摘要
土壤理化性质及微生物群落结构作为辣椒生长基质的关键要素，显著影响其光合特性、次生代谢产物积累及果实品质。针对当前土壤重金属污染、肥料利用率低已成为制约辣椒可持续生产的关键环境因子这一现状，系统梳理了当前我国辣椒种植地存在的主要问题和现状，综述了生物炭及其复合材料在辣椒种植地修复效能方面的研究进展，对比阐明了木质素基、秸秆基等异源生物炭对 Cd、Cr、Pb 等典型重金属的钝化效果，评估了生物炭对根际微域 pH 缓冲体系重构、提高土壤有机质含量、改良土壤微生物性状等作用。后续应进一步针对不同辣椒种植地土壤开展长期性研究，构建原料-工艺-配施参数的优化模型，同时明确生物炭原料的种类和来源、制备工艺，以及与其他组分的混施比例，建立从分子结合机制到田间尺度验证的多维度效应评估框架，将是合理高效利用生物炭有效改良辣椒种植地的有效手段，为辣椒产业绿色转型提供理论支撑与技术参考。
Abstract
The physicochemical properties and the microbial communities structure of soil，as the critical components of the growth substrate for pepper，could significantly influence the photosynthetic characteristics，accumulation of secondary metabolites，and fruit quality of pepper. Given that soil heavy metal contamination and low fertility utilization efficiency had become key environmental constraints to pepper sustainable production，this paper systematically reviewed the predominant issues and current status of pepper cultivation areas in China. It reviewed research progress on the remediation efficacy of biochar and its composites in pepper-growing soils，comparatively elucidated the passivation effects of heterologous biochars， such as lignin-based and straw-based variants，on typical heavy metals including Cd，Cr，Pb，and also evaluated different biochar’s roles in reconfiguring rhizosphere pH buffer systems，enhancing soil organic matter content，and improving microbial properties. Future research should prioritize long-term studies across diverse pepper-growing soils to establish optimization models encompassing feedstock，processing techniques，and application parameters，and a multidimensional evaluation framework spanning molecular binding mechanisms to field-scale validation should be developed，in order to enable the rational and efficient utilization of biochar for soil amelioration in pepper cultivation，which would provide both theoretical foundations and technical paradigms for the green transformation of the pepper industry.
