蝦殼生物炭對Cd-As復合污染土壤修復效應及土壤可溶性有機碳含量的影響

孫濤，孫約兵，賈宏濤，吳澤嬴

（1.新疆農業大學草業與環境科學學院，烏魯木齊 830052；2.農業農村部環境保護科研監測所，農業農村部產地環境污染防控重點實驗室/天津市農業環境與農產品安全重點實驗室，天津 300191；3.農業農村部農業生態與資源保護總站，北京 100125）

隨著工業化的快速發展，礦物資源開發、金屬加工和冶煉、工廠排放和污水灌溉等人為活動導致大量的重金屬被排放到環境中。2014 年公布的《全國土壤污染調查公報》顯示，我國土壤污染較為嚴重，土壤重金屬總體超標率為16.1%，其中鎘（Cd）、砷（As）污染排名第一和第三，土壤點位超標率分別為7.0%和2.7%。陳文軒等[1]的調查顯示，我國廣西、貴州、云南三省交界地區和湖南、新疆等地區土壤Cd 和As 含量均較高，這表明我國有些地區可能正出現不同程度的Cd、As 復合污染問題。Cd 和As 進入土壤后，會降低植物產量和品質，同時會通過食物鏈進入人體，嚴重危害到人類的生命與健康[2]。同時，我國“十四五”規劃中也明確提出“要深入打好污染防治攻堅戰”。因此，尋求有效、可持續的方法來修復土壤Cd、As 污染迫在眉睫。重金屬鈍化修復因其成本較低、效果快速、操作簡單，在重金屬污染治理中得到了廣泛應用[3]。目前應用于Cd、As復合污染的土壤修復劑主要包括：生物炭、磷酸鹽、金屬及其氧化物、含硅材料和黏土礦物等[4]。

生物炭是生物質材料在厭氧或限氧條件下熱解制備的一種富碳、多孔材料[5]。由于生物炭孔隙結構發達、比表面積大、表面官能團種類豐富，已被廣泛應用于重金屬污染土壤修復中[6]。但是不同土壤環境下Cd、As污染狀況較為復雜，進而導致生物炭的修復效果也存在差異。陳楸健等[7]使用蘆葦生物炭修復堿性土壤中Cd-As 復合污染，發現添加5%的蘆葦生物炭可以使土壤中TCLP 提取態Cd 降低28.23%，而TCLP 提取態As 未有顯著變化。LI 等[8]在中性Cd、As污染土壤中添加3% 350 ℃制備的污泥生物炭、大豆秸稈生物炭、花生殼生物炭和水稻秸稈生物炭后，土壤可溶性有機物提取液中有效態As、Cd 含量降低了16.8%～42.2%和48.1%～65.7%。吳萍萍等[9]發現在酸性土壤中添加5%小麥秸稈生物炭可以鈍化土壤中的Cd，但會活化土壤中的As。同種生物炭對酸性和堿性土壤中Cd、As 的修復效應尚不明確。同時在堿性土壤中添加高pH 值的鈍化劑，可能會導致土壤板結、土壤肥力下降等負面效應。因此，成功的重金屬鈍化材料不僅能降低土壤重金屬的生物有效性，還應能改善土壤肥力、促進作物生長。

龍蝦殼的主要成分有碳酸鈣、甲殼素和少量的蛋白質，其中碳酸鈣和甲殼素可以用于重金屬污染修復中[10-11]，但利用龍蝦殼作為原料制備生物炭應用于土壤重金屬污染修復的研究還較少。2019 年，我國龍蝦年產量高達208.96 萬t[12]，餐飲消費后會產生大量的廢棄蝦殼。目前，只有少量的龍蝦殼用于提取甲殼素，大多數蝦殼未得到妥善的處理，進而會對環境和人類健康構成潛在危險。因此，本研究以龍蝦殼為原材料，熱解制備蝦殼生物炭，通過靜態培養實驗，探究蝦殼生物炭對酸性、堿性土壤中Cd-As的修復效應及對土壤養分的影響，以期為Cd-As復合污染土壤修復提供理論依據和技術支撐。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試酸性土壤采自廣東韶關地區，土壤類型為紅壤。供試堿性土壤采自新疆克拉瑪依地區，土壤類型為栗鈣土。供試土壤經混勻風干后，研磨、過2 mm尼龍篩，備用。供試土壤的基本理化性質如表1所示。

