生物炭對污染土壤中Cd遷移轉化的影響

譙華 黃文章 彭偉 原金海 王浩

摘? ? ? 要： 生物炭可通過改變污染土壤中Cd的賦存狀態進而影響其遷移轉化來達到修復污染土壤的目的。在介紹生物炭概念的基礎上，闡述生物炭對土壤中Cd遷移轉化的可能機理，如陽離子-π鍵、離子交換、表面沉淀、表面絡合和靜電吸附等，著重探討生物炭對Cd遷移轉化的影響因素，如生物炭原料、熱解溫度、改性方法、生物施用量、生物炭老化、土壤類型及條件因子等，并分析影響原因，最后提出一些建議，如加強實際Cd污染土壤中生物炭的應用研究、構建影響因素與修復效果之間的模型、研究生物炭施用后潛在風險性以及土壤生態系統的變化，以期為Cd污染土壤修復提供一定的參考。

關? 鍵? 詞：生物炭;Cd污染土壤;機理;遷移轉化;影響因素

中圖分類號：X53? ? ? ?文獻標識碼： A? ? ? ?文章編號： 1671-0460（2020）11-2418-05

Effect of Biochar on the Transport and Transformation

of Cd in Contaminated Soil

QIAO Hua1*， HUANG Wen-zhang1， PENG Wei 2， YUAN Jin-hai1， WANG Hao3

（1. College of Chemistry and Chem-engineering， Chongqing University of Science and Technology， Chongqing 401331， China;

2. Department of Military Installation， Army Logistics University of PLA， Chongqing 401311， China;

3. College of Agriculture， Henan University of Science and Technology， Luoyang 471003， China）

Abstract： Biochar can change the existing state of Cd in contaminated soil and then affect its migration and transformation to achieve the purpose of remediation. On the basis of introducing biochar concept， the possible mechanism of biochar enhancing Cd immobilization was introduced，such as cation-π bond， ion exchange， surface precipitation， surface complexing， electrostatic interaction.The influencing factors of biochar on Cd migration and transformation were emphatically elaborated， such as biochar raw materials， pyrolysis temperature， modification methods， biological application amount， biochar aging， soil type and conditions. Finally， some suggestions were put forward， such as strengthening biochar application research in field Cd contaminated soil， constructing the model between influencing factors and remediation effect， studying the potential risk of biochar application and the change of soil ecosystem， so as to provide some reference for the remediation of Cd contaminated soil.

Key words： Biochar; Cd contaminated soil; Mechanism; Migration and transformation; Influencing factors

鎘（Cd）是生物毒性最強的重金屬元素之一，被國際癌癥研究機構（IARC）定為Ⅰ類致癌物質，也是我國土壤超標率最高的重金屬[1]，所以污染土壤中鎘的遷移轉化備受關注。重金屬Cd的生物可利用性及遷移轉化主要取決于土壤中Cd的賦存狀態，而環境友好、來源廣、比表面積大、pH高、CEC大、含有大量官能團及負電荷的生物炭（ Biochar）可通過物理、化學、物理化學等作用改變Cd的賦存狀態，進而影響其遷移轉化。本文在總結大量文獻的基礎上，主要就生物炭對土壤中Cd遷移轉化的影響機理及影響因素進行重點闡述，以期為Cd污染土壤修復提供參考。

1? 生物炭的概念

生物炭（ Biochar） 是由生物殘體在缺氧或含氧量低的情況下，經過高溫慢速熱解（ 300～900 ℃） 或者水熱碳化法制備的一類難熔、穩定、芳香化程度高、碳素含量豐富的固態物質[2]。生物炭的主要組成元素為C、H、O，還含有一定量的N、P、K、Na、Ca、Mg等營養元素，其中碳質量分數大都在70%以上，烷基和芳香結構是最主要的成分。

生物炭的原料來源廣泛，主要有植物來源如木材、秸稈、果殼等，動物來源如牛糞、雞糞等，微生物來源如污泥等。目前，大部分生物炭的研究與應用都是以農業、林業、禽畜垃圾、城市污水廠污泥等為原料，不但原料豐富，還可變廢為寶，具有十分重要的作用。

