污泥生物炭中氮硫行为及环境效应研究进展

王彦，左宁，姜媛媛，陈芳媛

（昆明理工大学环境科学与工程学院，云南昆明650000）

生物炭是生物质原料在限氧或无氧条件下低温（一般＜700℃）热解得到的产物。由于生物炭特殊、多元的功能价值，其在环境修复、土壤改良方面展现出极大应用潜力[1-3]；同时，生物炭中碳元素以及氮、硫元素的地球化学行为，在温室气体排放控制中也起到了不可估量的作用。生物炭对全球气候变化的功效，研究者往往以富碳物质作为主要研究对象，关注其对碳循环的影响，了解其中碳的行为和功效。研究表明，生物炭不仅是大气CO2的一个长期“碳汇”，同时也是改变土壤碳库自然平衡、大程度提高土壤碳库容量的技术方式，在全球碳循环中具有重要作用[2]。生物炭还田能够切实锁定和降低大气CO2浓度，将生物质中50%左右的碳素固定于土壤中变成碳的净汇，从而很可能成为人类解决全球气候变化问题的一条重要途径[4]。然而，生物炭对全球气候变化的功效研究中，其中氮硫元素的行为和功能是不容忽视的。污泥生物炭制备和老化过程中释放的含氮硫化合物对温室效应有很大贡献，存在潜在的环境风险。比如N2O的全球变暖潜力高达289，容易计算，生物炭中碳含量为50%时，氮含量只需要达到0.3%，两者对温室效应的贡献即可相当。有研究者已经观察到，因为生物炭中氮的输入，土壤中N2O的排放率显著升高[5]。除此以外，生物炭中的含硫组分可能被氧化为SO2，或者被还原为H2S，这些气体都是引起大气污染、破坏臭氧层的主要物质之一。因此，只有对生物炭中氮、硫元素的环境行为和功效有全面的了解，才能对生物炭的环境效应进行准确评估。

目前的生物炭研究中，以植物源生物质制备的生物炭为主，而潜在的可用为制备生物炭的生物质也得到越来越多研究者关注。典型的潜在生物质包括污水处理系统中的活性污泥、动物粪便等。自1910 年活性污泥法用于处理各种废水以来，剩余污泥的处理一直是一个棘手的问题[6]。《2016—2021 年中国污泥处理处置深度调研与投资战略规划分析报告》数据显示：仅德国、英国和法国每年产生的污泥（干重）就分别达到了220 万吨、120万吨和85 万吨，污泥的传统填埋处置会造成二次污染，对大气、水体、土壤都造成污染和危害[7-8]。据中国水网《中国污泥处理处置市场分析报告（2013 版）》，初步估计全国年产生污泥达到6000万吨左右。污泥的处理处置问题变得前所未有的严峻和迫切。在这些潜在的制备生物炭的生物质中，氮和硫元素普遍存在，其中氮含量可以高达10.2%[9]。活性污泥中的生物源组分含量可达70%以上，这些生物源中的蛋白质等成分，具有较高含量的氮和硫。其中，细菌是活性污泥的主要构成生物，蛋白质占50%～80%，其基本组成单元氨基酸同时含有羧基和氨基，影响着污泥生物炭的表面性质。这些氮和硫在生物炭的性质形成、元素行为和环境功效中都会发挥作用，从而对污泥生物炭地球化学行为及温室气体排放控制产生影响。

污泥生物炭的性质与原材料、预处理方法、制备条件、催化剂的使用和活化的方法有关。目前常用的污泥生物炭制备方法有热解法、水热碳化法和微波法。热解法是最常用的污泥生物炭制备方法，技术较为成熟，操作方便，目前污泥生物炭的研究以热解法为主。本文针对目前热解法制备污泥生物炭，在制备和老化过程中氮硫形态变化，及其相关环境效应研究进行综述，为生物炭中氮硫元素固定、释放及与之关联的环境效应和温室气体排放控制研究提供理论基础。

