張 豐，劉 暢，王 喆，孟 軍，遲道才，陳濤濤,※

（1. 沈陽農(nóng)業(yè)大學水利學院，沈陽 110866； 2. 沈陽農(nóng)業(yè)大學農(nóng)學院，沈陽 110866； 3. 沈陽農(nóng)業(yè)大學國家生物炭研究院，沈陽 110866）

0 引言

中國的氮肥施用量已經(jīng)超過全球的30%[1]，但氮肥利用率僅為30%～35%[2]。過量和不合理施肥是導致氮肥利用率低下、面源污染嚴重、溫室效應等問題的主要原因[3]。氨揮發(fā)是稻田土壤系統(tǒng)中氮肥損失的主要途徑之一，占施氮量的10%～60%[4]。大量的氨揮發(fā)損失不僅造成了資源浪費，還會引起水體營養(yǎng)化、土壤酸化、溫室效應等一系列環(huán)境問題，嚴重制約著農(nóng)業(yè)、生態(tài)的可持續(xù)發(fā)展，對環(huán)境產(chǎn)生嚴重影響[5]。因此，開展科學試驗研究，減少稻田氨揮發(fā)損失，對降低稻田生產(chǎn)系統(tǒng)氮肥資源消耗和面源污染、提高中國稻田氮肥利用效率具有重要的意義。另一方面，中國作為農(nóng)業(yè)生產(chǎn)大國，稻草秸稈資源年產(chǎn)近2.2億t，但利用率卻不足50%，其中，直接焚燒處理所占比例最高，達33%[6-7]。這不但造成了大量的資源浪費，還帶來了極其嚴重的空氣污染和火災隱患。因此，加強秸稈綜合利用途徑，提高秸稈利用的深度和廣度，是實現(xiàn)中國農(nóng)業(yè)綠色可持續(xù)發(fā)展的迫切需要。

近年來，將稻草秸稈制備成生物炭還田被認為是土壤固氮、增產(chǎn)、減排的一種關鍵途徑[8]。生物炭因其內部較大的比表面積和高陽離子交換位點，具有強吸附性及高陽離子交換量等優(yōu)點[9]。大量研究表明，秸稈生物炭具有改善土壤生態(tài)環(huán)境、土壤蓄水保肥和減少溫室氣體排放等諸多正效應，但也因其石灰效應加大了稻田的氨揮發(fā)損失[10-12]。目前關于生物炭對稻田生態(tài)系統(tǒng)氨揮發(fā)的影響主要有3種不同的觀點，一種觀點認為大部分生物炭（特別是秸稈類生物炭）本身含有豐富的Ca2+、K+和Mg2+等鹽基離子，生物炭進入土壤后，這些離子部分同土壤中的H+和Al3+發(fā)生交換，通常會提高土壤pH值，因此，往往會導致負面效應，促進氨揮發(fā)增大[13-14]。另一種觀點認為生物炭表面和內部孔隙含有豐富的官能團或陽離子交換位點，其陽離子交換量（Cation Exchange Capacity，CEC）一般介于71.0～451.5 cmol/kg范圍之內，遠大于稻田土壤（7～30 cmol/kg），進而有利于降低氨揮發(fā)[15-16]。也有人認為生物炭對土壤氨揮發(fā)無影響[17]。由此可見，生物炭pH值和CEC的雙重調控作用對稻田生態(tài)系統(tǒng)氨揮發(fā)影響較大，如何發(fā)揮其正面調控作用、降低負面調控影響有必要進行深入系統(tǒng)研究。

研究發(fā)現(xiàn)生物炭的CEC受熱解溫度影響較大[18]。隨著熱解溫度的升高，生物炭比表面積和孔隙結構增大，吸附能力增強，高溫制備的秸稈生物炭更有利于對NH4+的吸附[19]。而對生物炭進行酸化處理可直接抑制其石灰效應，生物炭經(jīng)酸改性后比表面積和表面酸性官能團的數(shù)量增加，含氧量提高，對NH4+-N的吸附效果得到進一步增強[20-22]。因此，本研究將稻草生物炭應用到稻田生態(tài)系統(tǒng)當中，并通過調整其制備過程中的熱解溫度和制備后的酸化水平（pH值），探討生物炭對稻田氨揮發(fā)過程的調控作用和減排效應，以期為稻田合理應用生物炭和減少化肥施用量提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況和試驗材料