2? 生物炭對土壤中Cd遷移轉化的影響機理

土壤中重金屬Cd不可生物降解，其生物利用有效性及遷移轉化主要取決于土壤中Cd的賦存狀態。土壤中Cd等重金屬常分為可交換態、碳酸鹽結合態、鐵錳氧化物結合態、有機物結合態和殘渣態共5種形態，其中可交換態的生物利用有效性最大;可交換態Cd向其余4態轉化都會降低Cd在土壤中的生物利用有效性。有強烈吸附能力的生物炭能夠改變土壤中重金屬的存在形態，降低重金屬的可交換態含量，進而降低Cd的遷移轉化能力和植物的可利用度。土壤中Cd被吸附的程度主要與生物炭理化性質（比表面積、微孔分布、功能團和陽離子交換量等）有關[3]，其吸附機理主要有陽離子交換、陽離子-π鍵、表面沉淀、表面絡合、靜電吸附[4-5]（具體見圖1）。

2.1? 陽離子交換和陽離子-π鍵

生物炭表面的陽離子交換吸附是生物炭吸附Cd的主要機理之一。陽離子交換量越大，包括Cd在內的重金屬吸附量也越大[6-7]。陽離子交換吸附具有能量低、明顯可逆和非特異等特點[4]。

陽離子-π鍵功能主要取決于生物炭的芳構化如C=C、C=O等，也是吸附Cd等重金屬的主要機理[8]。π共軛芳香結構存在越多，則負電荷在π軌道變化越大，官能團失電子能力越強，吸附效果更顯著[9]。

2.2? 靜電吸引

另一個影響金屬吸附的重要特性是表面電荷。當溶液pH>pHpzc，生物炭帶負電荷，可以緊密吸附陽離子如Cd2+等;反之，則易吸附陰離子如HAsO42- 和HCrO4-。有研究表明[10]，生物炭的pHpzc隨熱解溫度升高而升高，這是由于生物炭上負電荷官能團的量（—COO—、—COH、—OH）下降了，致使表面的負電荷越來越少、pHPZC越來越高。

2.3? 表面沉淀作用

呈堿性的生物炭會促進Cd與OH-、PO43-、CO32-形成Cd（OH）2、Cd2（PO4）3、CdCO3[11]。XU[12]等發現含有較高濃度可溶性碳酸鹽和磷酸鹽的牛糞生物炭對Cd的固定主要來源于表面沉淀。TRAKAL[7]等還發現，在Cd碳酸鹽形成后，CO32-的峰有移動。

2.4? 表面絡合

表面絡合是Cd固定化的重要機理。生物炭表面含有很多含氧官能團，例如羧基、酚羥基等，它們可以與金屬陽離子形成金屬絡合物，增加土壤對重金屬的專性吸附。很多研究表明[5，8]，Cd（Ⅱ）易于與生物炭表面含氧官能團（如-OH、-COOH）形成表面絡合物，從而使Cd被固定，具體形式為：

Cd2++R-OH=Cd-RO+H+ ;Cd2++R-COOH=Cd-RCOO+H+。

此外，重金屬Cd還可以與生物炭上或周圍的Al、Fe、P等元素形成絡合物從而使Cd被固定[13]。

3? 生物炭對土壤中Cd遷移轉化的影響因素

生物炭對土壤中重金屬Cd遷移轉化的影響與生物炭原料來源、熱解溫度、改性方式、施用量、老化及土壤條件等因素密切相關。

3.1? 生物炭原料

原料對生物炭的理化性質具有很大影響。生物炭的元素組成及含量與其生物質源中的元素含量呈線性相關，如禽畜糞便類生物炭具有較高的礦物養分，而木材秸稈類炭中含量相對較少[14]。富含木質素原料制備的生物炭其產率相對高、大孔結構多，而富含纖維素原料制備的生物炭微孔結構多[9，11]。

