蛭石改性水稻秸稈生物炭在土壤中的短期降解

王瑞，劉玉學(xué)，高誠(chéng)祥，何莉莉，汪玉瑛，呂豪豪，楊生茂*，梁宗鎖

（1.浙江理工大學(xué)生命科學(xué)與醫(yī)藥學(xué)院，杭州 310018；2.浙江省農(nóng)業(yè)科學(xué)院環(huán)境資源與土壤肥料研究所，杭州 310021；3.浙江省生物炭工程技術(shù)研究中心，杭州 310021）

在我國(guó)，農(nóng)業(yè)生產(chǎn)每年會(huì)產(chǎn)生大量農(nóng)作物秸稈。據(jù)2015統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)顯示，我國(guó)秸稈年總產(chǎn)量約為6億t[1]，而在2021最新統(tǒng)計(jì)中，我國(guó)秸稈年總產(chǎn)量已增加至9億t[2]，成為世界最大秸稈生產(chǎn)國(guó)。這些秸稈大部分被丟棄或焚燒，導(dǎo)致了極大資源浪費(fèi)，且由于秸稈焚燒會(huì)產(chǎn)生CO、CO2、SO2、非甲烷碳?xì)浠衔镆约暗趸锏?，將造成?yán)重空氣污染[1]。因此，目前迫切需要開發(fā)一種合適的農(nóng)作物秸稈處理方法。生物炭是指生物質(zhì)材料在限氧條件下經(jīng)高溫?zé)崃呀猱a(chǎn)生的一種富碳固體材料[3-4]，其通常作為一種土壤改良劑被用于農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和土壤環(huán)境修復(fù)等領(lǐng)域。近年來，將廢棄生物質(zhì)原料高溫炭化制備生物炭已成為相關(guān)研究熱點(diǎn)。

生物炭具有重金屬吸附、有機(jī)污染物降解、土壤改良等諸多優(yōu)良功能[4-7]。生物炭的高度穩(wěn)定性是其抵抗自然氧化和微生物降解的基礎(chǔ)。相關(guān)研究表明，生物炭在環(huán)境中的平均留存時(shí)間可達(dá)千萬年之久[8-10]，但最終仍會(huì)自然氧化或被微生物分解。生物炭的穩(wěn)定性受到原料類型、炭化溫度等眾多因素的影響，前人對(duì)此已有大量研究報(bào)道。除此之外，外源礦物添加也能顯著改變生物炭的穩(wěn)定性，改變其抵抗自然氧化與微生物降解能力。REN 等[11]使用Ca（OH）2對(duì)污泥生物炭進(jìn)行改性處理，發(fā)現(xiàn)Ca（OH）2可顯著增加污泥生物炭的碳素持留率，同時(shí)顯著降低污泥生物炭的氧化損失率。通過改性處理，300 ℃生物炭的碳素持留率從71.6%提高到75.2%，600 ℃生物炭的碳素持留率從45.5%提高到50.7%。300 ℃和700 ℃改性生物炭的碳素氧化損失率（H2O2法）分別降低了68.9%和38.6%。GUO 等[12]研究發(fā)現(xiàn)，Si 元素可能與水稻秸稈生物炭的碳元素以某種方式形成一種致密的包封保護(hù)結(jié)構(gòu)，這種致密的包封保護(hù)結(jié)構(gòu)可以幫助生物炭抵抗外界環(huán)境的氧化作用，提高水稻秸稈生物炭穩(wěn)定性。此外，這種保護(hù)結(jié)構(gòu)可能受炭化溫度影響，且在500 ℃的炭化條件下最為穩(wěn)定。另有研究表明，鐵、鋁、硒、鈣等元素可與生物炭表面發(fā)生復(fù)雜的聚合反應(yīng)生成有機(jī)礦物復(fù)合體，從而保護(hù)生物炭免受環(huán)境的侵襲，增強(qiáng)生物炭在環(huán)境中的穩(wěn)定性[13-14]。蛭石的分子式為（Mg，F(xiàn)e，Al）3[（Si，Al）4O10（OH）2]·4H2O，是一種成本低廉、環(huán)境友好且應(yīng)用廣泛的礦物材料，富含鐵、鋁、硅等元素，這使其有望成為增強(qiáng)生物炭穩(wěn)定性的理想材料。目前關(guān)于蛭石改性對(duì)生物炭在環(huán)境中穩(wěn)定性的影響研究鮮見報(bào)道，相關(guān)機(jī)理仍不明確[15]，因此，相關(guān)研究有待進(jìn)一步開展。

