水滑石改性生物炭有效提高设施菜田土壤磷的吸附性能

吴 行，王秀斌*，郑 琴，张 帅，成宇阳，王林轩

（1 中国农业科学院农业资源与农业区划研究所，北京 100081；2 北京市矿产地质研究所，北京 101500）

在设施蔬菜栽培中，普遍存在肥料施用过量、氮磷钾比例失衡等现象，尤其是磷肥的过量投入，造成磷资源浪费和地下水的污染，严重制约设施蔬菜生产的可持续性[1]。土壤中磷素含量及形态的变化是影响作物养分吸收和造成环境污染的重要因素。因此，寻找一种既能有效阻控磷素淋失，又能改善磷肥效益的新型功能材料迫在眉睫。

生物炭是生物质材料在限氧条件下高温热解得到的固体产物，具有较大的比表面积和丰富的孔隙结构。将其作为土壤改良剂添加到土壤中，具有保水保肥的功效[2–3]。已有研究证实，施用生物炭可有效增加土壤中有效磷的含量，促进植物对磷素吸收[4]。也有研究认为，施用生物炭能够改善土壤理化性质和微生物生境，从而对土壤磷素的形态转化产生积极影响[5–6]。但由于生物炭表面主要是带负电荷的官能团，被视为一个巨大的“阴离子”，对磷酸根离子的吸附性能较弱，导致生物炭对土壤磷素的截留效果不佳[7]。为提升生物炭对磷的吸附性能，金属改性生物炭的概念被提出。目前有关土壤磷素淋失及其吸附–解吸特性等方面的研究多集中于负载单金属或双金属改性生物炭上[8–9]，研究认为通过提升磷的吸附性能可有效抑制土壤磷淋失[10]，但也有研究表明改性生物炭对磷素淋失没有影响[11]，上述差异性结论主要由于土壤类型、生物炭类型及改性材料不同而引起[12]。水滑石 (层状双金属氢氧化物，LDHs) 具有易结晶、易合成、表面正电荷密度大及特殊的层状结构等特点，其层板的正电性通过静电引力吸附磷酸根，同时其层状结构间的阴离子能与发生交换从而吸附磷[13]。但水滑石易团聚，不能有效发挥对磷的吸附效果而影响其在实际中应用，生物炭较大的比表面积可让水滑石在其表面均匀分散，两者优缺点互补，复合形成的新型材料是很好的阴离子交换吸附材料[13–14]。但迄今为止，不同原材料制备的水滑石改性生物炭对高磷设施菜田土壤磷淋失、磷吸附–解吸特性的影响缺乏系统研究。因此，以高磷设施菜田土壤为研究对象，以竹竿、玉米秸秆和猪粪为原材料制备的原始生物炭和水滑石改性生物炭为供试材料，探究不同类型生物炭对高磷设施菜田土壤磷淋失和磷吸附性能的影响，为高磷设施菜田土壤合理利用改性生物炭、降低磷素损失风险提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 供试材料

供试土壤取自天津市武清区黄花店镇甄营村设施菜田 (N 39°36′, E 116°90′)，土壤类型为潮土，质地为壤土，取样深度为20 cm。土样取回后在室温下自然风干，过2 mm筛，去除杂质 (杂草、根和石块)。土壤基础理化性质如下：pH 7.49，土壤有机碳30.02 g/kg，全氮1.89 g/kg，全磷1.07 g/kg，有效磷189.51 mg/kg，速效钾585.17 mg/kg。

选用竹竿、玉米秸秆和猪粪制备竹炭、玉米秸秆炭和猪粪炭，制备方法具体如下：称取一定量原材料置于微波马弗炉中，500℃下限氧热解2 h，制得原始生物炭材料。水滑石改性生物炭的制备方法参考吴庆庆[15]和Yang等[16]的方法，具体步骤如下：使用0.4 mol/L ZnCl2和0.2 mol/L FeCl2混合溶液充分浸渍上述已制备完成的原始生物炭 (Zn2+/Fe2+= 2∶1，固液比1∶20)，调节混合液pH至8左右，再向溶液中滴加质量分数为10%的过氧化氢，将Fe2+氧化为Fe3+，85℃培养24 h，过滤清洗，105℃烘干得到水滑石改性生物炭。分别将原始生物炭和改性生物炭研磨过1 mm筛，于干燥器中存放备用。生物炭的基本性质见表1。

