2017, Vol. 36文章信息
- 段婧婧, 薛利红, 尹爱经, 冯彦房, 杨林章
- DUAN Jing-jing, XUE Li-hong, YIN Ai-jing, FENG Yan-fang, YANG Lin-zhang
- 添加生物炭的水芹湿地对农村低污染水的净化研究
- Rural low-pollution wastewater purification in Oenanthe Javanica wetland with biochar addition
- 农业环境科学学报, 2017, 36(2): 353-361
- Journal of Agro-Environment Science, 2017, 36(2): 353-361
- http://dx.doi.org/10.11654/jaes.2016-0979
文章历史
- 收稿日期: 2016-07-29
2. 江苏滩涂生物农业协同创新中心, 江苏 盐城 224002
2. Jiangsu Synthetic Innovation Center for Coastal Bio-agriculture, Yancheng 224002, China
近年来，随着经济的快速发展，我国农业面源污染问题日益严重。生活污水作为农村地区的主要污染源之一，对农村生态环境和村民健康构成了潜在的危险[1-2]。经过污水处理厂处理或生态工程治理后达标排放的农村生活污水尾水、农田排水以及低污染的河道水属于低污染水，其富含植物生长所需的氮、磷等养分及多种微量元素，可以进行再利用[3]。
稻田作为一种特殊的人工湿地，具有环境友好、生态健康与可持续利用等优点[4]，可用于接纳农村低污染水[5]。从6月中上旬泡田到10月中下旬收获，太湖流域一季水稻生长期仅有4个月左右[6]。如何在非水稻生长季发挥水田处理污水的能力，相关研究较少。水芹是水生宿根草本植物，在我国长江流域分布较广，它可在冬季结冰的条件下存活（≥-4 ℃），且具有经济效益，是一种应用潜力较大的经济作物[7]。本研究以水芹为试验对象，研究了水芹湿地对低污染水中氮、磷的净化效果。
生物炭（Biochar）是在完全或部分缺氧，以及相对较低温度条件下（ < 700 ℃），经热解炭化产生的一种含碳量丰富、性质稳定的有机物质[8]。其表面具有大量的孔洞，孔隙大小不一，有利于土壤微生物的生长。生物炭因容重小，水、气吸收能力强，吸附特性良好，近年来被广泛用于固碳减排、土壤修复改良等方面的研究和实践[9-13]。秸秆生物炭作为一种土壤改良剂常被施用于农田中以改善作物对氮素的吸收利用率及减少氮损失[9-10, 14]。由于具有较优的吸附性能，生物炭可用于污水处理以及降低水溶液中的氨氮和磷酸盐[15-16]。根据其吸附固持氮素的性质，本研究设想在土壤中添加一定量生物炭来消纳低污染水中的氮、磷。通过将生物炭用于水芹湿地，可以同时获得多种有益效果:秸秆等农业副产品得到更好的利用，污水得到更深度的净化，改良土壤结构和土壤性质，促进湿地植物的生长等。生物炭和水芹湿地系统耦合，原则上可以增强对低污染水中氮磷的净化效果，然而由于生物炭本身偏碱性，可能会造成系统氨挥发量上升，对此需要予以密切关注。
1 材料与方法 1.1 试验设计盆栽试验如图 1所示。供试塑料盆钵上口径26.5 cm、下口径17.0 cm、深32.0 cm、土层高度27.5 cm。供试土壤取自太湖流域宜兴周铁镇，土壤基本理化性质为:pH 5.60、有机质13.2 g·kg-1、全氮（TN）1.60 g·kg-1、碱解氮153.5 mg·kg-1、总磷（TP）0.40 g·kg-1、有效磷14.4 mg·kg-1、全钾4.6 g·kg-1、速效钾92.7 mg·kg-1。试验地点位于江苏省农科院试验基地。为防止降水扰动，盆栽上方设有防雨设施。供试污水为经预处理的生活污水，取自江苏省农科院内，其水质基本理化性质为:pH 8.74±0.47、电导率（EC）506.9±181.4 μS·cm-1、化学需氧量（COD）62.3±32.6 mg·L-1、TN 27.93±12.04 mg·L-1、氨氮（NH4+-N）24.15±9.97 mg·L-1、TP 3.31±2.26 mg·L-1。
|
| 图 1 水芹盆栽示意图 Figure 1 Schematic diagram of O. javanica pot culture |
试验于2015年4月9日开始，选取生长基本一致（株高30 cm左右）的水芹苗进行移栽，每盆定植4株，栽种间距为10 cm×10 cm。试验中生物炭由小麦秸秆在高温下厌氧烧制制备，其主要性质如表 1所示。根据生物炭的添加量和煅烧温度不同设置6个处理（表 2），每个处理重复3次。
采用淹水灌溉的方式，灌水后保证水芹湿地水位高度2~3 cm。试验中各处理组不施肥。灌水量根据作物需水量确定，约1~3 d灌1次水。每3 d取系统表面水，每次取样30 mL。地下渗漏液共取3次，分别在5月6日、6月7日、6月26日灌水后24 h取样。5月27日水芹生长至40~50 cm，进行第一次刈割；6月26日统一收获。
试验期间添加生物炭处理组、TWW0与TWW对照组累积灌入低污染水量分别为21.4、19.6、22.1 L。试验期间气温变化如图 2，日平均气温最高值和最低值分别为31.8 ℃和17.3 ℃，平均值为24.6 ℃。