試驗于2019—2020年在沈陽農(nóng)業(yè)大學卡力瑪水稻試驗站（122°67′E，41°52′N）進行。盆栽用土為當?shù)厮就?，有機質11.46 g/kg，銨態(tài)氮5.02 mg/kg，硝態(tài)氮21.63 mg/kg，全氮0.90 g/kg，全磷4.58 g/kg，全鉀21.03 g/kg，速效鉀80.90 mg/kg，土壤pH值為7.04。水稻生育期內的逐日降水和平均溫度如圖1所示。

水稻供試品種為沈農(nóng)大粒糯，生物炭供試原料為稻草秸稈。

1.2 試驗設計和過程

1.2.1 生物炭制備

參考生物炭的定義、制備過程及適宜作物生長的酸堿環(huán)境[23-24]，生物炭熱解溫度分別選用300、500和700 ℃，酸化水洗pH值選擇5、7和9三個水平。生物炭制備：將備用稻稈置于密閉性良好的鋼盒當中，在馬弗爐（SX-12-10，北京中興偉業(yè)儀器有限公司）內進行熱解炭化，穩(wěn)定熱解溫度分別為300、500、700 ℃，升溫速率為15 ℃/min，保溫時間為2 h，冷卻至室溫后，研磨，過100目（0.15 mm）篩后分別密封保存，做好標記備用。

1.2.2 試驗過程

采用完全隨機區(qū)組試驗設計，設置生物炭10個處理（表1），分別為3個熱解溫度（300、500、700 ℃），3個pH值（5、7、9）的9個組合處理和1個空白對照（不施加生物炭），共30個盆栽。盆直徑0.40 m，高0.39 m，每盆種植3穴水稻。在試驗開始之前，取稻田表層土壤，經(jīng)晾曬、去雜、過篩等處理后，按照每盆30 kg標準裝盆（干土質量），再將燒制好的300、500和700 ℃熱解溫度稻草生物炭用硫酸（1 mol/L）酸化48 h，用清水沖洗，再酸化再沖洗，直到生物炭pH值洗到5、7、9三個水平，在插秧前1 d施生物炭和基肥，按照20 t/hm2的用量標準折算生物炭，期間保持水層不超過3 cm，并進行手工翻地，保證生物炭與0～10 cm之間土混合均勻；氮磷鉀肥分別選用包括尿素（以純N計）5.48 g/盆，過磷酸鈣（以P2O5計）7.54 g/盆和氯化鉀（以K2O計）3.14 g/盆，基肥（2019年6月10日、2020年6月9日）、分蘗肥（2019年6月23日、2020年6月24日）和穗肥（2019年7月22日、2020年7月26日）3次施肥比例分別為4:4:2、1:0:0和5:0:5。其他病、蟲、雜草等管理按照當?shù)毓芾矸绞健?020年重復2019年試驗，且不換土。

表1 試驗處理設置 Table 1 Experimental treatment settings

1.3 測定指標

1.3.1 生物炭CEC的測定

生物炭陽離子交換量的測定采用乙酸銨法[25]。稱取過100目（0.15 mm）篩的生物炭0.20 g，先用pH值為7.0的1 mol/L乙酸銨溶液離心（3 500 r/min）、淋洗生物炭3次，每次60 mL；再用無水乙醇離心（3 500 r/min）、淋洗生物炭3次，每次60 mL；最后用蒸餾水將生物炭淋洗過濾，收集濾液并用AA3連續(xù)流動分析儀（德國SEAL公司）測定溶液中NH4+濃度，計算生物炭的CEC