表1 生物炭基本理化性质Table 1 Basic physico-chemical properties of biochar

1.2 实验设计

1.2.1 等温吸附实验 参考王宁[17]的方法进行等温吸附实验。实验共设7个处理：对照 (CK，不施生物炭)、添加1%竹炭 (BB)、1%玉米秸秆炭 (MB)、1%猪粪炭 (PB)、1%水滑石改性竹炭 (LDH-BB)、1%水滑石改性玉米秸秆炭 (LDH-MB) 和1%水滑石改性猪粪炭 (LDH-PB) 处理，每个处理4次重复。准确称取1.25 g过1 mm筛的土炭混合物于50 mL离心管中，每个处理设8个磷浓度梯度，分别为0、20、40、80、100、140、160、200 mg/L的磷酸二氢钾溶液，加25 mL至离心管中，滴加2滴甲苯抑制微生物生长，25℃下180 r/min振荡24 h后，4000 r/min离心10 min吸取上清液，通过0.45 μm水系滤膜，钼锑抗比色法测定上清液磷酸盐浓度，再利用差减法公式 (1) 计算磷的吸附量q，采用Langmuir(2) 和Freundlich (3) 方程分别对磷的吸附数据进行拟合，获取最大理论吸附量，具体公式如下：

式中，q—吸附达到平衡时吸附剂的磷吸附量，mg/kg；Co—初始溶液磷浓度，mg/L；Ce—过滤后溶液磷浓度，mg/L；V—溶液体积，L；m—土炭混合物的量，kg；Q—吸附剂的最大理论磷吸附量，mg/kg；KL—Langmuir模型的吸附平衡常数，L/mg；Kf—Freundlich模型的吸附平衡常数，mL3/mg；1/n—经验常数，表示磷吸附量随磷浓度增长的强度系数。

1.2.2 解吸实验 选取吸附实验中初始磷溶液浓度为20、80、100、160、200 mg/L的处理进行解吸实验。具体步骤为：将离心残留的土样用饱和NaCl溶液清洗3次 (加25 mL饱和NaCl离心过滤) 以去除游离态磷，再加入25 mL 0.01 mol/L KCl溶液，2滴甲苯抑制微生物生长，室温 (25℃) 下连续振荡24 h后，4000 r/min离心10 min后过滤，过0.45 μm水系滤膜，测定滤液中磷含量，获得磷的解吸量。

1.2.3 室内土柱淋溶实验 参考Zheng等[9]的方法进行室内土柱淋溶实验，处理与吸附实验一致，即生物炭添加量均为1%，共7个处理，每个处理4次重复。将风干土壤与生物炭样品充分混匀后装入亚克力管中，管内径为6 cm，高30 cm，底部均匀分布直径1 mm的小孔。装填前，在管内壁涂抹凡士林，确保无贴壁水流现象发生。在亚克力管底部放置两层滤纸和尼龙布 (300目, 48 μm) 后，开始填装2 cm厚的石英砂层。下层填充300 g土炭混合物，再将100 g土炭混合物与0.075 g磷酸二氢钾 (P2O5200 kg/hm2) 充分混匀后填充至土柱上层，在上层土壤上覆盖2 cm厚的石英砂和两层尼龙布，防止水流对土壤的扰动。实验前，在土柱上端用注射器缓慢加入一定量的去离子水，使土壤维持在最大田间持水量。平衡1天后开始淋溶实验，每3天淋溶一次，共进行7次。每次用去离子水300 mL，为防止顶端水分堆积，去离子水分6次加入，每次间隔30 min。淋洗结束后，用扎有小孔的保鲜膜盖住亚克力管上端，防止水分大量蒸发。收集到的淋溶液于4℃冰箱保存，测定淋溶液体积、pH及不同形态磷含量。

1.3 测定项目与方法

生物炭指标测定：采用元素分析仪 (Vario ELⅢ型，德国) 进行氧 (O) 和氢 (H) 元素分析，杜马斯燃烧法进行碳 (C) 和氮 (N) 元素分析；电感耦合等离子体质谱仪 (Agilent 7700x，美国) 进行磷 (P)、钾(K)、锌 (Zn) 和铁 (Fe) 元素分析；全自动比表面积仪(ASAP 2020，美国) 通过BET法计算生物炭样品比表面积 (SBET)；场发射式扫描电子显微镜 (Hitachi S4800，日本)观测样品微观形状。土壤pH、有效磷(AP)、速效钾 (AK)、土壤有机碳 (SOC)、全氮 (TN)和全磷 (TP) 参考《土壤农化分析》[18]进行测定。

