生物炭调控农业废弃物堆肥过程的研究进展

张建国，高 雅，张继宁，张鲜鲜，孙会峰，王 从，周 胜*

生物炭调控农业废弃物堆肥过程的研究进展

张建国1，高 雅1，张继宁2,3,4，张鲜鲜2,3,4，孙会峰2,3,4，王 从2,3,4，周 胜2,3,4*

(1. 上海理工大学健康科学与工程学院，上海 200093；2. 上海市农业科学院生态环境保护研究所，上海 201403； 3. 上海低碳农业工程技术研究中心，上海 201415；4. 农业农村部东南沿海农业绿色低碳重点实验室，上海 201403)

生物炭以其富碳多孔的功能性结构而被应用于农业生态环境。总结生物炭的酸碱性、比表面积和孔隙体积、灰分含量和阳离子交换量等主要性质，为其在农业领域的应用提供研究基础。基于此，从生物炭调控堆肥过程、促进物料中有机质的降解及腐熟、减少堆肥过程中的碳损失和氮损失、降低堆肥中重金属的生物有效性以及提高堆肥肥效等6个方面综述了生物炭改善农业废弃物堆肥过程的研究进展，为生物炭在农业废弃物堆肥中的应用提供思路和参考，并对其在堆肥系统中的应用进行了展望。

堆肥；生物炭；农业固体废弃物；固碳；腐殖质

生物炭为生物质在限氧环境中，经高温热化学转化产生的固体物质。根据生物质原料的来源不同，生物炭可以划分为木炭、竹炭、秸秆炭和畜禽粪污炭等。根据不同的制备方法，生物炭可以划分为热解炭和水热炭等。根据生物炭的不同结构形状，可以划分为成型炭（如球形炭、柱状炭、片状炭等）、碎料炭、粉末炭、微米炭和纳米炭等[1]。制备原料及方法的多样化产生了多种性质的生物炭，农业废弃物来源的生物炭应用于农业废弃物堆肥，将更加有利于农业废弃物资源化，拓宽生物炭的应用方向。本综述总结了生物炭的主要性质及其促进农业废弃物堆肥资源化的研究进展，以期为生物炭在农业领域方面的应用提供指导作用。

1 生物炭的性质

生物炭的理化特性是开展其研究与应用的重要基础。生物炭的主要性质包括pH、比表面积和孔隙体积、灰分含量和阳离子交换量（cation exchange capacity，CEC）等。

1.1 pH

生物质原料显著影响生物炭的pH范围[2-4]。常见的生物炭种类主要包括木本类、秸秆类和畜禽粪污类。其中，秸秆类生物炭的pH范围在7.1～10.9之间[2]；畜禽粪污类生物炭的pH范围在6.3～13.0之间[3]；而木本类生物炭pH范围可以拓宽到4.6～11.6之间[4]。有文献表明，500 ℃条件下猪粪制成的生物炭pH为10.6，而同样温度下的秸秆炭pH为9.8、谷壳炭pH为9.3、木炭pH为8.9[5-6]，这是由于这些生物质的结构不同。秸秆类生物质和木本类生物质由纤维素、半纤维素、木质素和灰分等组成。相对于木本类生物质而言，秸秆类生物质中纤维素和半纤维素的占比较高，而纤维素和半纤维素属于多糖，经过高温热解易发生炭化。因此，在同一温度下，秸秆类生物质制备的生物炭中灰分较多，pH较高；而木本类生物质制备的生物炭中灰分较低，pH较低。畜禽粪污类生物质属于非纤维素生物质，灰分含量更高。由此可见，不同原料类型制备的生物炭的pH值表现为畜禽粪污类生物炭>秸秆类生物炭>木本类生物炭[7]。

生物炭pH也与热解温度密切相关。随着热解温度升高，生物炭pH呈升高的趋势。这主要是由于随着热解温度的升高，生物炭的C-O键、C-H键和O-H键等减少，致使羟基和羧基等含氧官能团数量下降。因此，酸性官能团数量降低，而碱性官能团数量增加，造成生物炭的pH值升高[8]。例如，Zhou等[9]以废药渣为原料，在200～600 ℃热解温度条件下制备的生物炭随着热解温度顺序200、300、400、500和600 ℃，其对应的pH值分别为3.8、5.7、6.8、7.8和8.9。桉木在热解温度由450 ℃增至950 ℃时，其生物炭pH由5.3升至9.2[8]。此外，生物炭原料中的矿物质也对生物炭的碱性有贡献。例如，生物炭原料中的CaCO3在高温热解时分解为CaO，造成了生物炭pH值较高[10]。

1.2 比表面积和孔隙体积

生物炭比表面积和孔隙体积的大小随热解温度增加呈现规律性变化。热解温度升高，生物质原料的外表面经历脱水过程。随着脱水过程的不断加剧，原料外表面呈凹坑状，比表面积得以增加。由于生物质原料中的纤维素、半纤维素和木质素经历了脱水和热解过程，生物质内部结构被破坏而致孔壁变薄，大量微孔结构得以产生[11]。干猪粪经300～750 ℃热解制备生物炭的比表面积、微孔比表面积、总孔体积和微孔体积均随热解温度升高呈增加趋势。例如，热解温度为300 ℃时的生物炭比表面积、微孔比表面积、总孔体积和微孔体积分别为0.8 m2·g-1、0.1 m2·g-1、0.005 m3·g-1和0.002m3·g-1；当热解温度提高为750 ℃时，生物炭比表面积、微孔比表面积、总孔体积和微孔体积分别升高到37.6 m2·g-1、26.0 m2·g-1、0.04 m3·g-1和0.01 m3·g-1。生物炭的比表面积、微孔比表面积、总孔体积和微孔体积分别增加了47、260、8和5倍[12]。