Keywords
辣椒是我国种植范围最广的蔬菜，种植面积达 200 万 hm2[1]，其产量和产值分别占全国蔬菜总量的 7.76% 和 11.36%[2]。随着国内外对辣椒需求量的日益增大，化肥和农药长期使用导致的土壤酸化板结、产品质量下降等问题日益显现出来，同时还会产生环境污染、食品安全等一系列问题[3]。相关调查显示，重金属是目前影响我国耕地土壤环境质量的主要污染物，而其中 Cd 的污染效应尤为凸出[4]。Cd 污染主要会抑制植物叶绿素的合成、降低细胞膜的通透性、损害植物细胞等，不仅会影响作物的产量和品质，还会通过食物链进入人体，进而产生健康风险[5]。相关研究表明，辣椒具有重金属吸收和富集能力，其中对 Cd、Hg 的吸收和富集尤为明显[6-8]。
相关研究表明，辣椒连作会导致土壤酸化、有机质含量下降及团粒结构破坏[9]。相关调查显示，南方辣椒主产区土壤有机质含量下降明显，微生物活性显著降低；此外，化肥过量施用加剧盐渍化，抑制辣椒根系对养分的吸收[10]。在辣椒种植地土壤重金属污染方面，以工业活动频繁的长江三角洲、珠江三角洲等经济发达地区尤为突出[11]，而交通运输、农药化肥使用，以及农膜覆盖技术等的广泛应用也进一步导致土壤中 Cd、Pb 等重金属积累，加剧了污染风险[12]。例如，四川、贵州等西南地区辣椒主产区种植地 Cd 污染严重，部分辣椒种植地土壤 Cd 含量达 3.5 mg·kg-1（超出国际标准 7 倍）；而湖南、江西等长江中下游辣椒主产区土壤中的 Pb、As 复合污染则尤为突出[13]。因此，治理和修复辣椒种植地土壤的重金属污染、抑制辣椒对重金属的吸收十分必要。
生物炭是通过限氧热解技术制备的富碳有机材料，其具有高度芳香化结构、发达孔隙特征及稳定的化学惰性[14-15]，在土壤修复领域展现出显著应用价值。研究表明，生物炭可通过多重作用机制（包括静电吸附、离子交换及络合沉淀等）有效固定重金属[16]，同时可优化土壤性质、调节微生物群落并提升养分保持能力[17]。近年来，随着材料改性技术的突破，功能化生物炭材料在农业环境工程中的应用效能得到显著提升[18-19]。本研究通过系统梳理国内外最新研究成果，重点探讨生物炭基材料在辣椒种植体系中重金属-地力双调控的功能，为辣椒安全生产中生物炭的精准施用提供理论指导与技术参考。
1 生物炭的定义及其基本性质
生物炭的来源极为广泛，除主导性有机元素 （C、H、O、N）外，矿物学分析揭示其含有较多的碱金属（Na、Ca、Mg、K）及微量过渡金属（Zn、 Cu、Ni），这些成分通过调节土壤 pH、提升阳离子交换量及参与生物地球化学循环等途径，对作物生理代谢过程产生显著调控效应，同时促进土壤团粒结构形成与有机质稳定性提升[20-21]。由于生物炭前驱体中还包含大量的有机质，存在数量较多的羟基、羧基等有机官能团，这些官能团对土壤中阳离子具有一定的吸附能力，进而有效减少养分的流失[22]。生物炭中高度缩合的芳香族化合物（以稠环芳烃骨架为主体）赋予其独特的化学惰性特征，表现为显著的抗氧化性和抗生物降解性，对维持土壤的肥力具有重要意义[23]。但需要注意的是，生物炭良好的结构稳定性使其在应用过程中可能对生态环境和人类产生的长期影响尚不明晰，因此，生物炭在安全生产和使用方面仍然存在一些挑战[24]。
此外，以生物炭为载体或基质，利用物理方法和（或）化学方法将其与不同种类肥料按照一定比例、并利用不同工艺混制，可制备新型肥料——生物炭基肥，主要包括生物炭无机肥、生物炭有机肥和生物炭有机无机复合肥[25]，近年来在农业领域有较为广泛的使用。生物炭及生物炭基肥的效果主要体现在：①增加土壤孔隙度、提高蓄水能力、提高土壤 pH[26]；②提高肥效、控释、固碳减排[27]； ③提高农作物对养分的吸收效果[28]；④提高土壤中微生物存活率，优化群落组成结构[29-30]；⑤有利于定殖土壤中的抗病菌，提高农作物的抗病害能力； ⑥钝化重金属离子，降低农作物对重金属的吸收和积累[31]。