式中CEC為陽離子交換量，cmol/kg；C為測定樣品中的NH4+-N濃度，mg/L；m為稱取的生物炭質量，g。

1.3.2 氨揮發(fā)樣品采集

使用密閉氣室間歇式抽氣法[26]測定稻田土壤氨氣揮發(fā)量，裝置如圖2所示。在尿素施加后第1周，每隔24 h采樣1次，每次采氣時間為2 h，以這2 h的通量值作為當天氨揮發(fā)的平均通量計算全天的氨揮發(fā)量；施肥后2～3周，每隔2～3 d采集1次氣體；當氨氣排放量明顯下降后，取樣間隔延長至5～7 d，直至水稻收獲。將洗氣瓶中的硼酸帶回實驗室，使用全自動凱氏定氮儀（BUCHIK-360，瑞士步琪公司）測定收集氨揮發(fā)的硼酸溶液的耗酸量，然后按照如下公式計算：

式中VNH3-N為單位時間單位面積上氨揮發(fā)通量（以純氮計），kg/(hm2·d)；V為滴定樣品時所用標準酸溶液的體積，mL；V0為滴定空白時所用標準酸的體積，mL；c為標準酸溶液的濃度，mol/L；A為采氣裝置的橫截面積，m2；D為每次采集氨揮發(fā)的時間，d。對時段內的氨揮發(fā)通量進行內插積分求和即為本時段內稻田氨揮發(fā)損失量。

1.3.3 田面水水樣采集

在施肥后第1、2、3、5、7天采集田面水水樣，第2～3周每隔3 d取一次樣，之后每隔5～7 d取1次樣，每次使用注射器抽取50 mL。用AA3連續(xù)流動分析儀對田面水銨態(tài)氮含量進行測定。

1.3.4 水稻產(chǎn)量

水稻成熟后單打單收、單獨脫粒，按照14%標準含水率折算計產(chǎn)。

1.3.5 水稻氮素累積和土壤氮素殘余量

秋收后，水稻莖、葉和穗，經(jīng)沖洗、分解、分裝和殺青（105 ℃，0.5 h）等過程后70 ℃烘干至恒質量，稱質量計量。粉碎、過80目篩（0.20 mm）、充分混合后，分別稱取莖、葉和穗樣品0.20 g，采用濃H2SO4-H2O2法進行消煮；水稻收割后，在每個盆栽中按0～10和>10～20 cm兩個土層取樣，將采集的土樣風干后粉碎至粉末狀，稱取2.0 g進行消煮。采用全自動凱氏定氮儀（BUCHIK-360，瑞士步琪公司）測定消煮液中的氮濃度。各部分干物質量與氮素含量乘積之和為水稻地上部氮素積累量。

1.4 數(shù)據(jù)分析

2年試驗數(shù)據(jù)分別采用單因素完全隨機試驗設計模型單獨進行方差分析，使用R軟件實現(xiàn)。不同處理事后均值差異檢測采用Tukey’s HSD方法，顯著性水平為P<0.05。采用Origin 2019進行作圖。生物炭處理與稻田氨揮發(fā)影響因子關聯(lián)分析使用結構方程模型，采用R語言lavaan軟件包實現(xiàn)[27]。

2 結果與分析

2.1 不同熱解溫度和酸化水平處理對稻草生物炭CEC的影響

不同熱解溫度和酸化水平下生物炭的CEC如表2所示。由表可知，熱解溫度和酸化水平對稻草生物炭CEC影響顯著（P<0.05）。未經(jīng)過酸化處理的稻草生物炭CEC分別為46.30 cmol·kg-1（300 ℃）、36.07 cmol·kg-1（500 ℃）和31.38 cmol·kg-1（700 ℃），經(jīng)過酸化處理后，相同酸化水平下，CEC隨熱解溫度升高顯著上升（P<0.05）。較之300 ℃，500 ℃和700 ℃稻草生物炭的CEC分別提高75.57%和14.43%（pH值=5）、83.72%和25.81%（pH值=7）、42.49%和16.41%（pH值=9）。較之熱解溫度，酸化水平高低對稻草生物炭CEC的影響更為明顯。相對于P5，P9水平稻草生物炭的CEC顯著提高81.15%（300 ℃）、47.02%（500 ℃）、49.56%（700 ℃），P7水平生物炭的CEC顯著提高34.62%（700 ℃）。