淋溶液各形态磷测定：全磷 (TP)，淋溶液中加入K2S2O8溶液，置于高温灭菌锅中消解30 min后，取出放冷，采用钼锑抗比色法测定；总可溶性磷(TSP)，取适量淋溶液，经0.45 μm水系滤膜过滤，再进行高温消解测定；淋溶液颗粒磷 (PP)，全磷与总可溶性磷含量的差值，PP=TP－TSP；淋溶液可溶性反应磷 (SRP)，取适量淋溶液，经0.45 μm水系滤膜过滤后，采用钼锑抗比色法测定；淋溶液可溶性有机磷 (SOP)，总可溶性磷与可溶性反应磷含量的差值，SOP=TSP－SRP。

1.4 数据统计

数据采用IBM SPSS Statistics 23.0进行方差分析，利用LSD最小极差法进行多重比较；使用软件Origin 2018进行Langmuir和Freundlich模型拟合，使用软件Excel 2019和Origin 2018进行图表绘制。

2 结果与分析

2.1 不同生物炭的基本性质

如表1所示，原始生物炭的pH、N、P和K元素含量均为BB＜MB＜PB。与BB、MB相比，PB的pH分别提高1.62和0.43个单位。PB的N、P、K含量分别是BB和MB的7.81和1.98倍、253.50和28.17倍、8.94和3.66倍。BB比表面积最大，分别是MB、PB的2.65和4.74倍。

水滑石改性生物炭的Zn和Fe元素含量、O/C、(O+N) /C和比表面积较对应的原始生物炭均有所增加，其中比表面积LDH-BB、LDH-MB和LDHPB分别是其原始生物炭的2.12、2.85和5.73倍。改性生物炭LDH-BB、LDH-MB和LDH-PB的 pH、C、N、P和K元素含量较其原始生物炭均下降，其中pH分别下降1.08、1.19和1.36个单位，C、N、P和K元素降幅范围分别为3.18%～20.12%、6.49%～22.34%、50.00%～55.23%和65.91%～81.37%。LDH-BB的比表面积、C、H元素含量分别是LDHMB和LDH-PB的1.97和1.75倍、1.24和2.15倍、1.24和1.33倍；而LDH-MB和LDH-PB的N、P、K含量分别是LDH-BB的4.02和6.63倍、9.00和227.00倍、3.75和7.50倍。

通过扫描电子显微镜可以观察生物炭的形貌结构。由图1可知，不同材料生物炭形貌结构差异较大，其中BB孔隙结构丰富、表面光滑；MB存在尖锐棱边，大孔隙结构明显，无明显小孔隙；PB表面粗糙，无明显孔隙结构。3种生物炭改性后，原本框架结构并未破坏，较对应的原始生物炭表面均变粗糙，有层状物质附着。对生物炭表面进行能谱分析发现，BB和MB以C元素为主，同时含有少量的O、Si 和 K元素，而 PB以O元素为主，其表面还存在 Fe、Zn、Na、Al和Mg等金属元素。各水滑石改性生物炭表面均出现 Zn和Fe元素的峰，其中LDH-PB的Zn、Fe元素峰值高于PB。

图1 不同生物炭电镜扫描图像及能谱图Fig.1 Scanning electron microscope images and energy spectra of different biochar

2.2 磷吸附等温曲线和解吸量

如图2a所示，随着溶液磷浓度的增加，CK、BB和MB处理的磷吸附等温曲线变化趋势较为相似，吸附量均随着溶液中磷浓度的增加而增加。当溶液中磷浓度＞40 mg/L，PB处理的磷吸附量开始减少且低于CK处理。当溶液中磷浓度＞100 mg/L，MB处理的磷吸附量增加幅度减缓，其磷吸附等温曲线有趋于平衡的趋势。由图2b可知，LDH-BB、LDH-MB和LDH-PB处理磷的吸附量随着溶液中磷浓度的增加而增加，且LDH-BB处理的磷吸附量显著高于 LDH-MB 和 LDH-PB处理，但当溶液磷浓度超过 80 mg/L，LDH-PB处理的磷吸附量开始减少且低于CK处理。

图2 不同生物炭处理磷的吸附等温曲线Fig.2 Adsorption isotherm curves of phosphorus of different biochar treatments

