木薯渣基炭制備及對(duì)熱帶磚紅壤的改良效果

馮丹+邢巧+葛成軍

摘要：針對(duì)海南當(dāng)?shù)厮嵝源u紅壤，選用5種以木薯渣為前驅(qū)物在不同溫度（350、450、550、650、750 ℃）下熱解制備的生物質(zhì)炭，研究施用不同量生物質(zhì)炭（0、0.1%、0.5%、1.0%、5.0%）對(duì)磚紅壤理化性質(zhì)的影響，并初步探討了生物質(zhì)炭改良磚紅壤的作用機(jī)制。結(jié)果表明，在所有5種生物質(zhì)炭中，C含量遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于其他元素。隨著熱解溫度的升高，pH值逐漸增大，C/H增大，堿性基團(tuán)增多，酸性官能團(tuán)降低，生物質(zhì)炭的比表面積、CEC、灰分均增大。生物質(zhì)炭能有效降低磚紅壤的容重和比重，分別平均下降5.43%和9.58%，增加磚紅壤的田間持水量和孔隙度，分別平均上升1.67%和1.94%。添加生物質(zhì)炭后土壤酸度降低，pH值上升了0.29～2.62。有機(jī)質(zhì)含量、陽(yáng)離子交換量顯著增加，最高可分別增加2.67 g/kg和14.69 cmol/kg。磚紅壤在加入生物質(zhì)炭后有效養(yǎng)分明顯增加，有效N增幅為10.38%～43.68%，有效P最高增幅為195.05 g/kg，有效K最高增幅為1 226.27 g/kg。生物質(zhì)炭能夠有效改良磚紅壤的理化性質(zhì)，添加5.0%的650 ℃木薯渣炭改良效果優(yōu)于其他處理。

關(guān)鍵詞：木薯渣；生物質(zhì)炭；磚紅壤；理化性質(zhì)；土壤改良劑；土壤改良效果

中圖分類號(hào)： X712；S156.6 文獻(xiàn)標(biāo)志碼： A 文章編號(hào)：1002-1302（2017）01-0234-06

海南地處熱帶，淋溶作用在土壤中極為強(qiáng)烈，導(dǎo)致土壤中可溶鹽基離子和交換性鹽基離子減少，氫飽和度增加，交換性氫不穩(wěn)定，會(huì)自發(fā)轉(zhuǎn)變成交換性鋁，引起土壤酸度明顯提高[1-5]。海南磚紅壤主要為酸性或強(qiáng)酸性硫酸鹽土，富含鐵硫化合物以及硫化物和硫酸鹽的轉(zhuǎn)化產(chǎn)物[4，6]。酸性農(nóng)業(yè)土壤的特點(diǎn)是pH值低，陽(yáng)離子交換量（CEC）、有機(jī)碳含量較低，土壤酸化會(huì)明顯導(dǎo)致土壤中鉀、鈣和鎂等鹽基性養(yǎng)分降低，酸化也會(huì)使土壤吸附固定磷酸鹽、硝酸鹽、銨鹽的能力增加，所以有效氮和磷含量也普遍不高[1，6-8]。

改良酸性土壤的傳統(tǒng)方法中，施用石灰被證實(shí)是一種非常有效的方法，不僅能中和土壤酸度，而且還可以提高土壤中養(yǎng)分鈣的含量，然而只有針對(duì)較強(qiáng)酸性土壤（pH值<5.5）才有可能取得較好的效果。石灰種類繁多，不同施用種類和不同組分比例甚至是施用方式對(duì)酸性土壤改良影響均不相同[9-11]，而且隨著施用時(shí)間推移，石灰的降酸效果慢慢減弱[12-13]。厭氧或是隔絕氧氣情況下使生物質(zhì)熱解得到的固體物質(zhì)為生物質(zhì)炭。生物質(zhì)炭自身具有較高的pH值，因此混入酸性土壤中可以有效提高土壤pH值，從而降低土壤的酸度[14-15]。生物質(zhì)炭表面一般帶負(fù)電荷，有很高的CEC值，可以提高土壤鉀、鈣、鎂、有效氮、有效磷的含量，從而可以調(diào)高土壤的肥力[16-18]，生物質(zhì)熱解形成的生物質(zhì)炭芳香性很高，在土壤中比較穩(wěn)定[19]。