原料不一樣，得到的生物炭對Cd在作物中的富集作用及Cd污染土壤修復性能也不一樣。羅唯葉[15]等在研究稻殼、秸稈-木材（混合）和動物糞便3種不同來源生物炭對鉛鋅礦區弱酸提取態Cd等的吸附時發現，含P豐富的動物糞便源生物炭對弱酸提取態Cd去除率最高。O'CONNOR[16]等在總結生物炭應用田間試驗時發現，稻草和小麥莖源生物炭在降低包括Cd在內的重金屬淋溶及在作物中富集方面最好，而芒屬和木材源生物炭則在提高作物產量方面表現最好。XU[17]等以牛糞和稻殼為原料制備生物炭，發現牛糞炭相比于稻殼炭更能有效去除重金屬Cu、Pb、Zn、Cd，且主要與原料中磷酸根離子和碳酸根離子含量有關，因為磷酸鹽和碳酸鹽成分可通過與重金屬共沉淀等作用降低重金屬在土壤中的生物有效性。

3.2? 熱解溫度

生物炭的理化性質與熱解溫度有很大關系。大部分研究表明[18-20]，熱解溫度升高，其比表面積增大、pH增大、堿性官能團數量增加，但CEC降低、生物炭表面的酸性官能團數量下降、官能團密度較小，其中官能團密度的減少、CEC的減少不利于Cd的固定，但比表面積增大、pH的增大、堿性官能團數量的增加則有利于Cd的固定。目前一些研究發現生物炭表面積與Cd生物有效性之間呈現負相關關系。CAO[21]等發現，生物炭中的無機鹽如磷酸鹽和碳酸鹽成分隨熱解溫度上升呈現先下降后上升的趨勢，在200 ℃時溶解性鹽分增多，而在500 ℃時Ca、Mg、P微晶體大量形成，促進了重金屬的沉淀;生物炭堿度的提升也能促進重金屬沉淀。KIM [22]等發現，熱解溫度高時生物炭的芳香族結構較多而極性官能團較少，當熱解溫度>500 ℃，Cd能被生物炭吸附的量可達到13.24 mg·g-1。武瑞平[23]等在研究300、600、800 ℃下污泥生物炭對人工模擬Cd污染土壤修復時發現，在同樣施加量條件下溫度越高，修復效果越好。

生物炭的改性前后其吸附性能與熱解溫度的關系不盡相同。王瑞峰[24]等考察了400、500、600、700 ℃對玉米秸稈、玉米芯和木屑原料生物炭及改性情況的影響，結果表明，未改性時其對Cd的吸附能力隨溫度上升而上升，但不同改性方法的生物炭吸附性能與熱解溫度的關系隨原料來源不同而呈現較大差異，具體機理還待繼續研究。

3.3? 改性方法

改性生物炭的理化性質及其對Cd環境行為的影響隨改性方法不同而不同。王瑞峰[24]等用微波和NaOH對同樣熱解溫度（400、500、600、700 ℃）制備的玉米秸稈、玉米芯和木屑生物炭改性后發現，除600 ℃條件制備的玉米芯生物炭處理外，NaOH改性后的生物炭對Cd的吸附量約為微波改性的1.7～8.4倍;NaOH改性后的生物炭相對于改性前，其比表面積和孔隙度總孔體積變小，但堿性基團增加了4倍，可見吸附性能優化與比表面積和總孔體積不成正比，更多是取決于表面的官能團性質。但有些研究表明，通過NaOH改性后其孔隙度和比表面積增加，從而提高吸附性能。孫越[25]等在綜述生物炭的主要改性方法時發現，氫氧化鈉改性可通過提高生物炭比表面積、含氧官能團、陽離子交換能力等增強對Cd2+的吸附能力。楊蘭[26]在研究HNO3氧化、NaOH活化、KMnO4浸漬和磁性修飾（FeCl3）改性處理后的油菜秸稈生物炭對Cd污染水稻土的鈍化效應時發現，改性生物炭（BC-HNO3、BC-FeCl3、BC-KMnO4、BC-NaOH）均能降低原狀土有效態Cd含量，其中尤以BC-KMnO4、BC-NaOH對原狀土中Cd鈍化較好，Cd有效態質量分數低于對照50%;BC-FeCl3、BC-KMnO4、BC-NaOH能降低土壤中外源Cd有效態質量分數，尤以10% BC-KMnO4對有效態Cd的鈍化效果最好，但BC-HNO3增加了土壤中Cd的有效態質量分數。張越[27]等采用熱分解法以廢棄松木屑為原料制備生物炭，隨后用硝酸、氨氣、溴水和硫化鈉4種化學試劑分別對其進行改性，發現經過氨氣改性后的生物炭吸附容量最大，其對Cd的吸附量可達12.3 mg·g-1，且反應條件如pH等也是影響吸附效果的重要因素。胡術剛[28]等對稻殼生物炭采用CaCl2、CaCl2與H2O2混合性改性，結果表明，改性后生物炭其表面積和總孔容積均有增大，對水中Cd離子的吸附能力也顯著上升，特別是混合改性后生物炭其效果更優?？梢姼男苑椒愋?、改性劑類型及濃度都會對改性生物炭鈍化Cd效應產生影響。

