老化生物炭对红壤铝形态影响的潜在机制

林庆毅，张梦阳，张林，夏浩，姜存仓

华中农业大学微量元素研究中心//农业部长江中下游耕地保育重点实验室，湖北 武汉 430070

生物炭一般是指农业废弃物等在缺氧条件下裂解而成的富碳且稳定的产物，其丰富的养分含量及较大的孔隙度使得它对提高土壤pH，增加土壤肥力，缓解铝毒并促进作物生长有明显的效果（姜灿烂等，2016；Jr et al.，2003；应介官等，2016）。研究发现自然状态下储存的生物炭非常稳定，应用同位素技术发现亚马逊黑土中的生物炭产生于500～7000年前，但是在北澳大利亚旱田中发现生物炭的存在时间为 1300～2600年，说明生物炭不是一成不变的，而是经历着缓慢的物理、化学性质的变化（苗微，2014）。自然环境的土壤中，冻融循环、四季交替等都会引起生物炭物理结构的改变（Carcaillet，2001）。有学者将生物炭进行改性，作为载体针对不同重金属污染土壤制备铁基、铝基、硅基等生物炭用于重金属污染土壤修复（陈志良等，2016）。苗微（2014）对生物炭进行陈化处理后发现其表面结构、表面氧化和吸附能力均发生了改变，且施入土壤后，土壤pH和养分含量也随之发生了一定的变化。生物炭是通过改变土壤pH进而影响其交换性铝含量的，随着土壤pH的升高，交换性铝通过水解转化成羟基铝或形成铝的氧化物而沉淀，进而缓解铝毒（袁金华等，2012）。

中国的酸性土壤主要分布在热带和亚热带地区，该地区高温多雨，土壤的淋溶作用较为强烈，不仅土壤酸度高、肥力低下，而且铁铝氧化物明显富积形成铝胁迫（袁金华等，2012）。当土壤酸度较大时，交换性Al3+含量也会显著增加（Sierra et al.，2003），因此铝毒是酸性土壤的主要毒害，也是限制作物生长的重要因素（Ma et al.，2007）。而红壤分布区降雨量大，且时空分布不合理，故土壤的淋溶作用强烈（Qian et al.，2013），加之全球气候变暖已成为现在面临的严峻环境问题，矿物化石燃烧导致的酸雨对环境的破坏也备受关注，而和是中国酸雨中的主要离子，故有研究采用水淋和混酸（硝酸/硫酸）对生物炭进行酸化处理，来模拟生物炭的老化（钱林波，2014）。众所周知，生物炭改良酸性土壤和缓解铝毒效果显著，那么生物炭在长期降雨冲刷和酸雨浸泡而老化后，其对酸性土壤铝形态及铝毒的缓解后效如何是亟待探究的新问题。

由于生物炭在降雨量大和酸雨的自然环境中的老化是一个长期的过程，常规的大田试验并不能满足研究需要。因此，本文通过水洗和酸洗两种方法加速生物炭的老化，模拟降雨量大及酸雨的自然条件，探讨老化生物炭对土壤铝形态的影响及缓解铝毒的潜力，为长期高效利用生物炭提供理论依据。

1　材料与方法

1.1　试验材料

供试土壤为江西省酸性红壤，其基本理化性质为：pH 4.41，有机碳、碱解氮、速效磷、速效钾的含量分别为 5.06 g·kg-1，32.34 mg·kg-1，3.35 mg·kg-1，30.00 mg·kg-1。

供试材料为沈阳农业大学制备和提供的以花生壳为原料在400 ℃条件下制备而成的生物炭，记作原生物炭（PB），pH为7.86；原生物炭再采用钱林波（2014）的处理方法经过水洗和酸化模拟其老化：（1）模拟水洗老化，用去离子水淋洗。取生物炭样品5 g浸入到400 mL去离子水中，并将其在70 ℃条件下保持6 h。处理后的生物炭先过325目筛网，再反复用1 L水每隔数小时冲洗1次，直至洗涤液的 pH保持恒定，即为水洗老化生物炭（Washing biochar，WB），pH 为 7.80。（2）采用混酸 V(HNO3)∶V(H2SO4)=1∶3 进行氧化。取生物炭样品5 g浸入到400 mL 20%混酸溶液中（将浓HNO3和H2SO4以1∶3的比例混合，然后用水稀释到20%），将此溶液在70 ℃下保持6 h。为了去除多余的酸，氧化后的生物炭先过325目的筛，然后每隔数小时清洗1次，直至溶液pH恒定，即为酸化老化生物炭（acidulated biochar，AB），pH为2.68。生物炭老化前后理化性质及其表面官能团和晶体矿物组成见文献（林庆毅等，2017）。