|
| 图 2 水芹生长期气温变化 Figure 2 Changes of air temperature during the growth of O. javanica |
水样采集后在4 ℃冰箱中暂存，采用标准方法分析测定相应指标[17]:pH值采用pH计测定（PHS-3C，上海雷磁），总氮（TN）采用过硫酸钾氧化-紫外分光光度法，铵态氮（NH4+-N）采用纳氏试剂光度法，总磷（TP）采用过硫酸钾分解-钼锑抗分光光度法。化学需氧量（COD）通过COD分析仪（DR1010 COD，HACH，美国）进行测定。氮、磷去除率的计算公式为:
式中:Ci为处理前氮或磷养分浓度；Ce为处理后浓度[18]。
氨挥发采用密闭室间隔通气法-硼酸吸收法收集测定[19]。每次施肥后7 d内连续每天测定，其余每隔5~7 d测定一次。每次在9:00-11:00和15:00-17:00进行，共采集4 h。
植物生长指标测定株高和SPAD（Soil and Plant Analyzer Development）值。水芹株高采用直尺测量；SPAD值用日本生产的叶绿素计SPAD-502进行测定。水芹成熟后，将其地上部与地下部分离、洗净，放到恒温箱中65 ℃烘干至恒重，磨碎后，称取一定量干样用浓H2SO4-H2O2消煮制备成溶液，用于后续测定。N、P浓度分别采用开氏消煮法和钼锑抗比色法进行测定[20]。
植物体氮、磷净积累量（PA）的计算公式为:
式中:PC为植物的氮、磷含量，mg·g-1，以干重计；PB为植物生物量，g·m-2，以干重计。
采用三点法，用30 cm土钻取全土层土壤，风干后研磨过筛，测定碱解态氮和有效磷含量（20目）以及全氮和全磷含量（100目）。采用碱解扩散法和碳酸氢钠法测定土壤碱解态氮和有效磷含量；开氏消煮-半自动凯氏定氮仪测定土壤总氮含量；酸溶-钼锑抗比色法测定全磷含量[20]。
1.3 统计分析所有数据均用3次重复的平均值。数据处理采用Excel 2010，统计分析利用SPSS 13.0进行。
2 结果与分析 2.1 水质变化从系统表面水基本性质变化可以看出，添加生物炭处理的表面水pH值低于TWW0和TWW对照组，但没有达到显著性差异（P>0.05，表 3）。与TWW组相比，添加生物炭处理表面水EC值有不同程度升高，但未达到显著性差异（P>0.05）。TWW0组表面水COD值较高，其他处理组基本在同一水平（P>0.05）。从图 3可以看出，TWW0组表面水TN、NH4+-N和TP浓度均最高。700 ℃-1%处理TN、NH4+-N和NO3--N浓度分布相对较低，不过与其他处理间没有达到显著性差异；500 ℃-1%处理TP浓度相对较低，同样也没有达到显著性差异。
|
| 图 3 水芹生长期系统表面水TN、NH4+-N、NO3--N和TP浓度变化 Figure 3 Changes of total nitrogen, ammonia nitrogen, nitrate, and total phosphorus concentration in surface water during the growth of O. javanica |
按水芹收割前后将试验分为两个阶段。对水芹生育期内氨挥发量进行监测发现，除了700 ℃-5%处理，其余处理组第二阶段氨挥发损失量有所上升，可能与该阶段温度有所上升有关；500 ℃-1%处理在第二个试验阶段和总周期内氨挥发损失总量均显著高于其他处理（P < 0.05），其他处理和TWW0、TWW组总周期内没有显著差异（图 4）。700 ℃-1%处理在添加生物炭处理组中氨挥发总量最小，在水芹整个生育期内其损失总量为43.02 kg·hm-2，TWW组为40.44 kg·hm-2。
|
| 图 4 水芹生长期各处理氨挥发损失量 Figure 4 The amount of ammonia volatilization loss during the growth of O. javanica 图中不同小写字母表示各处理间差异显著（P<0.05）。下同 Different lowercase letters indicate significant differences（P<0.05） among different treatments. The same below |
添加生物炭处理水芹地上部生物量均显著高于TWW对照（P < 0.05），500 ℃-1%处理组地上部生物量最高（1 192.9 g·m-2，图 5）。在养分累积方面，500 ℃-1%和700 ℃-1%处理水芹氮累积量最大，显著高于500 ℃-5%处理和TWW对照（图 6，P < 0.05）；700 ℃-1%处理和TWW对照水芹磷累积量最大，500 ℃-5%处理磷累积量最小（P < 0.05）；添加生物炭处理组水芹钾累积量均显著高于TWW对照（P < 0.05），而各生物炭处理之间没有显著差异（P>0.05）。
|
| 图 5 水芹各处理地上部生物量 Figure 5 The biomass of the underground part among different treatment groups |
|
