沼渣生物炭的制备及资源化利用研究进展

叶沁辉，陈红，于鑫，王凯，于露滢，曾可佳

（东华大学环境科学与工程学院，上海 201620）

废弃生物质的沼气资源化利用是促进经济社会发展全面绿色转型的重要方向之一，根据农村社会经济调查司的数据，截至2018 年底，农村沼气建设工程数量已超过10万个[1]。厌氧消化是人工生产沼气的主要方法，即在厌氧环境下利用微生物的分解代谢将有机生物质转化为可燃气体的过程。然而，厌氧消化工艺在废弃生物质处理过程中的广泛应用，不可避免地产生大量废弃沼渣。这些沼渣不仅体量大、气味重，还常携带有重金属、抗生素和致病菌，极易对周围生态环境造成二次污染[2]。研究表明，在厌氧消化过程中，仅有15%～40%的有机物被完全分解，大部分有机质残留在了沼渣和沼液中，造成了巨大的资源浪费[3]。因此，亟待探究出一种安全可靠的沼渣处理方式，既能减少废弃沼渣的体积量，又能产生高附加值的衍生物，进一步推动沼气产业的高质量发展。

沼渣是以动物粪尿、厨余垃圾、作物秸秆等有机物为原料，经产甲烷菌厌氧消化后残留的固体渣质，其主要成分包括了微生物菌落、工艺中间体和发酵过程中未完全分解的生物质原料。此外，沼渣中保留有氨基酸、腐殖质以及氮、磷、钾等植物必需的营养物质，在促进作物生产方面具有很高的利用价值，因此又被称为“沼肥”[4]。种植土地中在施加沼肥后土壤的有机质含量提升到了91.60～107.23mg/g，全氮、有效磷、速效钾含量也均有一定程度的提高，土壤增肥效果显著，促进了花生、小麦等农作物产量的增长[5]。此外，沼渣在土壤中施用还可以起到优化土壤的组成成分、改善土壤理化性质的功效[6]。不过，直接使用沼渣作为有机肥料有可能会导致环境污染。例如，由于原料来源的多样性，沼渣组成成分复杂多样，部分沼渣存在高盐分、抗生素、重金属含量超标的问题，不宜直接施用[7]。焚烧发电和填埋处理是废弃沼渣的另两种主要处理方式，但这两种工艺都存在着明显的缺陷。焚烧可能会引起二污染，填埋占用土地资源，且两种方式都伴随温室气体的排放。鉴于沼渣中含有较高含量的有机质，近年来涌现出越来越多的沼渣资源化利用新技术，沼渣生物制炭技术便是其中的典型代表。该工艺不仅能大幅度缩减污染物的体积，解决沼渣消纳难题，还能将废弃沼渣转化为高附加值的生物炭，可谓“一举两得”。

生物炭是有机生物质经过一系列热化学转化制得的一类富碳材料[8]。这种新型的碳基材料结构稳定，性能优良，有效解决了废弃生物质处置和有机碳固定两大难题，可被应用于污染环境修复、土壤肥力改良、生物能源制备等诸多领域，市场潜力巨大[9]。废弃沼渣来源广，价格低廉，有机质含量高，是制备生物炭的理想原材料[10]。本文基于现有的文献资料，重点总结了沼渣生物炭的制备工艺和改性方法，以及沼渣生物炭的结构性质，并在此基础上进一步介绍了沼渣生物炭的主要资源化应用途径，对未来沼渣生物炭资源利用的发展方向进行了展望。

1 沼渣生物炭的制备

1.1 常规制备工艺

一般来说，根据反应介质、制备温度及速率的不同，沼渣生物炭的常规制备工艺可分为高温热解、水热炭化、气化和微波热解四大类，如表1所示。

表1 沼渣生物炭的常规制备工艺

高温热解法是指在缺少氧气的环境下，通过热化学转换，将沼渣生物质转变成为不同相态的碳氢化合物，如固相沼渣炭、液相生物油、气相混合气。改变热解反应的制备条件，便可以得到理化性质、功能用途不同的热解产物[11]。热解法的优点是仅依靠简单的工艺设备就能将厌氧消化过程中未分解完的有机物转变成结构稳定、孔隙发达的富碳材料，并且沼渣中的Cd、Cu、Zn 等重金属可以通过热解过程转化为更稳定的形态，降低重金属浸出的环境风险。例如，Kistler等[12]发现生物质中的Cd化合物在热解过程中被还原为更稳定的CdO 或Cd0，Cr、Ni、Cu、Zn 等重金属，与羟基、羧基等官能团结合在配合物中形成了稳定的金属螯合结构，大大降低了重金属的迁移率和生物利用度。

