黃安香，楊定云，楊守祿，周顯勇，王忠偉，劉竹，張彥雄，許杰

（1 貴州林業(yè)科學(xué)研究院,貴州貴陽550005；2 黔西南州環(huán)境監(jiān)測站,貴州興義562400）

在我國經(jīng)濟飛速發(fā)展的近幾十年來，工業(yè)粗放式生產(chǎn)帶來的環(huán)境污染影響深遠(yuǎn)，其中重金屬的不可降解性和生物鏈高度積累性，帶來土壤、水質(zhì)的污染危害最為廣泛[1]，導(dǎo)致農(nóng)林食用產(chǎn)品重金屬含量超標(biāo)，嚴(yán)重危害食品安全[2]。因此，如何降低重金屬在食物鏈中的傳遞，成為當(dāng)今土壤重金屬污染修復(fù)的研究熱點。

生物炭是由農(nóng)林廢棄生物質(zhì)在高溫缺氧條件下熱解形成的一類多孔性富碳物質(zhì)，且具有高度的非均勻性和較強的吸附性，可有效降低土壤中重金屬離子的生物有效性和遷移性[3]，施加于土壤中可實現(xiàn)提高土壤肥力、增加碳存蓄量、環(huán)保清潔無污染的共贏局面[4]，在重金屬污染治理方面具有很好的應(yīng)用前景。然而，生物炭的物理吸附能力有限，主要吸附機理是靜電作用和離子交換作用，經(jīng)過物理、化學(xué)或生物方法改性，能夠有效地強化生物炭的修復(fù)功能，提高生物炭的利用率[5]。

研究表明，生物炭對重金屬的吸附效果顯著。由棉花秸稈制備的生物炭對Cd2+的吸附量隨著溶液離子強度的增大呈降低趨勢[6]。水稻秸稈生物炭對土壤Pb、Cd 復(fù)合污染的修復(fù)可以促進弱酸提取態(tài)Cd 向可氧化態(tài)Cd 轉(zhuǎn)化，減少Cd 的遷移[7]。研究發(fā)現(xiàn)稻稈生物炭添加2%的硬質(zhì)生物炭能夠發(fā)揮出最佳的鈍化效果，此時生物炭具有最大的比表面積和最小的有機碳溶解度，表面吸附能力顯著提高[8]。Baltrenaite 等[9]利用木質(zhì)生物炭去除水中的Pb2+，發(fā)現(xiàn)銀杏樹生物炭和樟子松生物炭對Pb2+的吸附量分別是1.29～3.77μg/g、2.37～4.49μg/g。生物炭改性研究也有大量報道，不同的改性方法使生物炭具有特定的吸附功能，經(jīng)過改性后，明顯提高了對某種重金屬的吸附效果。利用鋅對納米級生物炭進行改性（Zn-biochar），在高溫?zé)峤怆A段引入氧化鋅納米顆粒，鑲嵌在生物炭表面或空隙中，合成鋅-生物炭。磁性納米技術(shù)的應(yīng)用可顯著地提高生物炭的比表面積，改性前后比表面積從37.68m2/g 提高到341.09m2/g，改性后對Cr6+的去除率是改性前的1～2倍，嫁接有氧化鋅顆粒的活性炭對Cr 的吸附效果顯著增強[10-11]。此外，采用鈣鐵結(jié)合劑、赤泥等改性生物炭修復(fù)土壤重金屬污染，能有效地降低砷的生物有效性[12-13]。有研究者利用氨氣、硝酸、硫化鈉和溴水對生物炭進行表面改性，發(fā)現(xiàn)氨氣改性生物炭對水溶液中的鎘吸附能力最強[14]。董雙快等[15]采用氯化鐵作為改性劑，發(fā)現(xiàn)添加等量的改性生物炭后，改性比未改性的生物炭能夠降低土壤中水溶態(tài)砷2.11%～8.94%，同時研究該土壤上小白菜中砷的富集規(guī)律，發(fā)現(xiàn)可食部分的重金屬由18.28mg/kg顯著降低至2.66mg/kg，根部從133.99mg/kg 顯著降低至20.21mg/kg?？梢姼男陨锾枯^未改性生物炭具有更好的土壤重金屬修復(fù)功能，生物炭改性材料拓寬了其應(yīng)用范圍。因此，本文從改性生物炭制備、改性生物炭的表征技術(shù)手段、改性生物炭對重金屬的鈍化機制及效果進行概述，并對改性生物炭研制及土壤重金屬污染修復(fù)等研究方向作出了展望。