近年來(lái)，為改善生物質(zhì)炭對(duì)土壤改良的效果，不同生物質(zhì)炭在土壤中的配施引起了廣泛關(guān)注，但目前不同溫度制備的木薯渣炭施入土壤后對(duì)熱帶磚紅壤理化性質(zhì)的影響鮮有報(bào)道。本研究探討了施用不同性質(zhì)和數(shù)量的木薯渣炭對(duì)熱帶磚紅壤理化性質(zhì)的影響，旨在篩選較好的熱帶農(nóng)業(yè)土壤改良劑，為提高熱帶農(nóng)業(yè)土壤的肥力、改良土壤和熱帶農(nóng)業(yè)廢棄物再利用提供參考。

1 材料與方法

1.1 供試土樣和生物質(zhì)炭

本試驗(yàn)供試土壤采自0～20 cm土層，為發(fā)育自砂巖頁(yè)巖的磚紅壤（采自海南省儋州市郊農(nóng)業(yè)用地，有機(jī)質(zhì)含量 2.71 g/kg，全氮含量1.47 g/kg，全磷含量0.37 g/kg，全鉀含量2.08 g/kg，pH值4.92，CEC值26.62 cmol/kg，容重1.20 g/cm3），在采樣點(diǎn)周邊無(wú)明顯污染源，土樣取回后于室內(nèi)自然風(fēng)干，過(guò)2 mm篩備用。試驗(yàn)所用生物質(zhì)炭前驅(qū)物為海南地區(qū)常見(jiàn)的木薯渣。木薯渣由海南瓊中縣松濤淀粉廠提供。

供試5種生物質(zhì)炭由木薯渣分別在不同溫度（350、450、550、650、750 ℃）下采用程序升溫法制備，方法如下：待木薯渣風(fēng)干，用粉碎機(jī)粉碎，填滿壓實(shí)于瓷坩堝，加蓋密封，置于馬弗爐于以10 ℃/min升至200 ℃，灼燒2 h，實(shí)現(xiàn)預(yù)碳化，然后以同樣升溫速度分別升至350、450、550、650、750 ℃熱解炭化3 h，冷卻后取出，研磨過(guò)100目篩備用。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)在室內(nèi)進(jìn)行。添加5種分別以木薯渣為前驅(qū)材料制備的生物質(zhì)炭，按比例（m/m，0、0.1%、0.5%、1.0%、5.0%）添加于供試土壤中，充分混合后取200 g于500 mL錐形瓶中。將裝有生物質(zhì)炭土壤樣品的錐形瓶置于人工振蕩培養(yǎng)箱中，在200 r/min條件下反復(fù)振蕩7 d，確保生物質(zhì)炭與土壤充分混勻。隨后停止振蕩，用稱量法保持土壤水分34%（大致相當(dāng)于百分之75%田間持水量）左右培養(yǎng)45 d，在此期間振蕩培養(yǎng)箱溫度為28 ℃。培養(yǎng)結(jié)束后，全部風(fēng)干，部分過(guò)2.00、1.00、0.25 mm并裝入樣品袋密封，分析混合樣的理化性質(zhì)。

1.3 分析方法

生物質(zhì)炭比表面積和孔徑結(jié)構(gòu)采用靜態(tài)氮吸附儀測(cè)定；采用元素分析儀對(duì)生物炭樣品進(jìn)行C、H、O、N 4種主要元素的分析；灰分測(cè)定采用緩慢灰化法；官能團(tuán)采用Boehm滴定法確定；CEC值采用氯化鋇-硫酸強(qiáng)迫交換法測(cè)定；pH值采用玻璃電極法測(cè)定。

土樣容重和田間持水量采用環(huán)刀法測(cè)定；使用100 mL比重瓶測(cè)定土樣比重；通過(guò)試驗(yàn)所得土樣容重與比重值分別求得孔隙度。土壤有機(jī)質(zhì)含量使用稀釋熱法（重鉻酸鉀容量法）測(cè)定；土壤中有效磷含量采用0.5 mol/L NaHCO3浸提-鉬銻抗比色法測(cè)定；有效K含量采用1 mol/L HNO3法用火焰光度計(jì)測(cè)定；有效N含量采用堿擴(kuò)散法測(cè)定。CEC值和pH值測(cè)定與生物質(zhì)炭方法一致。

2 結(jié)果與分析

2.1 生物質(zhì)炭的性質(zhì)