1 污泥及其生物炭基本性质简介

1.1 污泥元素分析

污泥生物炭是由污水处理厂剩余污泥制备的生物炭。由于污泥特性受污水处理厂处理污水类型、污水处理工艺、污泥脱水方法等影响很大，所以不同污水处理厂产生的污泥，在比表面积、孔径、官能团类型和元素含量等方面会有很大不同[10]。一般而言，污泥有机碳（6.5%～48%） 中间值为30.4%，总氮（＜0.1%～17.6%）中间值为3.3%，总硫（0.6%～1.5%）中间值为1.1%[11]。不同文献报道的不同来源污泥元素分析表征数据，如表1所示。

从表1中数据可以看出，不同污水处理厂得到的污泥，其元素组成可能会有较大差别，但都以碳、氧为主，而氮和硫的含量相对较少。制革污泥、工业污泥、印染污泥、石化污泥和制药污泥中硫的含量较其他类型污泥要高，市政污泥、石化污泥和制药污泥污泥中氮的含量较其他污泥类型要高。同种类型不同污水处理厂产生的污泥，其元素组成也有较大差别。

1.2 污泥中氮、硫含量及形态

根据微生物学理论，氮在细胞中主要存在于蛋白质和核酸中。李智伟等[36]认为污泥中氮主要以吡咯氮（45.22%）、铵盐氮（21.95%）、吡啶氮（21.59%）和蛋白质氮（11.24%）4 种形式存在。张娜[37]也认为污泥中氮以这4种形式存在，但比例不同，含量最高的是蛋白质氮，约占总氮含量的55%。Zhang 等[38]的研究得出了相同的污泥氮存在形式，但蛋白质氮占到了总氮的89%。可以看出污泥中氮的主要存在形式有蛋白质氮、杂环氮和无机盐氮3种，不同来源污泥其各形态氮比例不同。

与氮相同，现有的研究对硫在污泥中的存在形态看法相差不大，但对各种形态的硫占污泥中总硫的比例却有不同的观点。这说明不同来源的污泥性质差别较大，在今后的研究和应用中需要进行区分。Zhang 等[39-40]指出污泥中硫元素一般以硫酸盐（32.7%）、芳香族含硫化合物（21.9%）、硫醇（17.9%）、磺酸或砜（15.5%）、硫化物（7.1%）和亚砜（4.9%）的形式存在，其中有机硫占污泥中硫含量的60%左右。而Liu 等[15]认为，硫在污泥中以磺酸或砜（30.3%）、芳香族含硫化合物（29.4%）、硫酸盐（16.7%）、无机硫化物（8.7%）、亚砜（8.1%）、脂肪族含硫化合物（6.9%）的形式存在。污泥中硫的XPS分析分峰依据，是以煤炭中硫的存在形式为依据，得到的硫在污泥中的6种存在形式也与煤炭中硫的存在形式一致[41-42]。

表1 不同来源污泥元素分析结果列举

1.3 污泥生物炭基本性质

污泥热解产物有固、液、气三相，分别是生物炭、焦油和热解气。三相产物产率的多少与污泥本身性质和热解条件有关。其中，生物炭的产率与污泥类型、热解温度、升温速率、保护气流量和停留时间等有关。生物炭的产量会随着温度的上升而持续下降，焦油的产量则会先增加后减少，而热解气的产量则持续增加[43-44]，延长热解时间也会导致生物炭的产率下降。Bagreev 等[45]发现，在600℃下热解60min得到的污泥生物炭产率为46.3%，在950℃下热解60min得到的污泥生物炭产率则降为39.3%。Chen 等[6]发现，缩短热解时间，在600℃下热解20min得到的污泥生物炭的产率可以达到60.3%。