此外，在制备生物炭的热解过程中，气相产物经分级冷凝后可获得一种棕褐色酸性馏分液——木醋液，其富含酚类衍生物、短链羧酸及呋喃类化合物等有机组分，可改善土壤理化性质[32]及土壤微环境生态[33]、提高土壤中有机质的含量[34]，在农业领域也有一定的应用。
2 生物炭对土壤重金属钝化效果的 Meta 分析结果
目前，有关生物炭对土壤重金属钝化的研究较多，利用 Meta 分析可以系统确定相关研究中的关键效应、量化生物炭对重金属钝化的总体效果，并识别影响钝化效率的关键因素及潜在的机制。例如，杨吉坤[35]基于 Meta 分析，系统探讨了国内外相关研究中生物炭对土壤中 Cd 的钝化效果，并确定了影响钝化效果的因素，结果表明，生物炭对土壤生物可利用态 Cd 的固定效能主要受材料工程参数（比表面调控、官能团修饰）与环境因子（土壤 pH、有机质含量）协同调控。相较于原始生物炭，功能化改性处理使有效态 Cd 含量平均降低 63.98%，其中，碱酸复合改性与硫脲改性可实现 >90% 的 Cd 固定率；此外，高热解温度和酸性环境更有利于改性生物炭对有效态 Cd 的钝化，固定率约为 80%。生物炭对植物 Cd 吸收的调控呈现器官特异性差异，其效应受土壤-材料-植物三元互作体系影响，其中，改性生物炭对植物 Cd 吸收的调控显著优于原始生物炭。对于植物自身的影响，研究结果表明，施用改性生物炭茎、叶中 Cd 含量的降幅（49.16%）显著高于根部（30.73%），其中大白菜中 Cd 含量的降幅最为明显。
黄敏等[36]整合分析了 81 篇生物炭影响土壤重金属有效性的文献数据，系统量化了材料特性与土壤环境交互作用下生物炭对 Cd、Pb 的固定效应。结果表明，生物炭对 Cd、Pb 有效态含量分别可产生 37.59% 和 51.37% 的平均固定率。其中，生物炭在砂质土壤中的重金属固定率显著优于壤质和黏质类型，有效态 Cd、Pb 降幅分别达 47.18% 和 57.82%；弱酸性土壤体系对生物炭响应最为敏感， Cd、Pb 有效态分别降低 50.05% 和 58.60%，显著高于中性及碱性土壤。材料特性分析显示：壳渣类生物炭表现出最优钝化性能，Cd、Pb 固定率分别高达 58.44% 和 71.28%；热解温度为 500～600℃ 制备的生物炭可使重金属有效态显著降低 52.23% （Cd）和 60.90%（Pb）；当生物炭材料的 pH 处于 7～8 时，Cd 固定效率最高可提升至 71.93%，而 pH<7 时对 Pb 的固定率最高可达 61.88%。此外，分析结果进一步表明生物炭的施用量效应表现为剂量依赖性，当添加量 >5% 时，Cd、Pb 有效态降幅分别最高可达 54.41% 和 77.47%。研究表明，生物质炭修复重金属污染土壤需构建“土壤-材料-工艺”适配体系，针对不同土壤类型和 pH，通过优化热解温度、pH、原料类型等生物炭理化参数，以及调控施用量剂量、施用条件，从而可实现重金属污染修复效率的最大化。
刘茜[37] 以 Cd、Pb、Cu、Zn 4 种金属作为研究对象，选取了 203 篇有关生物炭修复土壤重金属的文献，系统讨论了施用生物炭对土壤重金属有效性的作用情况。分析结果表明，施用生物炭可使土壤中 Cd、Pb、Cu、Zn 的有效态含量分别降低 39.26%、59.40%、47.26% 和 39.97%，其作用效能受多重因子调控。在土壤基质调控中，砂质土壤对 Cd 和 Cu 的固定率更优，壤质土壤则显著提升 Pb 和 Zn 的钝化效果，且偏酸性土壤对 4 类金属的固定率均最高，这与黄敏等[36]的分析结果一致。在材料特性适配方面，污泥类、壳渣类及粪污类生物炭分别对 Cd（78.98%）、Pb-Zn（70.21%、 59.01%）和 Cu（57.23%）展现最优固定率。剂量效应显示，4 类金属有效态的降幅随施用量增加呈递增趋势。在形态转化层面，生物炭显著降低弱酸可溶态 Cd（-18.84%）、Pb（-15.58%）、Cu（-28.04%） 和 Zn（-23.65%），同时促使 Cd、Pb、Cu 残渣态分别增加 35.98%、18.72% 和 23.48%，即实现了重金属向稳定形态的定向转化。值得注意的是，分析结果进一步表明，施用生物炭可同步降低作物对重金属的富集效应，植物体内 Cd（-39.16%）、Pb （-30.72%）、Cu（-19.78%）和 Zn（-28.16%）的含量显著下降，其中粮食作物对 Cd、Pb、Cu 的吸收抑制率较经济作物高，但 Zn 呈现相反的抑制趋势。