水热炭化技术凭借其低能耗、高经济效益的优点，成为废弃生物质资源化利用的重要手段。该技术将水和沼渣以一定的比例混合投入反应釜中，在适当的反应温度（140～280℃）、停留时间（0.5～24h）和压力下（10～280bar，1bar=105Pa）下进行一系列的水热反应，最终生成沼渣水热炭和水热上清液[13]。相比于其他的生物炭制备工艺，由于亚临界水介质的参与，经过水热炭化处理得到的沼渣生物炭具有晶粒尺寸均一、化学稳定性佳、含氧官能团丰富等优点，可作为燃料或吸附剂使用[14]。此外，营养元素的固定是水热法的另一优势，水热过程可以将原料中大部分营养元素保留在生物炭中，使之能满足土壤改良的要求[15]。

气化法是一项新型的热化学处理技术[16]。沼渣生物质会在800℃以上的气化炉中被氧化，转化为可燃性气体。该工艺也会伴随生成一些沼渣生物炭，但其炭产量远低于高温热解和水热炭化工艺[17]。在高温热解工艺中，通常会加入氮气作为惰性载气，而在气化过程中填充的则是各种气化剂。常圣强等[18]研究发现，气化温度对沼渣生物炭的孔隙结构有很大影响。随着气化温度的逐渐升高，沼渣生物炭的孔隙密度、微孔半径和比表面积都有明显的增长。而当气化温度超过850℃的临界值时，生物炭的芳香环会发生缩聚现象，表面微孔迅速膨胀，气化反应的活性降低，比表面积急剧缩小。

微波热解法有效兼顾了传统热解法和微波辅助加热技术的优点[19]。因为微波可以快速渗透到生物质中，将能量均匀地扩散至整个材料，降低产品生成所需要的温度和时间。研究表明原料用量、微波辐射时间、原料粒度和微波功率是影响微波热裂解法过程效率的主要因素。Mari 等[20]在720W 的微波功率下，以10g生物质原料（0.15mm）为原料，在20min后成功获得了44.46%的最大生物炭产率。

1.2 改性优化工艺

常规工艺制备的沼渣生物炭与原料相比，结构性能已经发生了明显的改变，具有了资源化利用的价值。但在实际应用中，研究人员发现未经改性的沼渣生物炭存在孔隙度差、吸附容量小等问题，吸附性能和催化降解效果未达到预期。此外，吸附点位少、离子交换性能弱等缺点也制约了沼渣生物炭在土壤修复领域的应用[25]。生物炭改性可以显著改善炭材料的物理化学性能，是提高产品附加值的重要手段[26]。目前，沼渣生物炭的改性方法主要包括酸碱活化、表面活性剂活化、金属离子活化和氧化剂活化，如表2所示。

表2 沼渣生物炭的改性优化工艺

1.2.1 酸碱活化

酸碱活化是最常见的生物炭改性工艺之一。沼渣生物炭经盐酸、硫酸、磷酸等酸活化后，可去除表面的颗粒杂质，提高生物炭的孔隙密度和比表面积[27]。例如，Ning 等[28]发现抗生素菌丝体残渣生物炭经过H3PO4改性后，其芳构化程度和稳定性得到了显著增强，比表面积增大到了337.35m2/g。除酸改性外，研究人员发现强碱作用也能改善生物炭颗粒的孔隙构造，增加生物炭的官能团数量。Yu等[29]用KOH 活化改性了猪粪沼渣和秸秆沼渣为原料制备的两种沼渣生物炭。实验结果表明，经过改性以后的沼渣生物炭对氨氮表现出了更好的吸附效果。汪怡等[30]利用KOH 改性秸秆热解炭，显著增加了生物炭表面羟基等含氧官能团的数量，提升了对于Cu2+、Pb2+等金属离子的吸附效果。

1.2.2 表面活化剂活化

表面活性剂可以改变沼渣生物炭的亲疏水性，增加碳材料表面的吸附位点，增强颗粒和污染物之间的吸附作用力，提高材料的吸附和催化降解能力[31]。例如，Zhou 等[32]利用壳聚糖改性沼渣生物炭，生产出了一种低成本的环境重金属修复剂。与新鲜的沼渣生物炭相比，壳聚糖改性后的沼渣生物炭含有更多的氨基官能团，对Cu2+、Cd2+、Pb2+等金属阳离子拥有了更好的去除效果。张一璇等[33]探究了十六烷基三甲基溴化铵（CTAB）作为活化剂对甘蔗渣生物炭的改性效果。结果表明，活化剂的存在改变了生物炭表面的荷电状态和吸附作用力，CTAB 改性的生物炭疏水性更强，吸附位点更多，吸附稳定性高。