由表2可知，两方程对BB、MB、LDH-BB和LDH-MB处理的数据拟合程度都较好，Langmuir等温模型的决定系数分别为0.9922、0.9668、0.9838和0.9708，均大于Freundlich模型的相关系数，说明Langmuir模型能更好的描述磷的等温吸附行为，表明磷的吸附过程主要以单分子层吸附为主。根据Langmuir模型拟合可知，BB和MB处理的最大理论磷吸附量分别为1103.39和865.61 mg/kg，与CK处理相比，BB处理磷吸附量提高24.10%，而MB处理的磷吸附量降低2.71%。LDH-BB和LDH-MB处理的最大理论磷吸附量分别为3681.71和1079.09 mg/kg，与BB和MB处理相比，最大吸附量分别提高233.67%和24.66%。总体来看，LDH-BB处理的吸附量最大，吸附效果较好，其最大理论吸附量(3681 mg/kg) 分别是LDH-MB、BB和MB处理的3.41、3.34和4.25倍。

表2 不同生物炭处理磷的吸附等温学参数Table 2 Adsorption isotherm parameters of phosphorus of different biochar treatments

由表3可知，与CK相比，BB、MB、LDH-BB和LDH-MB处理的磷解吸量均显著增加 (P＜0.05)，且随着溶液中磷浓度的增加，磷解吸量也在增加。在不同的磷溶液浓度中，各改性生物炭处理磷的解吸量显著低于其原始生物炭处理，除初始磷溶液浓度100 mg/L外，其余初始磷溶液浓度下磷的解吸量大小顺序均为 MB ＞BB ＞LDH-MB ＞LDH-BB。

表3 不同生物炭处理磷的解吸量(mg/kg)Table 3 Phosphorus desorption amount of different biochar treatments

2.3 淋溶液pH、体积、总磷累积量及磷形态占比

图3a显示，各处理淋溶液pH均随淋溶时间的延长先快速增加然后逐渐趋于稳定。与CK相比，各生物炭处理pH均显著增加。各处理每次收集的淋溶液体积随淋溶时间的延长先增加后下降 (图3b)，与CK相比，各生物炭处理累积淋溶液体积均减少，减少量达7.5～32.4 mL。LDH-BB处理的累积淋溶液体积最少，减少量分别为BB、MB、PB、LDHMB和LDH-PB处理减少量的1.61、3.27、4.32、1.89和2.59倍。

图3 不同生物炭处理淋溶液的pH和体积动态变化Fig.3 Dynamic changes of pH and volume in leaching solutions of different biochar treatments

由图4可知，PB处理淋溶液的磷含量显著高于其他处理。淋溶第3～6天MB和PB处理淋溶液的磷含量高于CK处理；淋溶9天后，各生物炭处理(PB处理除外) 淋溶液的磷含量均低于CK处理。改性生物炭处理淋溶液的磷含量均低于对应的原始生物炭处理，整个淋溶期间，LDH-BB处理淋溶液的磷含量最低，PB处理淋溶液的磷含量最高。

图4 不同生物炭处理淋溶液中磷含量动态变化Fig.4 Dynamic changes of phosphorus content in leaching solutions of different biochar treatments

由图5可知，与CK处理相比，淋溶液中的总磷累积量 (TP) PB处理显著增加44.28%，LDH-BB和LDH-MB分别显著降低21.81%和18.35% (P＜0.05)，BB、MB和LDH-PB则无显著变化。与原始生物炭处理相比，改性生物炭处理淋溶液TP均显著降低，LDH-BB、LDH-MB和LDH-PB处理的磷素累积淋溶量 (TP) 较BB、MB和PB处理分别显著降低25.68%、17.51%和34.38%。且3个改性生物炭处理的淋溶液TP大小依次为：LDH-PB＞LDH-MB＞LDHBB。总的来看，LDH-BB处理淋溶液TP最低，更利于阻控土壤磷素淋失。

图5 不同生物炭处理淋溶液中总磷累积量Fig.5 Total phosphorus accumulation in leaching solutions of different biochar treatments

如图6所示，总体来看，不同形态磷占全磷的比例具有较大差异，其中以可溶性反应磷 (SRP) 为主，占75.12%～85.50%，其次是可溶性有机磷 (SOP，8.80%～14.01%) 和颗粒磷 (PP，7.60%～14.12%)。与CK处理相比，BB、MB和PB处理的SRP和SOP占比无显著差异，而PP占比显著降低。改性生物炭处理SRP的占比较对应的原始生物炭处理均显著降低 (P＜0.05)，LDH-BB、LDH-MB和LDH-PB处理的淋溶液SRP占比较BB、MB和PB处理分别显著降低7.72%、6.69%和12.07%，而SOP占比均显著增加 (P＜0.05)。LDH-BB和LDH-MB处理的PP占比分别与其原始生物炭BB、MB处理无显著差异，LDHPB处理的PP占比较原始生物炭PB处理显著增加。

