徐 奕，梁學峰,趙立杰,徐應明

(1.湖南農業(yè)大學資源環(huán)境學院，湖南 長沙 410128；2. 農業(yè)部環(huán)境保護科研監(jiān)測所，農田重金屬污染修復創(chuàng)新團隊，天津 300191)

生物碳的特性及其在農業(yè)上的應用研究進展

徐 奕1，梁學峰2,趙立杰2,徐應明2

(1.湖南農業(yè)大學資源環(huán)境學院，湖南 長沙 410128；2. 農業(yè)部環(huán)境保護科研監(jiān)測所，農田重金屬污染修復創(chuàng)新團隊，天津 300191)

生物碳是生物質原料在完全絕氧或部分缺氧條件下經高溫熱裂解產生的一類富碳、高度芳香化和高穩(wěn)定性的固體產物。生物碳自身具有較高的穩(wěn)定性，pH呈堿性特征和富含養(yǎng)分物質，以及具有保水、持留養(yǎng)分，改善土壤環(huán)境質量，有利于微生物繁殖等優(yōu)點，對土壤物理化學性質的變化起著重要作用。本文介紹了生物碳的基本特性，綜述了生物碳對土壤重金屬污染的修復作用、對土壤的固氮/減排作用影響、對土壤物理化學性質的影響，以及對土壤有機質及礦質營養(yǎng)成分的影響，分析了目前生物碳在農業(yè)領域應用研究存在的問題和不足，并對未來生物質碳在農業(yè)領域應用研究的前景和方向進行了展望。

生物碳;農業(yè);土壤;應用;進展

全球對生物碳的研究主要從對亞馬遜盆地中部黑色土壤的認識而開始。2007年第一屆國際生物碳會議在澳大利亞舉辦后，生物碳成為了全球科研人員關注的焦點和研究熱點。2009年《Nature》就生物碳在土壤改良、環(huán)境污染治理和固碳減排中的潛在應用前景連續(xù)發(fā)表了論文[1-2]。國際生物碳聯盟(International Biochar Initiative，IBI)的成立進一步使得國際社會對生物質碳的研究呈現出快速發(fā)展趨勢。目前國內外關于生物碳的應用研究主要集中在土壤改良、受污染環(huán)境的治理與修復及溫室氣體減排等農業(yè)與環(huán)境的應用領域，除此之外，生物碳的利用還對生物質能的推廣與應用、廢棄生物質資源化利用以及功能材料研究等領域有著極高的應用價值和重要的現實意義。本文在對生物碳性質介紹的基礎上，重點詳細綜述了近年來有關生物碳在農業(yè)領域應用的研究進展及其存在的問題，并對生物碳在農業(yè)領域的應用前景和方向進行了展望。

1 生物碳的特性

1.1 生物碳的元素組成

據Demirbas報道，生物碳的元素組成主要包括：C(66.6%～87.9%)、H(1.2%～2.9%)、O(10.6%～26.6%)[7]。其次為灰分，主要包括鉀、鈉、鈣、鎂、硅等。其元素組成主要由最終碳化溫度決定，隨著生物碳最終制備溫度的升高，其自身含碳量增加，而H、O元素的含量將降低，灰分含量有所增加[8]。制備生物碳中灰分的元素組成還與所采用原料植物生長所在地的土壤類型、植物種類有關。Titirici等采用紅外光譜分析表明，羥基、羧基、酚羥基、脂族雙鍵及其芳香性是生物碳的典型結構特征[9]。Schmidt等研究顯示，生物碳不僅由極其穩(wěn)定的芳香化結構組成，而且還含有大量脂肪族和氧化態(tài)碳結構[8]。生物碳自身的高度芳香化結構導致其具有很好的穩(wěn)定性。

1.2 生物碳pH

生物碳一般呈堿性，其pH值主要介于5～12，而且隨生物碳制備溫度的升高，生物碳的pH值也越高。生物碳中含有的碳酸鹽組分是導致其本身呈堿性的主要原因，而生物碳表面含有豐富的-O-(-OH)和-COO-(-COOH)等羥基和羧基官能團，是造成生物碳呈堿性的另一種原因。生物碳表面豐富的含氧官能團是構成生物碳具有獨特良好吸附特性，以及親水或疏水特征和對酸堿具有較好緩沖能力的基礎。制備生物質的原料來源同樣對生物碳的堿性產生重要的影響，研究表明動物糞便制備的生物碳比植物體制備的生物碳具有更高的堿性，豆科植物制備的生物碳的堿性要比非豆科植物制備的生物碳堿性高。