3 生物炭对辣椒种植地土壤中重金属的钝化效果
生物炭因富含多样的含氧官能团并具备提升土壤碱性的特性，在降低土壤中重金属可利用性方面展现出显著效果[38-39]。鉴于此，深入研究生物炭对辣椒种植地土壤中重金属的钝化效果，可为辣椒种植面临的重金属污染问题探索出一条有效的解决之道，不仅有助于保护辣椒的生长环境，还能提升辣椒的品质与安全性。
汪丹等[40]采用小麦秸秆和稻谷生物炭为主要原料，通过复合黏土矿物（凹凸棒石）、磷肥（过磷酸钙）、硅钙材料（硅肥、贝壳粉）等组分，研制出新型生物炭基土壤调理剂。以香辣天下尖椒 F1 为供试品种，系统评估了该调理剂对 Cd 污染农田土壤修复及辣椒 Cd 吸收的调控效应。研究发现，生物炭基调理剂能有效降低土壤交换态 Cd 含量 （降幅 13.84%～20.91%），并显著抑制辣椒果实 Cd富集（降幅 76.35%～90.27%）；其中，小麦秸秆生物炭∶过磷酸钙∶凹凸棒石∶硅肥∶贝壳粉 =12.99%∶ 6.49%∶64.94%∶2.60%∶12.99% 的复配比例对抑制辣椒吸收 Cd 的效果最佳。为阐明生物炭基调理剂显著抑制辣椒果实 Cd 富集的机制，研究团队进一步考察了辣椒对镉的生物富集系数（BCF= 辣椒 Cd 含量 / 土壤 Cd 含量）。BCF 是衡量辣椒从土壤中吸收 Cd 能力的关键指标，其值越大，表明富集能力越强。结果表明，空白对照组的 BCF 高达 31.99，而经生物炭基调理剂处理的组别，其 BCF 最低值仅为 4.97。这证实了生物炭基调理剂的施用能显著降低辣椒对土壤 Cd 的吸收，从而有效抑制了 Cd 元素从土壤向辣椒果实的迁移。推测上述机制产生的可能原因，主要因为生物炭基调理剂的施用显著降低了土壤中有效态 Cd 的含量，进而减少了辣椒对 Cd 的有效吸收和富集。
另一项研究[41] 以中度 Cd 污染土壤（全 Cd 1.13 mg·kg-1，有效态 Cd 0.372 mg·kg-1）为供试基质，通过盆栽试验系统探究生物炭基复配材料对辣椒 Cd 富集、植株生长及土壤改良的协同调控效应。研究设置玉米秸秆生物炭、钙镁磷肥、坡缕石各占土壤质量 5% 的优化配比处理组（总添加量 15%），结果显示，该处理组对贵辣 303F1、科信红福、贵农巅峰 3 个辣椒品种果实 Cd 富集具有显著阻控效应，其 Cd 含量较对照组分别下降 75.82%、88.05% 和 84.71%。同时，辣椒果实干重增加 40.57%，土壤可交换态 Cd 含量降低 75.64%，展现出显著的促生与钝化修复协同效应。
毛磊[42]通过系统研究硝酸改性煤质柱状活性炭和氨改性松木生物炭两种钝化材料对重金属污染土壤的修复效应，揭示了其降低 Cr、Pb 迁移转化及辣椒富集转运的机制。研究结果表明，在 5% （w/w）添加量条件下，两种钝化剂均能显著降低 Cr 的浸出浓度，其中前者对 Cr 的固定效果尤为突出，最大降幅达 80%；当硝酸改性煤质柱状活性炭添加量在 2%～10% 时，Pb 浸出量呈现 5%～43% 的梯度下降趋势，且浸出量与添加量之间存在显著线性负相关关系；形态分析发现，钝化处理使 Cr 和 Pb 向稳定态转化，残渣态占比超过 70%，有效降低了重金属的生物可利用性；土壤 pH、温度等都会影响材料对 Cr 和 Pb 的钝化效果。盆栽试验进一步证实，钝化处理可有效缓解重金属对辣椒的生理胁迫，辣椒叶尖发黄、脱落等毒害情况明显减弱，且施用硝酸改性煤质柱状活性炭的效果显著优于氨改性松木生物炭。
刘小屿等[43]通过对比生物炭、化学吸附剂及微生物菌剂 3 类钝化材料对粪肥污染土壤中 Cu、 Zn 的固定效应，揭示了不同材料对辣椒重金属吸收的调控机制。研究表明：在 1.25% 施用量条件下，生物炭展现出最优钝化性能，辣椒果实中 Cu、 Zn 含量较对照组分别降低 25.91% 和 30.72%，茎叶中降幅达 31.03% 和 36.55%，显著优于其他两种处理；生物炭的施用存在明显的剂量效应阈值，当生物炭施用量提升至 1.50% 时，辣椒组织 Cu、Zn 含量反而上升，这可能与生物炭输入量增加导致土壤有机质含量上升，进而通过络合作用促进重金属活化迁移有关[44]；生物炭处理显著提升辣椒农艺性状，地上部生物量较对照组显著增加，表现出了双重修复效应。