1.2　试验设计

试验均未施肥，设置4个处理：CK（0%生物炭）、PB（2%原生物炭）、WB（2%水洗生物炭）、AB（2%酸化生物炭）（林庆毅等，2017），每个处理4次重复，共16盆。试验开始于2016年7月11日，按照试验处理将过20目筛的生物炭与土壤混合均匀，盛入PVC杯中（r=25 mm），于华中农业大学实验室培养箱中进行熟化培养，每天注意浇水，保持适当含水量，熟化 75 d（Zhao et al.，2015），于2016年9月25日结束培养。

1.3　样品采集与测定

试验结束后，土样风干至恒重，并分别过 20目和100目筛网，密封保存。

土壤常规理化性质按照鲍士旦（2000）的《土壤农化分析》中的方法测定，具体如下：以 1∶2.5的水土比测定 pH；速效钾含量采用火焰光度计法测定；速效磷含量采用钼锑抗比色法测定；有机碳含量采用重铬酸钾容量法-外加热法测定；土壤碱解氮含量采用碱解扩散法来测定；交换性酸总量、土壤交换性氢均采用1 mol·L-1KCl淋洗-NaOH滴定方法测定；土壤活性铝含量采用庞叔薇等（1986）提出的浸提方法测定：用 KCl、NH4Ac、HCl、NaOH 4种浸提剂分别浸提，其中KCl浸提交换性Al3+；而 NH4Ac浸提交换性 Al3+、单聚体羟基铝离子；HCl浸提出交换性Al3+、单聚体羟基铝离子及胶体Al(OH)30；NaOH浸取的活性铝包括所有能形成羟基铝化合物的无机铝及腐殖酸铝。

土壤红外光谱分析：取风干保存的土壤干样，制成 KBr 压片[m(土)∶m(KBr)=1∶100]，利用 Nicolet 6700型傅里叶红外光谱仪进行测定，光谱的测量范围为4000～400 cm-1，分辨率为4 cm-1，扫描次数为64次。分别测定不同土壤样品的红外光谱。

1.4　数据计算与处理

土壤活性铝总量为 NaOH浸提出的活性铝含量。各形态活性铝比例为各形态活性铝含量与活性铝总量的比值。

应用Microsoft Excel软件对各处理试验数据进行平均值、标准差处理，于SAS 9.1.3软件中进行Duncan差异显著性分析。运用Omnic 8.0软件对不同样品的FTIR谱图进行处理，Origin 8.6（U.S.A，Origin Lab Corp）作图。

2　结果与分析

2.1　老化生物炭对红壤养分含量的影响

由表 1可知，生物炭的施入能显著提高红壤pH，但是生物炭在水洗老化后，其对红壤pH值的提升效果减弱，而酸化老化生物炭使红壤pH值降低。较CK处理，PB和WB处理红壤pH分别上升了0.17、0.16个单位，而AB处理红壤pH却降低了 0.44个单位，说明生物炭能显著改良土壤酸度，但是水洗老化生物炭的改良效果下降，而酸化老化生物炭不但不能改良红壤酸度，反而加剧了土壤酸化。

表1　老化生物炭对红壤理化性质的影响Table 1　The physical and chemical properties of acid red soil under aged biochar addition

较 CK处理，施加原生物炭和水洗生物炭均能显著增加土壤速效钾、速效磷和有机质含量，且水洗生物炭增加的趋势弱于原生物炭；而酸化老化生物炭处理的红壤速效钾、碱解氮和有机质含量呈增加的趋势。PB和WB处理的红壤碱解氮含量较CK均有所降低，而AB处理的速效磷含量却较CK下降。