1.3 生物碳的比表面積

生物碳表面具有顯著的多孔性特征，導致其具有較高的表面能和較大的比表面積。然而，制備原料的來源和熱解條件對生物碳的比表面積存在著很大的影響，不同制備原料和熱解條件生產出來的生物碳比表面積間可能會相差達數百倍。在一定溫度范圍內，比表面積隨熱解溫度的升高而增加。如當熱解溫度從200℃升高至700℃時，采用木屑為原料制備的生物碳比表面積將會從2.3m2·g-1增加到247m2·g-1，而當熱解溫度從200℃升高至500℃時，采用動物糞便為原料制備的生物碳比表面積將從3m2g-1增加到14m2·g-1。但當熱解溫度達到600～700℃時，由稻殼原料制備的生物碳比表面積卻隨熱解溫度的升高而下降[10]。這主要歸因于生物碳比表面積的大小主要由其自身孔隙度決定，制備生物碳的熱解溫度對生物碳的孔隙結構具有重要影響。而采用活化手段也會對生物碳的比表面積產生顯著影響，如使用甘蔗、稻殼、污泥和動物糞便制備的生物碳經過活化后，比表面積將從不足100m2·g-1增加到200m2·g-1以上[11]。Purevsuren等[12]通過在600℃下熱解酪蛋白制備出具有20%的孔隙度的生物碳，采用掃描電境分析發(fā)現生物碳的部分孔隙被灰分所覆蓋，活化后可以去除孔隙中的灰分，提高生物碳的孔隙度和比表面積。

1.4 生物碳的表面化學性質

由于生物碳表面擁有豐富的含氧官能團，導致生物碳具有良好的吸附特性、親水或疏水的特點，以及對酸堿的緩沖能力，構成了生物碳在土壤環(huán)境化學中的應用基礎。但生物碳表面極性官能團較少[10]，主要基團包括羰基、羧基、內酯、吡喃酮、酚羥基、酸酐等，它們構成了生物碳具有良好的吸附特性[11]。生物碳制備溫度越高，其陽離子交換容量(CEC)越低。當制備溫度升高時，生物碳中總官能團減少，官能團密度隨之降低。生物碳表面含氧官能團的數量隨制備溫度的升高而下降，由于含氧官能團的離解產生負電荷，因此生物碳表面的負電荷量相應降低。生物碳表面較低的負電荷導致其陽離子交換容量(CEC)較低。制備溫度較低時，生物碳中的含氧官能團含量將增加，使得生物碳具有更高的CEC值和較大的O/C值。此外，生物碳表面的一些官能團能夠通過氧化反應產生更多的含氧官能團，導致生物碳的CEC值和O/C值升高。因此，隨著生物碳施入土壤中時間越久，生物碳表面陽離子交換量將越高。生物碳灰分中還含有礦物成分，這些礦物成分包含了植物必需的大量宏量與微量元素，可為植物生長提供重要養(yǎng)分來源。同時在高溫制備下產生的這些養(yǎng)分，部分形成有機金屬化合物，部分與生物碳的芳香結構結合，熱解過程中這些成分對生物碳的化學結構將起著重要的影響。通過對泥碳制備形成的富含Fe的生物碳57Fe穆斯堡爾光譜分析表面，在600℃以上制備溫度下可以形成Fe3C鍵和小型的鐵磁簇[12]。禾本科牧草和采用稻殼、堅果殼和污泥作為原料制備的生物碳中同樣含有大量無定形的硅(2 %)。在400～600℃溫度下，熱解改變了生物硅的化學結構，隨著制備溫度的升高，SiO2-3和SiO4含量將逐漸增加[13]。

Power stations，large and small，have been set up all over the country.（大大小小的電站已經在全國各地建起來了。）

1.5 生物碳的持水性

生物碳施入農田土壤中后可以產生一定的持水性能，但隨著制備溫度的升高，生物碳的持水性能減弱。這主要源于熱解溫度越高，導致生物碳表面的極性官能團大量減少，表面疏水性增強，因而不易保持土壤間隙水，持水性下降。

