不同生物質(zhì)炭對(duì)海南磚紅壤性質(zhì)及N2O排放的影響①

季雅嵐，索 龍，解 鈺，王小淇，方雅各，楊 霖，趙伶茹，孟 磊*

(1海南大學(xué)熱帶農(nóng)林學(xué)院，?？?570203；2 渭南市果業(yè)技術(shù)推廣中心，陜西渭南 714000；3 海南省農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)環(huán)境與土壤研究所，?？?571100)

N2O是一種重要的溫室氣體，其增溫效應(yīng)是CO2的296倍；N2O還能與大氣中的O3發(fā)生光化學(xué)反應(yīng)，破壞臭氧層，使得到達(dá)地球表面的紫外輻射增加，威脅生物健康[1]。土壤是N2O排放的重要源，土壤N2O主要是微生物參與的硝化與反硝化過(guò)程而產(chǎn)生的[2]，同時(shí)土壤的溫度、pH、有機(jī)碳、全氮、水分等性質(zhì)都會(huì)影響土壤N2O的排放[3-4]。

生物質(zhì)炭(Biomass-derived black carbon或Biochar)是由包括植物性材料在內(nèi)的生物質(zhì)在完全或部分缺氧下經(jīng)熱解炭化產(chǎn)生的一類高度芳香化難溶性固態(tài)物質(zhì)[5]。研究表明，生物質(zhì)炭能改善土壤性質(zhì)，增加作物產(chǎn)量，從而直接或間接影響N2O排放[6]。生物質(zhì)炭可以增加土壤孔隙率，由此增加土壤氧含量而抑制厭氧反硝化過(guò)程[7]，并且生物質(zhì)炭中的堿性物質(zhì)可以提高土壤pH，從而刺激N2O還原酶活性而減少N2O 排放[7]。Yanai等[8]的研究則顯示生物質(zhì)炭促進(jìn)土壤N2O的排放，施用生物質(zhì)炭的處理土壤N2O排放量明顯高于對(duì)照；還有報(bào)道認(rèn)為，生物質(zhì)炭對(duì)土壤N2O排放沒(méi)有影響[9]。因此，生物質(zhì)炭對(duì)N2O作用具有一定的不確定性，可能源于所用生物質(zhì)炭的制備原料及制備溫度的差異。不同原料及熱解溫度下制備的生物質(zhì)炭在組成、結(jié)構(gòu)及性質(zhì)等方面有很大差異，影響到其對(duì)土壤屬性及礦質(zhì)氮的作用效果[10]，由此造成土壤N2O排放的差異。

磚紅壤是海南主要土壤類型，生物質(zhì)炭對(duì)磚紅壤的改良效果明顯[11]。海南地處熱帶，生物種類豐富，但不同生物材料在不同熱解溫度下制備的生物質(zhì)炭對(duì)土壤性質(zhì)及 N2O排放影響的研究鮮見(jiàn)報(bào)道。本文選擇海南常見(jiàn)、資源量較大而又有代表性的4種禾本科植物作為供試材料，利用室內(nèi)培養(yǎng)試驗(yàn)，研究其在不同溫度下制備的生物質(zhì)炭對(duì)磚紅壤 N2O排放的影響，并結(jié)合土壤性質(zhì)分析，篩選出既有助于 N2O減排，又有益于土壤改良的生物材料類型，為海南生物材料的合理利用提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

試驗(yàn)用土采自海南省儋州市西培農(nóng)場(chǎng)(19°28′ N，109°27′ E)，為花崗巖母質(zhì)發(fā)育的磚紅壤，采集深度為0～20 cm。土壤基本理化性質(zhì)為：pH 4.82，有機(jī)碳5.93 g/kg，全氮0.60 g/kg，有效磷40.12 mg/kg，速效鉀85.57 mg/kg。

供試生物質(zhì)炭由王草(I)、水稻秸稈(RS)、甘蔗渣(B)和玉米秸稈(CS)分別在 300℃、500℃和 700℃下厭氧裂解制備。具體制備過(guò)程為：將生物質(zhì)材料干燥、粉碎，稱取300 g置于鋁箔紙中，包裹好后用針頭在鋁箔紙表面均勻扎孔，然后置于KTF管式真空氣氛電阻爐(江蘇宜興市前錦爐業(yè)設(shè)備有限公司生產(chǎn))內(nèi)，密封后抽真空，然后充氮?dú)?純度≥99.99%)形成厭氧環(huán)境并加熱，達(dá)到預(yù)設(shè)溫度后開(kāi)始計(jì)時(shí)，2 h后切斷電源，持續(xù)通入氮?dú)饫鋮s至室溫，取出樣品稱重。生物質(zhì)炭性質(zhì)見(jiàn)表1。