2.2　老化生物炭对酸性红壤官能团的影响

傅立叶红外光谱分析能进一步探究老化生物炭对土壤表面官能团的影响。由图1可知，4种处理红壤在波长为3700、3620、1030、1010、914、538、471、430 cm-1附近处存在相似的吸收峰。研究表明，酸性红壤的主要吸收带是3600～3700 cm-1处的黏粒羟基吸收带（彭义等，2013）和1000～1080 cm-1处的纤维素 C-O 键吸收带（Calderón et al.，2011）。其中，3700 cm-1附近处为高岭石表面羟基伸缩振动吸收峰，3620 cm-1附近处为高岭石Si-O-H伸缩振动吸收峰（马赵扬等，2012），1035 cm-1和1008 cm-1附近处分别为Si-O-Si和Si-O-Al的伸缩振动峰（陆长青，1986），914 cm-1附近处为Al-O-Al的振动吸收峰，471 cm-1附近处为Si-O-Si振动吸收峰（Sheng et al.，2016），430 cm-1处为 PO43-的对称变形振动吸收区（赵帅群等，2014）。与CK处理相比，WB和AB处理并没有吸收峰的产生和消失，而PB处理却增加了3650 cm-1处的黏粒羟基振动吸收峰。

图1　各处理土壤平均光谱Fig. 1　The average spectra of different treatment soil

2.3　老化生物炭对酸性红壤潜在酸含量的影响

如图2所示，与CK相比，红壤施加原生物炭和水洗生物炭后，其交换性酸总量分别降低70.08%、34.84%，而酸化生物炭处理的红壤交换性酸总量却增加了18.24%，说明生物炭能显著降低土壤交换性酸总量，且水洗老化生物炭对土壤交换性酸的降低作用减弱，而酸化老化生物炭的施入却增加了土壤交换性酸的总量。

图2　土壤交换性酸总量Fig. 2　The total of soil exchangeable acidity

如图3所示，与CK相比，PB和WB处理土壤交换性H+含量分别下降37.84%、8.11%，而AB处理的土壤交换性H+含量却显著升高 62.16%，说明生物炭在水洗老化后，土壤交换性H+含量下降的程度减弱，而生物炭经酸化老化后土壤交换性 H+的含量却显著升高。

图3　土壤交换性H+总量Fig. 3　The soil exchangeable H+

图5　老化生物炭对红壤交换性铝总量的影响Fig. 5　The effect of aged biochar on exchangeable Al3+ content of the red soil

2.4　老化生物炭对酸性红壤活性铝含量的影响

由图4可知，生物炭的加入能降低土壤活性铝总量，CK处理的土壤活性铝总量为1461.14 μg·g-1，在添加原生物炭后，土壤活性铝总量降低为1226.66 μg·g-1，较 CK处理下降 16.05%，而老化生物炭WB和AB处理的红壤活性铝总量分别减少到1368.63 μg·g-1、1438.45 μg·g-1，较 CK 处理分别下降6.33%、1.55%，说明老化生物炭仍然具备降低土壤活性铝总量的能力，不过效果有所降低，其中酸化老化生物炭的改良效果弱于水洗生物炭。

图4　老化生物炭对红壤活性铝总量的影响Fig. 4　The effect of aged biochar on total active Al content of the red soil

如图5所示，生物炭的加入能显著降低红壤交换性 Al3+的含量，CK处理红壤中交换性 Al3+的含量为 275.60 μg·g-1，PB和 WB处理的红壤交换性Al3+含量分别为 49.96 μg·g-1、140.13 μg·g-1，较 CK分别下降81.87%和49.15%，而AB处理红壤的交换性 Al3+含量却为 325.14 μg·g-1，较 CK 增加17.98%。说明生物炭在老化后，其对红壤中交换性Al3+含量的降低作用减弱，而酸化老化生物炭甚至会增加红壤中交换性Al3+含量。由于交换性Al3+是最具毒害性的铝形态，所以老化生物炭可能会加剧土壤铝毒害。

2.5　老化生物炭对酸性红壤不同形态铝比例的影响

如图6所示，4个处理中胶体铝离子和腐殖酸铝是活性铝存在的主要形态，而单聚体羟基铝离子和具有生物毒害性的交换性Al3+占比却较小。与CK相比，PB和WB处理红壤中腐殖酸铝、胶体铝离子和单聚体羟基铝离子的含量分别增加了8.59%和2.87%、20.17%和14.46%、101.65%和32.92%，而交换性 Al3+的含量却下降；AB处理中胶体铝离子的含量升高了20.67%，而腐殖酸铝和单聚体羟基铝离子的含量却降低了40.69%、49.79%，说明老化生物炭影响土壤中不同形态铝的转化。

图6　老化生物炭对红壤各形态活性铝比例的影响Fig. 6　The effect of biochar on the percentage of active Al of the red soil