2 生物碳在農業(yè)方面的研究

2.1 對土壤重金屬污染的修復作用

據有關報道，我國受重金屬鎘、砷、鉛、汞等污染的農田面積近2.0×107 hm2，約占總農田面積的1/6；其中由工業(yè)“三廢”排放導致的農田污染面積近1.0×107 hm2，污水灌溉造成的農田污染面積近3.3×106hm2[17]。我國每年因重金屬污染導致的糧食減產數量超過1.0×1010 kg，另外每年遭受重金屬污染的糧食高達1.2×1010 kg，由此產生的經濟損失累計達到200億元以上[18]。在所有重金屬污染中，又以重金屬Cd污染最為嚴重。尤其是近年來伴隨著采礦、冶金以及Cd處理等工業(yè)的發(fā)展，我國農田土壤受重金屬Cd污染日趨嚴重。我國有關農田Cd污染的調查工作開始于20世紀70年代中、后期，雖然農業(yè)部、環(huán)境保護部和國土資源部均開展農田土壤重金屬污染調查，但至今未見有我國農田重金屬污染總體狀況的詳細數據公布。從零星報道的數據可以發(fā)現，我國部分污水灌區(qū)和礦區(qū)農田土壤中重金屬Cd污染不僅普遍，而且非常嚴重，如廣州郊區(qū)污灌區(qū)Cd的含量最高達到228mg/kg，平均為6.68mg/kg[19]；而沈陽張士灌區(qū)土壤的含Cd量達5～76.68mg·kg-1[20]。Cd不是人體必需的元素，但Cd是毒性最強的重金屬元素之一，可引發(fā)人類膀胱癌、腎癌、乳腺癌以及前列腺癌，對人體健康危害極其嚴重，一般人體攝入Cd 的數量超過90%來源于食品，其中大米、蔬菜、小麥等對人體日攝入總Cd的貢獻高達40%～85%。而農產品中的Cd主要來自于土壤污染，土壤中過量的Cd污染不僅會抑制農作物的正常生長，而且通過吸收累積在農作物可食部位，進一步通過食物鏈危害人體健康[21]，因此對鎘污染土壤的治理已經引起國內外科研工作者、政府相關部門及企業(yè)的廣泛關注。

由于生物碳通常呈堿性，且其具有較大的比表面積、較強的吸附和抗分解能力，使其可以作為重金屬污染土壤的修復劑，在污染土壤修復方面具有巨大的應用前景，因而引起了國內外土壤界和環(huán)境界的極大關注。在已經開展的污染土壤修復研究中，國外開展的研究工作較多，國內相對較少。Cao等[4，22]比較了采用牛糞制備的生物碳與由木材制備的商品活性碳的性能。結果表明牛糞制備的生物碳比商品活性碳對Pb的吸附容量更高，主要是由于生成磷酸鉛沉淀的緣故，這要歸因于制備的生物碳含有較高的磷元素以及添加后可使溶液pH提高，導致Pb生成Pb3(CO3)2(OH)2、β-Pb9(PO4)6等沉淀而降低Pb在溶液中的生物有效性；此外，制備的生物碳富含л電子基團和含氧官能團，能直接從溶液中吸附Pb2+。吸附實驗表明，水溶液中84%～87%的Pb2+通過與生物碳中存在的磷酸鹽和碳酸鹽發(fā)生沉淀作用而被去除[11]，僅13%～16%的Pb2+與生物碳表面形成配合物而被去除；而采用牛糞在較低溫度下制備的生物碳具有更高的含P量，對水溶液中Pb具有更好的去除性能。將由木材制備的生物碳添加到Pb污染的礦山土壤中，土壤孔隙水中Pb濃度從80mg/L降低至40mg/L以下，而將該生物碳與園林廢棄物堆肥混合后加入Pb污染的礦山土壤中，土壤孔隙水中Pb濃度則由80mg/L降低至5mg/L以下，治理效果極其顯著[23]。

采用肉雞垃圾制備的生物碳與使用山核桃殼生產的活性碳進行重金屬淋濾實驗發(fā)現，肉雞垃圾制備的生物碳對濾液中的Cu離子具有較好地去除作用，而山核桃殼制備的活性碳對濾液中的Cu和Ni離子則具有更高地去除效果[24]。Beesley等研究了生物碳對土壤As、Cd和Zn復合污染的鈍化修復作用。柱淋濾實驗表明，生物碳對土壤中Cd和Zn具有良好的吸附固定作用，添加生物碳的土壤淋濾液中Cd和Zn濃度與對照相比降低45～300倍，尤其對Cd鈍化效果更明顯[25]；而將由硬木樹制備的生物碳添加到Cd和Zn污染的土壤中，老化培養(yǎng)60d后，土壤孔隙水中Cd、Zn濃度降低極其顯著[26]。生物碳自身的堿性可以有效地提高土壤pH，通過使土壤中的重金屬產生沉淀作用，從而降低土壤中重金屬的生物有效性。研究表明，土壤中生物碳添加量越大，pH值上升越高；但隨著生物碳量的持續(xù)增大，土壤pH值的升高將減緩。當耕層土壤中細碳添加量分別為3%、6%和9%時，土壤pH值則分別升高1.04、1.45 和1.50；當粗碳添加量分別為3%、6%和9%時，土壤pH值則分別升高0.42、0.97 和1.15，說明細碳對土壤pH值的增加效果明顯好于粗碳，土壤中添加細碳對鎘的鈍化修復效果也將更為明顯[27]。

