hg的含量為1.63 mg/kg；大氣中Hg的含量為 0.19 mg/kg。添加6 mg/kg HgCl2，進(jìn)入生物質(zhì)炭1%的C1Hg4處理土壤中Hg的含量為3.82 mg/kg，植物中Hg的含量為0.66 mg/kg，淋溶液中Hg的含量為1.34 mg/kg；大氣中Hg的含量為0.18 mg/kg；加6 mg/kg HgCl2，進(jìn)入生物質(zhì)炭3%的C2Hg4處理土壤中Hg的含量為4.13 mg/kg，植物中Hg的含量為0.44 mg/kg，淋溶液中Hg的含量為 1.24 mg/kg；大氣中Hg的含量為0.19 mg/kg；加6 mg/kg HgCl2，進(jìn)入生物質(zhì)炭5%的C4Hg4處理土壤中Hg的含量為4.42 mg/kg，植物中Hg的含量為0.25 mg/kg，淋溶液中Hg的含量為1.15 mg/kg；大氣中Hg的含量為0.18 mg/kg。加 6 mg/kg HgCl2，進(jìn)入生物質(zhì)炭7%的C4Hg4處理土壤中Hg的含量為4.66 mg/kg，植物中Hg的含量為0.16 mg/kg，淋溶液中Hg的含量為1.00 mg/kg；大氣中Hg的含量為 0.18 mg/kg。生物質(zhì)炭的添加對(duì)Hg在土壤、植物體和淋溶液中的分布具有明顯的影響作用，隨著生物質(zhì)炭添加量的增加，將重金屬Hg鈍化在土壤中，可有效降低植物體內(nèi)、淋溶液的重金屬Hg的含量，增加土壤中重金屬Hg含量，提高重金屬Hg的鈍化率，從而將重金屬Hg以不易被植物吸收和利用的惰性態(tài)鈍化在土壤中，說(shuō)明生物質(zhì)炭的施用具有修復(fù)和改良重金屬污染土壤的特征。

3結(jié)論與討論

施入土壤中生物質(zhì)炭的多少會(huì)影響淋溶液中重金屬汞的多少。以外源添加6 mg/kg HgCl2為例，C1Hg4、C2Hg4、C3Hg4、C4Hg4處理淋溶液中的Hg含量比C0Hg4分別下降了29.9%、34.7%、38.8%、46.1%，添加生物質(zhì)炭7%時(shí)，淋溶液中汞含量下降最多。淋溶液中重金屬汞會(huì)隨生物質(zhì)炭施入量的增加而降低，而隨著施入生物炭比例的增高，淋溶液中Hg含量下降的比例增高。

隨著生物炭施加量的增加，土壤對(duì)于重金屬的表觀吸附能力逐漸增加。以外源添加6 mg/kg HgCl2為例，C1Hg4、C2Hg4、C3Hg4、C4Hg4處理土壤中的總Hg含量比C0Hg4處理土壤中的總Hg含量分別上升了20.9%、27.6%、30.7%、35.0%，其中生物質(zhì)炭添加7%時(shí)，土壤中總汞含量最多，其次為生物質(zhì)炭添加5%。生物質(zhì)炭施入越多，生物炭能更明顯地增加土壤對(duì)重金屬的表觀吸附能力。

生物質(zhì)炭施入土壤中會(huì)影響土壤中甲基汞含量的變化。以外源添加6 mg/kg HgCl2為例，C1Hg4、C2Hg4、C3Hg4、C4Hg4處理土壤中的甲基汞含量比C0Hg4處理土壤中的甲基汞含量分別下降了6.1%、4.1%、8.5%、20.9%，其中生物質(zhì)炭添加7%時(shí)，效果尤為明顯，甲基汞會(huì)隨著生物質(zhì)炭施入量增加而減少，降低了汞金屬在土壤中的毒性。

以外源添加6 mg/kg HgCl2為例，C1Hg4、C2Hg4、C3Hg4、C4Hg4處理植物中汞含量比C0Hg4處理植物中的汞含量分別下降了13.3%、26.0%、41.2%、51.6%。生物炭施入土壤中，會(huì)使得土壤中重金屬汞被固定在土壤中，降低土壤中重金屬的生物有效性，使得植物中汞含量大大降低。