表1 供試生物質(zhì)炭性質(zhì)Table 1 Basic physicochemical properties of tested biochars

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

生物質(zhì)炭分別為4種物料在3種溫度下制備，共12種生物質(zhì)炭類型，相應(yīng)構(gòu)成12個(gè)處理，加上空白(CK，不添加生物炭)，共13個(gè)處理。每處理設(shè)8個(gè)重復(fù)，其中3個(gè)重復(fù)進(jìn)行氣體采集，另外的5個(gè)重復(fù)在培養(yǎng)期間測(cè)定礦質(zhì)氮含量。

培養(yǎng)試驗(yàn)過(guò)程如下：稱取150.0 g土(以干土計(jì))置于250 ml錐形瓶中，按風(fēng)干土質(zhì)量的1.5% 加入生物質(zhì)炭，將生物質(zhì)炭與土混勻，調(diào)節(jié)土壤水分至田間持水量的50%，用保鮮膜覆蓋瓶口，并在保鮮膜上用針扎幾個(gè)通氣孔后將錐形瓶置于 30℃恒溫培養(yǎng)箱內(nèi)預(yù)培養(yǎng)7 d。預(yù)培養(yǎng)結(jié)束后，加入1 ml含N 30 mg的脲(分析純)溶液，折合加入N 150 mg/kg干土，調(diào)節(jié)土壤水分至田間持水量的65%，覆膜后置于30℃恒溫培養(yǎng)箱內(nèi)培養(yǎng)。培養(yǎng)過(guò)程中用稱重法維持土壤水分恒定。

1.3 氣體采樣及測(cè)定方法

加入脲溶液的第1、2、4、7、11、16、23、30 天進(jìn)行氣體采集。氣體采集前，向瓶?jī)?nèi)吹入數(shù)分鐘高純空氣以除去瓶?jī)?nèi)氣體，隨后迅速用硅膠塞塞住瓶口，并用704膠密封瓶口和塞子之間的空隙。在密封錐形瓶后的0 min及40 min時(shí)分別用25 ml的注射器通過(guò)硅橡膠塞的中間取樣口采集瓶中氣體4 ml，直接注入氣相色譜儀(島津 GC-2014)測(cè)定氣體樣品中 N2O 濃度。

土壤N2O排放通量的計(jì)算公式為：

式中：F為 N2O 排放通量(N2O-N，μg/(kg·h))；ρ是標(biāo)準(zhǔn)狀態(tài)下 N2O 密度(kg/m3)；ΔC/Δt為是錐形瓶?jī)?nèi)N2O濃度變化率(N2O-N，10-9/h)；V是錐形瓶除去土壤體積后的體積(m3)；T為環(huán)境氣溫(℃)；m是培養(yǎng)土烘干質(zhì)量(kg)。

土壤N2O累積排放量的計(jì)算公式為：

式中：M為N2O累積排放量(N2O-N，μg/kg)；F為土壤 N2O 排放通量(N2O-N，μg/(kg·h))；t為采樣時(shí)間(d)；i為采樣次數(shù)；n為總測(cè)定次數(shù)；ti-ti-1為兩次采樣的間隔天數(shù)(d)。

1.4 土壤采樣及測(cè)定方法土壤基本理化性質(zhì)參照《土壤農(nóng)

業(yè)化學(xué)分析方法》[12]進(jìn)行，其中：pH采用電位法(水土比 2.5∶1)；有機(jī)碳采用重鉻酸鉀-硫酸硝化法；土壤全氮采用半微量凱氏定氮法；有效磷采用鉬藍(lán)比色法；速效鉀采用1 mol/L NH4OAc溶液(pH 7)浸提，火焰光度計(jì)法。

土壤NH4+-N和NO-3-N測(cè)定方法：用2 mol/L KCl浸提土壤(液土比 5∶1)，濾液中NH4+-N采用靛酚藍(lán)比色法(625 nm)測(cè)定，NO-3-N采用雙波長(zhǎng)紫外分光光度計(jì)(220 nm和275 nm)進(jìn)行。

1.5 數(shù)據(jù)處理

利用 Excel 2016進(jìn)行基礎(chǔ)數(shù)據(jù)處理，方差分析利用SPSS 19.0完成，處理間差異采用Tukey HSD多重比較法，差異性水平為0.05。