| 图 6 水芹各处理整株氮、磷、钾养分累积量 Figure 6 The nitrogen, phosphorus and potassium accumulation amount of the plants among different treatment groups |
水芹收获后，测定土壤养分含量的变化如表 4所示。可以看到，添加生物炭处理土壤碱解氮、有效磷与总氮均显著低于TWW0对照（P < 0.05）。700 ℃-5%处理碱解氮显著低于TWW组（P < 0.05），700 ℃-5%和500 ℃-5%有效磷显著高于TWW组（P < 0.05），700 ℃-5%和500 ℃-5%处理速效钾显著高于其他处理组和对照组（P < 0.05）。700 ℃-1%处理和TWW土壤总磷低于其他组，与700 ℃-5%和TWW0存在显著性差异（P < 0.05）；700 ℃-1%和500 ℃-1%处理组全钾显著低于其他各组（P < 0.05）。
从图 7可以看出，500 ℃-5%处理地下渗漏液中TN和NH4+-N浓度较高，在5月7日和6月27日高于TWW对照；其他添加生物炭处理地下渗漏液TN和NH4+-N浓度均低于TWW对照。各处理地下渗漏液中NO3--N浓度较低，各处理之间没有明显区别（图 7c）。3次取样除700 ℃-5%外，其他添加生物炭处理地下渗漏液TP浓度较低（图 7d）。从渗漏液中氮、磷的损失量可以看出，添加生物炭处理氮渗漏损失均低于TWW0和TWW对照组，且各处理渗漏液中氮主要以氨氮为主（图 8a）；除700 ℃-5%磷渗漏损失较高以外，其他添加生物炭处理磷渗漏损失低于TWW对照（图 8b）。
|
| 图 7 各处理地下渗漏液TN、NH4+-N、NO3--N和TP变化 Figure 7 Changes of TN, NH4+-N、NO3--N and TP concentration in the underground percolation among different treatment groups |
|
| 图 8 各处理地下渗漏液氮、磷渗漏损失 Figure 8 Percolation losses of the nitrogen and phosphorus in the underground percolation among different treatment groups |
生物炭是含碳材料在高温热解下所得到[8]。由于生物炭多孔的结构和内部大的比表面积，使其与活性炭一样可被用来作为净化污水的吸附剂[21]。生物炭可以增加土壤阳离子交换量[22]，从而降低氨氮的淋失，并以植物能利用的形式贮存于土壤中[23]。根据生物炭的制备材料与环境条件的不同，它对养分的吸附效果也有所不同[24-25]。总体来说，生物炭吸附阳离子的能力高于阴离子，可用于水溶液中氨氮的去除[16, 25-26]。本试验是将生物炭加入到湿地土壤中而不是表面水中，因此对湿地表面水氮、磷作用有限。不过，添加1%煅烧温度700 ℃的生物炭处理表面水TN、NH4+-N有所降低，在一定程度上减低了地表水养分流失的风险。
3.2 添加生物炭对氮磷淋失的影响一般情况下，施入土壤的氨氮很快转换为硝氮，增加硝氮淋失的风险。在有生物炭的情况下，施入的氨氮被土壤和生物炭颗粒所固定从而阻断这一过程[23]。大量研究表明，土壤中添加生物炭可以减小氮素的淋失[25, 27-30]。Yao等[25]研究发现，在砂土中添加煅烧温度为600 ℃，以巴西椒木和花生壳为原材料烧制的生物炭能分别减少NO3-淋失总量的34.0%和34.3%，减少NH4+淋失总量的34.7%和14.4%。土柱试验表明，以清水或污水为水源，土壤中添加生物炭均可有效减少TN、TP淋失；随着生物炭用量加大，对TN拦截效果更加明显[29-30]。本试验中，700 ℃-1%、700 ℃-5%和500 ℃-1%处理组地下渗漏液中TN、NH4+浓度低于对照组，添加生物炭处理TN淋失量均低于对照组，与上述结果一致。
但是，生物炭的添加量并不是越多越好。张广恪等[29]对生物炭加入土壤拦截外源氮磷效果的研究发现，土壤渗滤液中TP浓度随生物炭用量的增加而增加，拦截率随之降低。这可能是因为生物炭的加入对土壤造成了扰动，增加了土壤孔隙度，使得土壤胶体对磷酸根的固持能力下降。土壤磷素的淋失还与生物炭制备原料相关。Yao等[25]研究表明，添加600 ℃煅烧的巴西椒木生物炭降低了磷酸盐淋失，而添加同样温度烧制的花生壳生物炭反而增加了磷酸盐的淋失总量。本试验中随着生物炭用量增加，渗漏液中氮、磷浓度与淋失量并未降低，500 ℃煅烧温度下随着生物炭的增加，渗滤液中TN、NH4+浓度和TN淋失量有所增加。这可能是因为500 ℃温度下烧制的生物炭孔隙结构和吸附性能低于700 ℃生物炭，其表面吸附的氮素在一定条件下释放所致。
3.3 添加生物炭对氨挥发的影响人工湿地中，氨挥发由水体pH、NH4+浓度、温度、风速、太阳辐射、水生植物等多种因素决定[31]。水体的pH为9.3时，氨挥发显著；pH为7.5~8.0时，氨挥发不显著[32]。本试验中所用的污水为经过预处理的生活污水，pH为8.74左右，其氮素以氨氮为主要形态，进入水芹湿地后可能产生的氨挥发不容忽视。