生物碳表面豐富的有機官能團可以有效地提高其對土壤中重金屬離子的吸附固定能力。因此，當使用生物碳作為土壤鈍化/穩(wěn)定化修復劑時，需要根據所修復的重金屬元素類型和土壤的性質選擇合適的生物碳。當添加0～10%由果樹殘枝制備的生物碳鈍化修復尾礦污染的土壤時，土壤pH和CEC均有不同程度的增加，而土壤中重金屬Cd、Pb和Zn的有效態(tài)含量降低明顯[28]。由于As的遷移性隨土壤pH的升高而增加，較容易與土壤顆粒表面陰離子交換位如Fe、Al和Mn氧化物和氫氧化物產生鍵合作用[29]，生物碳對水體中As具有較好的去除效果，但由于生物碳能夠提高土壤pH和溶解性C含量，導致在土壤中添加生物碳可能難以控制As的生物有效性，因此采用生物碳治理土壤As污染需要慎重，但將鐵氧化合物與生物碳復配對降低土壤As的移動性可能是一個較好的辦法[30-31]。

采用牛糞在不同溫度下制備出兩種生物碳(BC200和BC350)，由于制備的生物碳中可溶性P含量均較高，在對Pb污染水體處理中，BC200和BC350分別形成了p-Pb9(P04)6和Pb3(CO3MOH)2化合物[29]。制備的生物碳對水體中Pb的去除機理主要包括表面吸附和沉淀作用，其中13%～16%的通過表面吸附作用被去除，而84%～87%Pb通過沉淀作用被去除。生物碳在制備過程中，由于較高的熱解溫度和活化作用而導致表面脂肪族-CH2和-CH3基團被去除，進一步形成C-O等含氧官能團。無論是將生物碳添加到水溶液中還是土壤中，由于生物碳的添加導致pH值升高，促進了土壤重金屬的鈍化/穩(wěn)定化作用[32]。

2.2 對土壤的固氮/減排作用影響

農田土壤有機碳礦化釋放CO2是農業(yè)溫室氣體排放的重要途徑，因此增加土壤碳的截獲對于減緩全球溫室效應具有重要意義。ICPCAR4報告中指出，農業(yè)生態(tài)系統(tǒng)在當前固氮/減排中具有很大的潛力，全球農業(yè)減排的自然總潛力高達CO2-eq7300(負1100～16900)Mt/a，其中93%來自減少土壤CO2釋放(即固定土壤碳)。東南亞被認為是全球最大的農業(yè)、土壤固碳與溫室氣體減排的潛力所在[33]。

在自然界，植物通過光合作用吸收固定大氣中的CO2，其中50%用于自身呼吸作用，另外50%通過植物凋落物殘體等形式最終進入土壤，再經過土壤微生物的分解重新釋放到大氣中，這個平衡又被稱為“碳中性”。如果植物凋落物殘體經過高溫熱解，形成的25%生物碳可以歸還土壤，由于生物碳自身穩(wěn)定性高，加之土壤團聚體的物理保護使其成為土壤中高惰性碳庫，其中僅有5%的碳可經土壤微生物的代謝重新釋放到大氣，而剩余20%的碳將被固定在土壤中，這樣就形成了土壤凈的碳吸收，該平衡又稱為“碳負性”[34]。與秸稈直接還田所造成的有機質可以快速轉化相比，秸稈制備成生物碳后再還田將有效減緩了有機碳的再釋放。因此，植物通過光合作用固定CO2，收獲的秸稈通過高溫加熱制備成生物碳后，50%左右的碳將以生物碳的形式被固定，而將制備出的生物碳施入土壤后就變成碳的凈匯[35]。

生物碳在土壤中的應用可以降低土壤呼吸強度、減少土壤溫室氣體排放。根據相關研究報道，盆栽大豆和牧草土壤中增施生物碳可以使其全生育期N2O排放量減少50%～80%，并幾乎不排放甲烷[36]。N2O排放量的減少可能是由于生物質碳施入后導致土壤容重下降，通氣性改善，土壤C/N比升高，抑制了N素的微生物轉化和反硝化?；ɡ虻萚37]研究表明，除了在秸稈碳添加初期，添加秸稈碳各處理土壤呼吸強度均弱于對照組，在黑麥草收割時，添加2%和4%秸稈碳的處理分別比對照處理的呼吸強度降低達26%和50%。

2.3 對土壤物理化學性質的影響

施入生物碳一方面可以影響土壤的生物和化學性質，另一方面還可以影響土壤的結構和持水性能。研究表明，土壤中添加生物碳后保水能力提高達18%[37]。隨著生物碳添加量的增加，土壤比容積增大，土壤收縮程度減小。小粒徑的生物碳能夠更好地與土壤顆粒形成一定的微小團粒結構，增加土壤對水分子的吸著能力，形成大量細小的封閉孔隙。施加生物碳還能有效降低土壤干燥過程中的收縮程度，改善土壤結構，提高土壤持水能力[38]。這是因為生物碳能夠改變土壤的孔徑分布，改變土壤水分的滲濾模式、停留時間和流動路徑，進一步提高土壤的持水保水能力[39]。所以，在砂土地區(qū)土壤中增施生物碳將有利于提高干旱地區(qū)砂性土壤的持水和保水性能，起到防旱作用。