表2 不同熱解溫度和酸化水平制備的生物炭CEC Table 2 Biochar CEC prepared at different pyrolysis temperatures and acidification levels

2.2 不同熱解溫度和酸化水平稻草生物炭對田面水-N濃度的影響

不同熱解溫度和酸化水平生物炭處理下田面水NH4+-N濃度變化如圖3所示。

稻田全生育期內田面水NH4+-N濃度在0.01～66.28 mg/L之間變化，峰值均出現(xiàn)在施肥后的1～3 d內。不同生物炭處理對基肥期、分蘗肥期和穗肥期田面水NH4+-N峰值和均值濃度的影響見表3。由表可知，除穗肥期外，不同施肥期的田面水NH4+-N濃度峰值受稻草生物炭的熱解溫度和酸化水平影響顯著（P<0.05），與對照組相比，呈現(xiàn)出隨二者水平的提高而降低的趨勢。酸化水平為5時，700 ℃生物炭顯著降低NH4+-N濃度峰值16.90%（基肥期）、35.60%（分蘗肥期），500和300 ℃生物炭分別降低23.85%和18.19%（分蘗肥期）；酸化水平為7時，700 ℃生物炭顯著降低NH4+-N濃度峰值32.23%（分蘗肥期）；酸化水平為9時，300 ℃和500 ℃生物炭分別顯著提高田面水NH4+-N濃度16.85%、12.81%（基肥期）和24.55%、22.16%（分蘗肥期），700 ℃生物炭只在分蘗肥期顯著提高了田面水NH4+-N濃度14.15%。就平均值而言，只有700 ℃生物炭在分蘗肥期顯著降低田面水NH4+-N濃度24.08%（pH值=5）和25.04%（pH值=7）。

表3 不同生物炭處理下的肥期田面水NH4+-N濃度峰值和均值 Table 3 Peak and mean values of NH4+-N concentration in surface water during fertilization periods

2.3 不同熱解溫度和酸化水平稻草生物炭對稻田氨揮發(fā)的影響

2.3.1 不同酸化水平生物炭對稻田氨揮發(fā)的影響

3個熱解溫度條件下，不同生物炭酸化水平的稻田生態(tài)系統(tǒng)2019和2020年全生育期氨揮發(fā)通量動態(tài)曲線如圖4所示。3個熱解溫度不同生物炭酸化水平下，稻田生態(tài)系統(tǒng)氨揮發(fā)通量均出現(xiàn)3個明顯的峰值，分別發(fā)生在施肥后的1～3 d左右。平均而言，3次施肥后5、10和20 d內氨揮發(fā)總量分別占全生育期氨揮發(fā)總量的63.2%、77.0%和92.9%（2019），55.9%、72.9%和92.2%（2020）。整個水稻生長季，不同熱解溫度下氨揮發(fā)通量隨生物炭酸化水平的提高而降低，在施肥后的5 d內效果尤為明顯。