污泥生物炭的理化性质也与污泥本身和热解条件有关。污泥生物炭的比表面积随温度和停留时间的变化并不呈十分严谨的规律变化，但总体上有随温度的升高而增大、随停留时间增加先增大后减小的规律[13]。Li 等[41]指出，污泥具有高灰分和挥发分、低固定碳的特点。在热解过程中，随着温度的升高，生物炭中大量的挥发性物质流失，而灰分中的无机盐保留下来。这部分无机盐对生物炭的pH起主要贡献作用，使生物炭呈碱性。生物炭中残留的酸碱官能团也会影响生物炭的pH，温度越高，生物炭中所保留的酸性官能团越少，因此其pH 随热解温度的升高而增加。

2 污泥热解过程中氮、硫的行为

2.1 污泥热解过程中氮的行为

热解过程中，污泥中的氮有三个去向：一是留在固体产物即生物炭中，二是转移到焦油中，三是挥发到热解气中。随温度的升高，三相产物中生物炭部分氮含量会持续减少，焦油中的氮含量则先增后减，气相中的氮含量则一直增加。转移到气相中的氮主要以HCN、NH3和N2三种形式存在[36]。转移到液相中的氮主要以腈氮、杂环氮和胺氮化合物的形式存在[38,46-48]。残留在固相中的氮则由最初原始污泥中的形态，随温度的变化而逐步演变。具体过程如图1所示。

图1 污泥热解过程中N转化

如图1所示，污泥热解过程中氮的转化可分为3个阶段：第1阶段（温度＜300℃），不稳定的蛋白质和铵盐分解，产生少量NH3；第2 阶段（300～600℃），蛋白质分解转化为小分子胺类，然后通过脱氨基作用释放大量NH3；第3 阶段（600～900℃），杂环氮开始分解，同时胺类转化为腈类进而转化为HCN[14]。Zhang 等[38]用模型化合物方法来研究污泥氮转化，结果发现蛋白质氮分解主要发生在300～500℃，其含量从90.1%减少到37.6%，胺氮通过脱氨基作用和脱氢反应形成NH3和HCN。当温度从500℃上升到800℃时，胺氮化合物脱氢和聚合形成腈氮和杂环氮化合物，经二次裂解产生NH3和HCN。此时蛋白质氮从37.6%减少到10.0%，杂环氮从4.6%上升到14.6%。在800℃以上NH3和HCN产量恒定，表明在800℃时蛋白质中氮的转化反应基本完成。李智伟等[36]的研究表明，杂环氮中吡啶比吡咯更加稳定，高温条件下（800℃），固相产物中铵盐氮的含量急剧升高，成为生物炭中主要的含氮形式。而Hossain 等[49]对污泥中含氮组分的变化研究却发现，污泥中含氮有机结构如胺和酰胺的分解发生在300℃以下，NH4-N 随温度的增加减少很快。温度＞600℃时，污泥中的氮元素会转化为类吡啶结构。污泥中总氮和氨氮的含量均随热解温度的升高而减小，而硝酸盐氮的含量则随温度的升高有略微升高的趋势。这说明硝酸盐氮很稳定，不随温度的升高向液相和气相产物中迁移，而是一直留在固相中。Fullana等[50]认为，污泥热解过程中产生的不同杂环化合物有两个来源，一是核酸和含杂环的氨基酸的分解，二是氰基芳化物的成环反应。吲哚和吡啶就是有杂环的氨基酸直接分解得到的（脯氨酸、色氨酸、组氨酸）。氰基芳化物可能有两种形成路径：一是蛋白质中氨基官能团的脱氢作用；二是在初次分解时HCN 添加到新的芳烃上形成的。半挥发性有机物的总量与污泥预处理有关，消化污泥的过程中，微生物消化含氮有机质形成矿物氮，如NH4+和NO3-。因此，经过厌氧和好氧消化的污泥，比未消化污泥的半挥发性化合物的总产量更低。Debono等[48]指出，不同的研究中，检测到的产物比例不同，原因有二，一是分析方法的不同；二是比例随热解温度变化。热解过程中产生的一些杂环化合物可直接来源于蛋白质的裂解，如吡咯烷和吡咯来源于脯氨酸和吡咯赖氨酸，吲哚是色氨酸的部分。蛋白质还可与糖类通过Maillard 反应生成Amadori 化合物。然后Amadori 化合物成环形成含氧杂环化合物，如DKPs。DKPs破裂形成轻的氨基化合物。蛋白质片段的凝结可能会形成吡咯、吡咯烷、吲哚、哌啶，然后这些杂环化合物开环，形成更轻的链状含氮化合物，如酰胺、腈类、胺类和肟。NH3和HCN作为主要产物，可能从轻的含氮化合物中形成，而且它们对形成长链含氮化合物，如酰胺和腈类有部分贡献。