生物炭通常是被添加至土壤中得以應(yīng)用，因此，研究生物炭的功能特性通常離不開土壤環(huán)境因素。生物炭在土壤中的降解除受其自身穩(wěn)定性制約外，還受土壤類型、土壤水分狀況等因素影響。STEIN?BEISS等[16]研究了酵母生物炭在不同土壤中的降解特征，結(jié)果表明，相比于森林土壤，耕作土壤中生物炭的礦化速率更快。NGUYEN 等[17]研究發(fā)現(xiàn)，玉米秸稈生物炭在不同淹水條件下礦化速率為6%~21%。由此可見，不同土壤環(huán)境條件下生物炭降解特征并不一致。以往研究表明，生物炭的快速降解通常發(fā)生在培養(yǎng)開始后的0~14 d 內(nèi)，且7~14 d 是生物炭在土壤中發(fā)生降解的關(guān)鍵時(shí)期[18-20]，隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng)，生物炭的降解速率趨近于0。因此，闡明生物炭在土壤中的短期（14 d 以內(nèi)）降解情況對(duì)于深入理解生物炭的降解特征尤為重要。

鑒于此，本研究以水稻秸稈和蛭石為供試材料制備蛭石改性水稻秸稈生物炭，并對(duì)其基本理化性質(zhì)進(jìn)行表征和分析；通過實(shí)驗(yàn)室恒溫培養(yǎng)試驗(yàn)?zāi)M紅壤、水稻土環(huán)境條件，研究改性和未改性生物炭在不同土壤環(huán)境條件下的短期降解情況，以期明確蛭石改性水稻秸稈生物炭在干旱和淹水土壤中的降解特征。本研究結(jié)果對(duì)于深入了解生物炭在土壤中的穩(wěn)定性及其環(huán)境效應(yīng)具有指導(dǎo)意義。

1 材料與方法

1.1 供試土壤

本研究選取了紅壤和水稻土兩種類型土壤。紅壤采自浙江省金華市蘭溪農(nóng)場(chǎng)（119°13′30″E，29°01′20″N）。水稻土采自浙江省杭州市浙江省農(nóng)科院科研基地。土壤樣品按照“S”形多點(diǎn)混合法采集，采集后自然風(fēng)干，過2 mm 篩備用。供試土壤基本理化性質(zhì)如表1所示。

表1 供試土壤基本理化性質(zhì)Table 1 Basic physical and chemical properties of soils

1.2 生物炭制備

本研究選用水稻秸稈作為制備生物炭的原材料，其來源為杭州市浙江省農(nóng)業(yè)科學(xué)院科研基地。選取蛭石（分析純）作為生物炭的礦物改性材料。水稻秸稈生物炭（BC）使用實(shí)驗(yàn)室可編程管式炭化反應(yīng)器（杭州藍(lán)天儀器有限公司）將水稻秸稈炭化制備。升溫程序?yàn)椋撼鯗?0 ℃，升溫速率15 ℃·min-1，最高炭化溫度分別為300、400、500、600 ℃和700 ℃，炭化時(shí)間90 min。制得的未改性生物炭分別標(biāo)記為BC300、BC400、BC500、BC600 和 BC700。蛭石改性水稻秸稈生物炭（MBC）是將蛭石與水稻秸稈按1∶4（m∶m）的比例混合后，將其放入炭化反應(yīng)器中進(jìn)行炭化制得。采用1∶4 是因?yàn)樵谠摫壤龡l件下可形成均勻的炭化混合物[21]。制備蛭石改性生物炭的升溫程序與未改性生物炭相同，制得的改性生物炭分別標(biāo)記為MBC300、MBC400、MBC500、MBC600和MBC700。