由表1可得，在所有5種生物質(zhì)炭中，C含量遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于其他元素（除MS350為581.21 g/kg，其他4種均在600 g/kg以上，即60%以上）；N、H含量均小于50 g/kg（<5%）。隨著熱解溫度的升高，木薯渣中的C含量逐步增多（最多在650 ℃，達(dá)到703.61 g/kg），但在750 ℃降低到623.87 g/kg，這可能是因?yàn)樵谏镔|(zhì)炭升溫?zé)峤膺^(guò)程中，有機(jī)組分在不斷富C，極性官能團(tuán)逐漸隨著溫度升高更多也更容易除去，而在溫度升高至一定范圍內(nèi)，極性官能團(tuán)會(huì)隨著溫度升高而裂解，會(huì)在某一點(diǎn)達(dá)到最大值[20]。

C/O比被認(rèn)為是表面的親水性指標(biāo)，它代表了極性基團(tuán)的含量，這些極性基團(tuán)大多為碳水化合物衍生[21-22]。從圖1可知，5種生物質(zhì)炭親水性從大到小依次為650 ℃>750 ℃>550 ℃>450 ℃>350 ℃。生物質(zhì)炭熱解形成的生物質(zhì)炭中的C主要以惰性的芳香環(huán)狀結(jié)構(gòu)存在，C/H大小可以反映生物質(zhì)炭的芳香性[21]。隨著裂解溫度的升高，C/H逐漸升高，表明隨著裂解溫度升高，木薯渣中的有機(jī)物發(fā)生裂解，H、O等元素被逐漸消耗。C/N和C/（N+O）是極性的指標(biāo)[23]，原子比越小，極性越大。隨著熱解溫度升高，木薯渣在650 ℃原子比[C/（N+O）=2.62]最大，即極性最?。浑S后隨著熱解溫度升高，原子比反而下降（圖1）。說(shuō)明雖然溫度升高，可生物質(zhì)炭中還殘留有大量含氧基團(tuán)或環(huán)氧結(jié)構(gòu)。

高的比表面積一般情況下表示該材料的孔隙度很高[24]。不同種類生物質(zhì)在不同溫度條件下制備的生物質(zhì)炭比表面積差異很大，隨著溫度升高，比表面積明顯增加。從表2可知，隨著熱解溫度升高，生物質(zhì)炭從酸性逐漸到中性最后達(dá)到堿性，可能是因?yàn)樯镔|(zhì)炭灰分中含有碳酸鹽等氧化物會(huì)在水溶液中顯堿性，灰分含量越高使得pH值也會(huì)越高；生物質(zhì)炭表面含有大量羥基和羧基等含氧活性官能團(tuán)，這些官能團(tuán)在較高pH值時(shí)以陰離子形式存在，可吸收H+，故顯堿性。

由圖2可知，5種生物質(zhì)炭中，堿性基團(tuán)隨著熱解溫度的升高而增多， 酸性基因等其他4種官能團(tuán)則隨著熱解溫度升高而降低，官能團(tuán)總量是350 ℃>450 ℃>550 ℃>650 ℃>750 ℃。有研究表明，炭表面的酸性官能團(tuán)具有一定陽(yáng)離子交換特征，可以促進(jìn)對(duì)較強(qiáng)極性化合物的吸附[25]，故而酸性官能團(tuán)數(shù)量會(huì)對(duì)生物質(zhì)炭親水性有一定的影響。含氧官能團(tuán)可以讓生物質(zhì)炭表面帶負(fù)電荷，從而具有較高的陽(yáng)離子交換量。

2.2 生物質(zhì)炭對(duì)土壤物理性質(zhì)的影響

土壤容重大小可以反映土壤結(jié)構(gòu)、透氣性、透水性能[26]。表2表明，施用了生物質(zhì)炭對(duì)土壤容重、比重、孔隙度、田間持水量都有明顯的影響。生物質(zhì)炭可以有效降低土壤容重，且隨著加入量的遞增，土壤容重有進(jìn)一步降低的趨勢(shì)，添加0.1%、0.5%、1.0%、5.0%生物質(zhì)炭的土樣容重平均下降0.95%、1.51%、2.11%、17.68%，隨著溫度的升高其容重逐漸降低。土壤比重可以間接反映土壤的礦物組成和有機(jī)質(zhì)含量，往往土壤比重較低時(shí)，有機(jī)質(zhì)含量會(huì)比較高[27]。很明顯，本研究中生物質(zhì)炭可以降低土壤樣品的比重，添加生物質(zhì)炭的土樣比重平均下降2.71%，而且添加生物質(zhì)炭的量越大，比重減小程度越多。逐漸添加熱解溫度的從低到高的生物質(zhì)炭的土壤，其比重在加速減?。◤某跏计骄?0.042 3/100 ℃ 到最后的0.063 7/100 ℃）。施加生物質(zhì)炭后土壤的容重和比重下降的原因可能與生物質(zhì)炭發(fā)達(dá)的多孔特性及非常輕的比重有關(guān)，而隨著熱解溫度升高，生物質(zhì)炭的比表面積越大，就會(huì)使得其擁有愈加發(fā)達(dá)的孔隙結(jié)構(gòu)。