生物炭的比表面积也与生物质原料类别及其原料颗粒大小有关。不同原料制备的生物炭的比表面积表现为木本类生物炭>秸秆类生物炭>畜禽粪污类生物炭。这是由于畜禽粪污类生物质为非纤维素生物质，而木本类生物质中的纤维素、半纤维素和木质素占比较高，在经历热解过程后，生物质中的纤维素和半纤维素易发生炭化，形成了大量微孔，所以这类生物质会产生较高的比表面积。比如，Ahmad等[13]在700 ℃条件下制备的花生壳生物炭比表面积为448.2 m2·g-1，大豆秸秆生物炭的比表面积为420.3 m2·g-1；而同样温度下制备的鸡粪生物炭的比表面积仅为50.9 m2·g-1[14]。生物炭的比表面积也与原料颗粒大小有关。Cybulak等[15]以小于0.5 mm、0.5～1.0 mm、1.0～2.0 mm、2.0～5.0 mm和大于5.0 mm 5种不同颗粒的木材废料为原料制备生物炭。生物炭的比表面积随木材颗粒的增大也增加。当颗粒尺寸从小于0.5 mm增加至大于5.0 mm（增加10倍）时，生物炭的比表面积由89.9 m2·g-1增至109.9 m2·g-1（增加1.2倍）。

1.3 灰分含量

灰分含量表征生物炭中的可溶性盐总量。一般通过马弗炉灼烧的方法测定灰分。灰分含量的多少与生物质原料有关。一般来说，不同原料来源生物炭的灰分含量表现为：畜禽粪污类>秸秆类>木本类。例如，同样在700 ℃条件下，鸡粪生物炭中的灰分含量为46.2%[16]；大豆秸秆生物炭中的灰分含量为17.2%[13]；而桉木类生物炭中的灰分含量仅为3.3%[17]。这是由于在这3类生物质中，畜禽粪污类生物质中的无机矿物质含量较高，制备所得的生物炭中的灰分含量也随之增加。

电导率（Electrical conductivity，EC）在一定程度上可以反映灰分含量的多少。生物炭的EC与热解温度和生物质原料有关。就热解温度而言，在中低温300～600 ℃条件下，生物炭的EC随温度的升高而增加。如以小麦秸秆、玉米秸秆、油菜秸秆和水稻秸秆为原料，分别在300、400、500和600 ℃下热解制备生物炭[18]。这4种秸秆炭的EC值分别从4.11、5.0、7.4和3.9 mS·cm-1增至6.9、7.7、10.7和6.7 mS·cm-1，增加幅度分别为68.3%、54.0%、44.6%和71.8%。这主要是由于热解温度升高，生物质中的纤维素、半纤维素和木质素发生热裂解，生成的无机矿物质溶于水后致使生物炭EC增加[19]。而在600 ℃以上的热解条件下，生物炭的EC随热解温度的升高而下降。这是由于生物质经历了高温热解，P、Ca和Mg等会发生挥发损失，导致生物炭的EC下降。

生物炭的EC与生物质原料有关，不同原料来源生物炭的EC表现为：畜禽粪污类>秸秆类>木本类。例如，同样在450～550℃条件下，鸡粪生物炭的EC为7.6 mS·cm-1[20]；水稻秸秆生物炭的EC为3.9 mS·cm-1[21]；而竹炭的EC为0.25 mS·cm-1[22]。这是由于生物炭中的EC与灰分含量有关。Azargohar等[23]用小麦秸秆、锯末、亚麻秸秆和鸡粪等热解制备生物炭，结果表明EC和灰分之间呈较好的相关性，且2＞0.85。

1.4 阳离子交换量（CEC）

CEC是衡量离子交换和吸附性能的主要指标，可以反映出生物炭表面的负电荷参数，其大小也决定了生物炭在堆肥过程或者土壤中对阳离子的持留能力。生物炭的CEC与生物质原料有关。丁思惠 等[24]以杨树的不同组分（树叶、树枝和树皮）为原料制备生物炭，300 ℃和700 ℃条件下，树叶含有较高的CEC，这是因为相对于树皮和树枝而言，树叶的碳含量较低而灰分含量较高。生物炭的CEC也与热解温度相关，随着热解温度升高，秸秆生物炭的CEC呈增加趋势。300、500和700 ℃条件下，秸秆炭的CEC分别为20.7、23.0和24.2 cmol·kg-1[24]。但也有研究表明，随着热解温度升高，生物炭的CEC呈降低趋势。Subedi等[25]以猪粪为原料，在400 ℃条件下制备生物炭的CEC为52.5 cmol·kg-1，而在600 ℃条件下制备生物炭的CEC降至18.6 cmol·kg-1。随着热解温度的增加，秸秆炭CEC呈增加趋势，而猪粪生物炭的CEC呈降低趋势，这主要由于猪粪含有较多的灰分，在较高的热解温度下，生物炭表面的含氧官能团急剧减少，表面负电荷呈减少趋势，致使CEC降低。