湿地土壤添加生物炭会对氨挥发产生怎样的影响呢？一方面，生物炭的添加可能会导致介质pH值升高从而促进氨挥发；另一方面，生物炭通过吸附作用可有效吸收NH4+-N/NH3-N，从而减少NH3挥发损失。Chen等[33]研究发现，在介质pH为7和8时，添加生物炭增强了对NH4+-N的吸附，从而减少了氨挥发损失。Sun等[34]研究发现，稻田系统在常规施肥的基础上进行肥水灌溉，添加生物炭处理氨挥发排放量与对照比没有显著差异。本研究也发现，除500 ℃-1%处理外，其余添加生物炭处理组氨挥发总量与对照组没有显著差异。研究表明，随着煅烧温度的上升，生物炭中的原子构成发生改变，碳元素含量上升，氢、氧元素含量下降，其芳香性增强，亲水性和极性减弱；高温炭比低温炭孔隙结构更加发达，且随着温度上升，生物炭比表面积增大，从而有利于微生物的附着生长[13, 35-36]。因此，一般情况下高温煅烧下活性炭有较好的吸附能力。我们推测，本研究中700 ℃煅烧较500 ℃煅烧的生物炭吸附能力强，而其本身的pH较低，这些都能够解释700 ℃煅烧的生物炭处理氨挥发量低于500 ℃生物炭处理。本研究中随着生物炭添加量的增加，氨挥发损失量并没有增加，500 ℃煅烧生物炭增加后氨挥发损失量还有所减少，可能是因为生物炭对氨氮的吸附作用发挥了主要的影响。
3.4 添加生物炭对土壤和植物的影响土壤中添加一定量的生物炭可以降低土壤的容重，增加土壤的比表面积以及持水量，改善土壤的理化性质[27, 37-38]。此外，添加生物炭还能提高作物对氮素的利用率，提高作物的产量[9, 39]。张爱平等[39]研究发现，生物炭和氮肥配合施入土壤后，水稻理论产量增加10.9%~44.9%，且随着生物炭用量的增加，水稻产量增加。本试验也发现，湿地系统中添加生物炭使水芹地上部生物量提高了19.0%~53.2%，水芹产量显著增加。试验中还发现添加生物炭处理水芹对钾累积量较大，与对照组相比提高了94.9%~112.5%。这可能是因为生物炭本身含钾量较高，施加生物炭后钾的可利用性上升很快所致[40]，但其持续作用要通过长期试验来检验。另外，生物炭具有良好的吸附性能，在湿地系统中添加生物炭有利于吸附土壤和水体中重金属污染物质和有机污染物[8, 41]。今后应用水芹湿地来净化污水时需要考虑安全性问题，对水芹的重金属离子和品质等指标进行监测。可以尝试通过生物炭吸附污水中的养分，再将负载生物炭添加到湿地土壤中[23]，以降低可能引起的环境风险。
4 结论（1）不同煅烧温度，添加量为1%的生物炭处理表面水TN浓度均值在4.05~4.18 mg·L-1，低于不加生物炭对照，说明在湿地土壤中添加适量生物炭可以在一定程度上减低地表水养分流失的风险。
（2）添加生物炭各处理组氨挥发损失总量在43.02~96.07 kg·hm-2之间；除了500 ℃-1%处理以外，其余处理组氨挥发总量与对照组相比没有显著差异。
（3）煅烧温度700 ℃，添加量为1%处理氨挥发损失总量较小，植株地上部生物量较大，为1 046.9 g·m-2，氮磷钾养分累积量分别为26.0、6.1、35.3 g·m-2，处于较高水平，且对土壤养分有一定的固持作用，因而是一种较优的土壤调节剂，可用于农村低污染水再利用。
| [1] | 姜海, 杨杉杉, 冯淑怡, 等. 基于广义收益-成本分析的农村面源污染治理策略[J]. 中国环境科学, 2013, 33(4) : 762–767. JIANG Hai, YANG Shan-shan, FENG Shu-yi, et al. Control strategies of rural non-point source pollution based on general benefit-cost analysis[J]. China Environmental Science, 2013, 33(4) : 762–767. |
| [2] | 孙兴旺, 马友华, 王桂苓, 等. 中国重点流域农村生活污水处理现状及其技术研究[J]. 中国农学通报, 2010, 26(18) : 384–388. SUN Xing-wang, MA You-hua, WANG Gui-ling, et al. Research on current treatment status and technologies of rual domestic wastewater in China major basins[J]. Chinese Agricultural Science Bulletin, 2010, 26(18) : 384–388. |
| [3] | 段婧婧, 薛利红, 冯彦房, 等. 碳氮比对水芹浮床系统去除低污染水氮磷效果的影响[J]. 中国生态农业学报, 2016, 24(3) : 384–391. DUAN Jing-jing, XUE Li-hong, FENG Yan-fang, et al. Effect of carbon/nitrogen ratio in low pollution wastewater on nitrogen and phosphorus removal in a floating-bed Oenanthe javanica system[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2016, 24(3) : 384–391. |