3　讨论

3.1　老化生物炭对红壤理化性质的影响

本研究表明，生物炭在老化前后均能显著增加土壤中速效钾和有机碳的含量，这与顾美英等（2014）研究发现生物炭能增加风沙土速效钾，降低速效氮含量的结果类似。随着生物炭的老化，土壤速效磷含量较原土降低，可能是因为老化生物炭对土壤酸度的缓解能力减弱，当红壤pH较低时，其表面正电荷增多，对磷的吸附能力增强，并且土壤中游离的金属离子也易于和作用生成难溶性磷酸盐而被土壤固定（邱志腾，2015）。而生物炭经水洗老化后，其使红壤碱解氮下降的趋势减弱，酸化老化生物炭不仅不会使红壤碱解氮含量降低，反而增加了碱解氮的含量。这可能是因为生物炭可以提高土壤中固氮微生物的数量，进而影响氮的反硝化作用（Deluca et al.，2008），随着生物炭的老化，土壤中微生物的数量和反硝化作用也会受到影响，最终影响土壤中氮的含量。李际会等（2012）研究得出改性生物炭能够有效降低土壤有效磷和硝态氮的淋失风险。Mukherjee et al.（2013）研究也表明经陈化处理后的生物炭会降低土壤中全氮和总磷的含量。生物炭的老化会导致土壤部分养分含量下降，是因为生物炭经老化后会发生表面破坏、微孔堵塞和表面氧化等一系列变化（Cornelissen et al.，2004；Huang et al.，2003），影响了生物炭自身养分的释放以及对土壤的保肥能力。Qian et al.（2014；2015）研究也表明，生物炭经老化处理后，其部分养分离子淋失，微孔结构也遭到不同程度的破坏。

由图1可知，红壤中土壤表面官能团主要含有纤维素C-O键和黏粒羟基，与王玉等（2003）研究结果相似，且这些特征吸收峰属于高岭石型的特征图谱（陆长青，1986；章明奎等，1998）。施加生物炭后，土壤仅黏粒羟基增加，而生物炭老化前后土壤Si-O-Si和Al-O-Al的数量并没有发生改变，而Qian et al.（2013）的研究结果表明水稻秸秆生物炭中的硅和土壤中的铝结合而缓解铝毒，可能是生物炭的原材料不同引起的。

3.2　老化生物炭对土壤酸度和铝形态的影响

本研究表明，生物炭通过增加红壤pH进而调节土壤酸度，与张祥等（2013）的研究结果一致。随着生物炭的水洗酸化老化，其对土壤pH的调节作用减弱，甚至会加剧土壤酸化。生物炭多呈碱性，含有K、Ca、Mg等灰分元素，可提高酸性土壤的盐基饱和度，最终降低土壤酸度（Zwieten et al.，2010）。钱林波（2014）研究也表明了生物炭老化过程是碱性离子流失的过程。然而，邱志腾（2015）却发现施加生物炭后第二季度土壤pH较第一季度仍有显著提升，说明生物炭的老化程度影响其对土壤酸度的改良。生物炭老化前后，土壤潜在酸（交换性酸总量、交换性H+以及交换性铝）和土壤活性酸（pH）变化趋势相似，说明随着生物炭的老化，其降酸能力减弱。张峥嵘（2014）研究表明，土壤交换性酸代表土壤酸度的容量，不同用量生物炭降低交换性酸的趋势和其对pH的影响相似，进一步说明改性生物炭对土壤活性酸和潜在酸的变化有相近的影响。

本试验结果也表明，生物炭能降低土壤活性铝总量，且随着生物炭的水洗酸化老化，活性铝总量的下降趋势减弱。具有生物毒害的交换性铝总量也呈现相似的变化趋势，主要是因为土壤中活性铝的形态受 pH值的影响，有研究发现溶液 pH从 4.3上升到 5.5时，溶液中 Al3+的浓度显著降低，[AlOH]2+和[Al(OH)2]+形态的铝浓度明显上升（Qian et al，2013）。张华纬等（2017）研究发现生物炭可通过提高土壤pH来降低土壤 DTPA-Cd的含量。本研究中原生物炭和水洗生物炭处理红壤pH为5.02左右，故交换性Al3+含量下降，而其他形态铝含量升高。有研究表明，当pH＜5时，难溶性硅酸盐和氧化铝将以活性铝的形态溶出（王水良等，2010），当pH＜4.5时，主要铝形态为Al3+（陆景陵，2005）。故添加酸化生物炭处理的土壤 pH较低，交换性Al3+和胶体铝离子的含量有所升高，而单聚体羟基铝离子和腐殖酸铝的含量有所降低。苏有健等（2013）对茶园酸性土（pH为 4.45）活性铝分布的研究表明，随着茶树年限增加，土壤pH有所降低，交换态 Al3+的含量增加，单聚体羟基铝和腐殖酸铝含量降低，与本研究结果一致，说明pH的降低，使土壤中腐殖质类物质含量下降，Al逐步脱离腐殖质的螯合或络合作用，从而转化成可溶状态的无机铝。所以生物炭通过改变土壤pH影响不同形态铝之间的转化，进而影响生物毒害性Al3+的含量。而生物炭老化后，不能有效地提高土壤 pH，故不能有效降低 Al3+的含量，而使其他形态的铝之间发生转化。

