王朝旭，陳紹榮，張 峰，崔建國

（1.太原理工大學環(huán)境科學與工程學院，山西 晉中 030600；2.山西省市政工程研究生教育創(chuàng)新中心，山西 晉中030600）

氮素是作物生長必需的營養(yǎng)元素，也是農業(yè)生產可持續(xù)發(fā)展的根本要素。農田氮素的維持主要靠化學氮肥的施入，但是過量施用氮肥，引起土壤氨揮發(fā)增加，造成土壤氮素損失和空氣污染。全世界每年農田施用氮肥和有機肥氮素的10%～30%以氨揮發(fā)形式損失[1]。我國秸稈資源豐富，但秸稈還田可能加重病蟲害，甚至造成農業(yè)減產[2]，且增加氮肥氨揮發(fā)損失[3]。生物炭是農業(yè)有機廢棄物（如秸稈）在無氧或缺氧條件下，高溫熱解產生的性質穩(wěn)定、難溶于水、含碳量高的固體物質；生物炭可以提高土壤持水能力，減少土壤養(yǎng)分淋失，增進土壤肥力，農業(yè)應用前景廣闊[4]。然而，生物炭多呈堿性[4]，其農田施用對土壤氨揮發(fā)的影響將直接影響土壤氮素損失率。

一些研究表明，生物炭施入土壤可以促進土壤氨揮發(fā)。Feng等[5]研究發(fā)現(xiàn)，500℃和700℃制得小麥秸稈生物炭使淹水稻田土壤（pH=6.38）的氨揮發(fā)累積量增加40.8%～70.9%，其原因為生物炭提高了土壤pH值（0.26～0.45），以及抑制了土壤硝化作用；類似地，500℃制得小麥秸稈生物炭使海岸帶高鹽沖積土（pH=8.0）70 d的氨揮發(fā)累積量增加25.6%～53.6%，其原因為生物炭提高了土壤pH值（0.53～0.88）[6]。然而也有研究表明，生物炭抑制土壤氨揮發(fā)。Mandal等[7]在南澳大利亞農業(yè)和非農業(yè)土壤中的研究發(fā)現(xiàn)，家禽垃圾生物炭（pH=8.66）和澳洲堅果殼生物炭（pH=10.84）使土壤氨揮發(fā)累積量減少70%左右，主要原因為生物炭較高的比表面積和含氧官能團數(shù)量使其擁有較強的NH3/吸附能力，以及生物炭促進土壤微生物對的固定。Taghizadeh-Toosi等[8]利用15N同位素示蹤技術研究發(fā)現(xiàn)350℃制得松木條生物炭（pH=7.80）使草地土壤的氨揮發(fā)累積量減少45%，主要由于生物炭對NH3的吸附作用，以及植物對該部分NH3的吸收作用。以上研究之所以呈現(xiàn)不同結果，主要由于生物炭制備材料和溫度、土壤類型和酸堿性等不同，導致影響土壤氨揮發(fā)的主導因素不同。然而，玉米秸稈生物炭對黃土高原石灰性農田土壤氨揮發(fā)的影響如何、相關機理探索尚未見報道。

另一方面，生物炭農田施用過程中，會與空氣、土壤、微生物和植物根系發(fā)生相互作用，從而引起生物炭老化[9]。為探究生物炭農田施用的長期效應，有必要開展老化生物炭的土壤環(huán)境效應研究。然而，目前關于生物炭對土壤氨揮發(fā)影響的研究多以新鮮生物炭為主，較少報道老化生物炭的研究，如Esfandbod等[10]研究發(fā)現(xiàn)，由于森林大火產生的、經過44年老化的酸性生物炭（pH=3.86）顯著降低了鋁土礦廢棄地土壤（pH=11.8）的氨揮發(fā)，其將原因歸結為生物炭的酸堿性和強大的吸附能力；董玉兵等[11]在稻麥輪作土壤（pH=6.40）中的研究表明，與老化生物炭處理相比，追施新鮮生物炭處理顯著增加了小麥季氨揮發(fā)累積量，其分析原因為生物炭經過老化，其表面的含氧官能團增加，從而增強了對的吸附能力。