表1 土壤理化性質Table1 Physicochemical property of the soil

蝦殼生物炭的制備：將收集的小龍蝦殼去除雜質、洗凈、干燥、粉碎后放入坩堝中，置于馬弗爐中。設置升溫速率為15 ℃·min-1、熱解溫度為300 ℃，在N2保護下熱解2 h。待熱解完成后，自然冷卻至室溫。將蝦殼生物炭研磨、過100 目篩，備用。蝦殼生物炭基本理化性質本課題組前期已有報道[13]。蝦殼生物炭pH 為10.57，等電點為9.76，C、H、O 和灰分含量分別為27.15%、2.17%、0.49%和67.82%，全氮、全磷、全鉀含量分別為2.36%、1.35%和0.80%，總Cd 和總As含量分別為0.22 mg·kg-1和9.69 mg·kg-1，有效態Cd和有效態As 含量分別為0.01 mg·kg-1和0.11 mg·kg-1。按照水炭比100∶1，在25 ℃下250 r·min-1振蕩2 h，4 000 r·min-1離心20 min，過0.45μm 濾膜，使用紫外可見分光光度計在200～600 nm 范圍測定生物炭可溶性有機物的紫外可見吸收光譜（圖1）。

1.2 土壤培養實驗

分別將100 g酸性土壤和堿性土壤裝入培養瓶中（高度14.3 cm、直徑7.7 cm），并向土壤中添加質量分數分別為0.5%、1%和3%的蝦殼生物炭，充分混勻，并設置不添加生物炭的對照組，每個處理3 次重復，添加去離子水保持田間持水量為60%。將培養瓶放置在恒溫培養箱中，25 ℃培養15 d，每3 d通過稱重法補充水分，培養結束后，收集樣品測定相關指標。

1.3 土壤樣品分析

1.3.1 土壤理化性質測定

土壤理化性質測定參照《土壤農業化學分析方法》[14]。土壤pH 值采用pH 計測定（水土比2.5∶1）。土壤有機碳含量采用高溫外加熱重鉻酸鉀氧化-容量法測定。土壤堿解氮采用堿解擴散法測定。土壤全氮、銨態氮和硝態氮采用全自動流動注射分析儀測定（FIA-6000+）。土壤全磷采用酸溶-鉬銻抗比色法測定。土壤速效磷采用碳酸氫鈉浸提比色法測定。土壤全鉀采用酸溶-火焰光度計法測定。土壤速效鉀采用乙酸銨浸提-火焰光度計法測定。

1.3.2 土壤As、Cd有效態及形態測定

土壤有效態As 含量采用0.05 mol·L-1磷酸二氫銨溶液提取[15]，土壤As 形態測定參照董雙快等[16]的連續提取法，采用原子熒光光譜儀（AFS-8520，北京海光儀器）進行測定。土壤As 價態用1 mol·L-1磷酸和0.5 mol·L-1抗壞血酸混合溶液進行三步微波消解法提取[17]，采用液相色譜-原子熒光聯用儀（LC-AFS 9770，北京海光儀器）進行測定。土壤有效態Cd 含量采用DTPA 浸提法提取，土壤Cd 形態分布采用Tessier 連續提取法提取[18]，使用電感耦合等離子體質譜儀（iCAP Q，Thermo Scientific）進行測定。

1.3.3 土壤可溶性有機物的提取、測定及光譜表征

稱取新鮮土樣5 g，按照水土比5∶1 加入超純水，25 ℃下250 r·min-1振蕩2 h，4 000 r·min-1離心20 min，過0.45μm濾膜，取上清液。用TOC分析儀（Multi N/C 3000，德國耶拿）測定土壤可溶性有機碳含量。用紫外-可見分光光度計（TU-1810，北京普析），以超純水為空白，用1 cm的石英比色皿在200～600 nm范圍內，掃描間隔為1 nm，測定可溶性有機物（DOM）的紫外可見吸收光譜曲線。相關指標計算方法如表2所示。

表2 相關指標計算方法Table2 Calculation method of relevant indexes

1.4 數據處理及分析

使用Excel 2019、Origin 2019 和SPSS 25.0 進行數據整理、繪圖與統計分析。采用單因素方差分析對不同處理進行差異分析，利用LSD進行多重比較。