2 結(jié)果與分析

2.1 添加生物炭對(duì)磚紅壤理化性質(zhì)的影響

和對(duì)照相比，添加生物質(zhì)炭可顯著提高土壤pH及土壤有機(jī)碳、有效磷和速效鉀含量，但對(duì)全氮含量影響大多不顯著(表 2)。同種物料在不同溫度下制備的生物質(zhì)炭對(duì)土壤性質(zhì)的影響因指標(biāo)不同而異，高溫下制備的生物質(zhì)炭對(duì)土壤有效磷和速效鉀含量的增加幅度大于低制備溫度下的；對(duì)土壤pH的提升幅度以500℃下制備的生物質(zhì)炭最高；土壤有機(jī)碳和全氮變化則沒(méi)有規(guī)律性。

不同物料制備的生物質(zhì)炭對(duì)土壤性質(zhì)的影響則因制備溫度不同而異。相較而言，玉米秸稈在500℃和 700℃熱解條件下制備的生物質(zhì)炭對(duì)土壤有機(jī)碳含量的增加幅度較大；王草在500℃和700℃熱解條件下制備的生物質(zhì)炭對(duì)土壤pH的增加幅度最高；玉米秸稈和甘蔗渣在 700℃熱解條件下制備的生物質(zhì)炭對(duì)土壤有效磷和速效鉀含量的增幅大于其他物料制備的生物質(zhì)炭；土壤全氮含量變化則沒(méi)有規(guī)律性。

表2 不同生物質(zhì)炭處理磚紅壤的理化性質(zhì)Table 2 Physicochemical properties of tested Latosol treated by different biochars

2.2 添加生物質(zhì)炭對(duì)磚紅壤N2O排放的影響

土壤N2O排放通量變化趨勢(shì)各處理基本相同，均在培養(yǎng)的第2天后開(kāi)始升高，第7天前后達(dá)到排放高峰，隨后排放通量開(kāi)始下降，到培養(yǎng)的第 23天左右時(shí)趨于穩(wěn)定(圖1)。

同一生物材料在不同溫度下制備的生物質(zhì)炭添加土壤后對(duì)N2O排放影響有顯著的差異。300℃下制備的生物質(zhì)炭顯著促進(jìn)了土壤 N2O排放，其土壤 N2O排放通量是最高的，而且這種高排放通量持續(xù)較長(zhǎng)時(shí)間。500℃和700℃下制備的生物炭對(duì)N2O排放的影響則因制備材料不同而有差異。王草、甘蔗渣以及玉米秸稈在 500℃和 700℃下制備的生物質(zhì)炭，能一定程度降低 N2O排放通量，水稻秸稈在這兩個(gè)溫度下制備的生物質(zhì)炭對(duì) N2O排放的影響與 CK之間的差異不明顯。此外，500℃和700℃下制備的生物質(zhì)炭對(duì)N2O的減排差異不甚明顯。從制備物料比較，甘蔗渣在 500℃和 700℃下制備的生物質(zhì)炭對(duì) N2O的減排效果最明顯，300℃下由水稻秸稈制備的生物質(zhì)炭則使得土壤N2O有著最高的排放通量。

生物質(zhì)炭對(duì)土壤N2O排放總量的影響具有規(guī)律性(圖2)。同種物料在不同熱解溫度下制備的生物質(zhì)炭對(duì)土壤N2O排放總量影響差異明顯。300℃制備的生物質(zhì)炭處理的土壤 N2O排放總量顯著高于 500℃和700℃下生物質(zhì)炭處理及CK處理，500℃與700℃下生物質(zhì)炭處理間的差異不顯著。

圖1 添加不同生物質(zhì)炭對(duì)磚紅壤N2O排放通量的影響Fig. 1 Effects of different biochars on N2O emission flux of Latosol

不同物料制備的生物質(zhì)炭對(duì)土壤N2O排放總量的影響隨制備溫度不同而異。甘蔗渣制備的生物質(zhì)炭處理土壤N2O排放總量最低，其中500℃和700℃下的生物質(zhì)炭處理土壤 N2O排放總量比較低，且處理間差異不顯著。此外，500℃時(shí)，由王草制備的生物質(zhì)炭與甘蔗渣制備的生物質(zhì)炭處理間的差異不顯著。700℃時(shí)，甘蔗渣制備的生物質(zhì)炭對(duì)土壤N2O減排效果最明顯，其N2O排放總量?jī)H有N2O-N 233.41 μg/kg，是所有處理中是最低的。