4　结论

综上所述，老化生物炭对土壤速效养分的增加效果减弱，且对土壤活性酸和潜在酸含量的降低效果减弱，甚至会加重土壤的酸化。此外，生物炭老化后不仅减弱具有生物毒害性 Al3+含量的下降趋势，酸化老化的生物炭甚至会增加Al3+的含量，加剧土壤铝毒。生物炭老化后，土壤中不同形态的铝之间存在转化关系，但是胶体态铝Al(OH)30和腐殖酸铝仍然是活性铝的主要形态。因此，生物炭老化后其对土壤养分的提高能力减弱，且对土壤酸度和铝毒的缓解能力下降，从而影响土壤铝形态。

参考文献：

CALDERÓN F J, REEVES J B. 2011. Chemical differences in soil organic matter fractions determined by diffuse-reflectance mid-infrared spectroscopy [J]. Soil Science Society of America Journal, 75(2): 568.

CARCAILLET C. 2001. Are holocene wood-charcoal fragments stratified in alpine and subalpine soils? Evidence from the alps based on AMS 14C dates [J]. Holocene, 11(2): 231-242.

CORNELISSEN G, GUSTAFSSON O. 2004. Sorption of phenanthrene to environmental black carbon in sediment with and without organic matter and native sorbates [J]. Environmental Science & Technology,38(1): 148-55.

DELUCA T H, APLET G H. 2008. Charcoal and carbon storage in forest soils of the Rocky Mountain West [J]. Frontiers in Ecology & the Environment, 6(1): 18-24.

HUANG W, PENG P, YU Z, et al. 2003. Effects of organic matter heterogeneity on sorption and desorption of organic contaminants by soils and sediments [J]. Applied Geochemistry, 18(7): 955-972.

JR M J A, GRØNLI M. 2003. The art, science, and technology of charcoal production [J]. Industrial & Engineering Chemistry Research, 42(8):1619-1640.

MA B, WAN J, SHEN Z. 2007. H2O2production and antioxidant responses in seeds and early seedlings of two different rice varieties exposed to aluminum [J]. Plant Growth Regulation, 52(1): 91-100

MUKHERJEE A, ZIMMERMAN A, et al. 2013. Organic carbon and nutrient release from a range of laboratory-produced;biochars and biochar-soil mixtures [J]. Geoderma, 193-194: 122-130.

QIAN L, CHEN B, HU D. 2013. Effective Alleviation of Aluminum Phytotoxicity by Manure-Derived Biochar [J]. Environmental Science& Technology, 47(6): 2737-2745.

QIAN L, CHEN B. 2013. Dual role of biochars as adsorbents for aluminum:the effects of oxygen-containing organic components and the scattering of silicate particles [J]. Environmental Science & Technology, 47(15):8759-8768.

QIAN L, CHEN B. 2014. Interactions of Aluminum with Biochars and Oxidized Biochars: Implications for the Biochar Aging Process [J].Journal of Agricultural & Food Chemistry, 62(2):373-80.

QIAN L, CHEN M, CHEN B. 2015. Competitive adsorption of cadmium and aluminum onto fresh and oxidized biochars during aging processes[J]. Journal of Soils & Sediments, 15(5): 1130-1138.

SHENG Y, ZHAN Y, ZHU L. 2016. Reduced carbon sequestration potential of biochar in acidic soil [J]. Science of the Total Environment, 572:129-137.

SIERRA J, NOËL C, DUFOUR L, et al. 2003. Mineral nutrition and growth of tropical maize as affected by soil acidity [J]. Plant & Soil, 252(2):215-226.

ZHAO R, JIANG D, COLES N, et al.2015. Effects of biochar on the acidity of a loamy clay soil under different incubation conditions [J]. Journal of Soils & Sediments, 15(9): 1919-1926.