1.3 基本理化指標(biāo)測(cè)定

生物炭pH 的測(cè)定：將生物炭與去離子水按1∶20（m∶V）混合，140 r·min-1振蕩10 min，過濾取濾液，使用pH 計(jì)（PHS-3B 型，北京儀電科學(xué)儀器股份有限公司）測(cè)定濾液pH。將生物炭置于馬弗爐中750 ℃恒溫4 h，以殘留物的質(zhì)量占樣品原質(zhì)量的百分?jǐn)?shù)作為生物炭灰分含量。采用CHNS 元素分析儀（VarioEL/micro cube，Elementar，Germany）測(cè)定生物炭樣品中碳、氫元素含量。氧元素含量采用差減法計(jì)算得出。將土壤/生物炭與 0.5 mol?L?1K2SO4按 1∶5 固液比混合并以 140 r·min-1振蕩 16 h，將混合液通過 0.45 μm 濾膜，使用總有機(jī)碳（TOC）分析儀（multi N/C 3100，Ger?many）測(cè)定濾液中溶解性有機(jī)碳（DOC）含量。使用BET 表面積分析儀（ASAP 2020，Micromeritics，USA）測(cè)定生物炭的比表面積（SSA）和孔體積（PV）。熱重分析的操作步驟：將過0.15 mm 篩的5~10 mg 生物炭樣品置于氧化鋁坩堝中，調(diào)整天平至平衡；設(shè)置升溫速率為20 ℃·min-1，最高溫度為800 ℃，介質(zhì)為高純氮?dú)猓?9.999%），分析生物炭質(zhì)量隨溫度上升的變化。含碳官能團(tuán)化學(xué)位移歸屬的確定：使用Varian Unity Inova 400NMR 光譜儀（AVANCEIII 400，Bruker，Switzerland）在100.62 MHz 的頻率下獲得生物炭的核磁共振波譜，再通過MestReNova 軟件對(duì)核磁共振波譜進(jìn)行積分計(jì)算。

1.4 培養(yǎng)試驗(yàn)

降解試驗(yàn)在室內(nèi)恒溫培養(yǎng)箱中進(jìn)行。設(shè)置土壤類型（紅壤與水稻土，分別記為R、P）、水分條件（干旱與淹水，分別記為D、F）、蛭石改性（改性與未改性）3個(gè)影響因素。各處理中土壤質(zhì)量為10 g，生物炭添加量為5%，每個(gè)處理重復(fù)3 次，同時(shí)設(shè)置不添加生物炭的純培養(yǎng)作為對(duì)照。具體操作：首先，將生物炭與土壤置入250 mL 培養(yǎng)裝置中并混合均勻，干旱土壤培養(yǎng)試驗(yàn)不添加去離子水以保持干燥，淹水土壤培養(yǎng)試驗(yàn)中添加10 mL 去離子水保證淹水條件。然后，將培養(yǎng)裝置置于溫度25 ℃、濕度30%條件下連續(xù)培養(yǎng)14 d。待培養(yǎng)結(jié)束后破壞性采集添加生物炭處理的土壤樣品，將所采集的土壤樣品在室溫[（25±1）℃]條件下進(jìn)行風(fēng)干處理，后將風(fēng)干土壤樣品通過0.15 mm 篩備用。利用元素分析儀（VarioEL/micro cube，Elementar，Germany）測(cè)定樣品的碳元素含量。

1.5 數(shù)據(jù)處理與分析

使用Excel 軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)處理。采用SPSS 16.0軟件，使用LSD檢驗(yàn)法對(duì)不同炭化溫度生物炭處理碳含量變化數(shù)據(jù)進(jìn)行單因素方差分析（顯著性水平P=0.05），并以土壤類型、水分條件和蛭石改性為自變量進(jìn)行一般線性模型單變量方差分析。使用SigmaPlot 10.0軟件進(jìn)行繪圖。