圖2 添加不同生物炭對(duì)磚紅壤N2O排放總量的影響Fig. 2 Effects of different biochars on N2O accumulated emission of Latosol

2.3 添加生物質(zhì)炭對(duì)磚紅壤礦質(zhì)氮含量的影響

隨著培養(yǎng)時(shí)間的增加，各處理土壤礦質(zhì)氮變化規(guī)律相同。在整個(gè)培養(yǎng)期間，各處理土壤NH4+-N含量逐漸降低，而NO-3-N含量逐漸增加(圖3)。各處理土壤NH4+-N含量與CK相比，除300℃制備的糖蔗渣生物質(zhì)炭處理外，其余處理差異大都不顯著，而培養(yǎng)后期NO-3-N含量一般以CK最低。

相同制備材料下，培養(yǎng)結(jié)束后土壤NH4+-N含量順序?yàn)?00 ℃＜ 500℃ ＜ 300℃ ＜ CK ，且基本接近0 mg/kg；培養(yǎng)結(jié)束時(shí) 300℃下制備的生物質(zhì)炭處理，其土壤NO-3-N含量均高于其他制備溫度條件。

相同熱解溫度下，培養(yǎng)結(jié)束后王草和甘蔗渣生物質(zhì)炭處理的土壤 NH4+-N含量下降速率比其他處理快，其中在培養(yǎng)第5天時(shí)，甘蔗渣生物質(zhì)炭處理的土壤上升速率最快；培養(yǎng)結(jié)束后甘蔗渣、玉米秸稈生物質(zhì)炭處理的土壤，高溫下制備的生物質(zhì)炭處理NO-3-N含量最低，其中培養(yǎng)第5天時(shí)甘蔗渣生物質(zhì)炭處理的土壤NO-3-N下降速率最快。

3 討論

圖3 添加不同生物質(zhì)炭對(duì)磚紅壤礦質(zhì)氮的影響Fig. 3 Effects of different biochars on mineral nitrogen content of Latosol

不同熱解溫度生成的生物質(zhì)炭對(duì)磚紅壤N2O排放的影響不同，相較于對(duì)照，300℃生成的生物質(zhì)炭促進(jìn)土壤N2O排放，500℃和700℃生成的生物質(zhì)炭則抑制土壤 N2O排放。導(dǎo)致不同溫度下生物質(zhì)炭對(duì)土壤 N2O排放影響的差異的原因可能源于不同溫度下生成的生物質(zhì)炭性質(zhì)及生物質(zhì)炭對(duì)土壤性質(zhì)影響的差異造成的。生物質(zhì)炭的元素組成及其穩(wěn)定性由生物質(zhì)熱解炭化溫度決定，隨著熱解溫度的升高，生物質(zhì)炭的穩(wěn)定性增強(qiáng)[13-14]。300℃制備的生物質(zhì)炭易被氧化分解[15-16]，由此可能消耗土壤中的氧氣，形成易于生成N2O的環(huán)境。高溫下制備的生物質(zhì)炭穩(wěn)定性強(qiáng)，比表面積大，吸附性強(qiáng)[17-18]，自身難以分解而釋放出N2O[19]，且對(duì)N2O可能有一定的吸附作用。另外相對(duì)低熱解溫度，高熱解溫度可能導(dǎo)致土壤的孔隙率增加，抑制厭氧反硝化過(guò)程[20]，最終有效地抑制了土壤中N2O的排放。土壤硝化作用強(qiáng)烈地受土壤pH影響，一定范圍內(nèi)，pH越高硝化速率越快[21-24]。高溫下制備的生物質(zhì)炭的堿性效果更為明顯一些[25-27]，從而對(duì)于中和酸性土壤的效果也更為明顯(表 1)。高溫制備的生物質(zhì)炭顯著提高了硝化作用[20]，本試驗(yàn)培養(yǎng)過(guò)程中主要為過(guò)強(qiáng)的硝化作用，因此不利于N2O產(chǎn)生[28]。