2.4 對土壤有機質及礦質營養(yǎng)成分的影響

生物碳施加到土壤中，不僅能夠穩(wěn)定土壤有機碳庫，而且可以持留土壤養(yǎng)分，對維持土壤生態(tài)系統(tǒng)平衡將發(fā)揮重要作用。同時生物碳具有較強的吸附特性，可有效降低農田氨的揮發(fā)，減少土壤氮素淋失損失[40]。Whalle等[41]研究表明生物碳的多孔結構可使表層土壤空隙度增加，容重減小，有利于作物根系的生長，促進作物地上部的生長，提高作物產量。研究發(fā)現向土壤中添加秸稈生物碳和松枝生物碳，在培養(yǎng)45d后，土壤有機碳含量、胡敏酸和富里酸含量、有效養(yǎng)分含量都有不同程度的增加，其中生物碳對有效磷、鈣、鎂的作用效果較明顯，但對氮和鉀的作用差異不顯著,同時胡敏酸的色調系數ΔlgK降低，對土壤有機碳的長期保存有積極意義[42]。有報道指出，將不同劑量的秸稈生物質碳添加到草甸黑土中，在老化45d后，土壤有機質的含量與生物質碳施用量呈正相關性，從空白對照處理的16.2g/kg增加到施加2%生物質碳處理的29.2g·kg-1[43]。還有研究表明，施用生物碳還能夠顯著地改變紅壤有機質的組成，即隨著生物碳施用量的增加，腐植酸、胡敏酸和富里酸等活性組分的比例逐漸下降，而其相對比較穩(wěn)定的黑碳等組分則顯著增加[33]。但也有實驗得出了相反的結論，認為添加不同量玉米秸稈碳的實驗組活性有機質組分均大于空白對照處理[44]。

Glaser等[45]研究表明，土壤中的生物碳表面可部分被輕度氧化形成羰基、酚基和醌基，提高土壤的陽離子交換量，同時可以增加土壤有效P、K、Mg和Ca的含量[46]。土壤pH影響鐵、鋁對磷的固定，較低pH值下土壤中磷更容易發(fā)生固定作用[47]。這是因為施用生物質碳可以提高土壤pH值，降低酸性土壤對磷的固定量。生物碳對鈣、鋁等陽離子的吸附作用也避免了這些陽離子與磷產生共沉淀，增加了土壤中可提取態(tài)磷的含量[48]。此外，生物碳自身的磷含量也較高，這些磷可以被作物所吸收利用，提高作物的產量[49]。

生物碳中含有一定量的鈣、鎂和鉀等礦物陽離子，當將生物碳施入土壤中，這些礦物陽離子與土壤中鋁發(fā)生交換反應，使土壤中交換性鋁含量減少，鈣、鎂和鉀等礦物陽離子含量增加，導致土壤微量元素和宏量元素養(yǎng)分含量增加，土壤肥力水平得到提高，特別是鈣和鉀含量增加顯著[47]。此外，生物碳對土壤中微量元素的形態(tài)也存在著一定的影響。與磷相似，土壤中的鉬主要以鉬酸根形態(tài)存在，酸性條件下鉬酸根易被酸性土壤吸附和固定，因此鉬的有效性也不高，酸性土壤上的許多作物易出現缺鉬癥狀。施用生物質碳可以有效提高酸性土壤的pH值，增加土壤中鉬的有效性[41]。同時，生物碳自身還含有一定量的鉬和硼，可以增加土壤中有效態(tài)鉬和硼的含量。如添加生物質碳后菜豆的生物固氮能力明顯增加，主要原因就是施入生物碳后土壤中硼和鉬的有效性和可利用性提高所造成[47，50]。相關研究還發(fā)現，土壤中施入生物碳后，可以明顯改善微生物細胞附著性能、促進特殊類群土壤微生物的棲息生長和土壤團聚體的形成，改變土壤固氮與硝化微生物菌群活性的作用[51]?？傊?，作為土壤腐殖質中高度芳香化結構組分的可能來源，生物碳在穩(wěn)定土壤有機碳庫、增加土壤碳庫容量、持留土壤養(yǎng)分、保持土壤水分、構筑土壤肥力、維持土壤生態(tài)系統(tǒng)平衡中發(fā)揮著重要作用[52]。