土壤的孔隙度直接影響著蓄墑效果和透氣性，并間接影響著植物的土壤肥力和植物生長(zhǎng)狀況[28]；同時(shí)，土壤孔隙度的增加也一定程度上會(huì)有助于土壤整體的吸附能力和微生物群落的增殖[29]。從表3可知，添加0.1%、0.5%、1.0%、5.0%生物質(zhì)炭平均孔隙度分別上升0.19%、0.27%、0.13%、6.27%；添加650 ℃生物質(zhì)炭的土壤擁有最高的孔隙度。田間持水量是衡量土壤保水性的重要指標(biāo)，土壤保水性包裹土壤吸收水分和保持水分2個(gè)方面。施用生物質(zhì)炭對(duì)土壤田間持水量有促進(jìn)作用。對(duì)比5種梯度可以得到田間持水量的增幅大小依次為5.0%>1.0%>0.5%>0.1%；對(duì)比5種溫度則可得到，添加 750 ℃生物質(zhì)炭的田間持水量增幅最大，為2.03%，原因可能是隨著熱解溫度，升高，生物質(zhì)炭親水性官能團(tuán)含量逐漸增多（圖2）。

2.3 生物質(zhì)炭對(duì)土壤化學(xué)性質(zhì)的影響

2.3.1 生物質(zhì)炭對(duì)土壤酸度的影響 生物質(zhì)炭具有較高pH值，所以將其添加到酸性土壤中能有效提高土壤pH值。從圖3可以看出，在相同溫度下，pH值的變化與生物質(zhì)炭的添加量正相關(guān)。隨著添加量增多，pH值逐漸增大（添加0.1%、0.5%、1.0%、5.0%生物質(zhì)炭pH值分別平均增加0.32、0.53、0.70、1.61）。而在生物質(zhì)炭含量相同的情況下，隨著制備生物質(zhì)炭溫度的升高，土壤pH值明顯增加（350 ℃平均上升了0.66，450 ℃平均上升了0.99，550 ℃平均上升了1.24，650 ℃平均上升了1.62，750 ℃上升了1.45），450 ℃以上所有添加5%木薯渣炭pH值均大于7。這與Yuan等的研究結(jié)果[30]基本一致，原因可能是隨著制備溫度升高，生物質(zhì)炭中碳酸鹽重量和結(jié)晶碳酸鹽的含量均隨其制備溫度的升高而升高，碳酸鹽對(duì)生物炭總堿含量也會(huì)有一定貢獻(xiàn)；而且生物質(zhì)炭表面含有豐富的含氧官能團(tuán)，如羧基和酚羥基等，隨著溫度高，這些官能團(tuán)能以陰離子形態(tài)存在，從而與酸性土壤中的H+發(fā)生絡(luò)合反應(yīng)，中和了土壤中的酸度。

2.3.2 生物質(zhì)炭對(duì)土壤陽(yáng)離子交換量（CEC）的影響 CEC可以表現(xiàn)土壤吸收、保留和交換陽(yáng)離子的能力。不同處理對(duì)土壤CEC的影響較大（圖4）。在熱帶地區(qū)，土壤的CEC值通常比較低[16]。隨制備溫度升高，CEC值也基本呈顯著增加趨勢(shì)（650 ℃>750 ℃>550 ℃>450 ℃>350 ℃），因?yàn)殡S著溫度變化植物養(yǎng)分也在變化[31]。比較同一溫度不同配比生物質(zhì)炭處理可以看出，隨著施用生物炭量的增加，CEC值也呈顯著增加趨勢(shì)，分別添加0.1%、0.5%、1.0%、5.0%木薯渣炭的土樣平均增加了2.98、4.80、8.05、13.20 cmol/kg，增幅為2.98%～60.00%。生物質(zhì)炭的氧化和羧基等官能團(tuán)的變化也可能是因?yàn)镃EC提高，較高pH值下這些有機(jī)官能團(tuán)以陰離子形式存在，使生物質(zhì)炭表面帶有大量負(fù)電荷[32]。