2 結(jié)果與討論

2.1 蛭石改性和未改性生物炭的基本理化特性

各處理生物炭的pH、灰分含量、元素分析、DOC、孔隙結(jié)構(gòu)等理化特性如表2 所示。由表2 可以看出，隨著炭化溫度從300 ℃增加至700 ℃，未改性生物炭的pH 從5.56增加到10.47。此結(jié)果表明，隨著炭化溫度的升高，生物炭逐漸由酸性轉(zhuǎn)變?yōu)閴A性。REN 等[11]研究結(jié)果顯示300~700 ℃條件下制備的污泥生物炭pH 分別為6.55~8.51。pH 增加的主要原因是隨著炭化溫度的升高，生物炭中的酸性官能團(tuán)和揮發(fā)性有機(jī)化合物減少[22]。此外，隨著炭化溫度增加，改性生物炭pH 從6.06 增加到9.86，此結(jié)果介于未改性生物炭pH 范圍之間，這可能是由于蛭石具有緩沖pH 的作用。從表2 可以看出，不同炭化溫度制備的生物炭灰分含量隨著炭化溫度升高也呈增加趨勢(shì)。改性生物炭灰分含量顯著高于未改性生物炭，這主要是因?yàn)轵问突饻囟葹? 300~1 350 ℃，本研究制備生物炭的炭化溫度為300~700 ℃，這不足以使蛭石完全分解，仍有部分蛭石得以存留在生物炭當(dāng)中。隨炭化溫度升高，未改性生物炭碳元素含量升高，相比于300 ℃制備的生物炭，700 ℃制備的生物炭碳元素含量增加21.2%。蛭石改性降低了所有生物炭的碳元素含量，降低范圍為20.3%~32.7%。隨炭化溫度升高，生物炭DOC先增加后降低，在400 ℃時(shí)達(dá)到最大值（表2），這主要是由于有機(jī)物（纖維素、半纖維素和木質(zhì)素）的分解[23]。蛭石改性降低了所有生物炭的DOC 含量。隨炭化溫度升高，未改性生物炭H元素和O元素含量逐漸下降，H/C與O/C也隨之下降。此外，所有改性生物炭的H/C 均低于未改性生物炭，這表明蛭石改性提高了水稻秸稈生物炭的芳香化程度，增強(qiáng)了生物炭的穩(wěn)定性。隨著炭化溫度升高，改性和未改性生物炭的比表面積（SSA）和孔體積（PV）逐漸增大，這與前人研究結(jié)果一致[24-25]。這可能是由于炭化過程中揮發(fā)性物質(zhì)的釋放[26]。在相同的炭化溫度下，改性生物炭的SSA、PV 值均高于未改性。REN 等[11]和 CARNEIRO等[21]的研究均表明，礦物改性會(huì)增加生物炭的比表面積和豐富生物炭的孔隙結(jié)構(gòu)，這是由于礦物附著在生物炭表面。

表2 不同炭化溫度條件下制備的BC和MBC的理化特性Table 2 Basic properties of BC and MBC prepared at different temperatures

各處理生物炭的熱重曲線如圖1 所示。隨著熱解溫度升高，所有生物炭的熱重曲線表現(xiàn)出相同趨勢(shì)。熱重曲線的第1 階段為初始溫度至100 ℃，此階段主要為水分等低沸點(diǎn)物質(zhì)揮發(fā)階段；第2 階段為330 ℃至800 ℃，熱重曲線表現(xiàn)為快速降低，此階段主要是纖維素與半纖維素以及脂肪族化合物和芳香族化合物的分解階段。

各處理生物炭的熱損失量如表3 所示。當(dāng)熱解溫度升高至800 ℃，未改性與改性生物炭的熱損失量分別為33.1%~75.4%和18.8%~43.5%，且隨著炭化溫度升高表現(xiàn)出明顯下降趨勢(shì)。這說明隨著炭化溫度升高，生物炭熱穩(wěn)定性明顯增加。相比于300 ℃制備的生物炭，700 ℃制備的未改性和改性生物炭的熱損失量分別減少42.3 和24.7 個(gè)百分點(diǎn)。這主要是由于隨著炭化溫度升高，生物炭中含氧官能團(tuán)減少，疏水性增強(qiáng)，形成了更加穩(wěn)定的芳香碳結(jié)構(gòu)[6]。此外，經(jīng)蛭石改性后，生物炭的熱損失量下降5.2~31.9 個(gè)百分點(diǎn)。這表明蛭石改性增加了水稻秸稈生物炭的熱穩(wěn)定性。這可能是由于蛭石本身具有良好的吸熱能力，可對(duì)生物炭起到一定的保護(hù)作用。

表3 不同炭化溫度的BC和MBC熱損失質(zhì)量（%）Table 3 Thermal loss mass of BC and MBC with different temperatures（%）

