曹茜斐　謝軍祥　常堯楓　謝嘉瑋　陳重軍

摘要：生物質(zhì)炭孔隙發(fā)達(dá)，比表面積大，穩(wěn)定性高，吸附性能強(qiáng)，表面微量元素及官能團(tuán)豐富，對(duì)污水處理及土壤氮轉(zhuǎn)化過(guò)程及功能微生物的演變起著重要作用。本文在分析氮循環(huán)途徑的基礎(chǔ)上，從廢水、土壤2個(gè)主要環(huán)境探討了生物質(zhì)炭對(duì)氮轉(zhuǎn)化過(guò)程及效率的影響，綜述了生物質(zhì)炭添加對(duì)環(huán)境中氮轉(zhuǎn)化微生物群落結(jié)構(gòu)及其功能基因影響的最新研究進(jìn)展，認(rèn)為生物質(zhì)炭的施用可改變微生物參與的氮循環(huán)過(guò)程，并在一定程度上提升脫氮功能基因的表達(dá)水平。本文旨在為生物質(zhì)炭強(qiáng)化氮轉(zhuǎn)化和氮循環(huán)研究提供參考，認(rèn)為在生物質(zhì)炭的改性和負(fù)載強(qiáng)化氮轉(zhuǎn)化等方面還需要進(jìn)一步開展研究。

關(guān)鍵詞：生物質(zhì)炭;氮循環(huán);微生物群落;功能基因

中圖分類號(hào)：X172文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：A文章編號(hào)：1000-4440（2022）02-0558-09

Research progress on the effects of biochar on nitrogen conversion process and its functional microorganisms

CAO Qian-fei XIE Jun-xiang CHANG Yao-feng XIE Jia-wei CHEN Chong-jun

Abstract：Biochar has developed pores， large specific surface area， high stability， strong adsorption performance， and abundant trace elements and functional groups on the surface， which plays an important role in the process of wastewater treatment and soil nitrogen conversion and the evolution of functional microorganisms. Based on the analysis of the nitrogen cycling pathway， the effects of biochar on the nitrogen transformation process and efficiency were discussed from two main environmental factors of watewater and soil， and the latest research progress on the effects of biochar addition on community structure and functional genes of nitrogen conversion microorganisms in the environment was reviewed. The application of biochar can change the nitrogen cycle process involved by microorganisms and improve the expression level of denitrification function at genes to some extant. The purpose of this paper is to provide reference for the enhancement of nitrogen conversion and nitrogen cycle by biochar， and it is considered that further research is needed on the modification of biochar and the enhancement of nitrogen conversion by loading.

Key words：biochar;nitrogen cycle;microbial community;functional gene

氮循環(huán)是一種自然界單質(zhì)氮和含氮化合物相互轉(zhuǎn)化的生態(tài)循環(huán)過(guò)程[1]，是地球生物化學(xué)的核心。生物質(zhì)炭是一種經(jīng)高溫?zé)峤獾母惶慷嗫孜镔|(zhì)，比表面積大且表面官能團(tuán)豐富，具有較強(qiáng)的吸附性能并介導(dǎo)作用于多個(gè)氮轉(zhuǎn)化過(guò)程。研究結(jié)果表明，投加生物質(zhì)炭給氮循環(huán)過(guò)程及脫氮微生物帶來(lái)多重影響，其中最早得到證實(shí)的是NH+4/NH3吸附作用[2]，并在廢水脫氮[3]、土壤氮流失及N2O排放[4]、氮轉(zhuǎn)化微生物生長(zhǎng)繁殖[5]及功能基因豐度[6]等方面均產(chǎn)生影響，對(duì)污水脫氮、土壤氮轉(zhuǎn)化及功能微生物的演變過(guò)程起著不容忽視的重要作用。

本文以氮循環(huán)為背景，在分析生物質(zhì)炭理化特性和功能特性的基礎(chǔ)上，把生物質(zhì)炭對(duì)氮循環(huán)途徑的影響作為主要研究對(duì)象，綜述其對(duì)廢水脫氮處理、土壤氮轉(zhuǎn)化及脫氮微生物種群和功能基因等方面的影響，旨在為生物質(zhì)炭強(qiáng)化氮轉(zhuǎn)化和氮循環(huán)提供理論參考，并對(duì)生物質(zhì)炭對(duì)氮轉(zhuǎn)化方面的研究提出展望。

1自然界主要氮循環(huán)途徑

根據(jù)氮在自然界的轉(zhuǎn)化過(guò)程分類，全球氮循環(huán)主要包含6個(gè)部分，分別是同化、氨化、硝化、反硝化、厭氧氨氧化、固氮作用[7-11]（圖1）。首先氮?dú)馔ㄟ^(guò)固氮作用變成氨氣，再經(jīng)過(guò)同化吸收作用將氨氣轉(zhuǎn)變成生物有機(jī)氮，氨化作用使有機(jī)氮轉(zhuǎn)變成銨鹽，經(jīng)過(guò)硝化作用被氧化成硝酸鹽（NH+4→NO-2→NO-3），最終通過(guò)反硝化被還原為氮?dú)夥肿樱∟O-3→NO-2→NO→N2O→N2）或者直接以厭氧氨氧化作用被還原為氮?dú)夥肿樱∟O-2+NH+4→N2）。生物質(zhì)炭對(duì)氮循環(huán)過(guò)程中的固氮、硝化、反硝化等作用均產(chǎn)生了直接影響。

2生物質(zhì)炭對(duì)廢水氮轉(zhuǎn)化的影響

在廢水氮轉(zhuǎn)化過(guò)程中，生物質(zhì)炭可直接充當(dāng)優(yōu)良吸附劑吸附水中銨態(tài)氮和硝態(tài)氮，并影響硝化/反硝化作用及厭氧氨氧化等生物脫氮作用。