以外源添加6 mg/kg HgCl2為例，進(jìn)入生物質(zhì)炭7%的C4Hg4處理土壤中Hg的含量為4.66 mg/kg，植物中Hg的含量為0.16 mg/kg，淋溶液中Hg的含量為1.00 mg/kg，大氣中Hg的含量為0.18 mg/kg。生物質(zhì)炭施入受汞污染土壤中后，土壤中汞的含量增高，淋溶液和植物中汞的含量減少，說(shuō)明生物質(zhì)炭可以將重金屬汞固化在土壤中，從而降低其生物有效性，使得植物吸收較少量的重金屬汞，降低土壤毒性。

添加生物質(zhì)炭后，重金屬污染土壤pH值不同程度地提高，并使Hg通過(guò)絡(luò)合、沉淀等作用被固定下來(lái)；無(wú)論在單一污染還是在復(fù)合污染中，生物炭對(duì)重金屬有很好的固定效果，能夠降低Hg的生物有效性。Uchimiya等發(fā)現(xiàn)，添加生物質(zhì)炭引起土壤pH值升高，可以提高土壤對(duì)Hg和Ni的固定效果[19]。本研究結(jié)果表明，施入土壤生物質(zhì)炭的多少會(huì)影響土壤對(duì)重金屬汞的鈍化作用，以外源汞添加1 mg/kg為例，施入0、1%、3%、5%、7%的生物質(zhì)炭，土壤中的Hg含量上升了10.2%、14.2%、21.5%、26.2%，本結(jié)論與朱慶祥的研究結(jié)果[20]一致。

汞的一個(gè)特點(diǎn)是能夠在生物體之內(nèi)積聚（生物累積），并能在食物鏈中轉(zhuǎn)移（生物放大）。就甲基汞而言，由于其具有高脂溶性、在植物體內(nèi)難以分解的特性，毒性要強(qiáng)于無(wú)機(jī)汞，比其他形式的汞累積程度更大。它可以通過(guò)植物的遷移轉(zhuǎn)化，造成濕地中汞的遷移，并可能進(jìn)入食物鏈，威脅到水生生物和人類(lèi)的健康。一些土壤有機(jī)質(zhì)（如秸稈等植物殘?bào)w）可通過(guò)提供活性碳源而提高微生物活性，促進(jìn)汞的甲基化[21]。在本研究中生物質(zhì)炭顯著抑制土壤中汞的甲基化，可能是無(wú)機(jī)汞與生物質(zhì)炭絡(luò)合產(chǎn)生較為穩(wěn)定的大分子絡(luò)合物，難以被甲基化細(xì)菌所利用，生物質(zhì)炭的加入導(dǎo)致土壤中有機(jī)結(jié)合態(tài)汞顯著上升，研究結(jié)果為汞-有機(jī)質(zhì)絡(luò)合抑制汞甲基化提供更為直接的證據(jù)。本研究中發(fā)現(xiàn)通過(guò)對(duì)受污染土壤中施入不同梯度的生物質(zhì)炭來(lái)檢驗(yàn)土壤對(duì)甲基汞的吸附能力，發(fā)現(xiàn)生物質(zhì)炭施入的多少影響了土壤中甲基汞的含量，生物質(zhì)炭施入土壤中的多少會(huì)影響土壤中甲基汞含量的變化，甲基汞會(huì)隨著生物質(zhì)炭施入量增加而減少。以外源汞添加1 mg/kg為例，施入0、1%、3%、5%、7%的生物質(zhì)炭，土壤中的甲基汞含量下降了6.0%、8.5%、4.4%、10.2%，生物質(zhì)炭施入受重金屬汞污染的土壤中，將易被吸收的汞形態(tài)轉(zhuǎn)換為不易被吸收汞的形態(tài)，因此，受污染土壤中甲基汞的含量隨著施入生物質(zhì)炭而減少，降低了汞金屬在土壤中的毒性。