因此，本文以玉米秸稈為原料，自制新鮮生物炭，并模擬其自然老化、高溫老化和凍融循環(huán)老化過程，制備老化生物炭。采用室內靜態(tài)土壤培養(yǎng)實驗，探究新鮮和老化玉米秸稈生物炭對黃土高原石灰性農田土壤氨揮發(fā)的影響及相關機理，為生物炭在黃土高原的農業(yè)工程應用提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 土壤

實驗所用土壤采自山西農業(yè)大學校內試驗田表層（0～20 cm），該區(qū)域位于黃土高原東南邊緣，土壤類型為褐土。剔除植物根等雜質后，將土壤風干，然后過篩（2 mm），密封保存?zhèn)溆谩Ｍ寥纏H值為8.14±0.02，屬石灰性土壤；有機質含量為（21.5±4.13）g·kg-1；總氮含量為（0.91±0.05）g·kg-1；-NN和-N含量分別為（37.5±1.08）、（26.8±0.50）、（0.40±0.03）mg·kg-1。

1.2 生物炭

1.2.1 新鮮生物炭的制備

以農業(yè)廢棄生物質玉米秸稈為原料制備生物炭。玉米秸稈采集后，將雜質去除，50℃烘干，粉碎成粉末備用。將預制的玉米秸稈粉末置于管式電阻爐（SK-G10123K，天津中環(huán)實驗電爐）中，升溫前預先通入高純氮氣20 min（流速150 mL·min-1），以形成無氧環(huán)境；然后以5℃·min-1的升溫速率升溫至400℃，恒溫2 h。將生物炭冷卻至室溫（25±2℃）后過篩（2 mm），便得新鮮玉米秸稈生物炭。

1.2.2 生物炭的老化處理

采用自然老化、高溫老化和凍融循環(huán)老化3種方式制備老化生物炭。將新鮮玉米秸稈生物炭置于敞口容器，老化培養(yǎng)過程中，采用稱重法保持其質量含水率為77.7%，避光培養(yǎng)50 d。自然老化和高溫老化分別在25±2℃（室溫）和50℃條件下（LRH-150型生化培養(yǎng)箱，上海一恒）進行。凍融循環(huán)老化每天采用5 h（-18℃，BC-86A型冰箱，合肥美菱）+19 h（25±2℃，室溫）模式進行。培養(yǎng)結束后，將生物炭置于陰涼干燥處自然風干，便得自然老化、高溫老化和凍融循環(huán)老化玉米秸稈生物炭。

1.2.3 玉米秸稈粉末及其生物炭的特性表征

玉米秸稈粉末及其生物炭的pH值用pH計測定（炭水比1∶15（m/V，g/mL），Mettler Toledo Delta 320）；酸（堿）性含氧官能團數(shù)量采用Boehm滴定法測定[12]；比表面積、總孔容和平均孔徑采用N2吸附BET法測定（Quadrasorb SI，美國康塔）。玉米秸稈粉末、新鮮和老化玉米秸稈生物炭的基本特性見筆者前期研究[13]。

1.3 室內培養(yǎng)實驗

采用室內靜態(tài)土壤培養(yǎng)實驗，研究玉米秸稈粉末及以其為原料制得生物炭對石灰性農田土壤氨揮發(fā)的影響。實驗共設置7個處理（每個處理3次重復），分別為：滅菌土壤（Sterilized soil，SS）、土壤（Soil，S）、土壤+2%玉米秸稈粉末（Soil+maize-straw powder，SMP）、土壤+2%新鮮玉米秸稈生物炭（Soil+fresh bio?char，SFB）、土壤+2%自然老化玉米秸稈生物炭（Soil+spontaneous aged biochar，SSAB）、土壤+2%高溫老化玉米秸稈生物炭（Soil+high-temperature aged biochar，SHAB）和土壤+2%凍融循環(huán)老化玉米秸稈生物炭（Soil+freeze-thaw cycles aged biochar，SFAB）。將玉米秸稈粉末或玉米秸稈生物炭與土壤充分混勻（質量比，2%），并等量裝入密閉的培養(yǎng)袋（28 cm×20 cm、PE塑料），每個培養(yǎng)袋裝有240 g土壤和4.80 g生物炭/秸稈粉末。