| [4] | Li S, Li H, Liang X, et al. Phosphorus removal of rural wastewater by the paddy-rice-wetland system in Tai Lake Basin[J]. Journal of Hazardous Materials, 2009, 171(1) : 301–308. |
| [5] | Zhou S, Hosomi M. Nitrogen transformations and balance in a constructed wetland for nutrient-polluted river water treatment using forage rice in Japan[J]. Ecological Engineering, 2008, 32(2) : 147–155. DOI:10.1016/j.ecoleng.2007.10.004 |
| [6] | 颜志俊, 沈爱春, 孙金华, 等. 平原河网区水稻节水减污技术研究[M]. 南京: 河海大学出版社, 2012. YAN Zhi-jun, SHEN Ai-chun, SUN Jin-hua, et al. Study on water saving and pollution reduction of paddy soil in plain river network[M]. Nanjing: Hehai University Press, 2012. |
| [7] | 辛在军, 李秀珍, 闫中正, 等. 冬季不同刈割水芹浮床连续净化过程及效果[J]. 生态学杂志, 2011, 30(12) : 2745–2752. XIN Zai-jun, LI Xiu-zhen, YAN Zhong-zheng, et al. Purification effects of different stubble height Oenanthe javanica(Blume) DC floating bed systems in winter in two successive experimental periods[J]. Chinese Journal of Ecology, 2011, 30(12) : 2745–2752. |
| [8] | Lehmann J D, Joseph S. Biochar for environmental management:Science and technology[M]. London: Routledge, 2012. |
| [9] | Clough T J, Condron L M, Kammann C, et al. A review of biochar and soil nitrogen dynamics[J]. Agronomy, 2013, 3(2) : 275–293. DOI:10.3390/agronomy3020275 |
| [10] | Zhang A, Cui L, Pan G, et al. Effect of biochar amendment on yield and methane and nitrous oxide emissions from a rice paddy from Tai Lake plain, China[J]. Agriculture Ecosystems and Environment, 2010, 139(4) : 469–475. DOI:10.1016/j.agee.2010.09.003 |
| [11] | 李江遐, 吴林春, 张军, 等. 生物炭修复土壤重金属污染的研究进展[J]. 生态环境学报, 2015, 24(12) : 2075–2081. LI Jiang-xia, WU Lin-chun, ZHANG Jun, et al. Research progresses in remediation of heavy metal contaminated soils by biochar[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2015, 24(12) : 2075–2081. |
| [12] | 王军, 施雨, 李子媛, 等. 生物炭对退化蔬菜地土壤及其修复过程中N2O产排的影响[J]. 土壤学报, 2016, 53(3) : 713–723. WANG Jun, SHI Yu, LI Zi-yuan, et al. Effects of biochar application on N2O emission in degraded vegetable soil and in remediation process of the soil[J]. Acta Pedologica Sinica, 2016, 53(3) : 713–723. |