2.3.3 生物質(zhì)炭對(duì)土壤有機(jī)質(zhì)（SOM）的影響 土壤有機(jī)質(zhì)（SOM）是土壤的重要組成部分，是土壤肥力的評(píng)價(jià)的一個(gè)重要指標(biāo)，也是陸地生態(tài)系統(tǒng)的主要炭匯來(lái)源[33]。如圖5所示，在添加生物質(zhì)炭后土壤有機(jī)質(zhì)明顯提高（原樣為2.71 g/kg，平均提高了1.27 g/kg，增幅為46.89%）。這可能是因?yàn)樘砑由镔|(zhì)炭的土壤有機(jī)質(zhì)組成發(fā)生改變，形成了穩(wěn)定的有機(jī)碳（SOC）。添加相同生物質(zhì)炭的情況下，隨著制備溫度升高，添加650 ℃木薯渣炭提高的有機(jī)質(zhì)最多（有機(jī)質(zhì)含量由小到大依次為MS350

2.3.4 生物質(zhì)炭對(duì)土壤營(yíng)養(yǎng)元素的影響 在熱帶地區(qū)和亞熱帶地區(qū)氣候大都潮濕多雨，這會(huì)導(dǎo)致土壤N容易流失[35]。由圖6可見(jiàn)，添加生物質(zhì)炭可以增加土壤對(duì)有效氮的保持能力（平均提高土壤中的有效N達(dá)43.67%）。隨著熱解溫度升高，有效N含量增加，而添加650 ℃木薯渣炭的土壤用有效N含量為最高，有效N含量從大到小依次為650 ℃>750 ℃>550 ℃>450 ℃>350 ℃。這可能是因?yàn)樯镔|(zhì)炭對(duì)N的吸附作用較強(qiáng)，隨著熱解溫度的升高，生物質(zhì)炭的比表面積逐漸增大，吸附能力也在增強(qiáng)；而且添加熱解溫度越高生物質(zhì)炭土壤的pH值也越高，甚至由酸性變?yōu)榭梢灾行阅酥翂A性（圖3），可以促進(jìn)土壤中的NH3和NH4+轉(zhuǎn)化為NO3-。有研究表明，溫度越高，生物質(zhì)炭更有利于NO3-的吸附，降低了土壤中有效氮的流失[36]。添加750 ℃木薯渣炭可能刺激了土壤微生物活動(dòng)，從而導(dǎo)致有效N不增反而略微下降，出現(xiàn)了氮的固定，導(dǎo)致了有效N的降低[37]。

磷（P）是植物生長(zhǎng)所需的大量養(yǎng)分元素之一，也是引起水體富營(yíng)養(yǎng)化的關(guān)鍵元素之一。生物質(zhì)炭本身含有大量的P并且有很高的有效性，因此，加入土壤可以明顯增加土壤有效P的含量。從圖7可以看出，添加生物質(zhì)炭后土壤中有效P最高可增加到209.36 mg/kg。含有木薯渣炭的土壤有效P隨著熱解溫度的增高而大幅增加，有效P含量從小到大依次為550 ℃<450 ℃<750 ℃<650 ℃<350 ℃。關(guān)于添加生物質(zhì)炭對(duì)土壤有效P的影響機(jī)理目前暫無(wú)定論，不過(guò)筆者認(rèn)為有效P增幅先變小又變大，原因是生物質(zhì)炭在不同條件下可以吸附和解吸P，而木薯渣炭自身性質(zhì)可能會(huì)導(dǎo)致這個(gè)原因，比如炭添加量5.0%在450 ℃以上時(shí)pH值為弱堿性，其他溫度都是<7，顯酸性，弱堿性更適合磚紅壤微生物的活動(dòng)，將難以利用的P轉(zhuǎn)化為有效P。添加0.1%的生物質(zhì)炭相對(duì)純土樣的有效P不增反降。有文獻(xiàn)提到生物質(zhì)炭改變了土壤pH值、有機(jī)質(zhì)、表面電荷以及土壤中其他礦質(zhì)元素的含量和形態(tài)，生物質(zhì)炭自身豐富的空隙結(jié)構(gòu)和高比表面積都可能影響有效P含量[38]。通過(guò)比較還發(fā)現(xiàn)，土壤有效P的含量與添加生物質(zhì)炭的配比線性相關(guān)（表3）。