采用稀H2SO4吸收法測定土壤氨揮發(fā)[14-15]。首先向培養(yǎng)袋中加入20 mL蒸餾水，并與土壤充分混勻，預先在室溫（25±2℃）條件下避光培養(yǎng)7 d。預培養(yǎng)結束后，向每個培養(yǎng)袋中分別均勻噴灑12.84 mL 0.1 mol·L-1的（NH4）2SO4溶液（149.8 mg·kg-1干土，按大田用量約300 kg·hm-2，以N計），并與土壤充分混勻，同時補充蒸餾水調整土壤質量含水率為18.5%。采集48.35 g鮮土（干質量40.80 g）作為培養(yǎng)初態(tài)樣品后，將預先裝有30 mL H2SO4（0.01 mol·L-1）的平底蒸發(fā)皿（直徑6.0 cm、高3.5 cm）放入密閉培養(yǎng)袋中，在室溫（25±2℃）、避光條件下培養(yǎng)。于每天下午16：00，更換裝有30 mL稀H2SO4的平底蒸發(fā)皿，并使培養(yǎng)袋內外空氣充分交換，同時采用稱重法補充土壤水分散失量。當天采用納氏試劑比色法測定稀H2SO4的-N吸收量，并計算土壤氨揮發(fā)速率（mg·kg-1·d-1，以 N計）和氨揮發(fā)累積量（mg·kg-1，以N計）。連續(xù)培養(yǎng)29 d后，將培養(yǎng)袋內土壤充分混勻，然后從每個培養(yǎng)袋中隨機采集30.0 g土壤樣品，作為培養(yǎng)終態(tài)土壤樣品，并及時測定培養(yǎng)初態(tài)和終態(tài)土壤樣品的無機氮含量、氨氧化速率、氨氧化細菌（AOB）數(shù)量和pH值。鑒于氨氧化作用的另一參與者氨氧化古菌（AOA）通常在偏酸性土壤中占主導地位[16]，本文并未對AOA進行論述。

氨氧化速率的測定采用Kurola等[17]提出的氯酸鉀抑制法（nmol·g-1·h-1，以N計）；AOB數(shù)量的測定采用稀釋平板法（個·g-1）[18]；采用2 mol·L-1KCl浸提、比色法測定土壤-N、-N和-N含量（mg·kg-1）[19]；土壤pH值用pH計測定（土水比1∶2.5（m/V，g/mL），Mettler Toledo Delta 320）[20]。

1.4 吸附實驗

1.4.1 吸附動力學

式中：qt為t時刻吸附材料的吸附量，mg·g-1；v為混合液體積，L；c0和ct分別為初始和t時刻混合液中-N的濃度，mg·L-1；m為吸附材料投加量，g。

1.4.2 吸附等溫線

首先向21個（7個不同濃度×3次重復）20 mL樣品瓶中均加入0.15 g（干質量）同一吸附材料（玉米秸稈粉末、新鮮玉米秸稈生物炭、自然老化玉米秸稈生物炭、高溫老化玉米秸稈生物炭或凍融循環(huán)老化玉米秸稈生物炭）；然后依次分別加入15 mL濃度為100、150、200、250、300、350、400 mg·L-1（以N計）的NH4Cl溶液；恒溫（25±1 ℃）振蕩（170 r·min-1）4.0 h后，取樣過濾（0.45 μm），然后采用納氏試劑比色法測定其N含量。實驗設3次重復。

用Langmuir和Freundlich等溫吸附方程對實驗數(shù)據(jù)進行擬合，Langmuir和Freundlich方程常用來描述離子在吸附劑上的吸附作用，其吸附方程分別為：

式中：ce為吸附平衡時混合液中-N的濃度，mg·L-1；qe為吸附平衡時吸附材料的吸附量，mg·g-1；qmax為吸附材料的最大吸附量，mg·g-1；b為表征吸附劑與吸附質間親和力的參數(shù)，L·mg-1；b值越大，吸附親和力越大。

式中：ce為吸附平衡時混合液中-N的濃度，mg·L-1；qe為吸附平衡時吸附材料的吸附量，mg·g-1；Kf為Freundlich吸附常數(shù)，mg1-1/n·L1/n·g-1；1/n為 Freundlich指數(shù)。

1.5 數(shù)據(jù)分析

實驗數(shù)據(jù)是平均值與三次重復的標準偏差，采用Microsoft Excel進行平均值和標準偏差的計算，采用OriginPro 8.5進行繪圖和方程擬合。