2.1對(duì)氮的吸附作用

2.1.1對(duì)銨態(tài)氮的吸附生物質(zhì)炭對(duì)銨態(tài)氮有強(qiáng)有力的吸附作用。研究者對(duì)比29種人工濕地填料對(duì)銨態(tài)氮的吸附性能，發(fā)現(xiàn)生物質(zhì)炭與沸石、麥飯石一樣，具有優(yōu)良的孔隙結(jié)構(gòu)和滲透系數(shù)，能夠穩(wěn)定吸附銨態(tài)氮，最高飽和吸附量達(dá)1.5 mg/g[12]。李飛躍等研究發(fā)現(xiàn)稻殼生物質(zhì)炭對(duì)銨態(tài)氮吸附量高達(dá)1.78 mg/g[13]。然而，不同生物質(zhì)材料制備的生物質(zhì)炭吸附銨態(tài)氮性能受熱解溫度、廢水pH值及表面電位的影響[14]。400 ℃制備的牛糞生物質(zhì)炭吸附銨態(tài)氮效能受pH影響，在pH=10時(shí)吸附量達(dá)到最大，為38. 94%[14]。生物質(zhì)炭對(duì)銨態(tài)氮吸附最佳pH范圍是8～12，pH過(guò)高或過(guò)低均對(duì)吸附性能產(chǎn)生不利的影響。生物質(zhì)炭具有較高的陽(yáng)離子交換能力（CEC），這與生物質(zhì)炭表面含氧官能團(tuán)含量呈正相關(guān)，也直接影響其對(duì)銨態(tài)氮吸附效能[3]。黃柱堅(jiān)等[15]在生物質(zhì)炭吸附銨態(tài)氮研究中證實(shí)溶液酸堿性是決定生物質(zhì)炭吸附性能的關(guān)鍵，它能夠影響生物質(zhì)炭的表面吸附點(diǎn)位及表面官能團(tuán)與銨根離子的相互作用，水溶液中H+與銨態(tài)氮相互競(jìng)爭(zhēng)，在熱解溫度相同的情況下，生物質(zhì)炭堿性越強(qiáng)，表面官能團(tuán)越豐富，吸附能力越強(qiáng)。另外，眾多研究結(jié)果顯示可通過(guò)改性方法提升生物質(zhì)炭的銨態(tài)氮吸附能力[16]。加入1.25 mol/L的MgCl2溶液改性稻殼生物質(zhì)炭，對(duì)60 mg/L氯化銨和磷酸氫銨合成廢水的銨態(tài)氮吸附量達(dá)到58.20 mg/g[17]。

2.1.2對(duì)硝態(tài)氮的吸附除對(duì)銨態(tài)氮具有較強(qiáng)的吸附能力外，生物質(zhì)炭對(duì)硝態(tài)氮也有較強(qiáng)的吸附性能。表1顯示，在不同條件下，生物質(zhì)炭對(duì)NO-3的吸附量從2.7 mg/g到95.0 mg/g不等。研究結(jié)果表明，制備溫度使生物質(zhì)炭對(duì)NO-3的吸附性能變化顯著，隨著生物質(zhì)炭熱解溫度的升高，比表面積增大，促進(jìn)了對(duì)硝態(tài)氮的吸附作用，高溫（550 ℃） 制備的秸稈生物質(zhì)炭吸附NO-3效果最佳，這與生物質(zhì)炭表面官能團(tuán)的多重效應(yīng)有一定關(guān)聯(lián)，隨著制備溫度的升高，生物質(zhì)炭表面酸性和堿性官能團(tuán)數(shù)量都呈升高趨勢(shì)[18]。多數(shù)研究結(jié)果證實(shí)，隨溫度升高，生物質(zhì)炭表面聚集更多的酸性官能團(tuán)，促進(jìn)生物質(zhì)炭大量吸附NO-3需具備的陰離子交換點(diǎn)位，為NO-3的吸附提供了積極影響[19]。改性生物質(zhì)炭表面負(fù)載的金屬離子或氧化物可通過(guò)靜電作用與配位交換吸附NO-3，600 ℃下Fe改性花生殼生物質(zhì)炭對(duì)NO-3-N吸附能力顯著增強(qiáng)，在pH為7時(shí)，最大吸附量達(dá)4.40 mg/g，較未改性的增加48.60%[20]。張文等研究了2種改性生物質(zhì)炭對(duì)水體硝態(tài)氮的吸附特性，F(xiàn)eCl3改性香蒲生物質(zhì)炭和FeCl3改性蘆葦生物質(zhì)炭對(duì)硝態(tài)氮的最大吸附量分別為15.55 mg/g和10.63 mg/g[21]。

2.2對(duì)脫氮過(guò)程的影響

2.2.1對(duì)硝化/反硝化作用的影響生物質(zhì)炭除借助吸附功能除氮外，也影響著廢水生物脫氮過(guò)程，如傳統(tǒng)硝化反硝化作用。在生物硝化作用方面，Sun等[29]向污泥間歇曝氣系統(tǒng)加入生物質(zhì)炭，與未加生物質(zhì)炭系統(tǒng)銨態(tài)氮去除率（93.1%±0.4%）相比，銨態(tài)氮去除率顯著提升至96.2%±0.6%，出水銨態(tài)氮質(zhì)量濃度由（2.6±0.3）mg/L降至（1.4±0.3）mg/L，硝化作用明顯增強(qiáng)。生物質(zhì)炭由于內(nèi)部孔隙較大，與間歇曝氣聯(lián)用時(shí)，憑借較強(qiáng)的吸附力促進(jìn)銨態(tài)氮去除，吸附在生物質(zhì)炭表面的銨態(tài)氮被硝化細(xì)菌利用，銨態(tài)氮去除率達(dá)99.1%，明顯高于空白對(duì)照的15.2%[30]。較高的熱解溫度促進(jìn)了生物質(zhì)炭比表面積和內(nèi)部孔隙的增加，提高了銨態(tài)氮去除效率，600 ℃和700 ℃下最大去除率分別達(dá)83.9%和79.2%[31]。