生物質(zhì)中K具有很高的反應(yīng)活性，使其在越高溫度環(huán)境下有越多的轉(zhuǎn)化及釋放，有效K則包括速效K和緩效K中的有效成分[39]。圖8表明，添加生物質(zhì)炭能明顯提高土壤中的有效K含量（平均上升301.58 mg/kg）。含有熱解溫度越高生物質(zhì)炭的磚紅壤擁有更高的有效K的含量（添加350、450、550、650、750 ℃炭的土壤有效K平均提高91.67%、111.17%、159.67%、176.89%、171.13%）。但是，熱解溫度達(dá)到650 ℃以后增加量都會(huì)有所下降，原因可能為生物質(zhì)有效K會(huì)隨著熱解產(chǎn)生的灰分而流失，而隨著溫度的升高，生物質(zhì)炭灰分中的有效K含量也在逐漸增大[40]，特別是上升到一定溫度時(shí)，灰分中有效K的含量會(huì)大幅增多。與有效P一樣，相同熱解溫度下土壤中有效K的含量會(huì)隨著添加量的增加呈線性增加（表3）。

3 結(jié)論

在所有5種生物質(zhì)炭中，C含量遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于其他元素（除MS350 ℃為581.21 g/kg，其他4種均在600 g/kg即60%以上）。隨著熱解溫度的增加，pH值逐漸增大，當(dāng)熱解溫度大于650 ℃，生物質(zhì)炭均顯堿性；C/H也隨著熱解溫度增加增大。堿性基團(tuán)隨著熱解溫度的升高而增多，酸性基團(tuán)等其他4種官能團(tuán)則隨著熱解溫度升高而降低，官能團(tuán)總量是350 ℃>450 ℃>550 ℃>650 ℃>750 ℃。生物質(zhì)炭的比表面積、CEC、灰分均隨著熱解溫度的升高而增大。

生物質(zhì)炭可以降低土壤容重和比重，提高土壤的孔隙度和田間持水量。隨著生物質(zhì)炭熱解溫度的升高和添加量的變化（0.1%～5.0%），容重和比重均降低（分別平均下降5.43%、9.58%），孔隙度和田間持水量增加（分別平均上升1.67%、1.94%）。

添加生物質(zhì)炭可以有效提高土壤pH值，降低土壤酸度，甚至所有熱解溫度在450 ℃的木薯渣炭按5%加入土壤pH值均大于7。生物質(zhì)炭能提高土壤中有機(jī)質(zhì)含量（平均提高1.27 g/kg）。隨著制備溫度的升高，有機(jī)質(zhì)含量由小到大依次為SOM350< SOM450< SOM550< SOM750< SOM650）；添加量增加，有機(jī)質(zhì)的含量也逐漸增加，有機(jī)質(zhì)含量由小到大依次為SOM 0.1%

生物質(zhì)炭均能提高土壤中的有效養(yǎng)分（有效N、P、K），由于添加量和生物質(zhì)炭自身性質(zhì)及養(yǎng)分的性質(zhì)的不同，提高程度也不盡相同。所有養(yǎng)分均隨著添加生物質(zhì)炭量的增加而增大。添加木薯渣炭的土壤有效N含量從大到小依次為 650 ℃>750 ℃>550 ℃>450 ℃>350 ℃，有效P含量從大到小依次為350 ℃>650 ℃>750 ℃>450 ℃>550 ℃，有效K含量從大到小依次為650 ℃>750 ℃>550 ℃>450 ℃>350 ℃。

隨著添加生物質(zhì)炭的數(shù)量增加，生物質(zhì)炭對(duì)土壤的改良作用越好。本研究所有溫度制備的炭中，在土壤中添加5.0%于650 ℃下制備的木薯渣炭對(duì)土壤的改良效果相對(duì)較好。

參考文獻(xiàn)：

[1]Marks E A，Mattana S，Alcaniz J M，et al. Gasifier biochar effects on nutrient availability，organic matter mineralization，and soil fauna activity in a multi-year Mediterranean trial[J]. Agriculture Ecosystems & Environment，2016，215（1）：30-39.