| [13] | 张千丰, 王光华. 生物炭理化性质及对土壤改良效果的研究进展[J]. 土壤与作物, 2012, 1(4) : 219–226. ZHANG Qian-feng, WANG Guang-hua. Research progress of physiochemical properties of biochar and its effects as soil amendments[J]. Soil and Crop, 2012, 1(4) : 219–226. |
| [14] | Wang J, Zhang M, Xiong Z, et al. Effects of biochar addition on N2O and CO2 emissions from two paddy soils[J]. Biology and Fertility of Soils, 2011, 47(8) : 887–896. DOI:10.1007/s00374-011-0595-8 |
| [15] | 孙丽丽, 李文英, 李夏, 等. 固废生物炭净化处理猪场废水研究初探[J]. 中国农学通报, 2015, 31(23) : 122–126. SUN Li-li, LI Wen-ying, LI Xia, et al. Purification effect of solid waste biochar on intensive piggery wastewater[J]. Chinese Agricltural Science Bulletin, 2015, 31(23) : 122–126. |
| [16] | Hollister C C, Bisogni J J, Lehmann J. Ammonium, nitrate, and phosphate sorption to and solute leaching from biochars prepared from Corn Stover (L.) and Oak wood (spp.)[J]. Journal of Environmental Quality, 2013, 42(1) : 137–144. DOI:10.2134/jeq2012.0033 |
| [17] | 魏复胜. 水和废水监测分析方法[M]. 四版. 北京: 中国环境科学出版社, 2002. WEI Fu-sheng. Methods for monitoring and analysis of water and wastewater[M]. 4th Edition. Beijing: China Environmental Science Press, 2002. |
| [18] | Hu G J, Zhou M, Hou H B, et al. An ecological floating-bed made from dredged lake sludge for purification of eutrophic water[J]. Ecological Engineering, 2010, 36(10) : 1448–1458. DOI:10.1016/j.ecoleng.2010.06.026 |
| [19] | 苏成国, 尹斌, 朱兆良, 等. 稻田氮肥的氨挥发损失与稻季大气氮的湿沉降[J]. 应用生态学报, 2003, 14(11) : 1884–1888. SU Cheng-guo, YIN Bin, ZHU Zhao-liang, et al. Ammonia volatilization loss of nitrogen fertilizer from rice field and wet deposition of atmospheric nitrogen in rice growing season[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2003, 14(11) : 1884–1888. |
| [20] | 鲁如坤. 土壤农业化学分析方法[M]. 北京: 中国农业科技出版社, 2000. LU Ru-kun. Agricultural chemical analysis of soil[M]. Beijing: China Agricultural Science and Technology Press, 2000. |
| [21] | Gray N F. Water technology:An introduction for scientists and engineers[M]. London: Arnold, 1999. |
| [22] | Liang B, Lehmann J, Solomon D, et al. Black carbon increases cation exchange capacity in soils[J]. Soil Science Sociey of America Journal, 2006, 70(5) : 1719–1730. DOI:10.2136/sssaj2005.0383 |