文雄等[45]系统评估了椰壳生物炭、活性炭、硅钙肥及海泡石单施与复配对辣椒 Cd 吸收的调控效应。研究采用 3000 kg·hm-2 单施及 1∶1 复配[（1500+1500）kg·hm-2]两种施用模式，揭示以下规律：在根部 Cd 调控方面，椰壳生物炭单施对根 Cd 含量无显著影响，但与海泡石或硅钙肥复配后产生协同效应，后者使根 Cd 降低 41.87%。活性炭单施及复配体系则未呈现显著差异；在茎部 Cd 调控方面，单施椰壳生物炭与活性炭分别降低茎 Cd 含量 33.52% 和 32.67%，而复配处理展现出更显著的效果，其中椰壳生物炭 + 海泡石组合降幅达 62.71%，表明生物炭与硅酸盐的复合体系可强化 Cd 固定；在叶片 Cd 调控方面，所有的处理组均显著降低叶片 Cd 含量，其中椰壳生物炭 + 海泡石组合效果最优（降幅 40.87%），活性炭单施效果（29.46%）与其复配体系（30.48%～33.78%）差异较小，推测可能是活性炭自身已充分发挥吸附潜能；在果实 Cd 调控方面，活性炭单施对辣椒果实 Cd 积累具有特异性阻断效应，可使果实 Cd 含量较对照显著降低 40.79%，而椰壳生物炭单施虽呈现一定的降幅，但并未达到显著水平。值得注意的是，炭基材料与硅酸盐复配体系虽均能降低果实 Cd 含量（降幅 6.84%～22.72%），但其修复效能较活性炭单施明显下降。此外，研究还证实，所有处理均能显著降低土壤有效态 Cd 含量。
徐艳等[46]探究了果木炭与猪粪炭协同辣椒种植对 Hg-Pb-Cd 复合污染土壤的修复效能。研究发现，采用“生物炭-辣椒”联合修复模式可显著降低土壤重金属总量，其中猪粪炭 + 种植辣椒处理组表现突出，可降低土壤中 3 种重金属含量约 20%，且对 Pb 的钝化效果最为明显。机制推测上述结果产生的原因可能是猪粪炭富含碱性金属元素（K、 Na、Ca、Mg），通过离子交换和共沉淀双重作用固定重金属，进而增强了对重金属的吸附容量。但该研究存在两个关键局限：一是未检测辣椒组织重金属积累量，致使无法量化植物吸收对土壤重金属去除的贡献率，存在修复机制的解析盲区；二是协同修复效应尚未明确，如生物炭可能通过改良根际微环境（如 pH、可溶性有机碳）促进辣椒生长，进而间接增强修复效能。这些空白领域也将为后续研究指明方向。
柴冠群等[47]通过将 600℃无氧裂解制备的玉米秸秆生物炭分别与铵态氮[（NH4）2SO4]、硝态氮 （KNO3）及酰胺态氮（CH4N2O）混施，系统揭示了氮素形态对生物炭调控辣椒 Cd 吸收的影响规律。研究结果表明：对于辣椒果实，硝态氮耦合生物炭体系效果最优，Cd 含量（0.043 mg·kg-1）较铵态氮组（0.047 mg·kg-1）和酰胺态氮组（0.057 mg·kg-1） 分别降低 8.5% 和 24.6%，其中酰胺态氮组超出我国食品安全限值（0.05 mg·kg-1）的 14%；对于辣椒茎叶，硝态氮组茎 Cd 含量（0.70 mg·kg-1）较酰胺态氮组（0.51 mg·kg-1）升高 37.3%，硝态氮组叶 Cd 含量（1.46 mg·kg-1）较铵态氮组（1.01 mg·kg-1）激增 44.6%；对于辣椒根系，铵态氮组根 Cd 富集量（4.04 mg·kg-1）显著高于硝态氮组（2.52 mg·kg-1）和酰胺态氮组（2.98 mg·kg-1）。但该研究存在重要方法学局限，即未设置单独生物炭对照组，致使无法区分生物炭本体效应与氮素形态的交互作用。
通过对上述研究的横向对比分析可以发现，生物炭基材料在辣椒重金属阻控领域展现出共性修复机制与差异化调控特征。在共性层面，大多数研究均证实生物炭可通过改变重金属赋存形态（如降低可交换态占比、提升残渣态比例）降低其生物有效性，这与生物炭多孔结构提供的吸附位点、表面官能团的络合作用以及材料自身携带的碱性物质提升土壤 pH 等协同效应密切相关。