2 結果與分析

2.1 施用蝦殼生物炭對土壤理化性質的影響

表3 為蝦殼生物炭對酸性、堿性土壤理化性質的影響。與對照相比，添加蝦殼生物炭顯著增加了酸性和堿性土壤pH 值（P＜0.05），酸性土壤pH 值增加了1.55～3.21 個單位，而堿性土壤pH 值僅提高了0.14～0.31個單位。

表3 蝦殼生物炭對土壤理化性質的影響Table3 Effects of crayfish shell biochar on soil physicochemical property

添加蝦殼生物炭能夠顯著增加酸性土壤和堿性土壤中有機碳、堿解氮、銨態氮、硝態氮、速效磷、速效鉀、全氮和全磷含量（P＜0.05），且土壤養分含量隨生物炭添加量的增加呈現出劑量效應。在酸性土壤中，土壤有機碳含量較對照（S0）相比增加了16.35%～40.23%；速效氮、磷、鉀含量分別增加了0.76%～14.91%、21.29%～364.04% 和19.22%～139.72%；銨態氮和硝態氮含量分別提高了20.91～162.09 mg·kg-1和19.31～25.35 mg·kg-1；全量氮、磷、鉀含量分別增長了0.25～0.52、0.07～0.21 g·kg-1和0.09～1.02 g·kg-1，其增幅表現為全氮＞全磷＞全鉀。

在堿性土壤中，添加蝦殼生物炭也表現出一定的土壤培肥作用，其中土壤有機碳含量與對照（J0）相比增加了9.79%～32.22%；速效氮、磷、鉀含量分別增加了 34.15%～58.98%、41.05%～172.82% 和 9.44%～34.32%；銨態氮和硝態氮含量分別增加了16.88～164.36 mg·kg-1和13.44～28.66 mg·kg-1；全量氮、磷、鉀含量分別提高了0.11～0.76、0.07～0.15 g·kg-1和0.31～0.75 g·kg-1。

2.2 添加蝦殼生物炭后土壤Cd、As 有效態和形態分布特征

2.2.1 土壤有效態Cd含量與形態分布

廣東韶關酸性土壤總Cd 含量為0.58 mg·kg-1，土壤有效態Cd 含量為0.21 mg·kg-1，占總量的36.21%。新疆克拉瑪依堿性土壤總Cd 含量為1.90 mg·kg-1，土壤有效態Cd 含量為0.66 mg·kg-1，占總量的34.74%。施用蝦殼生物炭降低了土壤Cd 的活性，且土壤有效態Cd 含量隨生物炭添加量的增加而降低（圖2）。添加0.5%、1%和3%的蝦殼生物炭后，酸性土壤中有效態Cd 含量較對照處理分別降低了15.76%、23.51%和26.50%；堿性土壤中有效態Cd 含量分別降低了0.03、0.07 mg·kg-1和0.19 mg·kg-1，其鈍化率分別為4.43%、10.96%和28.90%。在生物炭添加量≥1%時，土壤有效態Cd含量顯著降低（P＜0.05）。

未添加生物炭時，酸性土壤Cd 形態分布特征表現為殘渣態（33.26%）＞可交換態（31.59%）＞有機結合態（13.40%）＞鐵錳氧化物結合態（13.19%）＞碳酸鹽結合態（8.56%）（圖3）。堿性土壤Cd 形態分布特征為碳酸鹽結合態（25.76%）＞殘渣態（25.47%）＞可交換態（23.47%）＞鐵錳氧化物結合態（21.71%）＞有機結合態（3.58%）。添加蝦殼生物炭后，與對照相比，酸性土壤可交換態Cd 含量降低了8.72～18.66 個百分點，碳酸鹽結合態、鐵錳氧化物結合態和殘渣態則分別增加了2.90～6.19、0.61～1.88 個和5.91～12.89 個百分點；堿性土壤中可交換態Cd 含量降低了1.58～11.16 個百分點，碳酸鹽結合態、鐵錳氧化物結合態和殘渣態則分別增加了0.88～2.47、2.06～2.55 個和1.41～7.45 個百分點。