2 生物炭应用于农业废弃物堆肥

堆肥指生物可降解废弃物在好氧条件下经微生物降解发生矿（质）化和腐殖化作用，形成稳定腐殖质的过程[26]。堆肥不仅可以有效杀灭废弃物中的病菌和虫卵，而且能把废弃物中含有的营养元素转化为有机肥，直接用于农田。腐殖质具有改善土壤通气透水以及加强土壤保水保肥的功能，而且腐殖质中含有稳定的碳素，长期施用可增加土壤中有机碳的含量[27]。因此，堆肥是将废弃物转化为土壤肥料和调节剂的有效手段。农作物秸秆和畜禽粪便是我国主要的农业固体废弃物。据统计，2021年我国农作物秸秆年产量7.0亿t，其中以水稻、玉米和小麦秸秆为主，占秸秆总量的76.0%。规模化养殖场畜禽粪污约24.0亿t[28]。大量农作物秸秆的燃烧及未处置的畜禽粪污随意堆放会造成环境污染和资源浪费。因此，秸秆和畜禽粪污需要被有效地资源化利用。而堆肥是一种易于操作、价廉、容易推广、适合我国农业废弃物资源化的方式。传统堆肥技术存在的不足在于堆肥过程中氮素损失较多，占总氮的25.6%～42.6%，其中以NH3形式挥发是堆肥中氮素损失的主要形式，平均损失量占氮素损失总量的54.8%[29]。此外，传统堆肥工艺主要考虑矿化和减量化，堆肥中约60.0%～70.0%的碳素被降解成CO2而释放到大气中[30]。氮素和碳素损失不仅增加碳排放，而且降低堆肥产品的营养品质[30]。

在农业废弃物资源化利用及碳中和双重背景下，废弃生物质炭化后具有增加土壤肥力、提高作物产量和调控土壤中营养元素循环的作用，而且生物炭在堆肥中的应用，既可以在堆肥过程中发挥促进腐殖化而固碳的功效，最终随堆肥产物还田后又可以改良土壤，为作物提供营养。生物炭在堆肥过程中的应用可以调控堆肥过程[31]、减少氮素损失[29]、增加堆肥产品碳素含量[31]，降低重金属的生物有效性[32]，最终提高堆肥产品质量。但由于生物炭呈颗粒状、粉状或者块状，其在堆肥过程中的填充作用并不及秸秆或木屑。然而相对于秸秆或木屑而言，生物炭作为外源调理剂在堆肥中的作用主要表现在其多孔、疏水性和低密度特性能改善堆肥通气状况；其表面含有的羧基和羟基等官能团可以与腐殖质单体上羧基和羟基等官能团发生化学结合，或者生物炭含有的酚基官能团通过电子传递生成醌基，从而促进腐殖质的生成；其影响和调控堆肥微环境内微生物的菌群结构，最终会减少堆肥过程中的碳氮排放，吸附和降低重金属的生物有效性。

2.1 调控堆肥过程

温度是监测堆肥过程的主要参数。堆肥过程中物料在微生物的作用下发生降解，产生的能量以热形式释放，使堆体温度升高，一般会达到50 °C以上[33]。畜禽粪污堆肥的堆体温度高于50 °C，持续时间5～10 d，才能满足粪便无害化卫生要求[34]。Zhou等[35]以猪粪和水稻秸秆为原料进行堆肥，堆体在5 d内达到50.0 ℃以上，嗜热期持续2 d；而在该处理中添加秸秆生物炭，堆体温度在第3 天可达50.7 ℃，且第1次的嗜热期持续了5～6 d。Sanchez-monedero等[36]以鸡粪和大麦秸秆为堆肥原料，当添加了木炭（木炭比例为原料混合物干重的3.0%）后，嗜热期、中温期和成熟期的堆体温度平均值分别达64.0、42.7和19.7 ℃，相对于未添加生物炭的对照处理而言，堆体温度分别提高了4.9、4.7和0.7 ℃。这是由于生物炭的高比表面积及多孔特性，促进了堆肥通气而增加产热量，最终提高堆体温度。此外，由于生物炭填充了堆肥颗粒物质之间的空隙，降低了堆肥密度，减少了堆肥过程中的热量损失并延长了高温持续时间。

pH值是衡量堆肥产物酸碱度的指标。我国行业标准要求堆肥产品pH值应在5.5～8.5范围（NY/T 525—2021）[37]。堆肥初期，微生物大量繁殖加速有机物料分解，有机氮被转化为铵态氮在堆体中积聚，致使堆体pH升高；随着堆体温度升高，积累的铵态氮以NH3形式大量释放，有机物分解过程中产生了小分子有机酸、无机酸等酸性物质致使堆体pH值下降；随着堆肥过程的持续，小分子有机酸被分解以及局部缺氧造成硝态氮的反硝化作用，致使堆体pH值稍稍升高；堆肥末期堆体达到腐熟状态，堆体的pH逐渐趋于稳定[38-39]。堆肥产物的pH值影响堆体内微生物的生长繁殖，在一定程度上反应了堆肥进程。Li等[39]在以猪粪和玉米秸秆的堆肥原料中添加5.0%的竹炭，研究表明相对于未添加生物炭的对照处理，整个堆肥过程中堆体pH值提高了0.3个单位。Ravindran等[40]研究了不同比例（3.0%、5.0%和10.0%）的竹炭添加量对猪粪堆肥的影响。结果表明与未添加生物炭的对照组pH相比，竹炭处理组的堆肥pH提高了0.9～1.0个单位。供试生物炭的碱性，致使堆肥产物的pH升高。