目前的研究普遍认为NH3和HCN 是热解制备污泥生物炭过程中产生的主要含氮气体，但对于NH3和HCN产量问题尚存争议[48,51]。Zhou等[14]发现，在整个热解过程中NH3的产量都比HCN 高很多。Zhang 等[38]同样发现，NH3产量在所有温度下都比HCN 产量高，当温度在300℃以下时，NH3和HCN的释放量可以忽略。Cao 等[43]也认为，NH3在所有条件下都是主要的含氮气体，且其产量随热解温度的增加和气流速度的减少而增加。Li等[51]指出，因为C C 键比C N 键的键能更强，而要形成HCN，得先形成腈类，所以一些含氮位点更倾向于充分氢化为NH3而不是HCN。而Tian等[52]则认为，HCN是主要的NOx前体，占污泥中N的80%。HCN在低温条件下的产生量很小，只有当温度＞500℃时，HCN才开始大量产生。挥发物的热裂解是HCN 形成的主要途径，但挥发物的热裂解几乎不产生NH3。污泥热解的挥发物大多在500℃以下产生，但即使在1000℃，HCN 的产生也没有达到平稳状态。煤中NH3的主要形成路径是，H自由基吸附在炭表面的N位点上，激活N环体系，导致了N位点上完全加氢作用的产生，进而形成NH3。H自由基可能是由固体热解形成的，也有可能是由挥发物热解造成的。但污泥中不是这样的，污泥热解过程中，300～400℃时，NH3的形成主要来自于氨基结构的分解，热解含氮固体上的加氢作用是高温（＞600℃）下NH3形成的原因。快速热解（104K/s），温度＞700℃时，NH3产量会下降，可能的原因有二：一是NH3和HCN 的转化存在选择性，污泥中的氮在低温时可能转化为NH3，在高温时就会转化为HCN；二是NH3可能与反应器材料发生反应。Tan 等[53]的研究指出，NH3会与反应器的材料如不锈钢、石英和锆英砂反应，转化为N2。Hansson 等[54]在对树皮和含氮模型化合物的研究中观察到，700℃时NH3多而1000℃时则HCN多。Ren 等[55]在对纤维素、半纤维素和木质素与氨基酸共热解的研究中发现，单独热解脯氨酸时，HCN 释放快，NH3无释放。NH3主要来源于DKP的二次裂解。因为800℃热解脯氨酸的主要产物是吡咯，只有少量的DKP 吡啶和吡嗪。吡咯是DKP的分解产物，所以导致HCN产量更高。纤维素、半纤维素和木质素对谷氨酸热解过程中HCN 的形成是促进作用，对脯氨酸热解过程中HCN 的形成起抑制作用。而Tsubouchi 等[56]在对煤炭的研究中还发现，HCN可转化为NH3和N2。低阶煤中少量的Ca+能促进焦油中的N 和HCN 往NH3转化。FeOOH 的细颗粒可以促进炭中的N 在流化床热解中转化为N2。Xie等[57]在对煤炭的研究中发现，HCN 主要形成于高温气相，含氮杂环的热裂解。热解制备生物炭的体系十分复杂，不同的研究得出的结论有较大差异，这与生物炭制备材料、热解方法和热解设备都有一定的关系，更加清晰的氮元素转化机理还需进一步研究。