3.4? 生物炭施加量

土壤有機質和有機碳含量是施用生物炭土壤的重要參數。有機質能影響污染物在固-液中的分布，從而影響污染物的生物有效性。WENG[29]等創建了一個多面模型來表征重金屬在固-液中的分布，結果表明，土壤OM越高，其污染物固定越好。作為富碳物質的生物炭其在土壤中施用量越大，土壤中有機碳越高，土壤淋瀝的潛力下降，污染物在植物組織的富集強度也較小。O'CONNOR[16]等在綜述8個國家29個野外田間試驗生物炭施用對Cd污染土壤影響時發現，在生物炭施用量≤5 t·ha-1條件下，生物量施用量、施用后與施用前生物炭含量差均與土壤中Cd的淋瀝、富集成負相關關系。張煜行[30]課題組通過盆栽實驗在研究生物炭質量分數（0、0.5%、1%、3%、5%）對DEHP和Cd復合污染土壤中Cd的影響時發現，生物炭可通過提高土壤pH值、有機質和CEC降低Cd的生物利用有效性，且土壤中生物炭施加量越高，土壤中Cd的生物利用有效性越低。

也有文獻表明生物炭施加量并非越多越好。郭文娟[31]采用野外田間試驗考察生物炭施加量分別為5、10、20 t·ha-1時對菜地Cd有效態及油麥菜Cd含量的影響。結果表明，土壤中有效態Cd在生物炭施加量為5、10 t·ha-1時降低最多，但在20 t·ha-1時反而上升至與對照一樣水平;油麥菜根部及可食用部分Cd含量在生物炭施用條件下均呈下降趨勢，當生物炭施加量≤10 t·ha-1，Cd含量有隨生物炭施加量的增加呈下降趨勢，當生物炭施加量增加至? 20 t·ha-1時油麥菜中Cd含量與10 t·ha-1沒有顯著變化。還有人研究發現，外源生物炭加入會增加重金屬的活性。孟令陽[32]等研究發現，活性炭、草炭和風化煤能將Cd污染土壤中外源性Cd的有效態含量降低，但卻能活化污染土壤中內源性Cd的活性，而且Cd在玉米中的積累量也隨之增加，其具體機理不詳。此外，生物炭的加入能否活化重金屬取決于污染場地的其他因子如鹽度，ABBAS[33]等在研究生物炭對Cd污染鹽地（0、25 、50 mmol·L-1）的修復時發現，在低濃度鹽分（0、25 mmol·L-1）條件下，生物炭的添加量越高其修復效果越好，但在? ? ? 50 mmol·L-1鹽度條件下，其修復效果隨生物炭添加量的增加呈現先上升后下降的趨勢。