在反硝化方面，生物質(zhì)炭具有增加反硝化速率的潛力[32]。Wu等研究發(fā)現(xiàn)，在300 ℃下制備的生物質(zhì)炭可提高硝酸鹽還原酶和亞硝酸鹽還原酶活性，提升反硝化速率，總氮去除量增加415%，N2O積累量降低78%[33]。在熱解溫度269 ℃、熱解時(shí)間為4.36 h時(shí)，對(duì)應(yīng)的硝酸鹽降解速率達(dá)到1.83 mg/L/h[34]。Bock等[35]在探究生物質(zhì)炭強(qiáng)化動(dòng)態(tài)膜生物反應(yīng)器對(duì)硝酸鹽去除的影響時(shí)發(fā)現(xiàn)，添加生物質(zhì)炭對(duì)NO-3的去除在72 h時(shí)最大，達(dá)到97%，較對(duì)照組（75%）有顯著提升。香蒲生物質(zhì)炭可通過(guò)提高反硝化酶活性來(lái)促進(jìn)反硝化進(jìn)程，對(duì)NO-3的去除率達(dá)到76.8%[36]，同時(shí)充當(dāng)反硝化的刺激劑，實(shí)現(xiàn)高效脫氮。

2.2.2對(duì)厭氧氨氧化作用的影響厭氧氨氧化（Anaerobic ammonium oxidation， Anammox）為一種高效的自養(yǎng)脫氮工藝，施加生物質(zhì)炭對(duì)厭氧氨氧化過(guò)程具有促進(jìn)作用[37]。研究結(jié)果表明，生物質(zhì)炭獨(dú)特的比表面積使厭氧氨氧化細(xì)菌黏附力增強(qiáng)，促進(jìn)了厭氧氨氧化反應(yīng)。陳重軍[38]發(fā)現(xiàn)與未投加填料對(duì)照相比，竹炭的添加促進(jìn)了Anammox菌的生長(zhǎng)繁殖。Xu等采用3種不同溫度下制備的生物質(zhì)炭研究不同氧化活性生物質(zhì)炭對(duì)厭氧氨氧化脫氮效能的影響，發(fā)現(xiàn)在300 ℃條件下制備的生物質(zhì)炭脫氮效率最高，達(dá)86.5%～95.4%，與未投加生物質(zhì)炭的處理相比，脫氮效率平均提升10.7%[39]，推測(cè)300 ℃條件下制備的生物質(zhì)炭有更強(qiáng)的電子供給能力，能促進(jìn)生物質(zhì)炭表面的氧化反應(yīng)， 增加生物質(zhì)炭表面氧化還原性官能團(tuán)數(shù)量，進(jìn)而促進(jìn)厭氧氨氧化菌落的生長(zhǎng)代謝。Xu等分別研究了300 ℃、550 ℃、800 ℃ 3種溫度下制備的生物質(zhì)炭緩解厭氧氨氧化不同濃度NO-2-N的抑制，發(fā)現(xiàn)隨著NO-2-N濃度的不斷增加，300 ℃的生物質(zhì)炭投加使厭氧氨氧化活性最高提升3.1倍，脫氮效率顯著提升92.0%，銨態(tài)氮去除負(fù)荷增加5.7倍[40]。

3生物質(zhì)炭對(duì)土壤氮轉(zhuǎn)化的影響

氮素是土壤中主要的營(yíng)養(yǎng)元素，主要通過(guò)氮流失、氨揮發(fā)以及N2O排放等過(guò)程排入大氣、水體中[41]。生物質(zhì)炭對(duì)土壤氮轉(zhuǎn)化的影響主要表現(xiàn)在土壤改良和控制N2O排放2個(gè)方面。

3.1氮素固定及土壤改良

施入生物質(zhì)炭使土壤理化性質(zhì)發(fā)生變化是改善土壤氮素?fù)p失的主要原因，生物質(zhì)炭增大了土壤顆粒間隙，降低了容質(zhì)量并提升氨的吸附量以促進(jìn)土壤對(duì)氮素的存儲(chǔ)，提高土壤對(duì)NH+4 /NH3和NO-3的固持[41]。施入土壤后，生物質(zhì)炭吸附氮素離子形成團(tuán)聚體，降低氮素?fù)]發(fā)，提升土壤對(duì)可溶性氮素離子的滯留能力，增強(qiáng)土壤肥力。眾多研究結(jié)果證實(shí)了生物質(zhì)炭在土壤氮素固持及減少氮素流失方面的積極作用。崔虎等研究發(fā)現(xiàn)，無(wú)機(jī)氮減量配施10 000 kg/hm2生物質(zhì)炭相較于單施氮肥提升了33.3%土壤總氮含量[42]。節(jié)水灌溉稻田土壤中，與空白對(duì)照相比，施加生物質(zhì)炭土壤中銨態(tài)氮含量顯著提高26.47%，NO-3-N含量提高了7.52%～22.29%[43]。周志紅等向土壤中加入100 t/hm2的玉米秸稈生物質(zhì)炭和50 t/hm2的稻殼生物質(zhì)炭，分別降低了74%和11%的氮素?fù)p失[44]。由于生物質(zhì)炭中氮素含量較低，與化肥聯(lián)用時(shí)，可通過(guò)自身吸附性能固定化肥中氮素，減緩化肥中氮素在土壤中的釋放速度，延長(zhǎng)肥效。研究發(fā)現(xiàn)，生物質(zhì)炭與氮肥混合施加使NH3揮發(fā)量顯著降低了36.6%，并提高了30.1%的氮肥利用率[45]。