由于污泥生物炭热解过程中N2的产生量相对于HCN 和NH3来说并不高，且对环境无害，一般很少有研究者对其进行研究。Cao、Tsubouchi 和Ohtsuka 等[43,56,58]都认为，N2是由含铁矿物催化炭中的N转化形成的，且催化效果是沉淀的铁＞细颗粒（20nm）＞金属粉末（44～74mm）。铁可以催化固相形成N2，减少炭氮，增加芳炭。

2.2 污泥热解过程中硫的行为

与热解制备污泥生物炭时氮元素的迁移转化相同，硫元素在污泥热解过程中也有三个去向，即固、液、气三相产物中都有含硫产物。含硫化合物随温度的升高在三相中产量的变化与氮元素一致[40]。污泥热解过程中产生的含硫气体产物主要有6 种，即SO2、CS2、C2H6S2、H2S、COS、CH4S[15,42]。焦油中的含硫化合物主要有脂肪族含硫化合物、芳香族含硫化合物和噻吩[40]。Liu 等[15]的研究表明，污泥在热解的过程中，其含硫组分会发生环化反应，减少了硫的转移流失。生物炭中的金属成分会影响硫的形态，碱性的CaO 可以使大量的H2S 和SO2转化为热稳定的CaS和CaSO4，从而使污泥生物炭中硫的含量占到总硫量的92.8%。Cheah 等[59]的研究也表明，低温时生物质中的硫易于钙、钾、钠、镁结合形成硫酸盐，但硅会和硫竞争金属阳离子，形成硅酸盐；而高温时，硫则以有机硫的形式存在。综合目前有关污泥热解过程中硫元素行为的研究，得图2。

如图2 所示，300℃以下时，不稳定硫醇结构先开始分解，其他形式的含硫化合物无显著变化。此时焦油开始产生，其中含有大量脂肪族含硫化合物、芳香族含硫化合物和噻吩，且H2S 大量生成，硫元素开始往液相与气相中迁移；温度从300℃上升到500℃时，污泥生物炭中硫醇含量急剧减少，继续转化为焦油中的脂肪族含硫化合物、芳香族含硫化合物和噻吩。无机硫化物少量减少，部分硫化物在氧或羟基存在于污泥表面时，可能被氧化为亚硫酸盐或硫酸盐，导致硫酸盐少量增加。焦油中脂肪族含硫化合物的C S键断裂，分解生成H2S；温度从500℃上升到700℃时，焦油中脂肪族含硫化合物和芳香族含硫化合物裂解生成噻吩，同时芳香族含硫化合物会少量分解生成H2S。在700～800℃时，污泥生物炭和焦油中结构稳定的噻吩也会分解，生成H2S。而在温度从500℃上升到800℃的整个过程中，污泥生物炭中硫酸盐和无机硫化物都有少量增加，硫醇持续分解[40]。Liu 等[60]认为，污泥热解产生的含硫气体主要来源于污泥中脂肪族和芳香族含硫化合物，其转化可分为两个阶段：第1阶段从250℃开始，脂肪族含硫化合物开始脱硫反应；第2 阶段从350℃开始，芳香族含硫化合物开始脱硫反应。硫酸盐、无机硫化物、磺酸和亚砜在污泥热解过程中十分稳定，在温度150～450℃之间无显著变化。H2S和SO2在温度高于250℃时开始大量产生，并随温度的升高产量持续增加。COS、CS2和CH3SH 的产量一直很低，随温度的变化不明显。H2S 是污泥热解过程中的主要含S 气体产物，是脂肪族和芳香族含硫化合物生成的S/HS 与H 原子结合产生的。Cheng等[61]认为H2S的形成是由C S键断裂形成的HS·导致的。低温碱性条件下，由于OH·的氧化作用，不稳定的有机脂肪族和芳香族含硫化合物会向更稳定的亚砜和磺酸转化。当温度高于350℃时，亚砜和磺酸会分解产生SO2。而Zhang等[39]指出，H2S 可能的生成机理是，在600℃以下时，硫醇与水反应生成H2S，芳香族含硫化合物被H·攻击形成H2S。在700℃以上时，硫酸盐先被还原性气体如H2、CO还原为SO2，然后SO2继续被还原为S 单质，S 单质再被H2还原为H2S。同时该研究还发现H2S的产生量会随着升温速率的增加而减少，这说明挥发性物质比固体物质对H2S产生的贡献更大。Gostelow 等[62]发现，H2S 不仅在污泥生物炭制备的过程中会出现，在污水处理厂同样会产生大量的H2S气体，是构成恶臭的主要来源之一。而污水处理厂的H2S一般有两种产生途径：一是硫酸盐的还原；二是含硫有机化合物在还原态下的脱硫反应。