3.5? 生物炭的老化

生物炭在老化過程中會改變某些特性，進而影響其對重金屬的包埋能力。FAN[34]等發現麥秸生物炭經過酸老化后其Cd吸附能力增加了21.2%，因為Cd與含氧官能團能形成絡合物，含氧官能團如酮基和苯酚基在老化后呈上升趨勢。XU[35]等研究了牛糞和鋸末生物炭在施用于Cd污染土壤前后經過25個干濕或凍融周期老化后其生物炭特性及其對Cd包埋能力影響，結果表明，施用前老化生物炭的pH值由8.2～10.7降至7.5～9.7，但DOC釋放量、O/C和含氧官能團如—OH和—C=O—均增加了;相對于新制生物炭，施用前老化的生物炭其Cd包埋量由57%～70%下降至53%～63%，因為CdCO3 或 Cd3（PO4）2 下降了;相反，施用后生物炭的老化對堿度影響較小，但O/C和含氧官能團均有上升，生物炭對Cd的包埋能力由44%～68%上升至59%～73%，因為Cd能與增加的含氧官能團形成絡合物;同時一些田間試驗也證實這一點，CUI[36]等對鎘污染土壤進行了兩年的田間試驗，結果表明，在施用10、20、40 t·ha-1的生物炭后，第一年稻米中Cd的富集率分別下降16.8%、37.1%和45%，第二年則下降了42.7%、39.9%和61.9%。這表明施用新鮮的生物炭于污染土壤中有利于Cd包埋的長期穩定性而且成本較低。

3.6? 土壤類型及條件

相對于黏土，沙土中Cd等重金屬易于溶解及遷移和被植物吸收，這是由于沙質土壤表面積和陽離子交換都較低。QI[37]等在研究質量分數為5%的中性雞糞生物炭對4種土壤Cd溶解性及生物利用有效性影響時發現，生物炭對高吸附力的兩種黏土沒有影響，卻能對低吸附能力的兩種壤土中Cd的質量分數降低50%。

土壤的各種條件因子[38]如pH值、土壤有機質、CEC、營養狀況等均會影響土壤中Cd的遷移性及生物毒性，其中最重要的是pH和SOM。土壤pH的上升不但可以增加土壤表面的負電荷還易與重金屬形成MOHn+，有利于重金屬的包埋。在pH<7的酸性土壤中，Cd生物利用有效性較大。CUI[36]等發現生物炭施入后第一年、第二年土壤pH分別提高了0.15～0.33、0.24～0.38，相應地Cd在土壤中的可提取率分別下降了32%～52.5%和5.5%～43.4%。但SHEN[39]等在研究生物炭（pH=6.96）對高pH土壤（pH=8）的影響時發現，生物炭的加入對土壤pH沒有影響，但能降低Ni和Zn等重金屬的滲漏率。包括腐殖質在內的土壤有機質其上含有帶負電荷的羧基、酚基，能與Cd等重金屬形成絡合物，故土壤中SOM含量與重金屬在植物中的吸收呈負相關關系。

4? 結語與展望

環境友好的生物炭在Cd污染土壤修復中具有良好的效果，其作用機理也多種多樣，同時受眾多因素影響，主要包括生物炭原料、生物炭熱解溫度、生物炭改性方法、生物炭施用量、生物炭的老化、土壤類型及條件因子等。這些因子主要是通過影響生物炭結構及特性進而影響Cd污染土壤修復效果，且眾多研究表明生物炭結構與Cd污染土壤修復效果之間存在一些定量或半定量關系，但未建立相關模型。同時，生物炭的研究大部分仍處于實驗室階段，且針對生物炭加入后與土壤微生物系的相互作用的研究也較少。另外，生物炭可能含有一些有害污染物如PAH或重金屬，應用于環境后可能存在一定風險性。

應環境可持續發展需要，生物炭的應用前景越來越廣泛，為了促進生物炭的環境應用，仍需進行以下研究：一是進一步加大生物炭在實際污染土壤中的修復研究;二是構建生物炭結構或生物炭結構影響因素與Cd污染土壤修復效果之間的模型;三是研究生物炭加入后與土壤微生物系統的相互作用及機理;四是研究實際實用中生物炭效果的持久性、穩定性以及生物炭應用的潛在風險性。

參考文獻：

[1]環境保護部，國土資源部. 全國土壤污染狀況調查公報（2014年4月17日）[J]. 環境教育，2014（6）：8-10.