3.2控制土壤N2O排放

N2O是重要的溫室氣體，生物質(zhì)炭具有降低土壤N2O排放的潛力與其影響土壤氮轉(zhuǎn)化有關(guān)。土壤中硝化反硝化過(guò)程是N2O產(chǎn)生的主要來(lái)源[46]。生物質(zhì)炭可提高土壤pH值，降低反硝化過(guò)程中N2O與N2的比值從而降低土壤N2O的排放[47]。生物質(zhì)炭通過(guò)促進(jìn)N2O的還原以減少土壤N2O排放，配施生物質(zhì)炭能夠顯著提高土壤硝化作用，平均降低54%的N2O排放[48]。王紫君等以雙季稻田土壤為研究對(duì)象，發(fā)現(xiàn)與常規(guī)施肥相比，氮肥配施40 t/hm2生物質(zhì)炭處理土壤N2O減排43%[49]。何飛飛等以田間土壤為研究對(duì)象，發(fā)現(xiàn)施用50 t/hm2水稻秸稈生物質(zhì)炭使太湖流域稻田和河南玉米地N2O排放量分別降低51.0%和41.8%[50]。杜莎莎等在土壤中施入5%及10%的稻殼生物質(zhì)炭，分別降低了土壤94.59%和96.90%的 N2O排放[47]。Singh等將10 t/hm2生物質(zhì)炭加入土壤后，研究發(fā)現(xiàn)生物質(zhì)炭可優(yōu)化土壤理化性質(zhì)從而提高微生物活性和代謝效率，使N2O排放減少73%[51]。

4生物質(zhì)炭對(duì)氮循環(huán)微生物群落及其功能基因的影響

生物質(zhì)炭可直接介導(dǎo)氮循環(huán)微生物的生長(zhǎng)和繁殖，進(jìn)而影響微生物群落結(jié)構(gòu)、功能微生物活性及其功能基因。常見的脫氮微生物包括硝化細(xì)菌（Autotrophic nitrifier）、缺氧反硝化菌（Aerobic denitrifier）及厭氧氨氧化菌等（圖2）。功能基因包括硝化作用相關(guān)酶基因amo A、反硝化過(guò)程中亞硝酸鹽還原酶形成的nir K、nos Z、nar H及nar G基因，以及厭氧氨氧化相關(guān)功能基因hzs A、nir S、hdh和 nap A等[52]。

4.1生物質(zhì)炭對(duì)硝化/反硝化過(guò)程微生物群落及其功能基因的影響

4.1.1對(duì)硝化/反硝化過(guò)程微生物群落的影響生物質(zhì)炭添加至土壤后，硝化過(guò)程受土壤自身pH值、溫度、通氣條件及生物質(zhì)炭理化性質(zhì)等影響因素控制[54]。由于生物質(zhì)炭本身呈弱堿性，添加生物質(zhì)炭至pH呈酸性的土壤時(shí)，可以提高體系的pH值，同時(shí)顯著影響土壤中氨氧化細(xì)菌（AOB）豐度以及其群落數(shù)量[55]，土壤氨氧化作用可提高NO-3含量[56]。生物質(zhì)炭添加量對(duì)硝化反硝化微生物群落的影響較大[57]。劉杰等[58]在土壤中添加5%、10%、15% 3種比例的生物質(zhì)炭，研究生物質(zhì)炭對(duì)脫氮系統(tǒng)中微生物活性及硝化反硝化細(xì)菌群落影響，發(fā)現(xiàn)硝化細(xì)菌和反硝化細(xì)菌數(shù)量在添加10%的生物質(zhì)炭時(shí)達(dá)到最大，而添加15%的生物質(zhì)炭處理的細(xì)菌數(shù)量有所下降，認(rèn)為適當(dāng)添加生物質(zhì)炭對(duì)脫氮系統(tǒng)呈有利影響，但是過(guò)量添加并沒有明顯促進(jìn)硝化反應(yīng)進(jìn)程。劉遠(yuǎn)等[59]在研究中分別施用0.5%、1.0%、2.0%及4.0%的生物質(zhì)炭，發(fā)現(xiàn)生物質(zhì)炭的施用對(duì)氨氧化古菌（AOA）沒有顯著影響，但持續(xù)增加的施炭量顯著提高了AOB豐度，比施化肥土壤分別增加了29.1%、57.8%、48.7%和90.2%，4%的施炭量土壤中AOA和AOB多樣性最高，多樣性指數(shù)分別達(dá)到0.89和1.28。武麗君在土壤中添加0、2%、5%和10%的生物質(zhì)炭，發(fā)現(xiàn)添加10%生物質(zhì)炭的土壤AOB豐度比其他3種土壤平均高出1.5倍[60]。其他關(guān)于生物質(zhì)炭對(duì)硝化反硝化微生物的影響見表2。生物質(zhì)炭以其堿性特性和多孔隙結(jié)構(gòu)為硝化反硝化微生物提供了良好的生長(zhǎng)環(huán)境和豐富碳源，改變了微生物群落。然而，生物質(zhì)炭對(duì)脫氮微生物的影響在不同添加量、理化特性以及環(huán)境等條件下存在差異[61]。

4.1.2對(duì)硝化/反硝化過(guò)程功能基因的影響添加生物質(zhì)炭顯著改變土壤中脫氮微生物群落結(jié)構(gòu)，影響硝化反硝化功能基因豐度。王先芳等[62]發(fā)現(xiàn)添加生物質(zhì)炭后的土壤AOB-amo A[64]豐度增加48.9%～53.2%，土壤硝化速率提升21.8%～70.2%。而王啟全[53]發(fā)現(xiàn)添加生物質(zhì)炭降低了土壤內(nèi)硝化細(xì)菌豐度（表3），生物質(zhì)炭對(duì)硝化反應(yīng)功能基因amoA有抑制作用，抑制率達(dá)23.53%～85.13%，并使反硝化過(guò)程中硝酸還原酶基因nar G、nar H豐度分別降低55.83%、37.94%，但nar B基因增加33.47%，其中硝酸還原酶基因nas A提升率最高，達(dá)335.50%。