| [23] | Foereid B. Biochar in nutrient recycling:The effect and its use in wastewater treatment[J]. Open Journal of Soil Science, 2015, 5(2) : 39–44. DOI:10.4236/ojss.2015.52004 |
| [24] | Mizuta K. Removal of nitrate-nitrogen from drinking water using bamboo powder charcoal[J]. Bioresource Technology, 2004, 95(3) : 255–257. DOI:10.1016/j.biortech.2004.02.015 |
| [25] | Yao Y, Gao B, Zhang M, et al. Effect of biochar amendment on sorption and leaching of nitrate, ammonium, and phosphate in a sandy soil[J]. Chemosphere, 2012, 89(11) : 1467–1471. DOI:10.1016/j.chemosphere.2012.06.002 |
| [26] | Carey D E, Mcnamara P J, Zitomer D H. Biosolid derived biochar to immobilize and recycle ammonium from wastewater for agronomy[C]//Proceedings of the Water Environment Federation. WEF:Water Environment Federation, 2013:107-120. |
| [27] | Laird D, Fleming P, Wang B, et al. Biochar impact on nutrient leaching from a Midwestern agricultural soil[J]. Geoderma, 2010, 158(3) : 436–442. |
| [28] | Sika M P, Hardie A G. Effect of pine wood biochar on ammonium nitrate leaching and availability in a South African sandy soil[J]. European Journal of Soil Science, 2014, 65(1) : 113–119. DOI:10.1111/ejss.12082 |
| [29] | 张广恪, 邓春生, 张燕荣. 生物炭对土壤拦截外源氮磷等污染物效果的影响[J]. 农业环境科学学报, 2015, 34(9) : 1782–1789. ZHANG Guang-ke, DENG Chun-sheng, ZHANG Yan-rong. Effect of biochar on interception of sewage nitrogen, phosphorus and COD[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2015, 34(9) : 1782–1789. |
| [30] | 李卓瑞, 韦高玲. 不同生物炭添加量对土壤中氮磷淋溶损失的影响[J]. 生态环境学报, 2016, 25(2) : 333–338. LI Zhuo-rui, WEI Gao-ling. Effects of biochar with different additive amounts on the leaching loss of nitrogen and phosphorus in soils[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2016, 25(2) : 333–338. |
| [31] | 卢少勇, 金相灿, 余刚. 人工湿地的氮去除机理[J]. 生态学报, 2006, 26(8) : 2670–2677. LU Shao-yong, JIN Xiang-can, YU Gang. Nitrogen removal mechanism of constructed wetland[J]. Acta Ecologica Sinica, 2006, 26(8) : 2670–2677. |
| [32] | Vymazal, J. Removal of nutrients in various types of constructed wetlands[J]. Science of the Total Environment, 2007, 380(1/2/3) : 48–65. |
| [33] | Chen C R, Phillips I R, Condron L M, et al. Impacts of greenwaste biochar on ammonia volatilisation from bauxite processing residue sand[J]. Plant and Soil, 2013, 367(1) : 301–312. |