ZWIETEN L V, KIMBER S, MORRIS S, et al. 2010. Effects of biochar from slow pyrolysis of papermill waste on agronomic performance and soil fertility [J]. Plant & Soil, 327(1-2): 235-246.

鲍士旦. 2000. 土壤农化分析[M]. 第 3版. 北京: 中国农业出版社:39-61.

陈志良, 袁志辉, 黄玲, 等. 2016. 生物炭来源、性质及其在重金属污染土壤修复中的研究进展[J]. 生态环境学报, 25(11): 1879-1884.

顾美英, 刘洪亮, 李志强, 等. 2014. 新疆连作棉田施用生物炭对土壤养分及微生物群落多样性的影响[J]. 中国农业科学, 47(20):4128-4138.

姜灿烂, 赵汝东, 蔡天明, 等. 2016. 林业废弃物生物炭对红壤丘陵区瘠薄土壤碳矿化的影响[J]. 生态环境学报, 25(2): 202-208.

李际会, 吕国华, 白文波, 等. 2012. 改性生物炭的吸附作用及其对土壤硝态氮和有效磷淋失的影响[J]. 中国农业气象, 33(2): 220-225.

林庆毅, 姜存仓, 张梦阳. 2017. 生物炭老化后理化性质及微观结构的表征[J]. 环境化学, 36(10): 2107-2114.

林庆毅, 应介官, 张梦阳, 等. 2017. 生物炭对红壤中不同铝形态及小白菜生长的影响[J]. 沈阳农业大学学报, 48(4): 445-450.

陆景陵. 2005. 植物营养学[M]. 北京: 中国农业大学出版社.

陆长青. 1986. 土壤粘粒的红外光谱[J]. 土壤, 18(2): 40-59.

马赵扬, 杜昌文, 周健民, 等. 2012. 黄土的红外反射光谱与红外光声光谱特征及其差异研究[J]. 土壤, 44(5): 862-867.

苗微. 2014. 生物炭陈化对土壤养分和水稻生长的影响[D]. 沈阳: 沈阳农业大学.

庞叔薇, 康德梦, 王玉保, 等. 1986. 化学浸提法研究土壤中活性铝的溶出及形态分布[J]. 环境化学, 5(3): 70-78.

彭义, 解宏图, 李军, 等. 2013. 免耕条件下不同秸秆覆盖量的土壤有机碳红外光谱特征[J]. 中国农业科学, 46(11): 2257-2264.

钱林波. 2014. 生物碳对酸性土壤中有害金属植物毒性缓解及阻控机理[D]. 杭州: 浙江大学.

邱志腾. 2015. 生物炭对红壤的降酸效果与毛豆生长的影响[D]. 杭州:浙江大学.

苏有健, 廖万有, 王烨军, 等. 2013. 皖南茶园土壤活性铝形态分布与土壤 pH和植茶年限的关系[J]. 农业环境科学学报, 32(4):721-728.

王水良, 王平, 王趁义, 等. 2010. 马尾松酸性根际环境中铝的化学行为——以重庆酸雨区马尾松林地土壤为例[J]. 应用与环境生物学报,16(4): 523-528.

王玉, 张一平, 陈思根. 2003. 中国 6种地带性土壤红外光谱特征研究[J]. 西北农林科技大学学报: 自然科学版, 31(1): 57-61.

应介官, 林庆毅, 张梦阳, 等. 2016. 生物炭对铝富集酸性土壤的毒性缓解效应及潜在机制[J]. 中国农业科学, 49(23): 4576-4583.

袁金华, 徐仁扣. 2012. 生物质炭对酸性土壤改良作用的研究进展[J].土壤, 44(4): 541-547.

张华纬, 甄华杨, 岳士忠, 等. 2017. 水稻秸秆生物炭对污染土壤中镉生物有效性的影响[J]. 生态环境学报, 26(6): 1068-1074.

张祥, 王典, 姜存仓, 等. 2013. 生物炭对我国南方红壤和黄棕壤理化性质的影响[J]. 中国生态农业学报, 21(8): 979-984.

张峥嵘. 2014. 生物炭改良土壤物理性质的初步研究[D]. 杭州: 浙江大学.

章明奎, 何振立, WILSON M J. 1998. 红壤中高岭类矿物的鉴定[J]. 土壤, (2): 106-110.

赵帅群, 刘刚, 欧全宏, 等. 2014. 不同类型土壤的FTIR和ICP-MS分析[J]. 光谱学与光谱分析, 34(12): 3401-3405.