1 改性生物炭的制備及表征技術(shù)

1.1 原料來源

可用于生物炭制備的原料來源廣泛，如油茶殼、稻稈、玉米稈等農(nóng)林生產(chǎn)廢棄物，木材加工剩余物中的竹材、木材邊角料，動物糞便等（見圖1）。

圖1 生物炭的制備及改性

1.2 熱解制備方法對生物炭性能的影響

油茶果殼等在缺氧或微氧條件下，高溫?zé)峤饣蛩疅崽炕ㄖ苽湫纬筛缓妓氐母叨确枷慊腆w產(chǎn)物。裂解炭化方式對生物炭吸附性能影響較大，不同原料在適宜的溫度下制得有豐富孔隙結(jié)構(gòu)和富含羧基、羥基及酰胺等表面的官能團，不僅可以提高土壤的保肥能力和透氣性，而且可與大量的重金屬離子形成配位效應(yīng)，有效地降低土壤中重金屬的遷移性，減緩對農(nóng)作物的毒害作用。根據(jù)熱解速率可分為快速熱解、中速熱解和慢速熱解。快速熱解法一般指炭化時間小于2s，溫度控制在700℃以上，生物炭容易轉(zhuǎn)換成CO 和H2揮發(fā)，表面羰基羰基（—C==O）和羧基（—COOH）降低，吸附效應(yīng)減弱；中速熱解法一般指炭化時間5～30min、溫度控制在700℃以下，研究表明中速熱解法適當(dāng)?shù)厣咛炕瘻囟扔欣谏锾靠紫缎纬珊臀⒖讛?shù)量增多，生物炭中O、H 含量逐漸增多，表面活性官能團多，易與金屬離子形成配位效應(yīng)，但超過700℃會導(dǎo)致孔隙結(jié)構(gòu)坍塌。慢速熱解過程一般指炭化時間數(shù)小時至數(shù)天，產(chǎn)炭量最高，但耗時長，孔壁表面粗糙，孔的數(shù)量較少，吸附性能弱[16-18]。水熱炭化是將原材料懸浮在低溫（180～350℃）密閉容器中炭化，該方法的優(yōu)點是生物炭存在較多的活性中心和穩(wěn)定的碳氧化合物，含氧基團（羧基、內(nèi)酯和酚基）顯著提高[19]。因此，適宜的炭化溫度和時間是獲得較大比表面積和表面活性官能團生物炭的關(guān)鍵因素。

1.3 改性劑的種類與功能

以改性劑修飾或改變生物炭結(jié)構(gòu)，實現(xiàn)強化某一特定功能，以獲得高附加值的改性生物炭產(chǎn)品是生物炭的研究熱點。改性后生物炭的官能團發(fā)生明顯改變，有研究發(fā)現(xiàn)，改性后生物炭的比表面積、微孔容積、總孔容積均顯著提高[14]。常用的改性劑有KOH、HNO3等 酸 堿 改 性 劑，CaCl2、FeCl3、MnSO4等氧化改性劑，CO2、NH3、K2CO3等還原改性劑，此外還有特殊結(jié)構(gòu)性能或較強結(jié)合能力的官能團如殼聚糖等吸附改性劑等，詳見表1。董雙快等[15]采用棉花秸稈生物炭與FeCl3·6H2O 進行改性，與未改性相比，改性生物炭能降低土壤中水溶態(tài)砷的含量，使小白菜對砷富集效應(yīng)有顯著的抑制作用。

表1 生物炭改性及功能效應(yīng)

1.4 生物炭的改性方法

1.4.1 生物炭氧化還原改性

利用氧化劑和還原劑對生物炭表面官能團進行氧化還原反應(yīng)，增加表面活性配位點。Fri?táK等[27]利用玉米棒子在500℃下慢速熱解，并利用硝酸鐵作為氧化劑進行改性，為了反應(yīng)的均勻性，100g生物炭與0.2mol/L硝酸鐵溶液浸漬12h，在105℃下干燥，獲得鐵改性生物炭。根據(jù)動力學(xué)吸附方程得出對砷具有顯著的吸附效果。利用還原劑四丁基銨和二乙基二硫代氨基甲酸鈉改性，對比改性前后生物炭對廢水中重金屬Cu、Cr和Zn的去除效果，發(fā)現(xiàn)改性后的生物炭對重金屬Cu、Cr和Zn的吸附效果更好[28]。