2.2.2 土壤有效態As含量與形態分布

廣東韶關酸性土壤中，有效態As 含量為7.42 mg·kg-1，占總As 含量的3.74%。新疆克拉瑪依堿性土壤中，有效態As含量為74.14 mg·kg-1，有占總As含量的8.15%。添加蝦殼生物炭降低了堿性土壤中有效態As 含量，卻提高了酸性土壤中有效態As 含量（圖4）。和對照相比，添加蝦殼生物炭使酸性土壤中有效態As 含量增加了11.64%～24.53%。在堿性土壤中，添加0.5%、1%和3%生物炭，土壤有效態As 含量降低至71.54、71.05 mg·kg-1和68.12 mg·kg-1，添加3%蝦殼生物炭對堿性土壤As的鈍化率最大可達8.12%。

As 在土壤中主要以有機As 和無機As 兩種形式存在，其中無機As 的毒性要遠大于有機As。無機As主要以As（Ⅲ）和As（Ⅴ）存在，其中As（Ⅲ）的遷移性和毒性均要顯著高于As（Ⅴ）。本研究的兩種土壤中均未檢測到有機As，同時土壤As 主要以As（Ⅴ）存在。如圖5 所示，未添加生物炭處理中，酸性土壤中As（Ⅲ）和As（Ⅴ）的比例分別為16.00%和84.00%，堿性土壤中As（Ⅲ）和As（Ⅴ）的比例分別為20.95%和79.05%。添加蝦殼生物炭后，酸性土壤和堿性土壤中As 形態比例的變化響應不同。在酸性土壤中，添加0.5%蝦殼生物炭，土壤中As 價態比例并無明顯變化，而隨著蝦殼生物炭添加量的增加（1%～3%），土壤中As（Ⅲ）的比例增加了2.30～2.82個百分點。在堿性土壤中，隨著蝦殼生物炭添加量的增加（0.5%～3%），土壤中As（Ⅴ）的比例增加了0.55～3.38個百分點。

土壤中As的形態可以分為水溶態、可交換態、鋁結合態、鐵結合態、鈣結合態和殘渣態。其中水溶態As和可交換態As表現較為活躍，易被植物吸收利用。未添加生物炭處理中，酸性土壤中殘渣態As 含量最高，占總As 的62.10%。其次是鋁結合態As，占總As的31.52%；鐵結合態As 和鈣結合態As 占比相對較低，分別為3.42%和2.27%；而水溶態As 和可交換態As 占比總和僅為0.69%。堿性土壤中鋁結合態As 為主導形態，所占比例為63.83%；殘渣態As、鈣結合態As 和鐵結合態As 分別占土壤總As 的28.39%、4.78%和1.04%；較為活躍的水溶態As 和可交換態As 僅占總As 的0.66%和1.31%。添加蝦殼生物炭對土壤As形態的影響如圖6 所示，與對照相比，添加蝦殼生物炭后，酸性土壤和堿性土壤中鈣結合態As 比例有所升高，鋁結合態As 和殘渣態As 為主要As 形態，活性較高的水溶態As和可交換態As占比較低。

2.3 土壤可溶性有機碳含量及光譜特征分析

未添加蝦殼生物炭處理中，堿性土壤可溶性有機碳含量（0.37 g·kg-1）大于酸性土壤（0.29 g·kg-1）。施加蝦殼生物炭后，酸性土壤和堿性土壤中可溶性有機碳含量均顯著提高（P＜0.05），同時酸性土壤可溶性有機碳含量響應程度要大于堿性土壤（圖7）。當蝦殼生物炭添加量從0.5%增加到3%時，酸性土壤可溶性有機碳含量增加了54.59%～255.57%，堿性土壤可溶性有機碳含量增加了14.11%～111.65%。

酸性、堿性土壤可溶性有機物紫外可見吸收光譜如圖8a 和圖8e 所示。從圖中可以看出，在紫外光的波長范圍內，當波長從200 nm增加至240 nm時，各處理吸光度值迅速下降；當波長從240 nm 增加至400 nm 時，各處理吸光度值緩慢降低。在400～600 nm 可見光波長范圍內，各處理吸光度值均無明顯變化。在酸性土壤中，與對照相比，添加蝦殼生物炭增加了土壤可溶性有機物在紫外光譜區的吸光度值，且隨著蝦殼生物炭添加量的增加，土壤可溶性有機物的吸光度值逐漸升高。在堿性土壤中，與對照相比，僅有添加3%蝦殼生物炭處理對土壤可溶性有機物的吸光度值有明顯提高。