表1 生物炭提高堆体温度和调控堆肥过程pH

表2 生物炭促进堆肥物料中有机质的降解及腐熟

2.2 促进腐殖化

堆肥的最终产物为腐殖质，主要由类胡敏酸和类富里酸组成[38]。腐殖质的组成和数量可以评价堆肥产品质量。一般来说，新鲜的堆肥混合物中类胡敏酸含量较低而类富里酸含量较高。随着堆肥进行，混合物中的类胡敏酸含量逐渐增加而类富里酸含量逐渐减少[38]。由此可见，堆肥过程中类富里酸向类胡敏酸的转化可以促进堆肥腐熟，提高腐殖化程度[42]。生物炭在堆肥过程中一方面可以通过增殖微生物和酶活性而促进有机物降解[43]；另一方面，生物炭本身含有类胡敏酸物质，可以促进堆肥产物中类胡敏酸物质数量的增加，进而提高堆肥腐殖化程度[44-45]。

Zhang等[46]在猪粪堆肥中添加木炭，基于三维荧光光谱的连续监测结果，堆肥的腐殖化程度增加。这可能是由于木炭含有羧基、酚羟基等含氧基团和类富里酸物质，这些基团会与腐殖质表面的化学基团发生反应，提高猪粪堆肥的腐殖化程度。而Wei等[47]在牛粪和玉米秸秆混合物中添加木炭后，基于胡/富比的检测结果，并未发现木炭对牛粪堆肥过程的腐殖化程度产生促进作用。这可能是相对于胡/富比方法，三维荧光光谱检测方法更加灵敏。此外，堆肥过程是一个复杂的反应过程，生物炭对堆肥腐殖化程度的影响取决于多种因素，如：生物炭类型和添加量、堆肥原料的类型和组成、调理剂的类型和添加量以及堆肥过程中的反应条件等。为了提高堆肥腐殖化程度，可以将生物炭与其他调理剂联用。Wang等[48]将生物炭和沸石添加在猪粪和小麦秸秆的堆肥原料中促进了类胡敏酸含量的增加。这主要是因为沸石促进了矿化作用，而生物炭促进了腐殖化作用，二者的协同作用提高了腐殖质的质量。

表3 生物炭减少堆肥过程中的氮素损失

表4 生物炭减少堆肥过程中CO2和CH4排放

2.3 减少氮排放

堆肥中的氮素损失主要发生在堆肥高温期，该期间微生物增殖以及有机氮矿化产生了大量的铵态氮。铵态氮在高pH和高温条件下，以NH3形式释放到大气中[38]，造成了堆肥过程中的氮素损失。随着堆体温度下降堆体内氧气含量不足，硝化作用和反硝化作用加强导致N2O产生[49]。而生物炭表面的官能团（-COO-、-OH-等）可以吸附堆肥过程中的NH4+、NO3-和气体NH3以及抑制反硝化作用而减少NH3和N2O的排放[38]。Janczak等[50]在鸡粪和小麦秸秆混合物中添加木炭的结果表明，5.0%和10.0%的木炭添加量减少了NH3排放，降低程度分别为30.0%和44.0%。He等[51]以猪粪和小麦秸秆为堆肥原料，添加10.0%的竹炭后，NH3和N2O排放量分别减少了10.4%～11.8%和1.3%～8.7%。

2.4 减少碳排放

堆肥物料中的有机碳降解后主要以CO2和CH4的形式而损失。其中，前者是主要的损失形式，占初始总有机碳的14.0%～59.0%；而以CH4形式损失的碳占比不足碳损失总量的6.0%[55]。研究表明，生物炭的添加可以减少CO2和CH4的排放，主要是由于生物炭增加了堆肥通气量，减少厌氧气囊的形成，从而减少了CH4排放[56]；生物炭降低了水溶性有机物的移动性，从而减少了CO2排放。Yang等[57]将秸秆炭投入到猪粪堆肥过程中，结果表明10.0%的秸秆炭添加量产生的CH4累积排放量为97.4 g，比未添加秸秆炭处理的CH4累积排放量（120.2 g）减少了23.4%。Awasthi等[58]研究了竹炭（2.0%～10.0%）对鸡粪和秸秆堆肥过程中CO2排放的影响。结果表明相比未添加竹炭的对照组，10%的竹炭添加量减少了CO2排放，减少幅度达393.5%。

2.5 钝化重金属

农业废弃物主要包括作物秸秆和畜禽粪污。一般而言，秸秆中较少存在重金属风险。畜禽生长过程中Cu和Zn等的添加具有促进机体代谢、加速生长和抑制动物肠道有害微生物的重要作用，然而由于饲料中添加的重金属和饲料原料中所含有的重金属被畜禽吸收的比例只有5.0%～30.0%，绝大部分的重金属随着粪便排出。因此，重金属在畜禽粪污中积累，而这种积累与畜禽种类、畜禽年龄以及畜禽粪污的收集方式和处理方式等有关。有调查表明，华东地区的规模化养殖场猪粪中的Cu和Zn含量分别为508.0和857.0 mg·kg-1；牛粪中的Cu和Zn含量分别为34.3和206.0 mg·kg-1[60]。