生物質(zhì)炭的添加可提高土壤整體的堿度，使強(qiáng)酸性土壤（pH<5）改變?yōu)樗嵝酝寥溃╬H5.5～6.5），并增加多數(shù)氮循環(huán)基因豐度[65]。研究發(fā)現(xiàn)，適當(dāng)提高pH值會(huì)增加反硝化酶活性，促進(jìn)反硝化進(jìn)程[66]，土壤反硝化菌nir K基因豐度也隨之變化。但是相同情況下，土壤的酸堿性對(duì)nir S與nos Z基因豐度卻沒有顯著影響[37]，推測(cè)這2類基因可能對(duì)酸性土壤反硝化過(guò)程更敏感。陳晨等發(fā)現(xiàn)，向農(nóng)田土壤中施加生物質(zhì)炭使土壤pH值提高了11.1%，顯著增加了AOA-amo A、AOB-amo A、nir K和nos Z基因豐度，增幅分別達(dá)到105.8%、57.3%、176.2%和204.9%[67]。

4.2生物質(zhì)炭對(duì)厭氧氨氧化過(guò)程微生物群落結(jié)構(gòu)及其功能基因的影響

4.2.1對(duì)厭氧氨氧化過(guò)程微生物群落結(jié)構(gòu)的影響厭氧氨氧化過(guò)程中的微生物主要由浮霉菌門（Planctomycetes）組成。生物質(zhì)炭可促進(jìn)厭氧氨氧化功能微生物之間的種間電子傳遞，已被證明可提高浮霉菌門微生物豐度[68]。研究發(fā)現(xiàn)，生物質(zhì)炭的施入能增加厭氧氨氧化微生物群落豐度（10.5%～16.3%），促進(jìn)胞外聚合物的生物降解和含氮有機(jī)物的去除[69]。Xu等發(fā)現(xiàn)10～30 μm粒徑的玉米秸稈生物質(zhì)炭更能促進(jìn)厭氧氨氧化菌的聚集，利于微生物生長(zhǎng)，生物質(zhì)炭的施加增加了厭氧氨氧化菌的豐度和多樣性，浮霉菌門等成為優(yōu)勢(shì)菌門，相對(duì)豐度占總數(shù)的90%，在反應(yīng)器運(yùn)行80 d時(shí)，相對(duì)豐度與對(duì)照組相比提升了37%[70]。生物質(zhì)炭為厭氧氨氧化代謝提供了電子，可使浮霉菌門的相對(duì)豐度增加26.6%±5.8% [39]。

4.2.2對(duì)厭氧氨氧化過(guò)程功能基因的影響生物質(zhì)炭添加也直接影響了厭氧氨氧化過(guò)程功能基因。Xu等[70]發(fā)現(xiàn)不同粒徑玉米秸稈生物質(zhì)炭提升了厭氧氨氧化相關(guān)功能基因豐度，hzs A、hdh、nir S和nap A基因的平均拷貝數(shù)分別比對(duì)照提升了5.6倍、8.7倍、9.4倍和4.2倍。Pan等[71]研究發(fā)現(xiàn)生物質(zhì)炭改良劑的添加，使厭氧氨氧化過(guò)程功能基因hzs B豐度比對(duì)照組提高5倍。Chen等[72]研究發(fā)現(xiàn)在添加生物質(zhì)炭的上流式厭氧污泥床（UASB）反應(yīng)器中，厭氧氨氧化過(guò)程基因拷貝數(shù)是未添加生物質(zhì)炭反應(yīng)器的22.5倍。

5結(jié)論

生物質(zhì)炭通過(guò)自身特殊的理化性質(zhì)，經(jīng)一系列物理化學(xué)、生物學(xué)等作用協(xié)同影響自然環(huán)境中氮循環(huán)過(guò)程（圖3）。生物質(zhì)炭吸附、固持等作用在土壤環(huán)境中促進(jìn)氮素固定[73]，如控制N2O排放，增強(qiáng)肥力，改善土壤質(zhì)量，此外，微生物群落的動(dòng)態(tài)變化及其功能基因的表達(dá)影響著土壤氮循環(huán)的內(nèi)在過(guò)程。在水環(huán)境中，生物質(zhì)炭為硝化反硝化及厭氧氨氧化過(guò)程微生物群落提供良好生存環(huán)境及養(yǎng)分，提高細(xì)菌多樣性及豐度，從而對(duì)氮循環(huán)功能基因（amo、nor、nir、hzs、hdh等）產(chǎn)生多重影響。

生物質(zhì)炭對(duì)氮轉(zhuǎn)化途徑及其功能微生物的影響顯著，為了進(jìn)一步理清生物質(zhì)炭對(duì)氮轉(zhuǎn)化的機(jī)理，未來(lái)還需在以下2個(gè)方面開展研究：（1）闡明不同制備條件、生物質(zhì)來(lái)源制備的生物質(zhì)炭理化性質(zhì)差異，并明確理化性質(zhì)如特征官能團(tuán)、微量元素對(duì)氮循環(huán)產(chǎn)生的影響機(jī)理;（2）通過(guò)生物質(zhì)炭的改性和負(fù)載等多重方式改變生物質(zhì)炭的性質(zhì)，強(qiáng)化生物質(zhì)炭對(duì)氮轉(zhuǎn)化微生物的正向引導(dǎo)。

參考文獻(xiàn)：

[1]SUCHY A K， GROFFMAN P M， BAND L E， et al. A landscape approach to nitrogen cycling in urban lawns reveals the interaction between topography and human behaviors [J]. Biogeochemistry， 2021，152（1）：1-20.

[2]王芳君，桑倩倩，鄧穎，等. 磁性鐵基改性生物質(zhì)炭去除水中氨氮[J].環(huán)境科學(xué)，2021，42（4）： 1913-1922.

[3]徐紅超. 秸稈生物質(zhì)炭在廢水脫氮中的應(yīng)用研究 [D].徐州：中國(guó)礦業(yè)大學(xué)， 2017.