2 結果與討論

2.1 不同外源添加材料對土壤氨揮發(fā)的影響

2.1.1 土壤氨揮發(fā)速率

施肥后第2 d，除S處理外，其他處理的氨揮發(fā)速率均達到最大值；S處理在第3 d達到最大值。添加玉米秸稈生物炭各處理的氨揮發(fā)速率最大值（SFB，6.89 mg·kg-1·d-1；SSAB，6.62 mg·kg-1·d-1；SHAB，7.17 mg·kg-1·d-1；SFAB，5.31 mg·kg-1·d-1）均低于S和SMP處理（S，8.91 mg·kg-1·d-1；SMP，8.21 mg·kg-1·d-1）。土壤氨揮發(fā)主要發(fā)生在施肥后1～10 d，第11 d之后，各處理氨揮發(fā)速率逐漸降低（圖1）。

2.1.2 土壤氨揮發(fā)累積量

SS、S、SMP、SFB、SSAB、SHAB、SFAB處理1～10 d的氨揮發(fā)累積量分別為 41.3、38.4、30.4、30.0、29.8、27.3、26.9 mg·kg-1，呈逐漸降低趨勢，且均占整個培養(yǎng)過程氨揮發(fā)累積量的90%以上。整個培養(yǎng)過程中，與S處理相比，SMP處理的氨揮發(fā)累積量減少了19%，SFB和SSAB處理的氨揮發(fā)累積量減少了23%，SHAB和SFAB處理的氨揮發(fā)累積量減少了30%。另外，在整個培養(yǎng)過程中，S處理的氨揮發(fā)累積量較SS處理低2.97 mg·kg-1（圖2）。

研究表明，在不施氮肥條件下，酸性紅壤（pH=5.90）中添加水稻秸稈生物炭使其7周氨揮發(fā)累積量增加201%[21]。而本研究發(fā)現(xiàn)，在石灰性農田土壤中（pH=8.14），玉米秸稈粉末及以其為原料制得生物炭均使土壤氨揮發(fā)累積量降低（19%～30%）。與Chen等[22]的研究結果一致，發(fā)現(xiàn)在調整鋁土礦廢棄地土壤pH值為7和8條件下，450℃制得農業(yè)廢棄物生物炭使其63 d的氨揮發(fā)累積量顯著降低。李琦等[23]通過田間試驗發(fā)現(xiàn)，在施氮450 kg·hm-2（以N計）條件下，450℃制得棉花秸稈生物炭使灌耕灰漠土（pH=7.80）的氨揮發(fā)累積量較對照降低40.6%。武巖等[24]在鹽化潮土（pH=8.20）的研究表明，生物炭使玉米生長季土壤氨揮發(fā)累積量顯著降低41.2%。上述不同結果，可能由于土壤酸堿性不同所致。

圖1 添加玉米秸稈粉末及其生物炭條件下土壤氨揮發(fā)速率的動態(tài)變化Figure 1 Changes of NH3volatilization rate of the soil amended with maize-straw powder and its derived biochars

另外，本研究發(fā)現(xiàn)，不同材料對石灰性農田土壤氨揮發(fā)的抑制作用程度為：凍融循環(huán)老化生物炭/高溫老化生物炭＞自然老化生物炭/新鮮生物炭＞玉米秸稈粉末，該結果可能與材料自身的酸堿性有關。與生物炭自然老化相比，高溫老化和凍融循環(huán)老化過程中存在外界因素加速其氧化，氧化程度較高[25]。生物炭氧化程度越高，其表面酸性含氧官能團數(shù)量越多，pH值越低[26]。我們前期研究表明，凍融循環(huán)老化生物炭、高溫老化生物炭、自然老化生物炭、新鮮生物炭和玉米秸稈粉末的pH值分別為9.61、10.1、10.3、10.6、6.60，表面羧基數(shù)量分別為0.558、0.418、0.213、0.182、0.168 mmol·g-1[13]，此酸性含氧官能團可使 NH3質子化為，進而使更易吸附在生物炭陽離子交換位點上，從而降低NH3揮發(fā)量[27]。玉米秸稈粉末的pH值較低，但其比表面積（0.720 m2·g-1）卻遠低于各種生物炭材料（2.42～5.85 m2·g-1）[13]，導致其對的吸附能力較弱，該處理的氨揮發(fā)量較高。