3 應用展望

目前國內外對生物碳的研究還處于起步階段，但生物碳在農田土壤重金屬污染修復和土壤肥力改良方面已經展現出不容忽視的應用潛力。當前生物碳的研究前景及有待解決的問題主要存在以下幾個方面：(1)生物碳在土壤中的更新周期還存在不確定性，故生物碳對土壤生產力的不利影響在短時間內還無法體現出來。土壤中施入生物碳后其性質隨著時間發(fā)生怎樣的變化，這些變化又怎樣影響著土壤環(huán)境質量仍然需要開展長期定位試驗研究；(2)利用生物碳進行土壤改良已經在實際生產中推廣，生物碳對植物生長的影響也都在田間實驗中得以驗證。但由于我國土壤類型眾多，各種土壤間理化性質差異很大，需要進一步研究生物碳對不同類型土壤的改良效果，同時探討生物碳對不同類型土壤改良機理之間的差異；(3)有關生物碳系統(tǒng)性研究尚不全面。目前關于生物碳特性表征的研究，主要側重于原料和制備溫度對生物碳性質的影響，但對于土壤中生物碳定性定量的分析方法研究較少。制備生物碳的原材料來源廣泛，不同原料制備的生物碳性質差別很大，導致其對土壤改良效果和機理同樣差異大，因此需要進一步研究生物碳自身性質與土壤改良效果間的相關性。(4)利用生物碳修復重金屬污染土壤目前尚處于實驗室研究階段，直接運用于大面積的野外重金屬污染農田修復案列較少。大部分研究結論為污染土壤在實驗室內用生物碳進行柱浸濾實驗處理所得結果，或通過添加生物碳進行盆栽實驗所獲得結果，而由于受到實際大田性質和環(huán)境條件的影響，導致其可能與實際大田修復試驗效果間存在巨大的差異，生物碳修復不同的重金屬效果差異同樣顯著，例如生物碳鈍化土壤中Cd效果較好，但對As幾乎沒有修復效果。需要進一步加強生物碳對不同類型農田土壤、重金屬不同污染程度農田土壤修復技術研究，加強農藝與環(huán)境條件變化對生物碳修復重金屬污染農田土壤效果與長期穩(wěn)定性影響研究，加強生物碳對農田土壤重金屬污染修復機制研究，以及長期施入生物碳對農田土壤環(huán)境質量影響研究等，為生物碳在農田土壤重金屬污染修復中的大面積推廣應用提供重要科學理論依據；(5)在實際田間小規(guī)模重金屬Cd污染修復實驗中顯示，生物碳對農田土壤Cd修復效果一般不是很高，大部分修復效果在20%～40%左右，所以，對輕中度重金屬Cd污染農田，需要將生物碳鈍化修復與農藝調控措施或植物阻隔技術進行集成，以提高修復技術效果，達到修復目標。

[1] Kleiner K. The bright prospect of biochar[J].Nature Reports Climate Change, 2009, 65(2):72-74.

[2] Woolf D, Amonette J E, Street-Perrott F A, et al. Sustainable biochar to mitigate global climate change[J].Nature Communications, 2010, 1(5): 1-9.

[3] Lehmann J, Joseph S. Biochar for environmental management: science and technology[M]. London: Earthscan, 2009: 1-29, 107-157.

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

[5] 袁金華，徐仁扣. 生物質碳的性質及其對土壤環(huán)境功能影響的研究進展[J]. 生態(tài)環(huán)境學報, 2011, 20(4): 779-785.

[6] Alexis M A, Rasse D P, Rumpel C, et al. Fire impact on C and N losses and charcoal production in a scrub oak ecosystem[J]. Biogeochemistry, 2007, 82: 201-216.

[7] Demirbas A. Effects of temperature and particle size on bio-char yield from pyrolysis of agricultural residues[J].Journal of Analytical and Applied Pyrolysis, 2004, 72(2):243-248.

[8] Schmidt M W I, Noack A G. Black carbon in soils and sediments：Analysis, distribution, implications, and current challenges[J].Global Biogeochemical Cycles, 2000, 14：777-794.

[9] Titirici M M, Thomas A, Yu S H, et al. A direct synthesis of mesoporous carbons with bicontinuous pore morphology from crude plant material by hydrothermal carbonization[J]. Chemistry of Materials, 2007, 19: 4205-4212.

[10] Glaser B, Lehmann J, Zech W. Ameliorating physical andchemical properties of highly weathered soil sinthetropics with charcoal -A review[J]. Biology and Fertility of Soils, 2002, 35: 219-230.

[11] 李 力,劉 婭, 陸宇超, 等. 生物碳的環(huán)境效應及其應用的研究進展[J]. 環(huán)境化學, 2011, 30(8): 1411-1421.

[12] Atkinson C J, Fitzgerald J D, Hippsna. Potential mechanisms for achieving agricultural benefits from biochar application to temperate soils: A review[J].Plantand Soil, 2010, 337: 1-18.

[13] CloughL T J, Condron L M. Biochar and the nitrogen cycle: introduction[J].Journal of Environmental Quality, 2010, 39: 1218-1223.