1.4.2 生物炭酸堿表面改性

利用酸、堿處理原材料或直接處理生物炭，使生物炭表面的酸堿官能團發(fā)生改變。改性后的生物炭表面引入了大量的含氧酸性或堿性表面基團，提高比表面積。楊蘭等[29]通過不同處理改性生物炭（HNO3氧化、NaOH堿化），分析了其對原土和外源鎘污染土壤的鈍化效應(yīng)。結(jié)果表明，原炭及改性炭均降低了原狀土壤有效態(tài)鎘含量，其中NaOH改性的鈍化作用超過50%，HNO3改性卻活化了3.8%～24.5%的土壤有效態(tài)鎘，由于HNO3改性生物炭顯著降低了土壤pH，提高了土壤有效態(tài)和可交換態(tài)鎘含量，可見堿改性生物炭對土壤鎘污染修復(fù)效果更好。

1.4.3 吸附劑復(fù)合改性

吸附劑-生物炭復(fù)合材料作為吸附劑對廢水中各種污染物的治理是近年來研究的熱點。殼聚糖具有豐富的較強結(jié)合能力的氨基官能團，從而能夠作為重金屬的吸附位點。因此，有研究者將磁性生物炭與殼聚糖進行混合，以增加生物炭表面的活性吸附位點，并成功去除了水體中的六價鉻離子[26]。利用海藻酸鈣與生物炭復(fù)合，對土壤中Cu2+、Pb2+、Co2+的吸附效率顯著提高，其中改性后對鎘的飽和吸附量由144.93mg/g 提升到161.29mg/g，主要原因為海藻酸鈣生物炭復(fù)合材料表面呈多孔狀，重金屬離子擴散到材料內(nèi)部吸附需要較多的時間[30]。

1.5 改性生物炭的表征技術(shù)

生物炭的吸附功能與物理性質(zhì)、結(jié)構(gòu)息息相關(guān)，研究生物炭的改性需要借助傅里葉變換紅外光譜、場發(fā)射掃描電鏡、X 射線光電子能譜、比表面積和孔徑分析儀等手段進行表征，以了解改性前后結(jié)構(gòu)、官能團等物理化學(xué)性質(zhì)的變化特征。

1.5.1 傅里葉變換紅外光譜（FTIR）

利用FTIR 對生物炭的表面官能團特征峰進行表征。生物炭經(jīng)過改性處理后，表面官能團會發(fā)生變化，主要表現(xiàn)為FTIR 圖譜中特征峰的變化（如圖2所示）。出現(xiàn)2000～2380cm-1的特征峰對應(yīng)于炔類的—CC—碳碳三鍵及胺基官能團，1395～1628cm-1證明存在C==O和C==C芳香振動環(huán)和C==O中酮和羧基的拉伸。在3300～3500cm-1范圍內(nèi)的寬頻帶表明存在游離的或相關(guān)的羧基組分—COOH和—CHO，3740cm-1表明有羥基（—OH）、羰基（C==O）官能團的震動，但是改性生物炭吸附Co2+后，這個尖銳的特征峰消失了，表明羥基（—OH）、羰基（C==O）官能團與Co2+發(fā)生了反應(yīng)。因此，根據(jù)特征峰可判斷生物炭改性前后官能團的變化，對生物炭改性后的吸附機理有直觀的指導(dǎo)作用。

圖2 改性生物炭吸附Co2+前后FTIR掃描對比圖［25］

1.5.2 掃描電鏡能量色散X射線光譜（SEM-EDX）

SEM 具有較高的放大倍數(shù)，2 萬～20 萬倍之間連續(xù)可調(diào)，可直接觀察各種試樣凹凸不平表面的細(xì)微結(jié)構(gòu)等特點。SEM-EDX 既可以觀察材料的微觀結(jié)構(gòu)，也可以表征材料中的元素。如圖3所示，分別對生物炭、改性劑赤泥和改性后的生物炭進行掃描，從圖3(c)中可發(fā)現(xiàn)它結(jié)合了圖3(a)和(b)的特征，表明改性后赤泥完全載入生物炭內(nèi)。因此，可直觀對比改性效果。