圖2 玉米秸稈粉末及其生物炭對土壤氨揮發(fā)累積量的影響Figure 2 Impact of maize-straw powder and its derived biochars on the cumulative NH3volatilization of the soil

2.2 培養(yǎng)前后土壤無機氮含量、氨氧化速率和氨氧化細菌數(shù)量的變化

另外，與 S處理相比，SMP、SFB、SSAB、SHAB、SFAB處理培養(yǎng)終態(tài)的-N含量分別增加3.80、7.05、18.15、31.63、36.19 mg·kg-1，氨氧化速率分別增加16.31、17.71、32.35、64.81、89.92 nmol·g-1·h-1，AOB數(shù)量分別增加6.20×104、1.40×105、1.64×105、1.87×105、2.66×105個·g-1（表1）。以上結果均表明，不同外源添加材料對土壤氨氧化作用的促進程度為：凍融循環(huán)老化生物炭＞高溫老化生物炭＞自然老化生物炭/新鮮生物炭＞玉米秸稈粉末。

氨氧化作為硝化過程的第一步，是整個氮循環(huán)過程的速率控制步驟[28]。與我們的研究一致，Prommer等[29]研究表明，木材生物炭促進了石灰質黑鈣土（pH=7.50）的氨氧化速率，使其由對照處理的2.40 mg·g-1·d-1增至10.2 mg·g-1·d-1（以N計）。在酸性土壤中的研究也發(fā)現(xiàn)，生物炭顯著促進了土壤氨氧化速率和氨氧化微生物數(shù)量[30-31]。本研究表明，正是由于不同材料對土壤氨氧化作用的促進程度不同，導致土壤-N消耗程度不同，進而導致土壤氨揮發(fā)量的差異。另外，培養(yǎng)終態(tài)S處理的AOB數(shù)量是SS處理的15.9倍；之所以S處理29 d的氨揮發(fā)累積量低于SS處理，可能由于S處理中氨氧化微生物對N的消耗量較大，進而降低其氨揮發(fā)量。

2.3 玉米秸稈粉末及其生物炭對NH+4-N的吸附

2.3.1 吸附動力學

為進一步探究不同外源添加材料對石灰性農田土壤氨揮發(fā)影響的機理，研究了玉米秸稈粉末及其生物炭對水中N的吸附性能。新鮮生物炭和自然老化生物炭對水中-N的吸附約在60 min達到吸附平衡，高溫老化生物炭約在40 min達到吸附平衡，凍融循環(huán)老化生物炭約在20 min達到吸附平衡。新鮮生物炭、自然老化生物炭、高溫老化生物炭和凍融循環(huán)老化生物炭在240 min時的吸附量分別為4.02、4.19、4.76、5.38 mg·g-1，分別是玉米秸稈粉末的2.16、2.25、2.56、2.89倍（圖3）。

2.3.2 吸附等溫線

表1 培養(yǎng)前后土壤無機氮含量、氨氧化速率和氨氧化細菌數(shù)量的變化Table 1 Changes of inorganic nitrogen content，ammonia oxidation rate，and ammonia-oxidizing bacteria amount of the soil before and after incubation

圖3 玉米秸稈粉末及其生物炭對-N的吸附量隨時間的變化Figure 3 Kinetics of -N adsorbed onto maize-straw powder and its derived biochars

Freundlich模型中吸附常數(shù)Kf反映吸附劑吸附能力的強弱，F(xiàn)reundlich指數(shù)1/n反映吸附劑吸附位點能量分布的特征。Kf值越大，表明吸附能力越強；1/n值越小，表明吸附強度越大，尤其當0.1＜1/n＜1時，表明其易于吸附[33]。擬合結果表明，不同材料的Kf值從大到小依次為凍融循環(huán)老化生物炭＞高溫老化生物炭＞自然老化生物炭＞新鮮生物炭＞玉米秸稈粉末；1/n值從小到大亦呈同樣趨勢。因此，F(xiàn)reundlich模型擬合分析也表明，不同材料對水中-N的吸附能力從大到小依次為凍融循環(huán)老化生物炭＞高溫老化生物炭＞自然老化生物炭＞新鮮生物炭＞玉米秸稈粉末（表2）。