Zhou等[61]在猪粪堆肥中添加生物炭后，堆肥中的Cu、Pb和Cd的最大钝化率可分别达95.0%、66.0%和69.0%。生物炭主要通过影响堆肥产物的理化性质以及与堆肥中的重金属发生物理吸附、静电作用、离子交换、沉淀或络合等作用[62]，降低了重金属在堆肥中的生物有效性和可迁移性。Beesley等[63]的研究表明，As、Cd和Zn等重金属离子依靠物理吸附固定在生物炭表面或扩散到其孔隙内部而被包裹[64]。Jiang等[65]研究表明生物炭表面的大量负电荷通过静电吸附增加了对Pb（II）的吸附。Mohan等[66]用木材或树皮快速热解制得的生物炭对Pb（Ⅱ）、Cd（Ⅱ）和As（Ⅲ）的吸附机制主要是离子交换。Wang等[48]在堆肥过程中添加生物炭后，发现其结合位点易与Cu和Zn离子发生很强的络合或配位作用，促进Cu和Zn与类富里酸络合，并逐渐转化为Cu和Zn与类胡敏酸络合，增强了重金属的被钝化程度。Cao等[67]研究表明牛粪制备的生物炭含有大量的磷酸盐，可以形成难溶的氢氧磷氯铅矿，通过共沉淀作用从而有效地固定Pb。

表5 生物炭降低堆肥中重金属的生物有效性

表6 生物炭增加堆肥产品养分

2.6 提高可利用性氮磷钾

堆肥可以将废弃物中含有的营养元素转化为有机肥。肥效的衡量标准主要包括氮素、磷素和钾素。堆肥产品中的氮素以蛋白质、氨基酸等有机态氮以及铵硝态氮等无机氮形式存在。磷素主要由核酸类、植素类和磷脂类为主的有机磷以及正磷酸盐为主的无机磷构成。尽管不同形态的磷会相互转化，但不会挥发损失。钾素以无机态形式存在且较为稳定。生物炭的吸附性能对物料中的铵硝态氮及气态NH3等有较强的吸附作用，因此堆肥产品中的氮素得以提高[10]。生物炭的增施促进了堆肥产品总磷中可被NaHCO3溶解的无机态磷逐渐解吸[47,69]，无机态磷在总磷中的占比得以提高。秸秆生物炭富含钾素[10]，有利于提高堆肥产品中的钾素含量。不同生物炭类型对堆肥产品中氮磷钾养分含量的增效不一致，主要与生物炭原料和热解温度不同有关。相对于木本类生物炭而言，秸秆类生物炭灰分含量较高[10]，易于提高堆肥产品中的全量和速效养分。比如，柠条类生物炭对堆肥产品中全磷和全钾含量增加幅度较低，仅为2.0%～2.2%和1.9%～4.1%[70]；而秸秆类生物炭投入后堆肥产品中全氮、全磷和全钾含量可分别增加91.7%、52.4%和23.0%[71]。

3 研究展望

图1凝练了生物炭的性质及其在堆肥应用中的研究展望。为推进生物炭在堆肥中的应用，首先应制定统一的生物炭制备标准；其次，堆肥中NH3和N2O及温室气体的产生和排放相互关联，目前堆肥过程碳氮转化机制尚不清晰，阻碍协同减排策略的优化。因此，需要稳定的示踪技术解析微生物驱动机制，剖析碳氮转化机制。再有，随着农业农村部《生物炭基肥料》（NY/T 3041—2016）[72]和《生物炭基有机肥料》（NY/T 3618—2020）[73]行业标准的实施，积极创制针对特定类型的作物和土壤的专用肥料，并研究其对农田土壤的减排固碳效果。此外，研发复合添加剂与功能菌剂有利于实现堆肥过程中的精准协同减排。

图1 生物炭的性质及其在堆肥研究中的展望

Figure 1 The properties of biochar and its prospects in composting research

2021年全国两会的政府工作报告明确提出扎实做好碳达峰和碳中和的各项工作。农业农村部也积极倡导以生物炭基肥料和土壤改良剂为主要发展方向。实现“碳中和”的手段主要在于低碳技术的开发与应用，才能抵消自身产生的二氧化碳或温室气体排放量，通过正负抵消达到相对的“零排放”。如果农业固体废弃物经过高温热解，可产生25%的生物炭归还土壤，由于生物炭的化学和微生物惰性以及对土壤团聚体的物理保护使其成为土壤的惰性碳库，而堆肥最终形成的稳定腐殖质施用于土壤也成为碳的净汇。因此，生物炭在堆肥中的合理应用，以及生物炭基堆肥的产业化和规模化、生物炭和堆肥协同输入土壤，具有减少碳排放和固碳两种功效，在“碳中和”进程中发挥重要作用。

[1] 盛奎川, 杨生茂. 生物炭概念的内涵及语词辨析[J]. 核农学报, 2022, 36(2): 481-487.

[2] WANG S Q, ZHANG H, HUANG H Y, et al. Influence of temperature and residence time on characteristics of biochars derived from agricultural residues: a comprehensive evaluation[J]. Process Saf Environ Prot, 2020, 139: 218-229.

[3] AHMAD M, RAJAPAKSHA A U, LIM J E, et al. Biochar as a sorbent for contaminant management in soil and water: a review[J]. Chemosphere, 2014, 99: 19-33.

[4] BORAAH N, CHAKMA S, KAUSHAL P. Attributes of wood biochar as an efficient adsorbent for remediating heavy metals and emerging contaminants from water: a critical review and bibliometric analysis[J]. J Environ Chem Eng, 2022, 10(3): 107825.

[5] 富丽, 徐先英, 付贵全, 等. 五种生物质炭的特性分析[J]. 干旱区资源与环境, 2019, 33(9): 202-208.

[6] 陈慧, 时正伦, 吴永波, 等. 不同生物炭配施基肥处理对桑树幼苗叶片品质的影响及综合评价[J]. 植物资源与环境学报, 2021, 30(3): 71-77.