图2 污泥热解过程中硫转化

3 污泥生物炭老化过程中氮硫的行为

生物炭老化是指在生物炭制备完成后的储备和应用过程中，生物炭与周围环境相互作用，其本身结构和性质发生改变的过程，如光照、温度等条件都会对老化进程产生影响。目前有关生物炭老化的实验大多以生物炭的农田利用为目的。利用实验室强氧化、高温等条件，模拟在自然条件下生物炭经过数百年甚至更长时间后的状态。目前污泥生物炭老化的研究并不充分，污泥生物炭老化过程中氮硫行为的研究更是非常有限。生物炭老化研究常用的方法有三类：第1类是物理老化，如水洗、高温老化和冻融循环；第2 类是化学老化，如酸洗、碱洗、重铬酸钾氧化、过氧化氢氧化；第3类是生物老化，即微生物培养[63-72]。一般认为，生物炭老化过程中，生物炭中的稠环结构逐步被氧化，氧含量增加，碳含量降低，孔隙率降低，表面酸性官能团增多，离子交换能力增大，pH 下降[73]。但是，这些过程中，氮、硫元素如何转化，还没有形成系统的认识。不难想象，氮、硫元素的行为比碳、氧元素复杂，在氧化条件下，氮元素最终将以可溶解的组分被逐渐淋溶流失，比如NO3-；硫元素将以硫酸盐的形式存在[74]。在还原条件下，含氮组分可被还原形成NH3、NO、N2O；含硫组分也可能形成SO2、H2S[75]。在生物过程中，作为蛋白的重要组成，氮、硫元素的行为更加多变。Cheng 等[73]认为，从短期来看，生物炭的非生物老化因素比生物老化因素贡献更高，由于粒径较小，生物炭的老化一般从表面开始。生物炭老化后其阳离子交换量会增加，在生物炭的农田利用中，对增强土壤保肥能力有帮助。Mia 等[76]用过氧化氢对桉木生物炭进行老化，发现含氮官能团特别是吡啶，会转化为吡啶酮或氧化吡啶酮。Hale等[77]发现，生物炭经生物老化后其氮含量可增加一倍左右，这说明生物炭中氮的微生物可利用性很低。可能的原因是，污泥生物炭中的氮主要以含氮杂环的形式存在，非常稳定[78]。Yao 等[79]模拟降水对污泥生物炭的老化，得出了相同的结论，即污泥生物炭中的氮大多以杂环氮的形式存在，非常稳定，生物有效性低（小于总氮的1%）。而污泥生物炭中的硫则会以硫酸盐的形式流失，流失量可高达污泥中总硫的20%以上。溶出的硫酸盐会稳定存在于溶液中，不会再次沉淀。污泥生物炭中硫酸盐的流失可能来自于无定形的硫酸盐沉淀物。王洪媛等[80]综述了生物炭对土壤氮循环影响的研究，发现目前的研究在土壤N2O排放，氮肥利用率，硝化速率和微生物氮素固持能力这四方面存在较大争议，各研究所得结果不一。在对NH+4/NH3和NO-3的吸附问题上意见统一，认为生物炭在土壤中的应用可增强对NH+4/NH3和NO-3的吸附。可以看出，生物炭的老化对其应用和环境风险评估十分重要。目前亟待解决的问题是，生物炭老化的途径多，包含物理老化、化学老化和生物老化三个方面。但缺少生物炭老化的评估标准，老化程度与其理化指标之间的关系有待确立。