Langmuir模型描述吸附質在吸附劑表面呈單分子層分布，而Freundlich模型描述的是多分子層吸附[34]。本研究中兩種模型的決定系數(shù)（R2）均大于0.96，但Freundlich模型對數(shù)據(jù)的擬合程度更高，對同一材料而言，其決定系數(shù)（R2）均高于Langmuir模型擬合結果。因此，玉米秸稈粉末及其生物炭對水中-N的吸附更符合Freundlich模型，為多分子層吸附過程。

表2玉米秸稈粉末及其生物炭對-N的吸附等溫曲線Langmuir和Freundlich模型擬合參數(shù)Table 2 Langmuir and Freundlich model parameters forN adsorbed by maize-straw powder and its derived biochars

表2玉米秸稈粉末及其生物炭對-N的吸附等溫曲線Langmuir和Freundlich模型擬合參數(shù)Table 2 Langmuir and Freundlich model parameters forN adsorbed by maize-straw powder and its derived biochars

材料名稱玉米秸稈粉末新鮮玉米秸稈生物炭自然老化玉米秸稈生物炭高溫老化玉米秸稈生物炭凍融循環(huán)老化玉米秸稈生物炭Langmuir模型qmax/mg·g-1 8.31 10.76 12.64 13.30 14.90 b（×10-3）/L·mg-1 3.92 7.05 7.94 8.02 9.57 R2 R2 0.96 0.97 0.98 0.97 0.98 Freundlich模型Kf/mg1-1/n·L1/n·g-1 0.15 0.54 0.71 0.74 0.99 1/n 0.60 0.46 0.45 0.45 0.43 0.97 0.98 0.99 0.99 0.99

圖4 玉米秸稈粉末及其生物炭對-N的Langmuir等溫吸附模型擬合曲線Figure 4 Langmuir adsorption isotherms of -N adsorbed by maize-straw powder and its derived biochars

圖5 玉米秸稈粉末及其生物炭對-N的Freundlich等溫吸附模型擬合曲線Figure 5 Freundlich adsorption isotherms ofN adsorbed by maize-straw powder and its derived biochars

本研究對不同材料進行的吸附動力學和吸附等溫線實驗均表明，凍融循環(huán)老化生物炭和高溫老化生物炭對水中-N的吸附能力較強，將其施入土壤后，較多的被吸附，而作為氨氧化微生物的底物，通過氨氧化作用轉化為，從而降低土壤氨揮發(fā)量。與其他材料相比，凍融循環(huán)老化生物炭和高溫老化生物炭較強的-N吸附能力，與其表面較高的羧基數(shù)量（分別為0.558、0.418 mmol·g-1）和酸性含氧官能團數(shù)量（分別為1.247、1.142 mmol·g-1）有關[13]。通過不同溫度制得玉米秸稈和玉米芯生物炭對水中-N的吸附實驗也表明，與600℃制得生物炭相比，400℃制得生物炭較強的-N吸附能力，與其表面較多的酸性含氧官能團數(shù)量有關[37]。Nguyen等[38]研究也表明，老化生物炭和低溫熱解制備生物炭較強的-N吸附能力與其表面較高的酸性含氧官能團數(shù)量有關。另外，施用生物炭抑制土壤氨揮發(fā)的其他原因還包括NH3與生物炭的羧基反應形成或酰胺基團[39]，以及生物炭吸附的NH3可被植物有效利用等[40]。

3 結論

（1）不同外源添加材料對石灰性農田土壤氨揮發(fā)的抑制作用程度為：凍融循環(huán)老化玉米秸稈生物炭/高溫老化玉米秸稈生物炭＞自然老化玉米秸稈生物炭/新鮮玉米秸稈生物炭＞玉米秸稈粉末。

（2）凍融循環(huán)老化玉米秸稈生物炭和高溫老化玉米秸稈生物炭較強的氨揮發(fā)抑制作用與其較強的土壤氨氧化促進作用以及-N吸附能力有關。

（3）施氮肥后1～10 d為土壤氨揮發(fā)的主要階段，該階段氨揮發(fā)累積量占整個培養(yǎng)過程氨揮發(fā)累積量的90%以上。