土壤中的汞可以部分為植物所吸收。汞在植物體內(nèi)的富集隨土壤污染程度的增加而增加。一般情況下，植物主要是通過(guò)根系從上壤中吸收汞，但也可以通過(guò)葉、莖的表面直接吸收大氣中的汞。前人研究表明，施加生物質(zhì)炭能減輕重金屬毒害，提高植物生長(zhǎng)[22]。劉阿梅研究表明，添加生物炭后，荷花各器官內(nèi)鎘含量降低作用非常明顯，首先，荷花各個(gè)器官對(duì)鎘都有一定的富集作用，在基質(zhì)中添加3 mg/kg鎘離子的處理組中，荷藕、荷梗、荷葉的鎘含量分別是對(duì)照組的12.81倍、17.35倍、7.56倍。隨著添加生物炭比例的增加，荷藕、荷梗、荷葉的鎘含量都是相應(yīng)地減少[23]。本研究結(jié)果表明，隨著土壤中汞含量的增加，可被植物吸收富集的汞的有效態(tài)含量增加，但隨著生物質(zhì)炭的施入，降低了土壤重金屬的生物有效性，使得植物中所富集的汞含量有所下降，外源汞添加 1 mg/kg，0、1%、3%、5%、7%的生物質(zhì)炭，植物中的Hg含量分別下降了 17.0%、23.8%、16.6%、35.0%。

越來(lái)越多的研究表明，生物炭在污染治理修復(fù)領(lǐng)域具有巨大潛力，應(yīng)用前景廣闊[24-25]。目前，在生物炭修復(fù)重金屬污染物方面仍有很大的研究空間，今后應(yīng)該在以下幾個(gè)方面加強(qiáng)研究：（1）生物炭對(duì)土壤修復(fù)效果方面的研究，大多是只利用單一一種生物炭或是只針對(duì)性質(zhì)相似的重金屬進(jìn)行修復(fù)研究。今后工作應(yīng)注重研究生物炭對(duì)多種不同類(lèi)型重金屬（如二價(jià)重金屬和砷）的修復(fù)效果，同時(shí)可開(kāi)發(fā)多種形式的生物炭復(fù)合材料，如各種生物炭復(fù)合或生物炭與其他吸附劑復(fù)合，以求得到土壤中重金屬修復(fù)的最佳效果。（2）生物炭對(duì)土壤中重金屬的吸附機(jī)理方面的研究雖已取得一定進(jìn)展，但是對(duì)生物炭修復(fù)土壤中復(fù)合污染物的作用機(jī)理還有待進(jìn)一步研究。（3）目前，有部分學(xué)者[26-27]提出生物炭本身具有一定毒性，若原料中含有一些重金屬或者有機(jī)物超標(biāo)，制成的生物炭可能會(huì)產(chǎn)生有毒有害物質(zhì)，這些與制備生物炭時(shí)選取的原料、熱解的溫度、時(shí)間和熱解的方式都有關(guān)。因此，對(duì)生物炭應(yīng)用的研究也應(yīng)著重此方面，確保不會(huì)對(duì)環(huán)境帶來(lái)更大的傷害。

參考文獻(xiàn)：

[1]涂強(qiáng). 從自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目看我國(guó)環(huán)境化學(xué)進(jìn)展和趨勢(shì)[J]. 化學(xué)進(jìn)展，1997，9（4）：431-436.

[2]Roberts K G，Gloy B A，Joseph S，et al. Life cycle assessment of biochar systems：estimating the energetic，economic，and climate change potential[J]. Environmental Science & Technology，2010，44（2）：827-833.

[3]Lehmann J，Joseph S. Biochar for environmental management：science and technology[M]. London：Earthscan，2009：107-157.

[4]Cao X D，Harris W. Properties of dairy-manure-derived biochar pertinent to its potential use in remediation[J]. Bioresource Technology，2010，101（14）：5222-5228.

[5]Cao X D，Ma L，Gao B，et al. Dairy-Manure derived biochar effectively sorbs Lead and atrazine[J]. Environmental Science & Technology，2009，43（9）：3285-3291.