不同酸化水平的稻草生物炭對肥期氨揮發(fā)損失的影響見表4，不同施肥期（2019年3個施肥期、2020年基肥期）稻田氨揮發(fā)損失量差異明顯（P<0.05）。2019年表現(xiàn)為分蘗肥期氨揮發(fā)量較大，而2020年為基肥期氨揮發(fā)量較大。從3個施肥期的氨揮發(fā)總量來看（2019），偏酸性生物炭對氨揮發(fā)的抑制效果要明顯好于中性，700 ℃水平下，酸化水平為5的處理氨揮發(fā)顯著減少了31.76%（分蘗肥期）；同時不管熱解溫度如何改變，酸化水平為9的處理顯著增加了氨揮發(fā)損失19.54%～68.60%（基肥期和分蘗肥期）。2020年中，在700 ℃水平下，酸化水平為5和7的處理顯著減少了氨揮發(fā)14.27%和12.97%（基肥期）。本試驗中供試土壤的pH值在7左右，不同酸化水平的生物炭改變了土壤pH值，酸堿反應帶來的石灰效應導致氨揮發(fā)隨生物炭pH值的升高而增大。由此可見，稻草生物炭的酸化水平對氨揮發(fā)的排放具有顯著影響，施加酸性改良的生物炭更能抑制稻田系統(tǒng)中氨揮發(fā)的排放。

表4 不同生物炭處理下稻田生態(tài)系統(tǒng)3個施肥期的氨揮發(fā)損失量 Table 4 Ammonia volatilization loss in paddy ecosystem during three fertilization periods under different biochar treatments

2.3.2 不同熱解溫度生物炭對稻田氨揮發(fā)的影響

3種酸化水平下，不同熱解溫度生物炭處理稻田生態(tài)系統(tǒng)2019和2020年全生育期氨揮發(fā)通量動態(tài)變化曲線如圖4所示。由圖4可知，在酸化水平為5和7的條件下，2 a氨揮發(fā)最大值均表現(xiàn)出300 ℃>500 ℃>700 ℃；但在酸化水平為9的條件下，不同年份間的趨勢存在差異。

不同熱解溫度的稻草生物炭處理對不同施肥期氨揮發(fā)損失量的影響見表4。由表4可知，與空白處理相比，當酸化水平為5時，700 ℃生物炭處理顯著降低氨揮發(fā)損失31.76%（2019，分蘗肥期）、14.27%（2020，基肥期）；酸化水平為7時，700 ℃處理顯著降低氨揮發(fā)損失12.97%（2020，基肥期）；酸化水平為9的條件下，3個熱解溫度處理均顯著增加了基肥期和分蘗肥期的氨揮發(fā)損失（2019），這是因為此時的氨揮發(fā)主要受生物炭酸化水平的影響，熱解溫度對其貢獻相對較小。

2.3.3 不同熱解溫度和酸化水平生物炭對稻田全生育期氨揮發(fā)損失的影響

生物炭的熱解溫度和酸化水平對稻田全生育期氨揮發(fā)的影響見表5。不同生物炭處理稻田氨揮發(fā)總量在30.27～52.10 kg/hm2（2019）、30.25～38.00 kg/hm2（2020）之間，占總施氮量（200 kg/hm2）的15.14%～26.05%、15.10%～19.00%。2 a試驗結果表明，生物炭的熱解溫度和酸化水平對氨揮發(fā)有顯著影響（P<0.05）。分析表明（表5），酸化水平為9的處理氨揮發(fā)損失總量在48.27～52.10 kg/hm2（2019）、35.65～38.00 kg/hm2（2020）之間，較之無生物炭處理（CK），顯著增加28.15%～38.01%（2019，C300P9、C500P9、C700P9），9.79%（2020，C300P9）；C700P5處理顯著減少了22.93%（2019），12.61%（2020）的氨揮發(fā)損失；C500P5、C500P7和C700P7處理顯著減少了12.21%、7.74%和8.83%的氨揮發(fā)損失（2020）。由此可見，適當提高稻草生物炭的熱解溫度和酸化水平，能夠有效降低稻田氨揮發(fā)損失。

表5 2019和2020年不同處理下稻田全生育期總氨揮發(fā)損失量 Table 5 Total ammonia volatilization loss in the whole growth period of paddy field under different treatments in 2019 and 2020