[4]ZHANG X， DUAN P， WU Z， et al. Aged biochar stimulated ammonia-oxidizing archaea and bacteria-derived N2O and NO production in an acidic vegetable soil [J]. Science of the Total Environment， 2019， 687：433-440.

[5]王洪媛，蓋霞普，翟麗梅，等. 生物質(zhì)炭對(duì)土壤氮循環(huán)的影響研究進(jìn)展[J].生態(tài)學(xué)報(bào)， 2016， 36（19）： 5998-6011.

[6]劉領(lǐng)，馬宜林，悅飛雪，等. 生物質(zhì)炭對(duì)褐土旱地玉米季氮轉(zhuǎn)化功能基因、叢枝菌根真菌及N2O 釋放的影響 [J].生態(tài)學(xué)報(bào)， 2021， 11（7）： 1-13.

[7]胡立煌，史文竹，項(xiàng)劍，等. 生物質(zhì)炭、秸稈和糞肥對(duì)濱海鹽堿土氮礦化和硝化作用的影響 [J].生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào)， 2020， 36（8）： 1089-1096.

[8]朱彤，梁?jiǎn)㈧希x元華，等. 厭氧氨氧化過(guò)程中無(wú)機(jī)碳對(duì)脫氮效能的影響[J]. 東北大學(xué)學(xué)報(bào)（自然科學(xué)版）， 2018， 39（2）： 278-282，287.

[9]李劍英，姚嘉，肖應(yīng)輝，等. 生物質(zhì)炭對(duì)土壤固氮微生物的影響研究[J]. 佳木斯大學(xué)學(xué)報(bào)（自然科學(xué)版）， 2018， 36（5）： 750-753.

[10]CANFIELD D E， GLAZER A N， FALKOWSKI P G. The evolution and future of earth’s nitrogen cycle [J]. Science， 2010， 330（6001）： 192-196.

[11]FOWLER D， COYLE M， SKIBA U， et al. The global nitrogen cycle in the twenty-first century [J]. Philos Trans R Soc Lond B Biol Sci， 2013， 368（1621）： 20130164.

[12]盧少勇，萬(wàn)正芬，李鋒民，等. 29 種濕地填料對(duì)氨氮的吸附解吸性能比較[J].環(huán)境科學(xué)研究， 2016， 29（8）： 1187-1194.

[13]李飛躍，謝越，石磊，等. 稻殼生物質(zhì)炭對(duì)水中氨氮的吸附[J]. 環(huán)境工程學(xué)報(bào)， 2015， 9（3）： 1221-1226.

[14]馬鋒鋒，趙保衛(wèi)，刁靜茹，等. 牛糞生物質(zhì)炭對(duì)水中氨氮的吸附特性[J].環(huán)境科學(xué)， 2015， 36（5）： 1678-1685.

[15]黃柱堅(jiān)，朱子驁，吳學(xué)深，等. 皇竹草生物炭的結(jié)構(gòu)特征及對(duì)重金屬吸附作用機(jī)制 [J]. 環(huán)境化學(xué)， 2016， 35（4）： 766-772.

[16]魏翔，任洪強(qiáng)，袁粒，等.苯酚對(duì)硝化顆粒污泥性能的影響[J].安全與環(huán)境學(xué)報(bào)， 2007， 38（2）： 46-48.

[17]JING H P， LI Y， WANG X， et al. Simultaneous recovery of phosphate， ammonium and humic acid from wastewater using a biochar supported Mg（OH）2/bentonite composite[J]. Environmental Science： Water Research & Technology， 2019， 5（5）： 931-943.

[18]郝蓉，彭少麟，宋艷暾，等. 不同溫度對(duì)黑碳表面官能團(tuán)的影響[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)， 2010， 19（3）： 528-531.

[19]XIANG W， ZHANG X， CHEN J， et al. Biochar technology in wastewater treatment： A critical review [J]. Chemosphere， 2020， 252：126539.

[20]智燕彩. 復(fù)合改性生物質(zhì)炭對(duì)硝態(tài)氮吸附及土壤氮素轉(zhuǎn)化的影響[D].北京：中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院， 2020.

[21]張文，呂欣田，韓睿，等. 2 種改性生物質(zhì)炭對(duì)水體硝態(tài)氮的吸附特性[J].生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào)， 2018， 34（3）： 253-259.

[22]XU D， CAO J， LI Y， et al. Effect of pyrolysis temperature on characteristics of biochars derived from different feedstocks： A case study on ammonium adsorption capacity[J]. Waste Management， 2019， 87：652-660.

[23]呂敏，吳雪雙，劉俊怡，等.牛糞炭吸附NH+4的動(dòng)力學(xué)和熱力學(xué)行為[J].太陽(yáng)能學(xué)報(bào)，2020，41（7）：26-32.

[24]陳友媛，李培強(qiáng)，李閑馳，等.滸苔生物質(zhì)炭對(duì)雨水徑流中氨氮的吸附特性及吸附機(jī)制[J].環(huán)境科學(xué)， 2021， 42（1）： 274-282.

[25]鄧延慧，崔敏華，陳昊，等.污泥基生物質(zhì)炭吸附二級(jí)出水中氮、磷效能研究[J].環(huán)境科技， 2020， 33（4）： 18-23.

[26]ZHANG M， GAO B， YAO Y， et al. Synthesis of porous MgO-biochar nanocomposites for removal of phosphate and nitrate from aqueous solutions[J]. Chemical Engineering Journal， 2012， 210： 26-32.

[27]王博，葉春，李法云，等. 水生植物制生物質(zhì)炭對(duì)硝態(tài)氮的吸附規(guī)律研究[J].中國(guó)環(huán)境科學(xué)， 2017， 37（1）： 116-122.

[28]李麗，陳旭，吳丹，等. 固定化改性生物質(zhì)炭模擬吸附水體硝態(tài)氮潛力研究[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 2015， 34（1）： 137-143.