各處理生物炭的含碳官能團(tuán)化學(xué)位移歸屬如表4 所示。不同生物炭樣品的含碳官能團(tuán)類別與含量趨于一致，均主要由芳香碳（109~145 μmol·mol-1）、烷氧碳（50~109 μmol·mol-1）與非取代脂肪烴（0~50 μmol·mol-1）組成，且芳香碳含量最高。這說明生物炭具有高度芳香化結(jié)構(gòu)。隨炭化溫度增加，生物炭中的芳香碳含量表現(xiàn)為增加趨勢(shì)。烷氧碳與非取代脂肪烴則表現(xiàn)為下降趨勢(shì)。這說明了隨著炭化溫度的升高，生物炭的芳香化程度增加，穩(wěn)定性增強(qiáng)。這主要是由于在較低炭化溫度（0~300 ℃）條件下，固體生物質(zhì)中大分子含量降低，芳香化結(jié)構(gòu)形成。隨著炭化溫度進(jìn)一步升高（300~600 ℃），芳香化結(jié)構(gòu)進(jìn)一步累積，最終形成渦輪層狀微晶結(jié)構(gòu)[27]。蛭石改性增加了大多數(shù)生物炭中芳香碳的含量而降低了烷氧碳與非取代脂肪烴的含量，這也說明蛭石改性增加了生物炭的穩(wěn)定性。

2.2 不同炭化溫度制備的生物炭在土壤中的降解情況

不同炭化溫度條件下制備的生物炭在土壤中的降解情況如圖2 所示。相比于在300~700 ℃條件下制備的未改性生物炭，蛭石改性生物炭的碳含量顯著降低（P<0.05）。這主要與原始生物炭的碳含量相關(guān)[26]。經(jīng)蛭石改性處理后，生物炭的碳含量有所降低，其H/C原子比在蛭石改性后同樣有所降低（表2），說明生物炭碳素穩(wěn)定性有所增強(qiáng)，在土壤中的降解速度更為緩慢。熱重分析與核磁共振的結(jié)果也證明蛭石改性增加了生物炭的穩(wěn)定性（表3、表4）。此外，生物炭自身對(duì)土壤微生物的毒性作用以及生物炭添加導(dǎo)致土壤有機(jī)-無機(jī)復(fù)合體的形成都將抑制生物炭的降解[28-29]。另一方面，生物炭添加至土壤后會(huì)引發(fā)土壤微生物產(chǎn)生共代謝作用，從而促進(jìn)生物炭的降解[30]。與未改性生物炭相比，蛭石改性生物炭的DOC含量更低（表2），而DOC 含量的降低將導(dǎo)致共代謝作用的減弱，進(jìn)而減緩生物炭的降解。LIU 等[15]對(duì)蛭石改性與炭化溫度對(duì)水稻秸稈生物炭理化特性的影響開展研究，證實(shí)蛭石改性顯著增加了生物炭的穩(wěn)定性。通過蛭石改性，生物炭表面的Fe—O 與Si—O 鍵顯著增加，這些結(jié)構(gòu)在生物炭表面起到保護(hù)作用，從而減緩生物炭在土壤中的降解速率。LIU等[31]研究了濱海濕地中礦物離子改性與未改性蘆葦秸稈生物炭的降解情況，結(jié)果表明大多數(shù)礦物離子改性生物炭的碳礦化水平顯著低于未改性生物炭。不同礦物材料改性生物炭在土壤中的降解行為存在差異，相關(guān)研究有待進(jìn)一步深入開展。

表4 不同炭化溫度的BC和MBC的含碳官能團(tuán)化學(xué)位移歸屬（%）Table 4 Chemical shift and carbon assignment of BC and MBC with different temperatures（%）

不同土壤類型與水分條件均未對(duì)BC300 的碳含量變化產(chǎn)生顯著影響（P>0.05）。與干旱條件下水稻土中的MBC300 相比，淹水條件下紅壤中的MBC300碳含量顯著增加（P<0.05）。此結(jié)果表明淹水條件下紅壤中的MBC300 穩(wěn)定性更高，降解速度更低。這主要是由于淹水條件阻礙了土壤與大氣交互，從而減緩了生物炭的自然氧化與微生物有氧分解過程。LI等[32]研究發(fā)現(xiàn)土壤水分能顯著影響土壤微生物活性，改變生物炭的降解速率。這可能也與原始土壤特性相關(guān)。本研究結(jié)果顯示，水稻土的全磷、全鉀、有效磷、速效鉀和有機(jī)質(zhì)含量均高于紅壤（表1），這些營(yíng)養(yǎng)元素可為微生物的生長(zhǎng)繁殖提供更多營(yíng)養(yǎng)[33]。土壤微生物活性和數(shù)量的增加促進(jìn)了水稻土中生物炭的碳降解。