图6 不同生物炭处理淋溶液中各形态磷的占比Fig.6 Proportions of phosphorus forms in leaching solutions of different biochar treatments

3 讨论

3.1 不同材料来源及改性处理对生物炭性质的影响

大量研究表明，不同原材料制得的生物炭理化性质差异显著[19–20]。本研究各原始生物炭比表面积大小为BB＞MB＞PB，通常认为木质类材料较秸秆、粪便类材料孔隙结构更发达。热解还能将相对较大的木质孔结构转化为较小的孔，使生物炭的比表面积增加，同时含有的木质素类物质在热解过程中分解，孔隙数量增加[21]，进一步提高生物炭的比表面积。此外，本研究发现与原始生物炭相比，负载水滑石显著增加了生物炭的比表面积，这主要因为水滑石附着致使生物炭表面变粗糙比表面积增加，也可能是改性过程产生的水蒸气改善了孔隙结构[22]，增加了比表面积。改性生物炭比表面积大小为LDHBB＞LDH-PB＞LDH-MB，LDH-PB的比表面积高于LDH-MB，可能是PB粗糙的表面能附着更多的水滑石，导致其比表面积较大。

原始生物炭pH大小为BB＜MB＜PB，可能是生物炭的灰分含量不同导致的。因为热解产生的灰分中含有较多碱金属及其碳酸盐，溶解在水中呈碱性，pH越大说明灰分含量越高[6,22]。改性生物炭pH较对应的原始生物炭均有所降低，其大小为LDH-BB＜LDH-MB＜LDH-PB，这与魏存等[23]研究结果相似，因为改性过程中添加的氯化锌是强酸弱碱盐，锌离子水解会电离出氢离子，降低了生物炭的碱性。改性过程中部分灰分损失也可能是pH降低的原因。改性后生物炭的O/C和 (O+N) /C原子比均高于对应的原始生物炭，这与Zheng等[9]和Zhang等[24]的研究结果相似，表明改性提高了生物炭结构中含氧官能团的丰度，有利于提高生物炭功能性基团的丰富性和多样性。

3.2 水滑石改性生物炭对土壤磷吸附–解吸的影响

生物炭对土壤磷吸附能力的影响与生物炭的原材料密切相关[25]。本研究发现，添加BB和MB可以提高土壤对磷的吸附能力，BB处理的吸附效果要优于MB和PB处理，这与彭启超等[26]研究结果相似，因为BB具有更大的比表面积和丰富的孔隙结构，能为磷酸根离子提供更多的吸附位点。当初始溶液磷浓度较高时 (＞100 mg/L)，MB处理的磷吸附性能下降，是因为MB的磷吸附能力有限，在磷初始浓度为100 mg/L左右时，其磷吸附量可能已达到饱和。PB添加到土壤中后对磷的吸附效果不佳，这与Luo等[27]研究结果相似，因为猪粪磷养分含量高，制得的生物炭同样携带较多的磷，添加到土壤中后会释放出大量的磷，其磷吸附效果被掩盖。

添加水滑石改性生物炭显著提高了土壤对磷的吸附能力，且吸附效果优于对应的原始生物炭处理(图2)，这与Alagha等[28]研究结果相似，因为生物炭上的水滑石可以通过静电引力和层间离子交换作用将磷酸根吸附住，水滑石自身溶解出的金属阳离子还能与磷酸根离子形成沉淀。同时还发现，LDHBB处理对磷的吸附效果最佳，其最大理论磷吸附量显著高于LDH-MB和LDH-PB处理，可能是因为LDH-BB的比表面积最大，可以提供更多吸附磷的活性位点。水滑石发挥吸附性能还受pH大小的影响，研究发现[29–30]，在弱酸性条件下水滑石表面羟基能够质子化，进而增强了对带负电荷的磷酸根离子的吸附，而在弱碱性(pH=9～10)条件下会发生去质子化效应，降低了水滑石的磷吸附能力。而本研究中的LDH-BB的pH较其他改性生物炭偏低 (＜9)，可能是导致LDH-BB的磷吸附效果优于其他水滑石改性生物炭的原因。