[7] ENDERS A, HANLEY K, WHITMAN T, et al. Characterization of biochars to evaluate recalcitrance and agronomic performance[J]. Bioresour Technol, 2012, 114: 644-653.

[8] CHAVES FERNANDES B C, FERREIRA MENDES K, DIAS A F Jr, et al. Impact of pyrolysis temperature on the properties of Eucalyptus wood-derived biochar[J]. Materials, 2020, 13(24): 5841.

[9] ZHOU X Y, XIE F, JIANG M, et al. Physicochemical properties and lead ion adsorption of biochar prepared from Turkish gall residue at different pyrolysis temperatures[J]. Microsc Res Tech, 2021, 84(5): 1003-1011.

[10] ZHANG J N, LÜ F, ZHANG H, et al. Multiscale visualization of the structural and characteristic changes of sewage sludge biochar oriented towards potential agronomic and environmental implication[J]. Sci Rep, 2015, 5: 9406.

[11] 常西亮, 胡雪菲, 蒋煜峰, 等. 不同温度下小麦秸秆生物炭的制备及表征[J]. 环境科学与技术, 2017, 40(4): 24-29.

[12] WANG K F, PENG N, LU G N, et al. Effects of pyrolysis temperature and holding time on physicochemical properties of swine-manure-derived biochar[J]. Waste Biomass Valor, 2020, 11(2): 613-624.

[13] AHMAD M, LEE S S, DOU X M, et al. Effects of pyrolysis temperature on soybean stover- and peanut shell- derived biochar properties and TCE adsorption in water[J]. Bioresour Technol, 2012, 118: 536-544.

[14] 谢胜禹, 余广炜, 潘兰佳, 等. 添加生物炭对猪粪好氧堆肥的影响[J]. 农业环境科学学报, 2019, 38(6): 1365-1372.

[15] CYBULAK M, SOKOŁOWSKA Z, BOGUTA P, et al. Influence of pH and grain size on physicochemical properties of biochar and released humic substances[J]. Fuel, 2019, 240: 334-338.

[16] CANTRELL K B, HUNT P G, UCHIMIYA M, et al. Impact of pyrolysis temperature and manure source on physicochemical characteristics of biochar[J]. Bioresour Technol, 2012, 107: 419-428.

[17] JIANG S S, NGUYEN T A H, RUDOLPH V, et al. Characterization of hard- and softwood biochars pyrolyzed at high temperature[J]. Environ Geochem Health, 2017, 39(2): 403-415.

[18] ZHANG X X, ZHANG P Z, YUAN X R, et al. Effect of pyrolysis temperature and correlation analysis on the yield and physicochemical properties of crop residue biochar[J]. Bioresour Technol, 2020, 296: 122318.

[19] 张继宁, 周胜, 陈桂发, 等. 基于文献统计的农业领域生物炭研究现状[J]. 环境科学与技术, 2015, 38(S2): 240-245, 250.

[20] 王煌平, 张青, 李昱, 等. 热解温度对畜禽粪便生物炭产率及理化特性的影响[J]. 农业环境科学学报, 2015, 34(11): 2208-2214.

[21] 付祥峰, 刘琪琪, 李恋卿, 等. 生物质炭对猪粪堆肥过程中氮素转化及温室气体排放的影响[J]. 农业环境科学学报, 2017, 36(9): 1893-1900.

[22] 李荣华, 涂志能, AMJAD A, 等. 生物炭复合菌剂促进堆肥腐熟及氮磷保留[J]. 中国环境科学, 2020, 40(8): 3449-3457.

[23] AZARGOHAR R, NANDA S, KOZINSKI J A, et al. Effects of temperature on the physicochemical characteristics of fast pyrolysis bio-chars derived from Canadian waste biomass[J]. Fuel, 2014, 125: 90-100.

[24] 丁思惠, 方升佐, 田野, 等. 不同热解温度下杨树各组分生物质炭的理化特性分析与评价[J]. 南京林业大学学报(自然科学版), 2020, 44(6): 193-200.

[25] SUBEDI R, TAUPE N, PELISSETTI S, et al. Greenhouse gas emissions and soil properties following amendment with manure-derived biochars: influence of pyrolysis temperature and feedstock type[J]. J Environ Manag, 2016, 166: 73-83.

[26] 何品晶. 固体废物处理与资源化技术[M]. 北京: 高等教育出版社, 2011.

[27] HUANG Y, DANYANG L, SHAH G M, et al. Hyperthermophilic pretreatment composting significantly accelerates humic substances formation by regulating precursors production and microbial communities[J]. Waste Manag, 2019, 92: 89-96.

[28] 中华人民共和国国家统计局. 中国统计年鉴[M]. 北京: 中国统计出版社, 2022.

[29] ZHAO S X, SCHMIDT S, QIN W, et al. Towards the circular nitrogen economy - A global meta-analysis of composting technologies reveals much potential for mitigating nitrogen losses[J]. Sci Total Environ, 2020, 704: 135401.

[30] ZHANG Z, LIU D H, QIAO Y, et al. Mitigation of carbon and nitrogen losses during pig manure composting: a meta-analysis[J]. Sci Total Environ, 2021, 783: 147103.

[31] ZHANG J N, CHEN G F, SUN H F, et al. Straw biochar hastens organic matter degradation and produces nutrient-rich compost[J]. Bioresour Technol, 2016, 200: 876-883.