[14] Freitas J C C, Passamani E C., Orlando M T D,et al. Effects of ferromagnetic inclusions on13C MAS NMR spectra of heat-treated peat samples[J]. Energy and Fuels, 2002, 16: 1068-1075.

[15] Freitas J C C, Emmerich F G, Bonagamba T J. High-resolution solid-state NMR study of the occurrence and thermal transformations of siliconcontaining species in biomass materials[J]. Chemistry of Materials, 2000, 12: 711-718.

[16] Bourke J, Manley-Harris M, Fushimi, C, et al. Do all carbonized charcoals have the same chemical structure? 2. A model of the chemical structure of carbonized charcoal[J]. Industrial and Engineering Chemistry Research, 2007, 46:5954-5967.

[17] 顧繼光, 周啟星, 王新. 土壤重金屬污染的治理途徑及其研究進展[J]. 應用基礎與工程學報, 2003, 11(2):143-151.

[18] 陳懷滿. 土壤-植物系統(tǒng)中的重金屬污染[M].北京:北京出版社, 1996.

[19] 吳燕玉, 周啟星, 田均良. 制定我國環(huán)境標準(汞鎘鉛和砷)的探討[J]. 應用生態(tài)學報, 1991, 2(4):334-349.

[20] 吳燕玉, 陳 濤, 張學詢. 沈陽張士灌區(qū)Cd污染生態(tài)研究[J]. 生態(tài)學報, 1989, 9(1):21-26.

[21] 張亞麗, 沈其榮, 姜 洋. 有機肥料對鎘污染土壤的改良效應[J].土壤學報, 2001, 38(2):212-218.

[22] 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, 43:3285-3291.

[23] Karami N, Clemente R, Moreno-Jiménez E, et al. Efficiency of green waste compost and biochar soil amendments for reducing lead and copper mobility and uptake to ryegrass (Lolium perenne)[J]. Journal of Hazardous Materials, 2011, 191: 41-48.

[24] Uchimiya M, Lima I M, Klasson T, et al. Contaminant immobilization and nutrient release by biochar soil amendment: roles of natural organic matter[J]. Chemosphere, 2010, 80, 935-940.

[25] Beesley L, Marmiroli M. The immobilisation and retention of soluble arsenic, cadmium and zinc by biochar[J]. Environmental Pollution, 2011, 159 : 474-480.

[26] 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]. Environmental Pollution, 2010, 158: 2282-2287.

[27] 逄雅萍，黃 爽，楊金忠，等. 生物碳促進水稻土鎘吸附并阻滯水分運移[J]. 農業(yè)工程學報，2013, 29(11):107-114.

[28] Fellet G, Marchiol L, Delle Vedove G, et al. Application of biochar on mine tailings: effects and perspectives for land reclamation[J]. Chemosphere,2011, 83, 1262-1297.

[29] Masscheleyn P H, Delaune R D, Patrick W H. Effect of redox potential and pH on arsenic speciation and solubility in a contaminated soil[J]. Environmental Science and Technology, 1991, 25:1414-1419.

[30] Warren G P, Alloway B J, Lepp N W, et al. Field trials to assess the uptake of arsenic by vegetables from contaminated soils and soil remediation with iron oxides[J]. Science of the Total Environment, 2003, 311:19-33.

[31] Mench M, Bussiere S, Vangronsveld J, et al. Progress in remediation and revegetation of the barren Jales gold mine spoil after in-situ treatments[J]. Plant and Soil, 2003,249:187-202.

[32] 錢林波. 生物碳對酸性土壤中有害金屬植物毒性緩解及阻控機理[D]. 杭州：浙江大學, 2014.

[33] Smith P, Martino D, Cai Z, et al. Policy and technologicalconstraints to implementation of greenhouse gas mitigation optionsin agriculture[J]. Agriculture Ecosystems & Environment, 2007, 118 (1): 6-28.

[34] Lehmann J．A handful of carbon[J]．Nature, 2007, 447:143-144．

[35] 王麗淵. 生物碳對植煙土壤主要性狀及烤煙生長的影響[D].鄭州：河南農業(yè)大學, 2014.

[36] Rondon M A, Molina D, Hurtado M, et al．Enhancing the pro-ductivity of crops and grasses while reducing greenhouse gas emis-sions through biochar amendments to unfertile tropical soils[C]. 18th World Congress of Soil Science, 2006:9-15.

[37] 花 莉，張 成，馬宏瑞，等．秸稈生物質碳土地利用的環(huán)境效益研究[J]. 生態(tài)環(huán)境學報, 2010, 19(10):2489-2492．

[38] LIANG B, LEH M ANN J, SOLOM ON D, et al. Black carbon in creases cation exchange capacity in soils[J]. Soil Science Society of America Journal, 2006, 70:1719-1730.