| [34] | Sun H J, Zhang H L, Min J, et al. Controlled-release fertilizer, floating duckweed, and biochar affect ammonia volatilization and nitrous oxide emission from rice paddy fields irrigated with nitrogen-rich wastewater[J]. Paddy and Water Environment, 2016, 14(1) : 105–111. DOI:10.1007/s10333-015-0482-2 |
| [35] | 简敏菲, 高凯芳, 余厚平. 不同裂解温度对水稻秸秆制备生物炭及其特性的影响[J]. 环境科学学报, 2016, 36(5) : 1757–1765. JIAN Min-fei, GAO Kai-fang, YU Hou-ping. Effects of different pyrolysis temperatures on the preparation and characteristics of bio-char from rice straw[J]. Acta Scientiae Circumstansiae, 2016, 36(5) : 1757–1765. |
| [36] | 丁文川, 曾晓岚, 王永芳, 等. 生物炭载体的表面特征和挂膜性能研究[J]. 中国环境科学, 2011, 31(9) : 1451–1455. DING Wen-chuan, ZENG Xiao-lan, WANG Yong-fang, et al. Characteristics and performances of biofilm carrier prepared from agro-based biochar[J]. China Environmental Science, 2011, 31(9) : 1451–1455. |
| [37] | Kolb S E, Fermanich K J, Dornbush M E. Effect of charcoal quantity on microbial biomass and activity in temperate soils[J]. Soil Science Society of America Journal, 2009, 73(4) : 1173–1181. DOI:10.2136/sssaj2008.0232 |
| [38] | Karhu K, Mattila T, Bergström I, et al. Biochar addition to agricultural soil increased CH4 uptake and water holding capacity:Results from a short-term pilot field study[J]. Agriculture Ecosystems and Environment, 2011, 140(1/2) : 309–313. |
| [39] | 张爱平, 刘汝亮, 高霁, 等. 生物炭对灌淤土氮素流失及水稻产量的影响[J]. 农业环境科学学报, 2014, 33(12) : 2395–2403. ZHANG Ai-ping, LIU Ru-liang, GAO Ji, et al. Effects of biochar on nitrogen losses and rice yield in anthropogenic-alluvial soil irrigated with Yellow River water[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2014, 33(12) : 2395–2403. |
| [40] | Major J, Rondon M, Molina D, et al. Maize yield and nutrition during 4 years after biochar application to a Colombian savanna oxisol[J]. Plant and Soil, 2010, 333(1/2) : 117–128. |
| [41] | 王林, 徐应明, 梁学峰, 等. 生物炭和鸡粪对镉低积累油菜吸收镉的影响[J]. 中国环境科学, 2014, 34(11) : 2851–2858. WANG Lin, XU Ying-ming, LIANG Xue-feng, et al. Effects of biochar and chicken manure on cadmium uptake in pakchoi cultivars with low cadmium accumulation[J]. China Environmental Science, 2014, 34(11) : 2851–2858. |