[32] HAO J K, WEI Z M, WEI D, et al. Roles of adding biochar and montmorillonite alone on reducing the bioavailability of heavy metals during chicken manure composting[J]. Bioresour Technol, 2019, 294: 122199.

[33] AKDENIZ N. A systematic review of biochar use in animal waste composting[J]. Waste Manag, 2019, 88: 291-300.

[34] ZHANG M Q, SHI A P, AJMAL M, et al. Comprehensive review on agricultural waste utilization and high- temperature fermentation and composting[J]. Biomass Conv Bioref, 2021: 1-24.

[35] ZHOU G X, XU X F, QIU X W, et al. Biochar influences the succession of microbial communities and the metabolic functions during rice straw composting with pig manure[J]. Bioresour Technol, 2019, 272: 10-18.

[36] SÁNCHEZ-MONEDERO M A, SÁNCHEZ-GARCÍA M, ALBURQUERQUE J A, et al. Biochar reduces volatile organic compounds generated during chicken manure composting[J]. Bioresour Technol, 2019, 288: 121584.

[37] 农业农村部种植业管理司.有机肥料: NY/T 525—2021[S]. 北京: 中国农业出版社, 2021.

[38] 刘立, 张朝升, 赵美花. 生物炭对好氧堆肥化处理影响的研究进展[J]. 环境科学与技术, 2018, 41(9): 170-175, 182.

[39] LI H H, ZHANG T, TSANG D C W, et al. Effects of external additives: Biochar, bentonite, phosphate, on co-composting for swine manure and corn straw[J]. Chemosphere, 2020, 248: 125927.

[40] RAVINDRAN B, NGUYEN D D, CHAUDHARY D K, et al. Influence of biochar on physico-chemical and microbial community during swine manure composting process[J]. J Environ Manag, 2019, 232: 592-599.

[41] WANG H X, LU Y, XU J L, et al. Effects of additives on nitrogen transformation and greenhouse gases emission of co-composting for deer manure and corn straw[J]. Environ Sci Pollut Res, 2021, 28(10): 13000-13020.

[42] WU J Q, ZHAO Y, YU H M, et al. Effects of aeration rates on the structural changes in humic substance during co-composting of digestates and chicken manure[J]. Sci Total Environ, 2019, 658: 510-520.

[43] SONG C H, ZHAO Y, PAN D L, et al. Heavy metals passivation driven by the interaction of organic fractions and functional bacteria during biochar/montmorillonite-amended composting[J]. Bioresour Technol, 2021, 329: 124923.

[44] WANG C, TU Q P, DONG D, et al. Spectroscopic evidence for biochar amendment promoting humic acid synthesis and intensifying humification during composting[J]. J Hazard Mater, 2014, 280: 409-416.

[45] YANG Y J, AWASTHI M K, BAO H Y, et al. Exploring the microbial mechanisms of organic matter transformation during pig manure composting amended with bean dregs and biochar[J]. Bioresour Technol, 2020, 313: 123647.

[46] ZHANG J N, LÜ F, LUO C H, et al. Humification characterization of biochar and its potential as a composting amendment[J]. J Environ Sci, 2014, 26(2): 390-397.

[47] WEI Y Q, WANG J, CHANG R X, et al. Composting with biochar or woody peat addition reduces phosphorus bioavailability[J]. Sci Total Environ, 2021, 764: 142841.

[48] WANG Q, AWASTHI M K, REN X N, et al. Comparison of biochar, zeolite and their mixture amendment for aiding organic matter transformation and nitrogen conservation during pig manure composting[J]. Bioresour Technol, 2017, 245: 300-308.

[49] 曹玉博, 张陆, 王选, 等. 畜禽废弃物堆肥氨气与温室气体协同减排研究[J]. 农业环境科学学报, 2020, 39(4): 923-932.

[50] JANCZAK D, MALIŃSKA K, CZEKAŁA W, et al. Biochar to reduce ammonia emissions in gaseous and liquid phase during composting of poultry manure with wheat straw[J]. Waste Manag, 2017, 66: 36-45.

[51] HE X Q, YIN H J, FANG C, et al. Metagenomic and q-PCR analysis reveals the effect of powder bamboo biochar on nitrous oxide and ammonia emissions during aerobic composting[J]. Bioresour Technol, 2021, 323: 124567.

[52] AGYARKO-MINTAH E, COWIE A, VAN ZWIETEN L, et al. Biochar lowers ammonia emission and improves nitrogen retention in poultry litter composting[J]. Waste Manag, 2017, 61: 129-137

[53] CHEN W, LIAO X D, WU Y B, et al. Effects of different types of biochar on methane and ammonia mitigation during layer manure composting[J]. Waste Manag, 2017, 61: 506-515.

[54] 黄晓雅, 李莲芳, 朱昌雄. 生物炭老化对土壤重金属的固定效应研究进展[J]. 农业资源与环境学报, 2022, 39(1): 157-164.

[55] 曹云, 黄红英, 孙金金, 等. 超高温预处理对猪粪堆肥过程碳氮素转化与损失的影响[J]. 中国环境科学, 2018, 38(5): 1792-1800.

[56] AWASTHI M K, DUAN Y M, AWASTHI S K, et al. Influence of bamboo biochar on mitigating greenhouse gas emissions and nitrogen loss during poultry manure composting[J]. Bioresour Technol, 2020, 303: 122952.

[57] YANG Y J, KUMAR AWASTHI M, DU W, et al. Compost supplementation with nitrogen loss and greenhouse gas emissions during pig manure composting[J]. Bioresour Technol, 2020, 297: 122435.