[39] 文 曼, 鄭紀勇. 生物碳不同粒徑及不同添加量對土壤收縮特征的影響[J]. 水土保持研究, 2012, 19(1):46-55.

[40] 張文玲, 李桂花, 高衛(wèi)東. 生物質碳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.

[41] Whalley W R, Clark L J, Gowing D J G, et al. Does soil strength play a role in wheat yield losses caused by soil drying?[J] Plant and Soil, 2006, 280: 279-290.

[42] 周桂玉，竇 森，劉世杰. 生物質碳結構性質及其對土壤有效養(yǎng)分和腐殖質組成的影響[J]. 農業(yè)環(huán)境科學學報, 2011, 30(10) : 2075-2080.

[43] Lehmann J, Joseph S. Biochar for environmental management science and technology[J]. London: Earthscan, 2009:271-287.

[44] 黃 超, 劉麗君, 章明奎, 等. 生物質碳對紅壤性質和黑麥草生長的影響[J]. 浙江大學學報(農業(yè)與生命科學版), 2011, 37(4):439-445.

[45] Glaser B, Haumaier L, Guggenberger G, et al. Black carbon in soils: the use of benzenecarboxylic acids as specific markers[J]. Organic Geochemistry, 1998, 29: 811- 819.

[46] Glaser B. Maniocpeel and charcoal：a potential organic amendment for sustainable soil fertility in the tropics[J]. Biol Fertil Soils, 2005, 41 : 15-21.

[47] 袁金華，徐仁扣. 生物質碳對酸性土壤改良作用的研究進展. 土壤, 2012, 44 (4): 541-547.

[48] Gundale M J, DeLuca T H. Charcoal effects on soil solution chemistry and growth of Koeleria macrantha in the ponderosa pine/Douglas-fir ecosystem[J]. Biology and Fertility of Soils, 2007, 43(3): 303-311.

[49] Chan K Y, van Zwieten L, Meszaros I, et al. Using poultry litter biochars as soil amendments[J]. Australian Journal of Soil Research, 2008, 46(5): 437-444.

[50] Rondon M, Lehmann J, Ramrez J, et al. Biological nitrogen fixation by common beans ( Phaseolus vulgarisL. ) increases with biochar additions[J]. Biology and Fertility of Soils, 2007, 43(6): 699-708.

[51] DeLuca T H, MacKenzieM D, Gundale M J, et al. Wildfire produced charcoal directly influences nitrogen cycling in Ponderosa pine forests[J]. Soil Science Society of America Journal, 2006, 70: 448- 453

[52] 劉玉學, 劉 微, 吳偉祥, 等. 土壤生物質碳環(huán)境行為與環(huán)境效應[J]. 應用生態(tài)學報, 2009, 20( 4): 977- 982.

(本文文獻格式：徐 奕，梁學峰,趙立杰，等.生物碳的特性及其在農業(yè)上的應用研究進展[J].山東化工，2016，45(20)：81-85，89.)

Current Research Advances of Biochar Characteristics and It's Application in Agriculture

XuYi1,LiangXufeng2,ZhaoLijie2,XuYingming2

(1.College of Resource and Environment, Hunan Agricultural University, Changsha 410128, China; 2.Innovative Team of Remediation for Heavy Metal Contaminated Farmland, Ago-Environmental Protection Institute of Ministry of Agriculture, Tianjin 300191, China)

Biochar is a kind of carbon rich, highly aromatic and high stability solid products produced by high temperature pyrolysis under the condition of complete oxygen or partial anoxic condition. Biological carbon has high stability, alkaline pH and Nutrient rich, soil pore water and nutrients retaining property, and can improve soil environmental quality and promote microbial reproduction. It plays an important role in the changes of soil physical and chemical properties. In this paper the basic characteristics of the biochar was introduced, and the remediation of heavy metal contaminated soil by biological carbon, the effect of nitrogen fixation/emission reduction, the effect on soil physical and chemical properties, and the effect of soil organic matter and mineral nutrients were summarized. Besides, the current agricultural research existing problem and deficiency was analysis. Finally, the paper points out the future biochar in agricultural application of the prospect and direction.

biochar; agriculture; soil; application; advance

2016-08-24

中國農業(yè)科學院創(chuàng)新工程項目(2015-cxgc-xym，2016-cxgc-xym)；天津市科技支撐計劃項目(14ZCZDSF00004)；天津市農業(yè)科技成果轉化與推廣項目(201404100)

徐 奕(1994—)，女，天津市人,本科生，研究方向：農業(yè)環(huán)境污染行為與防治技術；通訊作者：徐應明(1964-)，研究員，主要從事農田土壤重金屬污染鈍化修復技術研究，E-mail：ymxu1999@126.com。

TKG

A

1008-021X(2016)20-0081-05