然而，不同研究在材料选择与作用效能上呈现显著差异。从生物炭原料看，玉米秸秆与椰壳等生物炭在果实 Cd 阻控方面表现优于煤质活性炭，可能源于植物源生物炭更高的孔隙度和丰富的含氧官能团。值得注意的是，钝化效果存在剂量阈值效应，超量施用反而激活重金属迁移[44]，这可能与生物炭输入导致溶解性有机碳增加引发的“增溶效应”有关；从复配体系看，文雄等[45]研究显示活性炭单施效果优于复配体系，提示复配体系材料的选择需考虑靶器官特异性需求。
当前研究仍存在一些关键科学问题亟待解决：其一，多数研究聚焦 Cd 单一污染；其二，材料本征效应与辅助因子的交互作用需系统解析；其三，生物炭长期施用可能改变土壤微界面过程，这尚未在辣椒种植体系中得到验证。未来研究应加强多尺度关联分析，揭示根际微域中生物炭-重金属-辣椒的互作机制，实现精准化修复。
此外，土壤重金属的生态风险与其赋存形态密切相关。根据环境地球化学理论，重金属形态可分为生物有效态和惰性态两大类[48]。其中有效态重金属具有高迁移性和生物可利用性，易通过植物根系吸收进入食物链；而惰性态重金属因被矿物晶格固定或与有机质络合，其环境活性显著降低。近年研究表明，生物炭基钝化材料可通过多重机制驱动重金属形态转化，促使有效态重金属向稳定态转化[49-50]，从而减少辣椒对重金属的吸收迁移。基于此，研发高效生物炭基钝化材料已成为辣椒地重金属污染治理的重要策略。通过定向调控生物炭孔隙结构和表面化学性质，可实现土壤有效态重金属向惰性态的高效转化，从而阻断辣椒对重金属的富集路径，可为保障辣椒产品安全提供关键技术支撑。
4 生物炭施用对土壤理化性质影响的研究概述
生物炭在土壤改良领域展现出显著功能特性。针对盐渍化土壤修复，其通过提升导水率促进盐分离子淋洗，有效缓解盐表聚现象[51]。生物炭表面富集的羟基 / 羧基官能团通过阳离子交换调节土壤 pH-电导率平衡，抑制养分流失。研究表明，生物炭施用显著提升土壤有机碳、全磷、全氮及速效 K/Ca/Mg 含量，且与施用量呈剂量效应[52]。生物炭基肥通过载体效应实现养分缓释，同步调控根际微环境，增强根土界面电势梯度降低吸收能耗[53]，提升叶绿素含量与光合速率[54]，最终协同提高作物产量与营养品质。基于生物炭用于改良土壤理化性质的大量研究，周静雯等[55]利用 Meta 分析评估了生物炭对土壤有机碳组分的调控作用，结果表明：93.99% 的研究显示生物炭显著增加土壤有机碳（SOC） 含量（ 平均增幅 47.97%）；75.71% 的研究证实其对溶解性有机碳（DOC）的提升效应 （平均增幅 17.99%）；86.09% 的研究观测到微生物量碳（MBC）的显著增加（27.45%）；98.25% 的研究表明生物炭可增强团聚体有机碳稳定性，其中 >2 mm、0.25～2 mm、0.053～0.25 mm 及 <0.053 mm 粒级团聚体有机碳含量分别增加 22.32%、13.63%、 42.97% 和 62.41%，呈现显著的粒径依赖性响应特征。高静等[56] 则通过 Meta 分析评估了施用生物炭对土壤 pH 的影响，结果显示，生物炭施用可显著提升土壤 pH（平均增幅 8.70%），其中强酸性（4.5 <pH ≤ 5.5）和极强酸性土壤（pH ≤ 4.5） 改善最显著，增幅分别达 15.17% 和 9.68%；不同原料生物炭的 pH 调控效能存在显著差异：秸秆类 （10.04%）>壳渣类（7.02%）>木材类（6.61%）。此外，热解温度≤ 400℃时提升效应最显著（15.26%）， 400～700℃区间随温度升高呈负相关。时效性分析显示，施用后 0～3 个月为 pH 快速提升期，后续增幅趋缓。研究证实，在强酸性土壤体系中优选秸秆基低温（≤ 400℃）热解生物炭可最大化 pH 改良效益，为酸性土壤精准修复提供理论依据。
5 生物炭施用对辣椒地土壤理化性质的改良效果
生物炭的优良特性使得生物炭及其衍生材料可为改良辣椒种植地土壤理化性质、提高辣椒果实品质等提供解决方案。如表1所示，当前生物炭及与其他材料复配在辣椒种植地土壤改良方面已取得一定进展。
表1生物炭施用对辣椒地土壤理化性质的改良情况
续表
5.1 生物炭施用对辣椒地土壤理化性质的影响