[58] MAO H, ZHANG H Y, FU Q, et al. Effects of four additives in pig manure composting on greenhouse gas emission reduction and bacterial community change[J]. Bioresour Technol, 2019, 292: 121896.

[59] CHEN H Y, AWASTHI S K, LIU T, et al. Effects of microbial culture and chicken manure biochar on compost maturity and greenhouse gas emissions during chicken manure composting[J]. J Hazard Mater, 2020, 389: 121908.

[60] CUI H, OU Y, WANG L X, et al. The passivation effect of heavy metals during biochar-amended composting: emphasize on bacterial communities[J]. Waste Manag, 2020, 118: 360-368.

[61] ZHOU H B, MENG H B, ZHAO L X, et al. Effect of biochar and humic acid on the copper, lead, and cadmium passivation during composting[J]. Bioresour Technol, 2018, 258: 279-286.

[62] SANCHEZ-MONEDERO M A, CAYUELA M L, ROIG A, et al. Role of biochar as an additive in organic waste composting[J]. Bioresour Technol, 2018, 247: 1155-1164.

[63] BEESLEY L, INNEH O S, NORTON G J, et al. Assessing the influence of compost and biochar amendments on the mobility and toxicity of metals and arsenic in a naturally contaminated mine soil[J]. Environ Pollut, 2014, 186: 195-202.

[64] 王宏胜, 唐朝生, 巩学鹏, 等. 生物炭修复重金属污染土研究进展[J]. 工程地质学报, 2018, 26(4): 1064-1077.

[65] JIANG T Y, JIANG J, XU R K, et al. Adsorption of Pb(II) on variable charge soils amended with rice-straw derived biochar[J]. Chemosphere, 2012, 89(3): 249-256.

[66] MOHAN D, PITTMAN C U Jr, BRICKA M, et al. Sorption of arsenic, cadmium, and lead by chars produced from fast pyrolysis of wood and bark during bio-oil production[J]. J Colloid Interface Sci, 2007, 310(1): 57-73.

[67] CAO X D, MA L N, LIANG Y, et al. Simultaneous immobilization of lead and atrazine in contaminated soils using dairy-manure biochar[J]. Environ Sci Technol, 2011, 45(11): 4884-4889.

[68] 王义祥, 李波, 叶菁, 等. 生物炭添加对猪粪菌渣堆肥过程中Cu、Zn的钝化作用[J]. 农业环境科学学报, 2019, 38(5): 1176-1184.

[69] 杨洋, 张阳, 郝宇, 等. 生物炭与螯合剂配施条件下土壤无机磷的动态变化[J]. 安徽农业大学学报, 2020, 47(3): 415-420.

[70] 刘微, 霍荣, 张津, 等. 生物质炭对番茄秸秆和鸡粪好氧堆肥氮磷钾元素变化的影响及其机理[J]. 水土保持学报, 2015, 29(3): 289-294.

[71] 吴晓东, 邢泽炳, 何远灵, 等. 添加生物炭对鸡粪好氧堆肥过程中养分转化的研究[J]. 中国土壤与肥料, 2019(5): 141-146.

[72] 农业农村部.生物炭基肥料:NY/T 3041—2016[S].北京:中国农业出版社,2016.

[73] 农业农村部. 生物炭基有机肥料:NY/T 3618—2020[S].北京:中国农业出版社, 2020.

Research progress on biochar improving agricultural waste composting

ZHANG Jianguo1, GAO Ya1, ZHANG Jining2,3,4, ZHANG Xianxian2,3,4, SUN Huifeng2,3,4, WANG Cong2,3,4, ZHOU Sheng2,3,4

(1. School of Health Science and Engineering, University of Shanghai for Science and Technology, Shanghai 200093; 2. Institute of Eco-Environmental Protection Research, Shanghai Academy of Agricultural Sciences, Shanghai 201403; 3. Shanghai Engineering Research Center of Low-carbon Agricultural, Shanghai Academy of Agricultural Sciences, Shanghai 201415; 4.Key Laboratory of Low-carbon Green Agriculture in Southeastern China, Ministry of Agriculture and Rural Affairs, Shanghai 201403)

Biochar is widely investigated because of its functional, carbon-rich, porous structure, and used in agricultural environment field. This review summarized the characteristics of biochar samples for pH, surface area and pore volume, ash content and cation exchange capacity, providing basis for biochar application in the agricultural field. The study was reviewed from six aspects of biochar’s roles on composted with agricultural solid waste. Biochar could regulate the composting process, hasten the degradation and maturity of organic matter, reduce carbon loss and nitrogen loss, weaken the bioavailability of heavy metals, and enhance the nutrients in composting. This study aimed to provide references for the application of biochar in agricultural waste composting. Biochar application in composting systems was also prospected.

compost; biochar; agricultural solid waste; carbon sequestration; humus

10.13610/j.cnki.1672-352x.20230625.016

2023-06-26 15:35:18

X71; S141.4

A

1672-352X (2023)03-0511-09

2022-05-30

上海市农委重点攻关项目 (2020-02-08-00-12-F01457)和国家自然科学基金(41601315)共同资助。

张建国，博士，教授，博士生导师。E-mail：jgzhang@usst.edu.cn

通信作者:周 胜，博士，研究员。E-mail：zhous@263.net

[URL] https://kns.cnki.net/kcms2/detail/34.1162.S.20230625.1520.032.html