從減少N2O排放考慮，甘蔗渣生物質(zhì)炭的抑制效果最顯著。這可能是甘蔗在榨糖過(guò)程中，大量簡(jiǎn)單碳水化合物被分離，剩下的甘蔗渣中以較穩(wěn)定的碳水化合物為主。Uras等[29]對(duì)比了葡萄樹枝、黑荊樹枝和甘蔗渣制備的生物質(zhì)炭之間的性質(zhì)差異，發(fā)現(xiàn)甘蔗渣制備的生物質(zhì)炭具有較高的表面酸度、C/N以及較低的電導(dǎo)和可溶性陰陽(yáng)離子，有助于硝化作用，由此甘蔗渣生物質(zhì)炭的施用對(duì)土壤 N2O排放的抑制效果最顯著。從影響土壤土壤的 N2O排放方面考慮，建議選用甘蔗渣制備的生物質(zhì)炭。

另外，生物質(zhì)炭的理化性質(zhì)還與制備的生物質(zhì)原料有關(guān)[30-34]。Lin等[35]研究發(fā)現(xiàn)，不同原料制備的生物質(zhì)炭中的可溶性碳、鉀、磷等含量存在差異，導(dǎo)致生物質(zhì)炭對(duì)土壤性質(zhì)的影響存在差異。試驗(yàn)中王草制備的生物質(zhì)炭對(duì)土壤 pH等性質(zhì)的增加幅度最大(表2)，因此從影響土壤理化性質(zhì)方面考慮，建議選用王草制備的生物質(zhì)炭。

4 結(jié)論

添加生物質(zhì)炭顯著增加土壤有機(jī)質(zhì)、有效磷和速效鉀含量，提高土壤pH，加速土壤硝化作用進(jìn)行，因此從影響土壤理化性質(zhì)方面考慮，建議選用王草制備的生物質(zhì)炭。4種禾本科物料在300℃熱解溫度下制備的生物質(zhì)炭對(duì)土壤N2O的排放有明顯促進(jìn)作用，而在 500℃、700℃熱解溫度下制備的生物質(zhì)炭對(duì)土壤 N2O的排放有明顯抑制作用，兩溫度下制備的生物質(zhì)炭抑制效果差異大都不明顯。500℃和 700℃下由甘蔗渣制備的生物質(zhì)炭處理土壤的 N2O排放量最低，二者差異不顯著，考慮到制備難度和制碳率，建議采用 500℃下生成的甘蔗渣生物質(zhì)炭去實(shí)施土壤

N2O減排。

[1] Ravishankara A R, Daniel J S, Portmann R W. Nitrous oxide (N2O): The dominant ozone-depleting substance emitted in the 21st century[J]. Science, 2009, 326(5949):123-125

[2] Kool D M, Dolfing J, Wrage N, et al. Nitrifier denitrification as a distinct and significant source of nitrous oxide from soil[J]. Soil biology & Biochemistry, 2011,43(1): 174-178

[3] Van Zwieten L, Kimber S, Morris S, et al. Influence of biochars on flux of N2O and CO2from Ferrosol[J].Australian Journal of Soil Research, 2010, 48(6): 555-568

[4] 毛新偉, 程敏, 徐秋芳, 等. 硝化抑制劑對(duì)毛竹林土壤N2O排放和氨氧化微生物的影響[J]. 土壤學(xué)報(bào), 2016,53(6): 1528-1540

[5] Glaser B, Lehmann J, Zech W. Ameliorating physical and chemical properties of highly weathered soils in the tropics with charcoal-A review[J]. Biology Fertility Soils, 2002,35(4): 219-230

[6] 花莉, 唐志剛, 解井坤, 等. 生物質(zhì)炭對(duì)農(nóng)田溫室氣體排放的作用效應(yīng)及其影響因素探討[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào),2013, 22(6): 1068-1073

[7] Richardson D, Felgate H, Watmough N, et al. Mitigating release of the potent greenhouse gas N2O from the nitrogen cycle: Could enzymic regulation hold the key? Treads Biotechnolo[J]. Treads in Biotechnology, 2009, 27(7):388-397

[8] Yanai Y, Toyota K, Okazaki M. Effect of charcoal addition on N2O emissions from soil resulting from rewetting air-dried soil in short-term laboratory experiments[J]. Soil Science and Plant Nutrition, 2007, 53(2): 181-188

[9] Scheer C, Grace P R, Rowlings D W, et al. Effect of biochar amendment on the soil-atmosphere exchange of greenhouse gases from an intensive subtropical pasture in northern New South Wales, Australia[J]. Plant and Soil, 2011, 345(1): 47-58

[10] 索龍, 羅晨誠(chéng)，潘鳳娥，等. 生物質(zhì)炭和秸稈添加對(duì)海南磚紅壤酸性及交換性能的影響[J]. 熱帶生物學(xué)報(bào), 2015,6(2): 1674-7054