[2]鐘曉曉，王濤，原文麗，等. 生物炭的制備、改性及其環境效應研究進展[J]. 湖南師范大學自然科學學報，2017，40（5）：44-50.

[3]WANG J， WANG S. Preparation， modification and environmental application of biochar： a review[J]. Journal of Cleaner Production， 2019， 227： 1002-1022.

[4]WANG S， XU Y， NORBU N， et al. remediation of biochar on heavy metal polluted soils[J]. IOP Conference Series： Earth and Environmental Science， 2018， 108： 42113.

[5]HAMID Y， TANG L， HUSSAIN B， et al. Organic soil additives for the remediation of cadmium contaminated soils and their impact on the soil-plant system： a review[J]. The Science of the Total Environment， 2020， 707： 136121.

[6]REES F， SIMONNOT M O， MOREL J L. Short-term effects of biochar on soil heavy metal mobility are controlled by intra-particle diffusion and soil ph increase[J]. European Journal of Soil Science， 2014， 65（1）： 149-161.

[7]TRAKAL L， BING?L D， POHO?EL? M， et al. Geochemical and spectroscopic investigations of cd and pb sorption mechanisms on contrasting biochars： engineering implications[J]. Bioresource Technology， 2014， 171： 442-451.

[8]熊靜，王蓓麗，劉淵文，等. 生物炭去除土壤重金屬的研究進展[J]. 環境工程，2019，37（9）：182-187.

[9]LI H， DONG X， DA SILVA E B， et al. Mechanisms of metal sorption by biochars： biochar characteristics and modifications[J]. Chemosphere， 2017， 178： 466-478.

[10]CHEN T， ZHANG Y， WANG H， et al. Influence of pyrolysis temperature on characteristics and heavy metal adsorptive performance of biochar derived from municipal sewage sludge[J]. Bioresource Technology， 2014， 164： 47-54.

[11] BANDARA T， FRANKS A， XU J， et al. Chemical and biological immobilization mechanisms of potentially toxic elements in biochar-amended soils[J]. Critical Reviews in Environmental Science and Technology， 2019： 1-76.

[12]XU X， CAO X， ZHAO L， et al. Removal of Cu， Zn， and Cd from aqueous solutions by the dairy manure-derived biochar[J]. Environmental Science and Pollution Research， 2013， 20（1）： 358-368.

[13]ZHENG R， CHEN Z， CAI C， et al. Mitigating heavy metal accumulation into rice （oryza sativa l.） using biochar amendment — a field experiment in Hunan， China[J]. Environmental Science and Pollution Research， 2015， 22（14）： 11097-11108.

[14]鐘曉曉，王濤，原文麗，等. 生物炭的制備、改性及其環境效應研究進展[J]. 湖南師范大學自然科學學報，2017，40（5）：44-50.

[15]李雪琴. 生物炭改性方式的優選及對廢水溶解態Cr（Ⅵ）吸附性能的研究[D]. 重慶大學，2018.

[16]O'CONNOR D， PENG T， ZHANG J， et al. Biochar application for the remediation of heavy metal polluted land： a review of in situ field trials[J]. Science of The Total Environment， 2018， 619-620： 815-826.

[17]XU X， CAO X， ZHAO L. Comparison of rice husk- and dairy manure-derived biochars for simultaneously removing heavy metals from aqueous solutions： role of mineral components in biochars[J]. Chemosphere， 2013， 92（8）： 955-961.

[18]XIAO X， CHEN B， CHEN Z， et al. Insight into multiple and multilevel structures of biochars and their potential environmental applications： a critical review[J]. Environmental Science & Technology， 2018， 52（9）： 5027-5047.

[19]WEBER K， QUICKER P. Properties of biochar[J]. Fuel， 2018， 217： 240-261.

[20]王默涵，張昊，楊紅建，等. 羊糞生物炭對廢水中重金屬的去除效果和作用機理[J]. 環境工程. http：//kns.cnki. net/KCMS/detail/ detail.aspx？FileName=HJGC20191219000&DbName=CAPJ2019.