[2]Liu Z X，Chen X M，Yan J，et al. Effects of biochar amendment on rapeseed and sweet potato yields and water stable aggregate in upland red soil[J]. Catena，2014，123（12）：45-51.

[3]Vogt R D，Seip H M，Larrsen T，et al. Potential acidifing capacity of deposition-experiences from regions with high NH4+ and dry deposition in China[J]. Science of the Total Environmental，2006，367（1）：394-404.

[4]Yu Z H，Zhou L，Huang Y F，et al. Effects of a Manganese oxide-modified biochar composite on adsorption of arsenic in red soil[J]. Journal of Environmental Management，2015，163（11）：155-162.

[5]Cambou A，Cardinael R，Kouakoua E，et al. Prediction of soil organic carbon stock using visible and near infrared reflectance spectroscopy（VNIRS） in the field[J]. Geoderma，2016，261（1）：151-159.

[6]郭海超，周 杰，羅雪華，等. 海南膠園不同母質(zhì)發(fā)育磚紅壤磷素形態(tài)特征研究[J]. 熱帶作物學(xué)報(bào)，2012，33（10）：1724-1730.

[7]Lucke B，Kemnitz H，Baeumler R，et al. Red Mediterranean soils in Jordan：new insights in their origin，genesis，and role as environmental archives[J]. Catena，2014，112（SI）：4-24.

[8]Yang J，Zheng H J，Chen X A，et al. Effects of tillage practices on nutrient loss and soybean growth in red-soil slope farmland[J]. International Soil and Water Conservation Research，2013，1（12）：49-55.

[9]Rsberg I，F(xiàn)rank J，Stuanes A O. Effects of liming and fertilization on tree grouth and nutrient cycling in a Scots pine ecosystem in Norway[J]. Forest Ecology and Management，2006，237（1/2/3）：191-207.

[10]胡德春，李賢勝，尚 健. 四川酸性土壤石灰需求量方法的比較研究[J]. 土壤，2006，38（2）：279-282.

[11]Paradelo R，Virto I，Chenu C. Net effect of liming on soil organic carbon stocks：a review[J]. Agriculture Ecosystems & Environment，2015，202（1）：98-107.

[12]孟賜福，水建國(guó). 石灰石粉細(xì)度與土壤酸度和產(chǎn)物產(chǎn)量的關(guān)系[J]. 浙江農(nóng)業(yè)科學(xué)學(xué)報(bào)，1987，1（6）：63-65.

[13]董寧寧，陳中敏，宋麗娜. 施用石灰和有機(jī)物質(zhì)對(duì)酸性鎘污染土壤的改良及其影響因素[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2008，27（2）：590-595.

[14]Chan K Y，Zwieten L，Meszaris I，et al. Agronomic values of greeenwaste biochar as a soil amendment[J]. Australian Journal of Soil Research，2007，145（8）：629-634.

[15]Novak J M，Busscher W J，Laird D L，et al. Impact of biochar amendment on fertility of a southeastern coastal plain soil[J]. Soil Science，2009，174（2）：105-112.

[16]黃 超，劉麗君，章明奎. 生物質(zhì)炭對(duì)紅壤性質(zhì)和黑麥草生長(zhǎng)的影響[J]. 浙江大學(xué)學(xué)報(bào)：農(nóng)業(yè)與生命科學(xué)版，2011，37（4）：439-445.

[17]Deluca T H，Mackenzie M D，Gundale M J. Biochar effects on soil nurtient transformation[M]//Biochar for environement management science and technology. Ladon：Earthscan，2009：251-280

[18]盧再亮，李九玉，徐仁扣. 鋼渣與生物質(zhì)炭配合施用對(duì)土壤酸度的改良效果[J]. 土壤，2013，45（4）：722-726.

[19]Fristak V，F(xiàn)riesl-Hanl W，Wawra A，et al. Effect of biochar artificial ageing on Cd and Cu sorption characteristics[J]. Journal of Geochemical Exploration，2015，159（10）：178-184.

[20]陳再明，陳寶梁，周丹丹. 水稻秸稈生物炭的結(jié)構(gòu)特征及其對(duì)有機(jī)污染物的吸附性能[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2013，33（1）：9-19.