土壤磷的解吸是吸附作用的逆过程，在保持土壤磷素平衡中作用较大[31]。本研究发现，各生物炭处理的磷解吸量均高于CK处理，且原始生物炭处理磷的解吸量高于改性生物炭处理，是因为原始生物炭较大的比表面积和孔隙结构能够发挥物理吸持作用，被吸持的磷与生物炭结合力弱，从而易解吸出来。改性生物炭处理的磷解吸量较低，可能是改性生物炭表面水滑石的络合作用及水滑石层间阴离子的交换作用对磷具有较强的固持力，导致解吸量减少[16]。磷的解吸还与pH大小密切相关，如碱性环境中的会与竞争吸附位点，导致磷解吸量增加[32]，LDH-BB的pH最小，可能是解吸量最低的原因之一。

3.3 水滑石改性生物炭对土壤磷淋溶的影响

作为一种土壤改良剂，生物炭具有的孔隙结构和吸附能力使其添加到土壤中能起到一定的保水保肥作用[33]。分析磷的动态淋溶量(图4)发现，整个淋溶期间PB处理的磷淋溶量显著高于其他处理，可能是自身磷含量较高导致的 (表1)。淋溶实验初期 (第3～9天)，PB和MB处理磷淋溶量高于CK处理，除生物炭自身携带较多磷素是造成这一现象的原因外，具有较高pH的MB和PB添加到土壤中可能提高土壤可溶性磷含量，间接促进了磷素淋溶[34]。

第三次淋溶后 (第9～21天)，各生物炭处理(除PB处理)磷淋溶量均低于CK处理，各改性生物炭处理磷淋溶量低于对应的原始生物炭处理，磷淋溶量的变化与吸附实验结果规律一致。这与Zheng等[9]研究结果相似，因为生物炭拥有较大的比表面积和丰富的孔隙结构，可通过毛细作用保持水分，减少淋溶液体积，从而使得磷素淋溶量减少。而负载水滑石的改性生物炭具有更大的比表面积，较原始生物炭处理表现出更好的保水效果 (图3b)，从而更有效的阻控磷素淋溶。但张一等[35]研究发现，将苹果木碎屑生物炭添加到褐土中后土壤有机碳含量提高，土壤对磷的吸附作用减弱，反而促进了土壤磷素的流失。由此推断，不同的土壤类型和生物炭可能是影响磷素流失的关键因素。

已有研究发现，添加生物炭到土壤中会影响淋溶液中磷的形态[36]。本研究各处理淋溶液中，磷形态均以可溶性反应磷 (SRP) 为主，且各改性生物炭处理的SRP占比显著低于对应的原始生物炭处理，可能是改性生物炭的吸附性能更优，淋溶液体积少，导致淋溶出来的可溶性反应磷量少。SRP由于能够直接被藻类吸收，被作为水体有效磷的评价指标[37]，因此添加改性生物炭能够降低磷素流失带来的水体污染风险。添加改性生物炭后，淋溶液中的可溶性有机磷(SOP)占比显著高于对应的原始生物炭处理，已知改性生物炭的磷含量低于原始生物炭 (表1)，而SOP占比却显著高于各原始生物炭处理，这与王秋君等[37]研究结果相似，可能是原始生物炭能提高土壤微生物活性，促进有机态磷转化成无机态磷[38]。各生物炭处理的颗粒磷 (PP) 占比较CK处理均降低，这与Zheng等[9]研究结果相似，因为生物炭孔隙结构发达，能为PP提供更多的附着位点，同时土壤团聚体也会因生物炭的施入变得更加稳定，从而减少PP的流失。

4 结论

负载Zn/Fe水滑石改变了3种生物炭(竹炭、玉米秸秆炭和猪粪炭)的表面结构和物理化学性质，水滑石改性生物炭的Zn、Fe元素含量、O/C、(O+N)/C和比表面积较原始生物炭均增加，C、N、P和K元素含量及pH均下降。通过吸附–解吸和土柱淋溶实验发现，水滑石改性竹炭和水滑石改性玉米秸秆炭均增强了土壤磷的吸附性能，有效抑制磷素淋溶，其中水滑石改性竹炭对土壤磷的吸附效果最优。因此，添加Zn/Fe水滑石改性竹炭是降低高磷设施菜田土壤磷素损失风险的有效措施，但能否长期高效阻控磷素损失还需进一步通过田间试验进行验证。