王光飞等[57]系统解析了生物炭原料特性与热解参数对辣椒种植区土壤改良的调控机制。玉米秸秆生物炭（500℃）虽未显著改变硝态氮和铵态氮含量，但通过剂量效应（0%～4% 添加量）显著提升基础理化指标：pH、电导率（EC）、有机质 （SOM）、有效磷（AP）及速效钾（AK），且活化效应呈 AP>AK>EC>SOM>pH 的序变规律。辣椒栽植后期仅 pH 恢复至本底值，其余指标仍保持剂量依赖性特征，印证了生物炭的矿质缓释特性。对比研究结果表明[58]，麦秸生物炭（500℃ /600℃）对 AK 的提升呈现显著温度依赖性，归因于高温炭灰分释放梯度加剧；而 500℃组全氮（TN）与 AP 显著高于 600℃组，推测可能与低温炭较高的阳离子交换容量密切相关。相关研究也表明，生物炭的施用虽然增加了土壤中矿质元素的含量，但也会影响土壤中既有金属离子的存在形式，进而降低土壤的整体电导率[59]。基于上述研究结果可知：生物炭改良效果受原料组成、热解温度及土壤-植物互作的多重调控，实际应用中需根据目标养分（如 AK 优选 600℃麦秸炭，AP 则适用 500℃麦秸炭）优化制备策略。
徐艳等[46]系统研究了果木生物炭（FBC）与猪粪生物炭（PBC）在不同施用量时对受污染辣椒种植地土壤的改良效应。对于 AK，辣椒种植前 AK 含量随生物炭用量呈剂量依赖性提升，PBC-10% 组增幅达 75%；种植辣椒后虽整体呈下降趋势，但仍显著高于对照组，揭示生物炭的 K 缓释特性。对于 TN，辣椒种植前 TN 随施用量线性增加，PBC-10% 组提升 1.69 g·kg-1，这可能主要与动物源生物炭高本底氮含量直接相关；种植辣椒后 PBC 组 TN 显著下降，而 FBC 组略升，表明植物-土壤系统氮素分配受生物炭类型调控，可能与 PBC 组辣椒生物量累积导致的养分竞争效应相关。对于 AP，辣椒种植前仅 PBC 组 AP 显著提升，其中 PBC-5% 组提升 1.68 倍，但未呈现剂量效应；而种植辣椒后 AP 普遍下降，分析其机制可能涉及： ①辣椒在生长过程中对磷的吸收通量增加；②土壤的 pH 随施用生物炭浓度的增加而略有增加，引发磷酸盐沉淀效应，进而降低了磷的有效性。
文雄等[45] 研究了椰壳生物炭、活性炭、硅钙肥、海泡石（施用量均为 3000 kg·hm-2），以及两两混施[1∶1，（1500+1500）kg·hm-2]对辣椒种植地 pH 的影响。结果表明，施用椰壳生物炭和活性炭均显著提高了辣椒种植地土壤的 pH，分别提高了 1.13、1.96； 而活 + 海、椰 + 海、椰 + 硅、活 + 硅分别使土壤 pH 提高了 2.07、1.74、 1.10、1.67，整体呈现出单施生物炭或活性炭效果优于混施。结果初步证实了炭基组分对改善辣椒种植地土壤的物理性质具有良好效果。研究者分析生物炭和活性炭能够提高土壤 pH 的主要原因在于：随着土壤胶体对生物炭的吸附作用增强，生物炭本身所含的 K+、Mg2+、Ca2+ 等会中和土壤中的 H+ 和 Al3+，使土壤的 pH 缓慢提高并且持续较长时间。
通过对上述研究的横向对比分析可以发现，生物炭对辣椒种植地土壤的改良效果既存在共性规律，又因原料特性、热解参数及施用方式的差异呈现显著分化。在共性层面，3 类研究均证实生物炭可通过提升土壤 pH、增加有机质及速效养分含量改善土壤理化性质，其核心机制涉及生物炭的矿质缓释特性、表面官能团的中和效应以及灰分元素的持续释放。
然而，不同研究在作用机制与调控效能上存在显著差异。从原料特性看，动物源生物炭因本底氮含量较高，在 TN 提升方面表现出独特优势，而植物源生物炭更侧重矿质元素的活化；从制备工艺来看，热解温度则通过改变孔隙结构与表面性质产生分化效应。在施用方式方面，文雄等[45]的研究提示复配可能引发拮抗效应，这与王光飞等[57]得出的材料复配需“优化比例”的结论形成对比，表明材料协同作用具有条件敏感性。
当前研究仍存在 3 方面问题亟待突破：其一，多数研究聚焦短期效应，需加强生物炭改良效果的长期动态监测；其二，文雄等[45]发现的复配体系效能衰减与 Atkinson 等[59]指出的电导率下降风险，表明材料组合可能引发次生环境效应，需建立多指标协同评价体系；其三，动物源与植物源生物炭的氮素代谢差异，暗示原料-土壤-作物的元素循环耦合机制尚不明确。未来研究应侧重解析生物炭表面官能团的动态转化，优化“原料-工艺-配比”三维参数空间，实现土壤改良效能的精准预测与调控。