1.2.3 金属离子活化

金属离子溶液浸泡后，会在沼渣生物炭表面附着一层薄薄的金属氧化物。这层金属氧化物提升了生物炭的静电吸附与离子交换能力，使其能够更好地吸附溶液中的污染物质[34]。Wang等[35]将沼渣生物炭浸渍在FeCl3溶液中一段时间，改性后的沼渣生物炭大幅提升了对As 的去除效果，这是因为生物炭表面负载的α-FeCl3颗粒通过静电作用产生了更多的吸附位点。Liu 等[36]以厌氧消化沼渣为原料，采用化学共沉淀法制备Mg2+/Fe3+复合沉淀物，然后在不同温度下热解制备了MgO 改性磁性生物炭。该生物炭材料可用于从水溶液中回收磷酸盐。实验结果表明，改性后的沼渣生物炭表面附着上了大量的MgO/γ-Fe2O3纳米粒子，这些纳米粒子可以帮助生物炭富集更多的磷酸根离子，从而促进磷元素的高效资源化回收。

1.2.4 氧化剂活化

氧化剂活化主要依靠强氧化剂氧化生物炭中的有机物，从而提高生物炭表面含氧官能团的数量。黄煜恒等[37]用H2O2将以沼渣为原料制得的高温热解炭（600℃，2h）进行了氧化改性。结果表明，经双氧水活化改性后，沼渣生物炭颗粒表面的吸附位点显著增加，吸附四环素（C22H24N2O8）的能力大大提高，最高去除率达到了94.72%。

2 沼渣生物炭的结构、元素构成和理化性质

2.1 表面结构特征

沼渣生物炭通常结构稳定，孔隙发达[41]。傅里叶变换红外光谱（FTIR）数据表明，生物炭表面会存在许多芳香族结构，这是沼渣中脂肪族碳氢化合物热分解的结果。这些芳香族化合物撑起了生物炭的骨架，保证了结构的稳定性。扫描电子显微镜（SEM）图像显示沼渣生物炭表面凹凸不平，布满了大小不一的孔洞，而在生物炭内部则是形成了蜂窝状的结构排布。李沫杉等[42]通过拉曼光谱实验发现沼渣生物炭呈现有序的石墨结构。靳红梅等[43]以猪粪沼渣为原料制备的水热炭表面形成了很多碳微球颗粒，这有助于提升材料的吸附能力。

2.2 元素构成

沼渣生物炭作为一种富碳材料，碳元素的含量很高。其次是氢和氧以及一定量的营养元素（N、P）和少量的金属元素。原料来源是影响沼渣生物碳元素构成的首要因素。Sun 等[44]的研究表明，植物类沼渣的纤维素占比很高，灰分含量较低，生物炭中碳、氢、氧、氮四大元素的占比超过了70%；湿垃圾沼渣生物炭中碳元素的含量相对较低，仅占25.81%，氮元素的比例约为3%。此外，湿垃圾沼渣生物炭中还有少量的硫元素存在[45]。禽畜粪便沼渣的组成成分更为复杂，盐分含量高，因此制得的生物炭中会含有微量的金属元素（Mg、Ca、Na等），而以市政污泥为原料制备的沼渣生物炭中通常会残留一些重金属元素（Cr，Cd等）[46]。热解温度也会一定程度上影响沼渣生物炭元素构成，一般来说，提高热解温度会带来更多水分蒸发和有机物的降解，沼渣生物炭中的C 元素占比会提高，H、O元素的含量则相应降低。

2.3 理化性质

2.3.1 pH

pH 可以反映生物炭的物质组成和离子交换能力，是判断生物炭能否作为土壤修复剂的重要参考指标之一，其数值的大小主要取决于原料中所含碳酸盐、磷酸盐等无机矿物的含量。例如，以猪粪沼渣为原料热解制得的生物炭pH 在8.5～10.0 之间，呈碱性，而以甘蔗渣为原料制得的低温热解生物炭呈酸性[47-48]。对于相同原料制备的生物炭，炭化温度是影响生物炭pH 的首要原因。一方面，当反应温度较高时，沼渣中的酸性官能团容易分解，有机酸含量会因挥发而迅速降低，制备的生物炭pH 会升高[49-50]；另一方面，沼渣灰分中含有较多的碱性基团。随着热解温度的升高，生物炭的灰分比例逐渐增大，导致生物炭的pH 升高[51]。因此，通常情况下高温生物炭会比低温生物炭更适合作为土壤酸性中和剂。