[29]SUN Y， QI S， ZHENG F， et al. Organics removal， nitrogen removal and N2O emission in subsurface wastewater infiltration systems amended with/without biochar and sludge [J]. Bioresource Technology， 2018， 249：57-61.

[30]ZHOU X， WANG X， ZHANG H， et al. Enhanced nitrogen removal of low C/N domestic wastewater using a biochar-amended aerated vertical flow constructed wetland[J]. Bioresour Technol， 2017，241： 269-275.

[31]ZHANG J， WANG Q. Sustainable mechanisms of biochar derived from brewers' spent grain and sewage sludge for ammonia-nitrogen capture[J]. Journal of Cleaner Production， 2016， 112（5）： 3927-3934.

[32]CHEN G， ZHANG Z， ZHANG Z， et al. Redox-active reactions in denitrification provided by biochars pyrolyzed at different temperatures[J]. Science of the Total Environment， 2018， 615（15）： 1547-1556.

[33]WU Z S， XU F， YANG C， et al. Highly efficient nitrate removal in a heterotrophic denitrification system amended with redox-active biochar： A molecular and electrochemical mechanism.[J]. Bioresource Technology，2019，275： 297-306.

[34]畢墨涵，徐斐，郭富成，等. 響應(yīng)面優(yōu)化香蒲生物質(zhì)炭促進(jìn)反硝化影響因素 [J]. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù)， 2021，44（2）： 97-103.

[35]BOCK E， SMITH N， ROGERS M， et al. Enhanced nitrate and phosphate removal in a denitrifying bioreactor with biochar [J]. Journal of Environmental Quality， 2014， 44（2）： 605-613.

[36]WU Z， XU F， YANG C， et al. Highly efficient nitrate removal in a heterotrophic denitrification system amended with redox-active biochar： A molecular and electrochemical mechanism [J]. Bioresource Technology， 2019， 275：297-306.

[37]王曉輝，郭光霞，鄭瑞倫，等. 生物質(zhì)炭對(duì)設(shè)施退化土壤氮相關(guān)功能微生物群落豐度的影響[J]. 土壤學(xué)報(bào)， 2013， 50（3）： 624-631.

[38]陳重軍. 甲魚養(yǎng)殖廢水厭氧氨氧化處理及其微生物機(jī)理研究[D].杭州：浙江大學(xué)， 2012.

[39]XU J， WU X， ZHU N， et al. Anammox process dosed with biochars for enhanced nitrogen removal： Role of surface functional groups [J]. Science of The Total Environment， 2020， 748（5）： 141367.

[40]XU J， LI C， ZHU N， et al. Alleviating the nitrite stress on anaerobic ammonium oxidation by pyrolytic biochar [J]. Science of the Total Environment， 2021， 774：145800.

[41]張星，張晴雯，劉杏認(rèn)，等. 生物質(zhì)炭對(duì)農(nóng)田土壤氮素轉(zhuǎn)化關(guān)鍵過(guò)程的影響[J].中國(guó)農(nóng)業(yè)氣象， 2015， 36（6）： 709-716.

[42]崔虎，王莉霞，歐洋，等.生物質(zhì)炭-化肥配施對(duì)稻田土壤氮磷遷移轉(zhuǎn)化的影響[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 2019， 38（2）： 412-421.

[43]陳曦，江賾偉，丁潔，等 生物炭施用對(duì)節(jié)水灌溉稻田土壤氮素含量及脲酶活性的影響 [J]. 江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué)， 2020， 48（19）： 268-274.

[44]周志紅，李心清，邢英， 等.生物質(zhì)炭對(duì)土壤氮素淋失的抑制作用[J].地球與環(huán)境，2011， 39（2）： 278-284.

[45]董玉兵，吳震，李博，等.追施生物質(zhì)炭對(duì)稻麥輪作中麥季氨揮發(fā)和氮肥利用率的影響[J].植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào)， 2017， 23（5）： 1258-1267.

[46]OPDYKE M R， OSTROM N E， OSTROM P H. Evidence for the predominance of denitrification as a source of N2O in temperate agricultural soils based on isotopologue measurements [J]. Global Biogeochemical Cycles， 2009， 23（4）： GB4018.

[47]杜莎莎，王朝旭. 氨氧化過(guò)程中稻殼生物質(zhì)炭抑制酸性農(nóng)田土壤N2O排放[J].中國(guó)環(huán)境科學(xué)， 2020， 40（1）： 85-91.

[48]CAYUELA M L， VAN ZWIETEN L， SINGH B P， et al. Biochar’s role in mitigating soil nitrous oxide emissions： A review and meta-analysis [J]. Agriculture， Ecosystems & Environment， 2014， 191：5-16.

[49]王紫君，王鴻浩，李金秋，等. 椰糠生物質(zhì)炭對(duì)熱區(qū)雙季稻田N2O和CH4排放的影響[J].環(huán)境科學(xué)， 2021（8）： 3931-3942.

[50]何飛飛，榮湘民，梁運(yùn)姍，等. 生物炭對(duì)紅壤菜田土理化性質(zhì)和N2O、CO2排放的影響 [J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 2013， 32（9）： 1893-1900.

[51]SINGH B P， HATTON B J， SINGH B， et al. Influence of biochars on nitrous oxide emission and nitrogen leaching from two contrasting soils [J]. Journal of Environmental Quality， 2010， 39（4）： 1224-1235.

[52]鄭華楠，宋晴，朱義，等.蘆葦生物質(zhì)炭復(fù)合載體固定化微生物去除水中氨氮[J].環(huán)境工程學(xué)報(bào)， 2019， 13（2）： 310-318.

[53]王啟全.生物質(zhì)炭及降解菌劑對(duì)污染土壤微生物及功能基因的影響[D].哈爾濱：東北農(nóng)業(yè)大學(xué)，2019.