圖3 生物炭、赤泥和赤泥改性生物炭材料的SEM-EDX圖［13］

1.5.3 X射線光電子能譜（XPS）

XPS用于分析活性炭表面元素組成。根據(jù)不同元素的同一內(nèi)殼層電子（inner shell electron，如1s電子）的結(jié)合能各有不同的值，隨著該原子所在分子的不同，該給定內(nèi)殼層電子的光電子峰會有位移，通過對化學(xué)位移的考察，XPS在化學(xué)上成為研究電子結(jié)構(gòu)和高分子結(jié)構(gòu)、鏈結(jié)構(gòu)分析的有力工具。如圖4(a)，通過鐵改性生物炭吸附磷前后的掃描對比圖可知，改性生物炭的曲線有幾個峰，分別為C 1s（284.8eV）、S 2p（169.5eV）、K 2p（293.5eV）、Fe 2p（710.8eV和724.2eV），這可說明Fe元素已進入生物炭內(nèi)。吸附磷后的曲線有幾個特征峰P 2p在133.8eV，證實了生物炭對磷的吸附。鐵改性變化可從圖4(b)中看出。在Fe 2p3/2和Fe 2p1/2分別有兩個特征峰710.8eV 和724.2eV，而這兩個峰之間相距13.4eV，表明有Fe3O4的存在，這表明鐵單質(zhì)在生物炭氧化成為氧化鐵。吸附磷后，這兩個特征峰變?yōu)?12.6eV 和726.5eV，兩個峰明顯增強，距離為13.9eV，表明吸附磷后的鐵改性生物炭產(chǎn)生了新的鐵氧化物[31-32]。因此，XPS 是生物炭改性前后結(jié)構(gòu)表征的重要分析手段。

圖4 改性生物炭吸附磷前后XPS全區(qū)域掃描譜圖和Fe 2p在改性生物炭吸附磷前后的XPS譜圖

1.5.4 比表面積和孔徑分析儀（BET）

BET主要用于對生物炭物理性質(zhì)的表征，如平均粒徑、孔徑大小、數(shù)量的估算等。孟繁健等[33]利用比表面積和孔徑分析儀分別對生物炭（BC）、酸洗生物炭（HCl-BC）、納米零價鐵改性生物炭（Nzvi-HCl-BC）的比表面積進行測定，結(jié)果分別為3.72m2/g、27.88m2/g 與66.69m2/g，可見經(jīng)過酸洗和鐵改性，比表面積明顯增大。利用BET 可以監(jiān)測生物炭孔徑的形成過程，酸洗處理可能導(dǎo)致部分微孔孔壁塌陷形成過渡孔，也可能使得硅氧化物氣化[34]。

2 改性生物炭對土壤重金屬修復(fù)效果

2.1 氧化還原改性生物炭修復(fù)效果

在生物炭活化過程加入MnSO4、CaCl2、FeCl3等氧化劑，或在活化反應(yīng)過程中充入氣體CO2、NH3等還原劑，在一定的溫度下進行活化。使得改性劑充分負(fù)載于生物炭的內(nèi)部結(jié)構(gòu)，促進生物炭微孔的形成，增加含氧官能團數(shù)量，以提高生物炭對某些陰、陽離子的吸附能力。研究表明，同時向土壤中添加未改性的生物炭和鐵改性生物炭，鐵改性生物炭可明顯降低土壤中可交換態(tài)As 的含量，能顯著促使交換態(tài)As向殘渣態(tài)As轉(zhuǎn)化[15]。Ca、Mn改性生物炭可使比表面積增大，堿性基團和芳構(gòu)化程度增多，極性降低，增強了對Cu2+和Ni2+離子的吸附性[22]。O′Connor 等[35]在利用硫元素改性稻殼基生物炭，發(fā)現(xiàn)原始生物炭不能將含汞土壤中汞元素的含量降至無害化標(biāo)準(zhǔn)（低于200μg/L），而硫改性生物炭能有效地降低汞含量，達到無害化標(biāo)準(zhǔn)。通過氧化還原改性使生物炭的孔隙度增大、活性官能團增多，極大地提高了生物炭對重金屬的吸附效應(yīng)。