5.2 生物炭施用对辣椒种植地土壤生物性状的影响
王娜等[60]利用 Meta 分析整合相关研究数据，系统揭示了生物炭对土壤生物性状的调控规律及其影响因素。研究表明，生物炭施用显著提升脲酶、磷酸酶、过氧化氢酶及蔗糖酶活性，且生物炭的原料特异性效应显著，秸秆与木材类生物炭对酶活性的提升效应显著优于果壳类生物炭。土壤 pH 梯度分析显示，在酸性、碱性、强酸性及中性土壤中施用生物炭可显著提高酶活性，而在极强酸性土壤中的响应较弱，揭示生物炭的酶活性调控存在显著 pH 阈值效应。证实了生物炭对土壤生物性状具有明显的影响。
在施用生物炭对辣椒种植地土壤生物性状的影响方面，王光飞等[57]系统探究了玉米秸秆生物炭（500℃）对辣椒根际微生态的调控机制。研究表明：在微生物种群动态方面，辣椒根际土壤中细菌与真菌丰度呈剂量依赖性增长，相较对照组分别提升 72%～193% 和 149%～209%；然而，低剂量生物炭（<1.33%）诱导辣椒疫霉增殖，而高剂量（2%）则显著抑制其生长。在酶活性抑制效应方面，生物炭剂量增加显著降低氮 / 碳循环关键酶活性，脲酶由 0.487 降至 0.442 mg·24 h-1·g-1、β-葡萄糖苷酶由 44.36 降至 33.94μg·h-1·g-1，揭示高剂量生物炭可能干扰酶促反应。而在微生物功能响应方面，微生物代谢能力、微生物多样性及微生物均匀度随生物炭用量的增加呈现先升高后降低的趋势，在 1.33% 用量下获得最高值。低用量生物炭对微生物区系影响较小，而 1.33% 和 2% 用量则能显著改变微生物群落结构。王光飞等[58]的另一项研究还进一步考察了不同煅烧温度（500 和 600℃） 制备的麦秸生物炭对辣椒种植地土壤生物性状的影响，结果表明，施用生物炭可显著增加辣椒根际土壤中真菌的数量，施用经 500 和 600℃处理的麦秸生物炭的土壤中真菌数量分别是空白对照组的 12.2 和 8.3 倍；而施用生物炭对根际放线菌数量的影响不显著。此外，施用两种生物炭均增加了辣椒疫霉的数量，但均未增加辣椒植株疫病的发生，这可能主要是由于施用生物炭对辣椒生长发育的促进作用远大于病原菌数量增加导致的抑制作用。
通过对上述研究的横向对比分析可以发现，生物炭对辣椒种植地土壤生物性状的调控呈现多维度的共性与差异化特征。在共性层面，3 类研究均证实生物炭可通过改变土壤理化性质影响微生物群落结构与酶活性动态，其核心机制涉及生物炭的孔隙吸附效应、表面官能团的电子传递作用以及灰分元素的持续性释放。值得注意的是，生物炭对辣椒种植地的生态效应存在“最适剂量窗口”，以达到最佳施用效果。
然而，不同研究在作用机制与调控路径上呈现显著分化。从原料特性看，王娜等[60]统计研究揭示秸秆与木材类生物炭对酶活性的提升效能显著优于果壳类，这可能与前者具有更高的孔隙度和更丰富的羧基 / 酚羟基官能团有关；而王光飞团队[58] 发现，500℃麦秸炭对真菌的促生效果显著优于 600℃，这与其保留了更多热敏性有机组分密切相关，这两项研究结果提示未来需加强温度-原料交互作用的系统性研究。
6 结论与展望
生物炭因其多功能特性[61-62]（土壤肥力提升、重金属钝化、碳封存等）已成为土壤改良领域的重要应用范式。我国在利用生物炭对辣椒种植区土壤修复领域的研究虽取得阶段性进展，但仍存在显著局限：现有研究多聚焦单一理化指标（如 pH/ 有机质），长期定位观测数据匮乏，且缺乏对土壤质地异质性、辣椒品种特异性响应及剂量与效应关系等 “生物炭-土壤-作物系统”的多维度关联性解析。未来研究需构建“原料特性-制备工艺-配伍比例”协同优化模型，针对辣椒种植地的土壤类型、不同品种辣椒的生长特点，系统考察生物炭对辣椒种植地土壤的修复效果，同时还要对生物炭原理的种类和来源、制备工艺，以及与其他组分的混施比例等方面实施重点突破。
此外，近年来生物炭改性技术及复合体系构建显著提升了修复效能[63]，但其环境归趋评估体系尚未完善。当前挑战集中于：①生物炭纳米颗粒迁移对地下水系统的潜在威胁；②持久性自由基的生态毒性阈值；③多环芳烃生成量与热解温度的定量关系。更需关注的是，目前尚未建立生物炭产品全生命周期监管框架，在固碳减排效益最大化与生态风险最小化的平衡机制研究方面亟待突破。