與紅壤相比，淹水條件下水稻土中BC400的碳含量顯著降低（P<0.05）。這表明淹水條件下水稻土中BC400的穩(wěn)定性較弱，碳損失量較多。這主要與土壤特性相關(guān)，水稻土的全磷、全鉀、有效磷、速效鉀和有機(jī)質(zhì)含量均高于紅壤（表1），這增加了水稻土中BC400 的降解。此外，水稻土pH 較高，呈中性，適宜微生物的生長(zhǎng)繁殖，較高的土壤微生物活性與數(shù)量促進(jìn)了生物炭的降解。以往研究也表明土壤類型是影響生物炭降解的關(guān)鍵因素。SHENG 等[34]開展了在浙江鐵鋁土以及黑龍江黑土中水稻秸稈生物炭的碳降解研究，結(jié)果顯示鐵鋁土中碳礦化量較高。這主要與不同土壤類型的pH不同有關(guān)，土壤pH通過影響土壤微生物種群結(jié)構(gòu)進(jìn)一步影響碳降解。LI 等[35]研究了水稻秸稈及水稻秸稈生物炭在5種典型土壤中的碳降解，發(fā)現(xiàn)其在不同土壤中的碳降解量不同，表現(xiàn)為江蘇常熟土>陜西安塞土>吉林松原土>河南封丘土>江西鷹潭土，說明土壤類型對(duì)生物炭在土壤中的降解行為產(chǎn)生顯著影響。FANG等[36]研究了不同炭化溫度制備的木材生物炭在4種土壤中的降解，結(jié)果顯示相同生物炭在不同土壤中的降解情況均不一致。在MBC400處理土壤中，干旱條件下水稻土中生物炭的碳含量顯著低于淹水條件下紅壤中MBC400的碳含量（P<0.05）。這與MBC300處理土壤結(jié)果相似。

在BC500 處理土壤中，相比于其他3 組處理，干旱條件下水稻土中生物炭的碳含量顯著降低（P<0.05）。在MBC500處理土壤中，與淹水條件下紅壤中的MBC500 相比，干旱條件下水稻土中MBC500 碳含量顯著降低（P<0.05），說明其穩(wěn)定性較弱，碳損失量更多。這可能主要是由于水稻土中豐富的營(yíng)養(yǎng)元素與適宜的pH（表1）。相比于淹水條件，干旱土壤透氣度更高，促進(jìn)了生物炭的氧化降解[37]。不同土壤類型與水分條件均未對(duì)BC600、MBC600 和BC700 的碳含量變化產(chǎn)生顯著影響（P>0.05）。與淹水條件下紅壤中的MBC700 相比，干旱條件下水稻土中的MBC700碳含量顯著降低（P<0.05），說明其穩(wěn)定性更低，降解速度更快。此結(jié)果與MBC500 處理土壤中生物炭的碳含量變化規(guī)律一致。綜上所述，雖然不同生物炭處理土壤中生物炭的碳含量變化有所差異，但綜合來講，在水稻土與干旱條件下生物炭的碳含量較低，碳損失量更多，穩(wěn)定性更弱。

除了土壤類型和水分條件外，培養(yǎng)溫度也是顯著影響生物炭降解的關(guān)鍵因素。FANG 等[36]研究發(fā)現(xiàn)20 ℃與40 ℃溫度條件下培養(yǎng)的土壤-生物炭混合物中生物炭礦化率分別為0.30%~1.14% 和0.97%~2.71%。NGUYEN 等[38]開展了玉米殘?jiān)c橡木生物炭在4、10、20、30、45 ℃和60 ℃條件下連續(xù)一年的生物炭降解實(shí)驗(yàn)，結(jié)果表明，當(dāng)培養(yǎng)溫度從4 ℃升至60 ℃時(shí)，炭化溫度為350 ℃制備的玉米殘?jiān)锾康奶紦p失率從10%增加到20%，600 ℃制備的玉米殘?jiān)锾康奶紦p失率從4%增加到20%，350 ℃制備的橡木生物炭的碳損失率從2.3%增加到15%，而600 ℃制備的橡木生物炭的碳損失率從1.5%增加到14%，說明無論炭化溫度和原料類型，生物炭的降解均隨培養(yǎng)溫度的升高而增加。FANG等[39]研究了在不同培養(yǎng)溫度（20、40、60 ℃）條件下木材生物炭對(duì)土壤有機(jī)碳礦化的影響，結(jié)果表明，在為期2 年的培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)中，土壤有機(jī)碳的礦化速率和生物炭的降解速率均隨培養(yǎng)溫度的升高而呈增加趨勢(shì)。