2.2 酸堿表面改性生物炭修復(fù)效果

在活化階段使用HCl、HNO3、NaOH 等強酸強堿進行活化，引入大量的含氧官能團，提高羰基、羧基等含量，使得生物炭表面含氧基團增多，活性配位點增強，提高生物炭的靜電吸附作用和陽離子交換能力。有研究報道，通過氫氧化鈉溶液活化改性，改性后生物炭的比表面積、陽離子交換量均有顯著提升，改性生物炭對金屬的吸附能力是原始生物炭的2.6～5.8倍[24]。改性生物炭對5種混合金屬離子（Pb2+、Cd2+、Cu2+、Zn2+、Ni2+）的吸附率均有顯著提升。采用強堿改性的方法對牛糞生物炭進行處理，比表面積比改性前提高2.76倍，同時酸性含氧官能團和堿性含氧官能團含量分別由0.63mmol/g、2.60mmol/g 增加到0.70mmol/g、2.93mmol/g，施加于土壤中可顯著降低土壤酸性，降低土壤中的有效態(tài)Cu（65.5%）、Pb（65.0%）、Cd（55.1%）和Zn（54.2%）的含量[36]。

2.3 復(fù)合式改性生物炭修復(fù)效果

在一定條件下采用生物炭與其他吸附材料進行混合反應(yīng)，利用殼聚糖對磁性生物炭進行改性制備了磁性生物炭/殼聚糖復(fù)合材料（CMB），并且研究了CMB 對水溶液中Cr(Ⅵ)的去除研究，CMB 對Cr(Ⅵ)的吸附效果顯著，對Cr(Ⅵ)的最大吸附量可達到120mg/g，是原生物炭（B）對Cr(Ⅵ)吸附量的4 倍[29]。高溫炭化后經(jīng)過酸洗，浸泡于FeSO4溶液后活化獲得改性生物炭（HCl-Fe-BC），結(jié)果表明改性生物炭對土壤六價鉻的修復(fù)效果為Cr 殘渣態(tài)較空白值增幅達11.58%，促進土壤中Cr 向穩(wěn)定態(tài)轉(zhuǎn)化[33]。結(jié)合多種改性方式，在提高了生物炭的吸附性能后，利用吸附性能材料與之復(fù)合，形成新型復(fù)合材料，在大容量復(fù)合污染修復(fù)能力的提升方面具有顯著效果。

3 改性生物炭對重金屬生物有效性鈍化的機制

3.1 表面吸附

表面吸附是物理吸附，如圖5所示，主要取決于生物炭表面化學(xué)鍵組成和重金屬離子的擴散效應(yīng)[37]。調(diào)整炭化溫度，加入活化劑，使得生物炭表面富含酸性基團，如羧基、酚羥基等，與土壤中的重金屬離子形成特定的金屬配合物，形成活性吸附位點[38]。主要反應(yīng)式n(Surf-OH)+Mn+→ (Surf-O)nM+nH+，其中Surf-OH表示羥基官能團，Surf-O表示含氧官能團，Mn+表示重金屬離子，增強重金屬的吸附效應(yīng)。研究表明，山核桃生物炭經(jīng)過活化劑高錳酸鉀處理后，能夠促進生物炭表面吸附的形成，對鉛、銅和鎘有良好的吸附效果，最大吸附量分別為153.1mg/g、34.2mg/g、28.1mg/g[39]。

3.2 靜電作用

圖5 生物炭對重金屬污染吸附機理模擬［40］

3.3 離子交換力

生物炭表面帶電陽離子和質(zhì)子與溶解的重金屬離子進行交換反應(yīng)，離子交換能力與表面官能團的性質(zhì)，污染物的大小、帶電性質(zhì)有緊密關(guān)系，反應(yīng)式為2(Surf-ONa)+M2+→ (Surf-O)2M+2Na+。李力等[43]發(fā)現(xiàn)玉米秸稈炭對鎘的吸附機制主要以離子交換為主，研究指出，老化溫度起決定性的因素，老化溫度超過350℃時，陽離子交換能力低于700℃的老化溫度。在700℃下制備的生物炭芳構(gòu)化程度更高，疏水性更強，比表面積更大，孔結(jié)構(gòu)發(fā)育更加完全。對鎘的吸附機理表現(xiàn)為生物炭表面的含氧官能團和π共軛芳香結(jié)構(gòu)分別提供不同機理的吸附位點，離子交換和陽離子-π 作用兩種吸附機理同時存在并共同作用[44]。