2.3.2 表面官能团

沼渣生物炭表面的官能团种类丰富，包括羟基、羧基、羰基、酚羟基、醌基等，这些官能团的存在使生物炭具有了优良的吸附和离子交换性能[52]。炭化温度会深刻影响餐厨垃圾厌氧沼渣炭官能团的种类及数量。热解温度较低的沼渣生物炭一般会保留较多的羟基和脂肪族基团，随着热解温度的升高，沼渣炭中的C—H 键、O—H 键会被打断重组，羧基等酸性基团减少，芳香族官能团的数量上升。此外，各种活化添加剂也会影响沼渣生物炭的官能团结构。与无添加剂组相比，加了添加剂的沼渣生物炭主要官能团的相对含量均有所提高，内部也出现了更多的芳香族结构[51]。

2.3.3 稳定性

沼渣生物炭具有高度的芳香化结构和高反应活化能，在自然环境中很难被微生物所降解，也不会被普通的酸碱盐所腐蚀钝化[53]。现有研究表明，沼渣生物炭可在极端条件下使用，其物理化学和热稳定性都得到了验证，可以在自然环境中长期存在而不变质。沼渣生物炭在制备过程中能形成稳定的不溶性矿物质，增强缓释性能，可以作为缓释肥料提升土壤养分的吸收效率，促进农作物的生长发育，从而产生更高的经济效益[54]。

2.3.4 比表面积

沼渣生物炭之所以能作为一种优良的吸附材料，与它巨大的比表面积是分不开的。未经过改性的沼渣生物炭的比表面积通常处在4～80m²/g 范围之内，经过活化改性以后，沼渣生物炭的比表面积会进一步提升[55]。例如，杨紫薇[56]利用铁盐溶液对沼渣原料进行浸渍预处理，然后在800℃的炭化温度下成功制备了铁浸渍改性沼渣基生物炭。铁浸渍改性生物炭的比表面积高达355m²/g，相较未浸渍生物炭提高了约2.5倍。Ma等[38]利用10%的盐酸溶液酸浸改变生物炭的孔隙结构，改性后沼渣热解炭的比表面积增加到了118m²/g，是未改性生物炭的3倍。此外，温度对生物炭的比表面积也有显著影响。在较低的反应温度条件下，沼渣生物炭的内部孔隙会被有机生物质热分解释放的物质所占据，比表面积偏小。而当热解温度逐渐升高以后，沼渣炭表面的芳香碳结构逐渐增多，生物炭的孔隙密度增加，比表面积随之增大。但是当热解温度超过700℃后，沼渣生物炭的比表面积会略有缩小，这可能是因为高温导致生物炭的低熔点组分发生熔融现象，破坏了整体孔隙结构[57]。

2.3.5 孔分布

除了比表面积和表面官能团外，孔分布也是有效利用生物炭作为催化剂和吸收剂的关键特性之一。Xia 等[58]将猪粪沼渣与2.5mol/L 的ZnCl2溶液以1g∶5mL 的比例均匀混合，然后在管式炉中加热至600℃维持2h制备了介孔活性生物炭。所得的生物炭表现出了良好的孔隙分布，孔径主要分布在4～40nm 之间。马雅怡等[59]利用制药厂排放的万古霉素菌渣为原料制备了抗生素菌渣生物炭。该热解炭的总孔容为0.0063cm3/g，平均孔径为20.69nm，属于中孔，适合用于去除水中的重金属离子和有机污染物。

2.3.6 阳离子交换量

阳离子交换容量（CEC）是评价沼渣生物炭品质优劣的重要指标，其数值的大小受沼渣原料种类和反应制备条件的影响。沼渣生物质在炭化过程中，常会因为炭化不充分而在颗粒表面留下大量羟基、羧基等含氧官能团，这些带负电荷的官能基团会释放一部分H+到环境中，与周围带正电荷的金属离子发生离子交换，产生静电吸附。该种吸附作用强度较弱，在物理学上被归为非专性吸附。陈红霞等[60]证明生物炭表面含氧官能团丰富多样，具有良好的阳离子吸附性能，在土壤中施用生物炭后土壤中阳离子交换容量显著增加。