2.3 不同生物炭處理碳含量變化的影響因素分析

生物炭的碳含量變化在土壤類型、水分條件和蛭石改性3 個(gè)因素作用下的單變量方差分析結(jié)果見表5。從表5 可以看出，將300~700 ℃制備的水稻秸稈生物炭施加至不同處理土壤后，蛭石改性對(duì)生物炭的碳含量變化均表現(xiàn)為顯著影響（P<0.001）；除了600 ℃生物炭，土壤類型對(duì)300、400、500 ℃和700 ℃制備的生物炭的碳含量變化均表現(xiàn)為顯著影響（分別為P<0.01、P<0.001、P<0.001 和P<0.001）。水分條件對(duì)300、500 ℃和600 ℃制備的生物炭在土壤中的碳含量變化表現(xiàn)為顯著影響，但對(duì)400 ℃與700 ℃制備的生物炭的影響則不顯著（P>0.05）。

表5 不同炭化溫度生物炭的碳含量變化的單變量方差分析Table 5 Univariate ANOVA of carbon content in different biochar treatments

對(duì)土壤類型與水分條件進(jìn)行交互分析，兩者交互作用對(duì)300 ℃和500 ℃制備的生物炭的碳含量變化均產(chǎn)生顯著影響（分別為P<0.01 和P<0.05），而對(duì)其余生物炭處理組則均未表現(xiàn)出顯著影響（P>0.05）。對(duì)土壤類型與蛭石改性進(jìn)行交互分析，兩者交互作用對(duì)300 ℃與700 ℃制備的生物炭的碳含量變化表現(xiàn)為顯著影響（分別為P<0.001 和P<0.01），而對(duì)其余生物炭處理組均未表現(xiàn)出顯著影響（P>0.05）。對(duì)水分條件與蛭石改性進(jìn)行交互分析，兩者交互作用對(duì)300、400 ℃和700 ℃制備的生物炭的碳含量變化表現(xiàn)為顯著影響（分別為P<0.05、P<0.05 和P<0.001），而對(duì)其余生物炭處理組的影響不顯著（P>0.05）。通過對(duì)以上三因素交互作用分析可以看出，只有500 ℃（P<0.05）和700 ℃（P<0.01）制備的生物炭處理組表現(xiàn)出顯著性差異，其余生物炭處理組均無顯著性（P>0.05）。此結(jié)果表明，在不同生物炭處理的土壤中，土壤類型、水分條件和蛭石改性綜合作用會(huì)對(duì)較高溫度制備生物炭的碳降解產(chǎn)生顯著的影響。綜合來講，蛭石改性為影響生物炭在土壤中碳含量變化進(jìn)而影響其降解行為的主要因素，土壤類型與水分條件為次要因素。

3 結(jié)論

（1）隨著炭化溫度升高，生物炭的碳含量逐漸增加，DOC 含量呈先增加后降低趨勢(shì)，其中400 ℃制備的生物炭DOC 含量最高，而700 ℃制備的生物炭DOC 含量最低。蛭石改性降低了生物炭的碳含量和DOC 含量。隨著炭化溫度升高，生物炭的熱損失率逐漸下降，含碳官能團(tuán)趨向于形成更穩(wěn)定的芳香碳結(jié)構(gòu)。蛭石改性降低了生物炭的熱損失率，增加了生物炭中芳香碳的含量，降低了烷氧碳與非取代脂肪烴的含量。生物炭的H/C 隨炭化溫度升高而降低，且經(jīng)蛭石改性后有所降低。

（2）與紅壤相比，水稻土中生物炭的碳含量較低，碳損失量更多，表明生物炭在水稻土中的穩(wěn)定性更弱，降解速度更快；與淹水條件相比，干旱條件下生物炭的碳含量較低，碳損失量更多，表明生物炭在干旱條件下穩(wěn)定性更弱，降解速度更快。

（3）對(duì)生物炭在土壤中的短期降解行為進(jìn)行綜合評(píng)價(jià)，蛭石改性為顯著影響生物炭在土壤中發(fā)生碳素降解的主要因素，其次為土壤類型，而土壤水分狀況的影響相對(duì)較弱。