[6]郭文娟，梁學(xué)峰，林大松，等. 土壤重金屬鈍化修復(fù)劑生物炭對(duì)鎘的吸附特性研究[J]. 環(huán)境科學(xué)，2013，34（9）：3716-3721.

[7]劉玉學(xué)，劉微，吳偉祥，等. 土壤生物質(zhì)炭環(huán)境行為與環(huán)境效應(yīng)[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2009，20（4）：977-982.

[8]Park J H，Choppala G K，Bolan N S，et al. Biochar reduces the bioavailability and phytotoxicity of heavy metals[J]. Plant and Soil，2011，348（1/2）：439-451.

[9]Hossain M K，Strezov V，Chan K Y，et al. Agronomic properties of wastewater sludge biochar and bioavailability of metals in production of cherry tomato （Lycopersicon esculentum）[J]. Chemosphere，2010，78（9）：1167-1171.[ZK）]

[10]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.

[11]陳再明，萬(wàn)還，徐義亮，等. 水稻秸稈生物碳對(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.

[12]Beesley L，Moreno-Jimenez 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]. Environmental Pollution，2010，158（suppl 1）：2282-2287.

[13]林愛(ài)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.

[14]Jiang T Y，Jiang J，Xu R K，et al. Adsorption of Pb（Ⅱ） on variable charge soils amended with rice-straw derived biochar[J]. Chemosphere，2012，89（3）：249-256.

[15]Skjemstad J O，Reicosky D C，Wilts A R，et al. Charcoal carbon in US agricultural soils[J]. Soil Science Society of America Journal，2002，66（4）：1249-1255.

[16]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）：1477-1488.

[17]張愛(ài)莉，朱義年，紀(jì)銳琳，等. 竹炭對(duì)氨氮的吸附性能及其影響因素的研究[J]. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù)，2008，31（6）：19-21，50.

[18]馬建偉，王慧，羅啟仕. 電動(dòng)力學(xué)-新型竹炭聯(lián)合作用下土壤鎘的遷移吸附及其機(jī)理[J]. 環(huán)境科學(xué)，2007，28（8）：1829-1834.

[19]Uchimiya M，Lima I M，Thomas Klasson K，et al. Immobilization of heavy metal ions （CuⅡ，CdⅡ，NiⅡ，and PbⅡ） by broiler litter-derived biochars in water and soil[J]. Journal of Agricultural and Food Chemistry，2010，58（9）：5538-5544.[HJ1.75mm]

[20]朱慶祥. 生物炭Pb、Cd污染土壤的修復(fù)試驗(yàn)研究[D]. 重慶：重慶大學(xué)，2011.

[21]Windhammyers L，Marvindipasquale M，Kakouros E，et al. Mercury cycling in agricultural and managed wetlands of California，USA：seasonal influences of vegetation on mercury methylation，storage，and transport.[J]. Science of the Total Environment，2014，484（24）：308-318.

[22] Hossain M K，Strezov V，Chan K Y，et al. Agronomic properties of wastewater sludge biochar and bioavailability of metals in production of cherry tomato （Lycopersicon esculentum）[J]. Chemosphere，2010，78（9）：1167-1171.

[23]劉阿梅. 生物炭對(duì)植物生長(zhǎng)發(fā)育及鎘吸收的影響[D]. 湘潭：湖南科技大學(xué)，2014.

[24]楊曉慶，侯仔堯，常夢(mèng)婷，等. 生物炭對(duì)鎘污染土壤的修復(fù)研究[J]. 江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué)，2015，43（6）：335-337.

[25]楊曉慶，侯仔堯，常夢(mèng)婷，等. 改良荊對(duì)Cd污染土壤的修復(fù)作用[J]. 江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué)，2015，43（7）：423-425.

[26] Park J H，Choppala G K，Bolan N S，et al. Biochar reduces the bioavailability and phytotoxicity of heavy metals[J]. Plant and Soil，2011，348（1/2）：439-451.

[27]Jing Y D，He Z L，Yang X E. Adsorption-desorption characteristics of mercury in paddy soils of China[J]. Journal of Environmental Quality，2008，37（2）：680-688.[ZK）][HT][HJ][FL）]