2.4 不同熱解溫度和酸化水平稻草生物炭對水稻地上部氮素累積量和產(chǎn)量的影響

不同生物炭處理對水稻地上部氮素累積和土壤氮素殘余量的影響見表6。2 a試驗結果表明，生物炭的熱解溫度及酸化水平對水稻地上部氮素積累量有顯著影響（P<0.05）。由表可知，與CK處理相比，酸化為5水平下，700 ℃生物炭處理提高水稻地上部氮素積累量16.80%（2019）和24.84%（2020），500 ℃生物炭處理提高9.10%（2019）；酸化7的水平下，700 ℃處理提高地上部氮素積累量15.63%（2019）、15.41%（2020）；酸化為9水平下，不管如何改變熱解溫度，其地上部氮素積累量均無顯著性差異。土壤氮素殘余含量受生物炭的熱解溫度影響顯著（P<0.05）。與CK處理相比，兩年間300 ℃生物炭在3種酸化水平下顯著提高土壤氮素殘余量14.55%～28.64%；500 ℃生物炭在P5和P7水平下分別提高19.85%和17.85%（2020），700 ℃生物炭在P5和P9水平下分別提高15.80%和13.19%（2020）。

2 a試驗結果一致表明，不同熱解溫度和酸化水平制備的生物炭對水稻產(chǎn)量有顯著影響（表6）。偏酸性搭配高溫熱解的生物炭增產(chǎn)效果顯著（P<0.05）。與不施加生物炭處理相比，酸化水平為5的生物炭處理在兩年間增產(chǎn)12.31%～13.50%（700 ℃）；酸化水平為7的生物炭處理兩年間增產(chǎn)9.92%～12.72%（700 ℃）；酸化水平為9的（300 ℃、500 ℃、700 ℃）處理兩年間對產(chǎn)量均無顯著性影響。

表6 水稻地上部氮素積累及土壤氮素殘余量 Table 6 Aboveground nitrogen accumulation and soil nitrogen residual amount of rice

2.5 生物炭處理與稻田氨揮發(fā)影響因子關聯(lián)分析

為了明晰不同生物炭處理對氨揮發(fā)的影響機制，采用結構方程模型來剖析生物炭熱解溫度和酸化水平與氨揮發(fā)多個響應因子的因果關系（圖5，路徑系數(shù)B表示兩變量間因果關系的強弱）。

由圖5可以看出，與不同熱解溫度的生物炭CEC相比，酸化水平對田面水中NH4+-N濃度影響更為顯著，B達到了0.87，說明在稻田生態(tài)系統(tǒng)中，稻草生物炭的酸堿性對氨揮發(fā)的影響要遠大于其熱解溫度（CEC）。雖然堿性生物炭（pH值=9）具有更高的CEC，但將其施入土壤后，強烈的酸堿反應帶來的石灰效應導致稻田土壤中的氨大量揮發(fā)，其CEC對氨揮發(fā)的貢獻較??；氨揮發(fā)受生物炭酸化水平（B=0.91）和田面水NH4+-N濃度（B=0.89）影響顯著，表現(xiàn)出強烈的正相關性；氨揮發(fā)損失同水稻地上部氮素積累量（B=-0.75）和產(chǎn)量（B=-0.88）呈顯著負相關，說明過多的氨揮發(fā)損失必然導致水稻地上部分氮素含量的下降，最終影響水稻產(chǎn)量（B=0.90）。由此可知，中、酸性改良搭配高溫熱解生物炭（C700P5、C700P7）主要由于酸化后顯著降低稻草生物炭pH值，抑制其石灰效應，降低了田面水中NH4+-N濃度，進而抑制氨揮發(fā)、減少了氮素損失，最終提高了水稻地上部的氮素積累量，實現(xiàn)水稻增產(chǎn)。