為進一步分析蝦殼生物炭添加后對土壤可溶性有機物的影響，本研究計算了紫外-可見吸收光譜特征參數（SR、a254和SUVA254）。與對照相比，在酸性土壤中，添加蝦殼生物炭顯著增加了SR值（P＜0.05），而在堿性土壤中，添加蝦殼生物炭顯著降低了SR值（P＜0.05）（圖8b 和圖8f）。隨著蝦殼生物炭添加量的增加，酸性土壤DOM 的SR值并無顯著變化，而堿性土壤DOM 的SR值則顯著降低。這表明生物炭添加后，酸性土壤DOM 分子量降低，但劑量效應并不明顯；堿性土壤DOM 分子量增加，同時隨生物炭添加量的增加，DOM 分子量逐漸提高。當生物炭添加量為3%時，酸性土壤DOM 的SR值（0.58）與堿性土壤DOM 的SR值（0.54）相近。添加蝦殼生物炭后，酸性土壤和堿性土壤DOM 的a254較對照處理均顯著增加（P＜0.05）（圖8c和圖8g）。當添加量從0.5%增高到3%時，酸性土壤DOM 的a254從31.52 m-1增加到88.71 m-1，堿性土壤DOM 的a254從13.99 m-1增加到43.39 m-1。生物炭添加量為3%時，土壤DOM 的a254增加量最為明顯，酸性土壤增加了627.25%，堿性土壤增加了408.37%。圖8d 和圖8h 為添加生物炭后，酸性土壤和堿性土壤中DOM的SUVA254值。與對照相比，添加生物炭后，酸性土壤DOM 的SUVA254增加了1.42～2.21 L·mg-1·m-1，堿性土壤DOM 的SUVA254增加了0.52～1.65 L·mg-1·m-1。相較于堿性土壤，酸性土壤DOM 的SUVA254對生物炭添加的響應更為敏感。

3 討論

添加蝦殼生物炭后，顯著提高了土壤pH。這主要是因為供試蝦殼生物炭pH 為10.57，且含有較高的灰分（67.82%），施入土壤后，生物炭中堿性物質的水解，增加了土壤中OH-濃度；同時生物炭釋放出的鹽基離子（如Ca2+、Mg2+、K+、Na+）可以通過離子交換降低土壤中氫離子含量，增加土壤鹽基離子的飽和度，進而提高了土壤pH[19]。然而，在堿性土壤中添加生物炭對土壤pH 增加幅度較小，閆翠俠等[20]也發現在堿性土壤中施加雞糞生物炭，土壤pH 增加范圍僅為0.08～0.32 個單位。施加蝦殼生物炭能夠提高酸性、堿性土壤的有機碳、速效和全量養分，一方面是由于生物炭自身含有豐富的營養元素，可直接提高土壤養分含量，同時生物炭孔隙結構發達可吸附持留養分元素；另一方面，生物炭改善了土壤結構，促進了相關微生物的活性，從而提高了土壤中養分含量[21]。

添加蝦殼生物炭對酸性土壤和堿性土壤可溶性有機碳含量具有提高作用。這主要是因為生物炭添加到土壤后，生物炭中活性有機碳組分釋放到土壤中，進而導致土壤可溶性碳含量的升高[22]。同時有研究表明土壤pH 的升高，會導致可溶性有機碳分子中的弱酸性官能團發生去質子化過程，土壤可溶性有機碳分子表面電荷密度增加，親水性增強，進而促進了土壤可溶性有機碳的溶解[23]。本研究也有同樣的發現，與堿性土壤相比，在酸性土壤中添加蝦殼生物炭后，土壤pH提高更為明顯，土壤可溶性有機碳的增加量也更多。紫外可見吸收光譜中，添加生物炭顯著增加了土壤DOM 在紫外波段特征峰的強度。這主要是因為生物炭中氨基酸類和一些其他的酚醛類物質中共軛C=O、C=C 鍵在紫外波段有較強的吸收，生物炭添加后，向土壤中輸送了大量的有機生色團，從而提高了可溶性有機物的吸光度值[24]。SR與DOM 的相對分子質量成反比[25]。酸性土壤和堿性土壤DOM 的SR值對生物炭添加的響應不同，這可能是因為生物炭加入酸性土壤后，生物炭中蛋白類、可溶性糖類等物質分解產生大量的氨基酸類、單糖等小分子有機物，減少了土壤DOM的分子量，進而增加了DOM的SR值[26]；而生物炭加入堿性土壤后，土壤中腐植酸類等分子量較大的物質增加，進而降低了DOM的SR值[27]。同時添加蝦殼生物炭顯著提高了土壤a254和SUVA254，這表明添加生物炭后，土壤芳香化和腐殖化程度增高[8]，這也與林穎等[28]的研究結果相同。這主要是因為生物炭添加后，提高了土壤類腐植酸和類富里酸物質。