3.4 共沉淀

生物炭表面的官能團能與重金屬離子形成絡(luò)合效應(yīng)（圖5），生物炭經(jīng)過改性后，增加酚羥基，能促進與Pb2+形成共沉淀物質(zhì)[Pb3(CO3)2(OH)2][45]。Cao 等[46]研究發(fā)現(xiàn)添加礦物相能夠促進重金屬共沉淀吸附基團的形成。礦物質(zhì)存在于溶液中，與重金屬離子相互作用，形成共沉淀物質(zhì)如磷氯鉛礦[Pb5(PO4)3Cl]。Melo等[47]研究黏質(zhì)氧化土改性甘蔗渣生物炭對Cd2+和Zn2+離子的吸附，陽離子（Ca2+和Mg2+）的交換及磷酸鹽共沉淀的吸附過程，結(jié)果表明生物炭增加了Cd2+和Zn2+離子在土壤中的吸附（包括吸附和沉淀），但由于沉淀物在pH＜4.9 時沉淀物會溶解，發(fā)生可逆反應(yīng)?？梢娡寥纏H 對生物炭共沉淀吸附重金屬具有顯著影響。

3.5 不同修復(fù)機制間的協(xié)同作用

改性生物炭在土壤中的多種修復(fù)機制往往同時進行，但在不同原材料、制備條件、土壤環(huán)境條件下起主導(dǎo)作用的修復(fù)機制各有差異。水稻秸稈制備的生物炭比表面積較大，表面吸附和離子交換協(xié)同進行[7]；動物糞便制備的生物炭灰分含量高，pH較高，靜電吸附作用較強[36]。生物炭膠體改性后明顯增加了含氧官能團和礦物質(zhì)，促使表面吸附、離子交換和靜電作用共同進行，使得生物炭膠體對鉻和鎘的去除效率遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于原生物炭的吸附效果[48]。提高熱解溫度對修復(fù)機制影響較大，雞糞在350℃熱解時，在土壤中對Pb2+和Cu2+是與生物炭表面形成沉淀，表面官能團靜電吸附作用次之[49]。經(jīng)過KOH改性生物炭的活性羥基和羰基含量顯著提高，表面官能團對As 的吸附量增大。赤泥改性生物炭在土壤中對Pb2+的吸附以離子交換為主，表面官能團吸附和共沉淀次之[50]。也有研究表明，土壤性質(zhì)對生物炭的修復(fù)機制影響較大。Uchimiya 等[51]的研究表明，在酸性沙壤土中改性活性炭對Pb2+、Cd2+、Cu2+的吸附主要是表面官能團的絡(luò)合，其次是離子交換、靜電作用。生物炭在酸性土和堿性土中對Cu2+的吸附表現(xiàn)為酸性土中的吸附力更強，酸性環(huán)境下生物炭主要通過陽離子交換機制來增強銅的吸附，即釋放質(zhì)子以及鈣、鋁等離子，此時靜電吸附和表面吸附較弱。堿性土環(huán)境中以靜電相互作用為主，銅離子和帶負(fù)電荷的離子在生物炭及礦物質(zhì)表面進行靜電交換作用[52]。因此，生物炭或改性生物炭對土壤重金屬的修復(fù)并非單一機制，往往是一種或幾種吸附機制主導(dǎo)，多種機制協(xié)同進行的，從而增強對Pb2+、Cd2+、Cu2+等重金屬的修復(fù)效果。

4 結(jié)語

生物炭來源于農(nóng)林生產(chǎn)廢棄物，不僅環(huán)保安全，解決了廢棄物循環(huán)使用，提高資源利用率，而且對土壤肥力改良，重金屬污染修復(fù)等（改善土壤團聚結(jié)構(gòu)、保持土壤養(yǎng)分、滋養(yǎng)土壤微生物、固化土壤污染物）發(fā)揮重要的作用。目前，由于成本高，技術(shù)成熟度不高，生物炭或改性生物炭難以廣泛應(yīng)用于農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中。同時，生物炭在污染物（重金屬）修復(fù)方面的持久力、固持效率、功能改性對環(huán)境的次生影響及修復(fù)效果評價體系仍有待深入研究：一是繼續(xù)深入研究生物炭對不同土壤類型重金屬的鈍化效果，并結(jié)合功能改性研究，選擇合適的生物炭原料和改性劑，獲得低成本、高效率的改性方法是生物炭改性研究的重點；二是繼續(xù)深入研究和探討改性生物炭對土壤復(fù)合型重金屬污染的修復(fù)機理和效果；三是研究生物炭及改性炭原位土壤修復(fù)對土壤環(huán)境的影響，即施加生物炭或改性生物炭的最終去向問題、土壤養(yǎng)分截留問題、土壤菌種活性影響問題等，并建立不同種類重金屬修復(fù)效果評估，長期的環(huán)境風(fēng)險評價體系也將成為今后的研究重點。