[54]趙光昕，張晴雯，劉杏認(rèn)，等. 農(nóng)田土壤硝化反硝化作用及其對(duì)生物質(zhì)炭添加響應(yīng)的研究進(jìn)展[J].中國(guó)農(nóng)業(yè)氣象， 2018， 39（7）： 442-452.

[55]LI M， ZHANG J， YANG X， et al. Responses of ammonia-oxidizing microorganisms to biochar and compost amendments of heavy metals-polluted soil [J]. Journal of Environmental Sciences， 2021， 102：263-272.

[56]梁韻，廖健利，KHALID M，等. 生物質(zhì)炭與有機(jī)肥對(duì)菜田土壤氨氧化菌豐度的影響[J]. 上海交通大學(xué)學(xué)報(bào)（農(nóng)業(yè)科學(xué)版）， 2017， 35（5）： 36-43.

[57]張軍，周丹丹，吳敏，等. 生物質(zhì)炭對(duì)土壤硝化反硝化微生物群落的影響研究進(jìn)展[J].應(yīng)用與環(huán)境生物學(xué)報(bào)， 2018， 24（5）： 993-999.

[58]劉杰，韓士群，齊建華，等. 生物碳含量對(duì)底泥活化原位脫氮及微生物活性的影響[J].江蘇農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)， 2016， 32（1）： 106-110.

[59]劉遠(yuǎn)，朱繼榮，吳雨晨，等. 施用生物質(zhì)炭對(duì)采煤塌陷區(qū)土壤氨氧化微生物豐度和群落結(jié)構(gòu)的影響[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)， 2017， 28（10）： 3417-3423.

[60]武麗君. 生物質(zhì)炭對(duì)農(nóng)田土壤氮素遷移及氨氧化作用的影響[D].太原：太原理工大學(xué)， 2016.

[61]江琳琳. 生物質(zhì)炭對(duì)土壤微生物多樣性和群落結(jié)構(gòu)的影響[D].沈陽(yáng)：沈陽(yáng)農(nóng)業(yè)大學(xué)， 2016.

[62]王先芳，任天志，智燕彩，等. 添加生物質(zhì)炭改善菜地土壤氨氧化細(xì)菌群落并提高凈硝化率[J].植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào)， 2020， 26（3）： 502-510.

[63]陳晨，許欣，畢智超，等. 生物質(zhì)炭和有機(jī)肥對(duì)菜地土壤N2O排放及硝化、反硝化微生物功能基因豐度的影響[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 2017， 37（5）： 1912-1920.

[64]HUI-JUAN X， XIAO-HUI W， HU L， et al. Biochar impacts soil microbial community composition and nitrogen cycling in an acidic soil planted with rape [J]. Environmental Science & Technology， 2014， 48（16）： 9391-9399.

[65]XIAO Z， RASMANN S， YUE L， et al. The effect of biochar amendment on N-cycling genes in soils： A meta-analysis [J]. Science of the Total Environment， 2019， 696： 133984.

[66]BLANCO-JARVIO A， CHáVEZ-LóPEZ C， LUNA-GUIDO M， et al. Denitrification in a chinampa soil of Mexico City as affected by methylparathion： A laboratory study [J]. European Journal of Soil Biology， 2011， 47（5）： 271-278.

[67]劉杏認(rèn)，趙光昕，張晴雯，等. 生物質(zhì)炭對(duì)華北農(nóng)田土壤 N2O 通量及相關(guān)功能基因豐度的影響[J].環(huán)境科學(xué)， 2018， 39（8）： 3816-3825.

[68]XU J， WU X， ZHU N， et al. Anammox process dosed with biochars for enhanced nitrogen removal： Role of surface functional groups [J]. Science of the Total Environment， 2020， 748：141367.

[69]DENG C， HUANG L， LIANG Y， et al. Response of microbes to biochar strengthen nitrogen removal in subsurface flow constructed wetlands： Microbial community structure and metabolite characteristics [J]. Science of the Total Environment， 2019， 694：133687.

[70]XU J， LI C， ZHU N， et al. Particle size-dependent behavior of redox-active biochar to promote anaerobic ammonium oxidation （anammox） [J]. Chemical Engineering Journal， 2021， 410：127925.

[71]PAN F， CHAPMAN S J， LI Y， et al. Straw amendment to paddy soil stimulates denitrification but biochar amendment promotes anaerobic ammonia oxidation [J]. Journal of Soils and Sediments， 2017， 17（10）： 2428-2437.

[72]CHEN C J， HUANG X X， LEI C X， et al. Improving anammox start-up with bamboo charcoal [J]. Chemosphere， 2012， 89（10）： 1224-1229.

[73]嚴(yán)陶韜，高婷，周之棟，等.基于文獻(xiàn)計(jì)量的生物炭土壤效應(yīng)分析[J].江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué)，2021，49（4）：191-199.

[74]LIU Q， ZHANG Y， LIU B， et al. How does biochar influence soil N cycle？ A meta-analysis [J]. Plant and Soil， 2018， 426（1/2）： 211-225.

[75]XIAO Z， RASMANN S， YUE L， et al. The effect of biochar amendment on N-cycling genes in soils： A meta-analysis [J]. Sci Total Environ， 2019， 696： 133984.

（責(zé)任編輯：張震林）

收稿日期：2021-06-23

基金項(xiàng)目：江蘇省研究生科研與實(shí)踐創(chuàng)新計(jì)劃項(xiàng)目（SJCX21-1397）;中國(guó)博士后科學(xué)基金項(xiàng)目（2020M671400）;江蘇省自然科學(xué)基金面上項(xiàng)目（BK20201450）;江蘇青藍(lán)工程項(xiàng)目;昆山市重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃（生態(tài)農(nóng)業(yè)）項(xiàng)目（KN202118）

作者簡(jiǎn)介：曹茜斐（1998-），女，江蘇鹽城人，碩士研究生，研究方向?yàn)閺U水處理與資源化利用技術(shù)。（E-mail）931594840@qq.com

通訊作者：陳重軍，（E-mail）chongjunchen@163.com