3 討 論

3.1 熱解溫度和酸化水平控制對生物炭CEC、田面水-N濃度和稻田氨揮發(fā)的影響

CEC是衡量生物炭化學吸附能力的重要指標。相關研究表明，隨著熱解溫度的升高，生物炭表面酸性官能團減少，CEC下降[28]；也有研究表明，稻草生物炭對水溶液中NH4+的吸附作用隨熱解溫度的增加而持續(xù)增高[29]。本研究支持前者觀點，但本研究進一步發(fā)現(xiàn)，用1 mol/L硫酸進行酸化處理后，稻草生物炭CEC隨熱解溫度提升而顯著增加。這可能是由于在酸化的過程中表面引入了更多的酸性官能團[30-31]，此時高溫熱解使酸化后的生物炭具有更大的比表面積和更豐富的孔隙結構，物理結構吸附性能更強[32-33]，對NH4+的吸附作用更強。但稻草生物炭酸化后，其CEC隨著pH值降低（酸化程度越高）而逐漸降低。因為在酸性條件下，H+同NH4+又存在競爭關系，pH值越小，H+濃度越大，NH4+吸附量越小。

在稻田眾多氮素損失途徑中，氨揮發(fā)是土壤系統(tǒng)中氮肥損失的主要途徑之一。本研究中氨揮發(fā)損失占施氮量的15.14%～26.05%，在正常稻田氨揮發(fā)損失范圍內[34-36]，但結果偏高，主要因為在本試驗中沒有滲漏，因而沒有氮素淋失。氨揮損失發(fā)生在施肥后的10 d左右，3次施肥后5、10和20 d內氨揮發(fā)總量分別占全生育期氨揮發(fā)總量的63.2%、77.0%和92.9%（2019年），55.9%、72.9%和和92.2%（2020年）。這同Sun等[37]研究氨揮損失發(fā)生在3次施肥后的10 d內，并且占氨揮發(fā)總損失80%以上基本一致。目前生物炭的直接應用對稻田生態(tài)系統(tǒng)氨揮發(fā)的影響有促進、降低和無影響等3種不同的觀點[10-14]。本研究結果表明，生物炭對稻田氨揮發(fā)影響主要受到其pH值和CEC的正負雙重作用所調控，石灰效應明顯，則表現(xiàn)為促進氨揮發(fā)；CEC吸附作用明顯則表現(xiàn)為抑制氨揮發(fā)。本研究通過對稻草生物炭進行酸化水平和熱解溫度的調整，并進行大田試驗發(fā)現(xiàn)，堿性稻草生物炭（pH值=9）直接應用于稻田（土壤pH值為7.04），不管熱解溫度如何，均體現(xiàn)出較強烈的石灰效應，會加大氨揮發(fā)損失；而將偏酸性或中性的稻草生物炭配合提高熱解溫度，可降低石灰效應，同時提高稻草生物炭CEC，能夠進一步激發(fā)其正面調控作用，降低氨揮發(fā)損失（表5）。

另一方面，將稻草生物炭應用在中性稻田土壤中，強大的石灰效應必會加劇當年稻田氨揮發(fā)。2019年達總施氮量的24%，較不施生物炭處理高25%。2020年盡管氨揮發(fā)占比仍達到18%，但較不施生物炭處理僅僅高1%。由此可見，氨揮發(fā)隨著生物炭應用年限的增長，其石灰效應有明顯減弱的趨勢。同時本研究中的結構方程模型也表明，氨揮發(fā)不僅同生物炭的pH值和CEC有關，還同田面水NH4+-N濃度有關。本研究表明，田面水中氮素主要以NH4+-N形態(tài)存在，NH4+-N濃度影響稻田氨揮發(fā)，其NH4+-N濃度同氨揮發(fā)動態(tài)變化曲線完全一致（圖3）。生物炭對氨揮發(fā)的影響，還體現(xiàn)在其對田面水NH4+-N濃度的調控作用（表3）。生物炭顯著降低了稻田基肥期和分蘗肥期的田面水NH4+-N峰值濃度，對施肥10 d后均無顯著影響。生物炭pH值對氨揮發(fā)的影響要遠大于其CEC，當前市場稻草生物炭熱解溫度多采用500 ℃，其pH值大多在9.0～10.5之間，若能對其進行一定的酸化處理，再配合提高熱解溫度，以此來降低稻草生物炭強大的石灰效應，可充分激發(fā)其降氨潛能，加大生物炭對稻田生態(tài)系統(tǒng)氨揮發(fā)調控的正效應。