[21]Chen B，Chen Z. Sorption of naphthalene and 1-naphthol by biochars of orange peels with different pyrolytic temperatures[J]. Chemosphere，2009，76（1）：127-133.

[22]Chun Y，Sheng G Y，Chiou C T，et al. Compositions and sorptive properties of crop residue-derived chars[J]. Environmental Science & Technology，2004，38（17）：4649-4655.

[23]張 鵬. 生物質(zhì)炭對(duì)西唯因與阿特拉津環(huán)境行為的影響[D]. 天津：南開(kāi)大學(xué)，2013.

[24]Shinogi Y，Kanri Y. Pyrolysis of plant，animal and human waste：physical and chemical characterization of the pyrolytic products[J]. Bioresource Technology，2003，90（3）：241-247.

[25]Cui X Q，Hao H L，Zhang C K，et al. Capacity and mechanisms of ammonium and cadmium sorption on different wetland-plant derived biochars[J]. Science of the Total Environment，2016，539（1）：566-575.

[26]吳崇書(shū)，邱志騰，章明奎. 施用生物質(zhì)炭對(duì)不同類型土壤物理性狀的影響[J]. 浙江農(nóng)業(yè)科學(xué)，2014（10）：1617-1619，1623.

[27]陳 卓，史 錕. 兩個(gè)丘陵山地黏棕壤土壤剖面不同土層有機(jī)碳與比重的關(guān)系[J]. 中國(guó)農(nóng)業(yè)科技導(dǎo)報(bào)，2008，10（2）：119-122.

[28]鄭紀(jì)勇，邵明安，張興昌. 黃土區(qū)坡面表層土壤容重和飽和導(dǎo)水率空間變異特征[J]. 水土保持學(xué)報(bào)，2004，18（3）：53-56.

[29]Laird D A，F(xiàn)leming P，Davies D D，et al. Impact of biochar amendments on the quality of a typical midwestern aricultural soil[J]. Geoderma，2010，158（5）：443-449.

[30]Yuan J H，Xu R K，Zhang H. The forms of alkalis in the biochar produced from crop residues at different temperatures[J]. Bioresource Technology，2011，102（3）：3488-3497.

[31]Gaskin J W，Steiner C，Harris K，et al. Effect of low-temperature pyrolysis conditions on biochar for agricultural use[J]. Transactions of the ASABE，2008，51（6）：2061-2069.

[32]Glaser B，Haumaier L，Guggenberger G，et al. The ‘terra preta phenomenon：a model for sustainable agriculture in the humid tropics[J]. Naturwissenschaften，2001，88（1）：37-41.

[33]袁金華，徐仁扣. 生物質(zhì)炭對(duì)酸性土壤改良的作用的研究進(jìn)展[J]. 土壤，2012，44（4）：541-547.

[34]謝國(guó)雄，章明奎. 施用生物質(zhì)炭對(duì)紅壤有機(jī)碳礦化及其組分的影響[J]. 土壤通報(bào)，2014，12（2）：413-418.

[35]Renck A，Lehmann J. Rapid water flow and transport of inorganic and organic nitrogen in a highly aggregated tropical soil[J]. Soil Science，2004，169（5）：330-341.

[36]Kameyama K，Miyamoto T，Shiono T，et al. Influence of sugarcane bagasse-derived biochar application on nitrate leaching in calcaric dark red soil[J]. Journal of Environmental Quality，2012，41（4）：1131-1137.

[37]Streubel J D，Collins H P，Garcia-Perez M，et al. Influence of contrasting biochar types on five soils at increasing rates of application[J]. Soil Science Society of America Journal，2011，75（4）：1402-1413.

[38]Chintala R，Schumacher T E，Mcdonald L M，et al. Phosphorus sorption and availability from biochars and soil/biochar mixtures[J]. Clean-soil Air Water，2014，42（5）：626-634.

[39]劉宏鴿，王火焰，周健民，等. 不同有效鉀提取方法的原理與效率比較[J]. 土壤，2012，44（2）：242-252.

[40]秦建光，余春江，聶 虎，等. 秸稈燃燒中溫度對(duì)鉀轉(zhuǎn)化與釋放的影響[J]. 太陽(yáng)能學(xué)報(bào)，2010，31（5）：540-544.夏 挺，陸居浩，李 森，等. 畜禽糞便固態(tài)厭氧發(fā)酵產(chǎn)酸產(chǎn)氣特性研究[J]. 江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué)，2017，45（1）：240-243.