4 污泥生物炭中氮硫元素的环境效应

生物炭氮、硫元素的环境效应，首先是与污染物的相互作用。Joseph 等[74]指出，生物炭加入到农田中后会发生沉淀、溶解、吸附、解析、酸碱和氧化还原等一系列的反应，这些反应的发生对农作物的生长和土壤的健康指标有着或正面或负面的影响。反应速率和反应结果与生物炭的制备原料、制备条件和土壤理化性质都有关。一般认为，金属离子或者因为Ksp的作用而沉积，其中就包括以无机盐形式存在的硫组分（如S2-、SO2-4等）的作用、与含氧官能团络合[81]，或与稠环芳烃配位形成复合体[82]。生物炭富含π 电子的高度芳香性结构特征，可作为电子供体与其接触的电子受体物质发生相互作用，对于碱性的杂环，氮上的孤对电子对和亲电试剂的相互作用比任何碳上的π键取代都要快。重金属通常是与氮上的孤对电子络合，但如果氮上的孤对电子被阻碍，可能形成π-络合物[83-85]。生物炭母体中的硫元素也可能转到生物炭表面的不饱和点位上结合[86]；在有硫的杂环中，杂环原子中的一对孤对电子参与形成离域π电子云（类似于非碱性含氮杂环），另外一对则延伸至环平面以外（类似于碱性含氮杂环），与金属离子发生强烈阳离子-π作用，从而使其固定下来。因此，从机制上看，含氮含硫官能团通常是重金属吸附锁定的重要活性位点。但是，这些官能团在生物炭吸附重金属的过程如何发挥作用，还没有相关研究进行深入的讨论。其次是生物炭自身的氮硫元素的释放，这部分氮、硫元素可能贡献为温室效应或者环境污染。生物炭在施用过程中自身元素的迁移转化与土壤微生物有关，温度、湿度、光照和耕作条件的变化也会产生影响[87]。现有的研究对污泥生物炭在应用过程中的环境效应问题研究不充分，污泥生物炭中氮硫元素对其环境效应的贡献情况亦不清楚。

5 结语

目前的研究对污泥热解过程中氮硫的行为已经调查得比较充分了，但仍有以下一些问题没有解释清楚。

（1）污泥生物炭和焦油中有吡啶和吡咯及其衍生物的大量存在，但原始污泥中并不存在大量的吡啶和吡咯，其生成转化机制如何有待进一步研究。

（2）含硫化合物中噻吩与芳香族含硫化合物，硫醇与脂肪族化合物之间的关系模糊。这些问题主要受限于固体物质化学成分的检测手段，单一的XPS和XRD技术无法满足。

（3）目前对污泥生物炭氮硫行为的研究多集中在热解过程，重点关注氮硫气体产物的生成转化。污泥在热解生成生物炭的过程中，自身会转化为三相物质，包括固相的炭、液相的油和气相产物。但在高温情况下，焦油也会以气体的形式存在，用有机溶剂捕获可能捕获不全，冷凝过度则会把小分子的气体物质也溶解在焦油捕获装置中。且由于加热设备存在非加热区，如连接部位，因此在焦油经过这些区域的时候也会冷凝一部分。由于以上种种原因，在进行三相分离，总量核算的实验中存在困难。所以在目前有关污泥生物炭三相转化的研究中，三相产物的收集，和液相与气相的区分问题并没有解释清楚，未来需要更多的研究来解决这些问题。

污泥生物炭老化过程中氮硫行为的研究非常匮乏，老化状况的评估标准有待确立。环境风险的评估，对温室效应的贡献等诸多环境效应方面的问题尚未解决，缺乏系统的生命周期评估（life cycle assessment，LCA）评估。要准确理解氮、硫元素在生物炭施用周期中的归趋，还需要有更加系统的实验研究。