3.2 不同熱解溫度和酸化水平的稻草生物炭對水稻產(chǎn)量的影響

相關研究表明，生物炭的施入能促進水稻根系生長，增加水稻根系的活躍吸收面積，進而提高水稻吸收養(yǎng)分的能力，增加水稻產(chǎn)量[38]。本研究表明，生物炭顯著提高了收獲期水稻地上部氮素積累量，與其結論一致。過多的氨揮發(fā)損失必然導致稻田生態(tài)系統(tǒng)中可供水稻吸收利用的氮素減少，進而影響水稻的生長發(fā)育和產(chǎn)量的形成，偏酸性或中性的稻草生物炭施入到中性稻田土壤中，因其降低了石灰效應，能明顯減弱施用生物炭帶來的負面效應；同時高溫熱解的稻草生物炭具有較大的孔隙結構和比表面積，物理結構吸附和陽離子交換能力更強，不僅能吸附稻田水土系統(tǒng)中的NH4+-N，減少氨揮發(fā)損失，還能提高水稻對氮素的吸收利用，為水稻生長發(fā)育提供了良好的養(yǎng)分條件。相關研究表明，生物炭能夠顯著提高作物的氮素利用效率[39]，使作物平均增產(chǎn)10%左右[40]。本研究表明，中性稻田增施稻草生物炭可以提高產(chǎn)量，提高水稻地上部的氮素積累量，酸化水平為5、熱解溫度為700 ℃的生物炭增產(chǎn)效果最好。也有研究表明，稻草生物炭（pH值=9～12）不經(jīng)酸化處理直接施入稻田土壤（pH值=5～6），提高其熱解溫度也可以顯著增加水稻產(chǎn)量[41]，但在本試驗中，堿性水平下不管如何改變生物炭的熱解溫度，均沒有達到顯著增產(chǎn)的結果，這可能與土壤酸堿性、本底值和氣候條件等密切相關，因此有關生物炭的熱解溫度和酸化水平對水稻產(chǎn)量的影響研究，應圍繞不同土壤條件，水分調控機制和多種養(yǎng)分運移同步進行，進而確定生物炭對產(chǎn)量構成因子的影響。

4 結 論

本文以不施生物炭為對照，研究不同熱解溫度和酸化水平制備的生物炭對田面水NH4+-N濃度、氨揮發(fā)和產(chǎn)量的影響。主要結論如下：

1）水稻全生育期內田面水NH4+-N濃度在0.01～66.28 mg/L之間變化，C700P5（酸化水洗pH值=5，熱解溫度為700 ℃）處理對中性稻田的田面水NH4+-N峰值濃度控制效果最為明顯，分別降低基肥期和分蘗肥期NH4+-N峰值濃度16.90%和35.60%。

2）2 a稻田全生育期氨揮發(fā)損失量為30.27～52.10 kg/hm2，占施氮量的15.14%～26.05%。C700P5處理顯著降低氨揮發(fā)12.61%～22.93%。稻田氨揮發(fā)損失55.9%～92.9%都發(fā)生在施肥后的5～20 d內，這段時間是采取有效措施控制氨揮發(fā)損失的關鍵時期。

3）稻田增施生物炭能夠顯著提高水稻產(chǎn)量，兩年間均為C700P5處理產(chǎn)量最高，其增產(chǎn)原因是減少了稻季氨揮發(fā)損失，降低了氮素損失，提高了水稻的氮素利用效率。

4）生物炭對稻田氨揮發(fā)的影響具有多面性。其降氨原因不能完全歸結于對NH4+的交換作用和土壤酸堿環(huán)境的調節(jié)，還與生物炭提高土壤持水保肥特性和促進硝化、反硝化作用有關，因此仍需進一步研究生物炭的熱解溫度和酸化改性在大田中的應用。