蝦殼生物炭添加到酸性土壤后，土壤中有效態As含量顯著增加。通過相關性分析可以發現（圖9），土壤pH與有效態As含量存在顯著的正相關關系（P＜0.05）。這主要是因為土壤pH的升高導致土壤中OH-濃度增加，使得土壤顆粒表面的正電荷數減少，這促進了As 在土壤表面的解吸，從而導致了土壤有效態As濃度的增加[29]。同時，土壤可溶性有機碳含量與有效態As 含量間也存在顯著的正相關關系（P＜0.05）。土壤可溶性有機碳的增加會絡合陽離子重金屬，或與砷酸根/亞砷酸根競爭吸附位點，從而增加其有效性。從土壤As 價態變化中可以發現，蝦殼生物炭的添加使土壤中As（Ⅲ）濃度有所增加，這可能是由于DOM中類富里酸物質可以作為電子傳遞體將砷酸鹽還原為亞砷酸鹽[30]，增強其有效性。而蝦殼生物炭添加到堿性土壤后，土壤中有效態重金屬含量降低，這與本研究中生物炭應用于酸性土壤的結果相反。盡管生物炭施用顯著增加了堿性土壤的pH，但增幅很小，僅增加了1.81%～3.94%，這可能并未促進土壤中As 的解吸。本研究中蝦殼生物炭的等電點為9.76，在土壤pH＜9.76 時，生物炭表面的正電荷可通過靜電吸引吸附土壤中的As，降低其有效性。同時，蝦殼生物炭中碳酸鈣含量較多[13]，施入土壤后，增加了土壤中鈣結合態As 的含量。這與焦常鋒等[31]施用碳酸鈣和殼聚糖修復高pH 石灰性土壤As 污染的結果相一致。且蝦殼生物炭的添加提高了土壤中As（Ⅴ）的含量，這可能是DOM中類腐植酸物質的半醌自由基對As（Ⅲ）的氧化作用[32]。與此同時，添加蝦殼生物炭可顯著降低酸性土壤和堿性土壤中有效態Cd含量。這與閆翠俠等[20]施用雞糞生物炭修復土壤Cd 污染的研究結果相一致。蝦殼生物炭中含有較多的CO2-3和OH-，可能會通過沉淀作用固定土壤中的Cd。本研究中，施用蝦殼生物炭后，土壤碳酸鹽結合態、殘渣態Cd含量增加也證實了這一假設。同時，蝦殼生物炭比表面積較大并含有較多的鹽基離子，可以通過物理吸附和離子交換作用將Cd 固定在生物炭中[33]；此外，蝦殼生物炭表面含有豐富的官能團，可通過絡合作用提高土壤對Cd 的專性吸附能力[34]，進而提高土壤中殘渣態Cd 含量，降低其有效性。

4 結論

（1）施加蝦殼生物炭，顯著增加了土壤pH（P＜0.05）。隨著蝦殼生物炭添加量的增加，酸性土壤pH增加了1.55～3.21 個單位，而堿性土壤pH 僅提高了0.14～0.31 個單位。添加蝦殼生物炭后土壤有機碳與養分含量顯著增加（P＜0.05）。

（2）添加蝦殼生物炭可以顯著降低土壤中Cd 有效性以及堿性土壤中As 的有效性，然而蝦殼生物炭會提高酸性土壤有效態As含量。蝦殼生物炭能夠增加土壤中鈣結合態As 含量，并促進可交換態Cd 向殘渣態轉化。

（3）添加0.5%～3%蝦殼生物炭后，酸性和堿性土壤可溶性有機碳含量分別增加了54.59%～255.57%和14.11%～111.65%。隨著生物炭添加量的增加，土壤DOM 在紫外光區的特征吸收逐漸增強，芳香化程度增強；堿性土壤DOM 分子量逐漸提高，酸性土壤DOM分子量則逐漸降低。