[21]CAO X， MA L， GAO B， et al. Dairy-manure derived biochar effectively sorbs lead and atrazine[J]. Environmental Science & Technology， 2009， 43（9）： 3285-3291.

[22]RIZWAN M， ALI S， QAYYUM M F， et al. Mechanisms of biochar- mediated alleviation of toxicity of trace elements in plants： a critical review[J]. Environ Sci Pollut Res Int， 2016， 23（3）： 2230-2248.

[23]武瑞平， 趙峰. 熱解溫度對生物炭強化鎘污染土壤治理的影響[J]. 環境工程，2020. http：//kns.cnki.net/KCMS/detail/detail.aspx？ FileName=HJGC2020060500A&DbName=CAPJ2020.

[24]王瑞峰，周亞男，孟海波，等. 不同改性生物炭對溶液中Cd的吸附研究[J]. 中國農業科技導報， 2016，18（6）：103-111.

[25]孫越，嚴曉菊，張延，等. 生物炭的主要改性方法及其在污染物去除方面的應用[J]. 當代化工，2019，48（8）：1700-1703.

[26]楊蘭. 改性生物炭材料對鎘污染水稻土鈍化修復效應研究[D]. 雅安：四川農業大學，2017.

[27]張越，林珈羽，劉沅，等. 改性生物炭對鎘離子吸附性能研究[J]. 武漢科技大學學報，2016，39（1）：48-52.

[28]胡術剛，欒小凱，顏昌宙，等. 改性生物炭的制備及其對水中鎘離子的吸附試驗[J]. 環境工程，2019，37（5）：12-16.

[29]WENG L P， TEMMINGHOFF E， LOFTS S， et al. Complexation with dissolved organic matter and solubility control of heavy metals in a sandy soil[J]. Environmental Science & Technology， 2002， 36（22）： 4804-4810.

[30]張煜行， 譙華， 魏世強， 等.稻殼生物炭施加量對農田土壤鎘及鄰苯二甲酸酯復合污染修復的影響[C]. 2019年中國土壤學會土壤環境專業委員會、土壤化學專業委員會聯合學術研討會論文摘要集，2019.

[31]郭文娟. 生物炭對鎘污染土壤的修復效應及其環境影響行為[D]. 北京：中國農業科學院，2013.

[32]孟令陽，辛術貞，蘇德純. 不同惰性有機碳物料對土壤鎘賦存形態和生物有效性的影響[J]. 農業環境科學學報，2011，30（8）： 1531-1538

[33]ABBAS T， RIZWAN M， ALI S， et al. Effect of biochar on alleviation of cadmium toxicity in wheat （triticum aestivum l.） grown on cd-contaminated saline soil[J]. Environmental Science and Pollution Research， 2018， 25（26）： 25668-25680.

[34]FAN Q， SUN J， CHU L， et al. Effects of chemical oxidation on surface oxygen-containing functional groups and adsorption behavior of biochar[J]. Chemosphere， 2018， 207： 33-40.

[35]XU Z， XU X， TSANG D C W， et al. Contrasting impacts of pre- and post-application aging of biochar on the immobilization of Cd in contaminated soils[J]. Environmental Pollution， 2018， 242： 1362-1370.

[36]CUI L， LI L， ZHANG A， et al. Biochar amendment greatly reduces rice cd uptake in a contaminated paddy soil： a two-year field experiment[J]. Bioresources， 2011， 6（3）： 2605-2618.

[37]QI F， LAMB D， NAIDU R， et al. Cadmium solubility and bioavailability in soils amended with acidic and neutral biochar[J]. Science of the Total Environment， 2018， 610-611： 1457-1466.

[38]LAHORI A H， GUO Z， ZHANG Z， et al. Use of biochar as an amendment for remediation of heavy metal-contaminated soils： prospects and challenges[J]. Pedosphere， 2017， 27（6）： 991-1014.

[39]SHEN Z， SOM A M， WANG F， et al. Long-term impact of biochar on the immobilisation of nickel （II） and zinc （II） and the revegetation of a contaminated site[J]. Science of The Total Environment， 2016， 542： 771-776.