[11] 顏鈺, 王子瑩, 金潔, 等. 不同生物質(zhì)來(lái)源和熱解溫度條件下制備的生物炭對(duì)菲的吸附行為[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2014, 33(9): 1810-1816

[12] 魯如坤. 土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法[M]. 北京: 中國(guó)農(nóng)業(yè)科技出版社, 1999: 16-17, 24-34

[13] Lehmann J D, Joseph S. Biochar for environmental management: Science and technology[J]. Science and Technology，Earthscan, 2009, 25(1): 15801-15811

[14] Keiluweit M, Nico P S, Johnson M G, et al. Dynamic molecular structure of plant biomass-derived black carbon(biochar)[J]. Environmental Science and Technology, 2010,44(4): 1247-1253

[15] Laird D A, Fleming P, Davis D D. Impact of biochar amendments on the quality of a typical Midwestern agricultural soil[J]. Geoderma, 2010, 158(3/4): 443-449

[16] Ascough P L, Bird M L, Francis S M, et al. Variability in oxidative degradation of charcoal: Influence of production conditions and environmental exposure[J]. Geochimica Et Cosmochimica Acta, 2011, 75(9): 2361-2378

[17] Spokas K A, Reicosky D C. Impacts of sixteen different biochars on soil greenhouse gas production[J]. Annals of Environmental Science, 2009, 3(1): 179-192

[18] Xu Y P, Xie Z B. The effect of biochar oldification on N2O emission on paddy soil and red soil[C]. Biochar Research Development and Application, Nanjing, 2011: 54

[19] 劉玉學(xué), 劉微, 吳偉祥, 等. 土壤生物質(zhì)炭環(huán)境行為與環(huán)境效應(yīng)[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2009, 20(4): 977-982

[20] DeLuca T H, MacKenzie M 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(2): 448-453

[21] 羅煜, 趙立欣, 孟海波, 等. 不同溫度下熱裂解芒草生物質(zhì)炭的理化特征分析[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào), 2013, 29(13):208-217

[22] 劉若萱, 賀紀(jì)正, 張麗梅. 稻田土壤不同水分條件下硝化/反硝化作用及其功能微生物的變化特征[J]. 環(huán)境科學(xué), 2014, 35(1): 4275-4283

[23] 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

[24] 劉雅, 劉滿強(qiáng), 王斌, 等. 不同肥力農(nóng)田和不同林型林地紅壤總硝化特征研究[J]. 土壤, 2008, 40(6): 909-913

[25] Lehmann J. Bio-energy in the black[J]. Frontiers in Ecology and the Environment, 2007, 5(7): 381-387

[26] 袁金華, 徐仁扣. 稻殼制備的生物質(zhì)炭對(duì)紅壤和黃棕壤酸度的改良效果[J]. 生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào), 2010, 26(5):472-476

[27] Hossain M K, Strezov V, Chan K Y, et al. Influence of pyrolysis temperature on production and nutrient properties of waste water sludge biochar[J]. Journal of Environmental Management, 2011, 92 (1): 223-228

[28] 楊艷菊, 蔡祖聰, 張金波. 氧氣濃度對(duì)水稻土 N2O 排放的影響[J]. 土壤, 2016, 48(3): 539-545

[29] Uras ü, Carrier M, Hardie A G, et al. Physic-chemical characterization of biochars from vacuum pyrolysis of South African agricultural wastes for application as soil amendments[J]. Journal of Analytical and Applied Pyrolysis, 2012, 98(6): 207-213

[30] Enders A, Henley K, Whitman T, et al. Characterization of biochars to evaluate recalcitrance and agronomic performance[J]. Bioresource Technology, 2012, 114(3):644-653

[31] Singh B, Singh B P, Cowic A L. Characterisation and evaluation of biochars for their application as a soil amendment[J]. Australian Journal of Soil Research, 2010,48 (7): 516-525

[32] Chan K Y, Zwieten L V, Meszaros I, et al. Agronomic values of greenwaste biochar as a soil amendment[J].Australian Journal of Soil Research, 2007, 45(8): 629-634[33] Yin C K, Xu Z. Biochar: Nutrient properties and their enhancement[M]. Biochar for Environmental Management,2009: 67-84

[34] 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

[35] Lin Y, Munroc P, Joseph S, et al. Water extractablc organic carbon in untreated and chemical treated biochars[J].Chemosphere, 2012, 87(2): 151-157