2.3.7 亲疏水性

沼渣生物炭的亲疏水性会受反应温度的影响。以热解沼渣生物炭为例，焦宇欣等[61]研究发现500℃制备的沼渣热解炭表面含氧官能团多为羟基、羰基、醚键等亲水性基团。但是当热解温度升高时，沼渣生物炭的芳香化程度加深，疏水性进一步增强。沼渣生物炭应用于土壤以后，在土壤微生物的作用下，生物炭颗粒表面会富集很多的亲水性基团，增强了沼渣生物炭的亲水性[62]。

3 沼渣生物炭的资源化利用

优良的理化性质使得沼渣生物炭具有良好的资源化利用潜力。现阶段关于沼渣生物炭较为成熟的资源化利用途径可分为四类，包括作为水处理吸附剂、有机污染物降解的催化剂、土壤修复剂以及用于促进沼气生产，如图1所示。

图1 沼渣生物炭的资源化利用途径

3.1 作为水处理吸附剂

发达的孔隙结构、巨大的比表面积和致密的表面电荷使沼渣生物炭具有较强的吸附能力，特别是对金属阳离子展现出良好的吸附效果。沼渣生物炭的吸附主要发生在颗粒物表面，即通过化学键或静电吸引与污染物质结合的吸附过程。郑杨清等[63]以猪粪和秸秆共厌氧消化后残留的沼渣来制备生物炭，并用H2SO4、NaOH、H3PO4、KOH、ZnCl2这五种活化剂改性生物炭。结果显示，改性生物炭对沼液中的NH4+-N 有一定的吸附效果，其中用KOH 活化的沼渣炭表面的羟基、酮及羧基等官能团数量最多，对氨氮的吸附容量可达80mg/g。类似地，Wang 等[64]利用猪粪和鸡粪沼渣制备生物炭，并通过生物炭的吸附作用来去除废水中的NH4+-N和COD。结果表明，在400～600℃时，沼渣生物炭的吸附性能随热解温度的升高而升高。在经过FeCl3改性以后，铁元素被固定在生物炭表面，在动态吸附过程中通过静电吸附与污染物相互作用产生了更丰富的结合位点，吸附能力进一步提升，对氨氮的最大吸附量达到了55.29mg/g。

除吸附水中氨氮外，沼渣生物炭对染料废水也表现出良好的吸附和脱色效果。例如，高婷[65]将盐酸改性后的沼渣炭应用于水体中甲基橙、罗丹明和亚甲基蓝的吸附去除，结果沼渣炭对三种主要染料废水成分的最佳吸附量分别达到了14.58mg/g、29.44mg/g和49.56mg/g。Sun等[44]将厨余垃圾厌氧消化沼渣与草木屑混合，通过热解法制备了沼渣炭。该种沼渣炭对废水中的亚甲基蓝表现出良好的吸附效果，去除率高达99.5%。黄思勉等[66]探究了以餐厨垃圾为原料的沼渣炭对活性艳红X-3B的脱除效果，60min 对活性艳红X-3B 的吸附量就高达734.06mg/g。

重金属废水是一类对生态环境和人体健康危害极大的工业废水。重金属离子在水环境中难以降解，传统的化学沉淀法和离子交换法成本较高且运行较复杂。相比之下，生物炭吸附法在处理重金属废水方面具有较明显的成本优势。Pan 等[67]通过直接热解和声化学法制备了磁性沼渣基生物炭（mBR-C），一系列吸附实验表明，mBR-C 可以快速捕获污染体系中的Cu2+（最大吸附量75.76mg/g）和Pb2+（最大吸附量181.82mg/g）。同时，该吸附剂还具有优良的吸附再生性，经过数次吸附-脱附循环实验后，其吸附效率仍能维持在85%以上。对新鲜沼渣生物炭进行改性，可进一步增强其对重金属的吸附能力。例如，Xia 等[68]研究了使用不同化学活化剂改良后的沼渣生物炭对于废水中As(Ⅲ)的吸附性能，结果表明原始沼渣生物炭没有表现出明显As(Ⅲ)吸附效果，而经过ZnCl2改性的沼渣生物炭的孔隙密度增加，比表面积显著提升（516.67cm2/g）。该改性沼渣生物炭吸附As(Ⅲ)的速率很快，不到90min就能达到吸附平衡，最大吸附容量为27.67mg/g（pH=7），并且整个吸附过程遵循Freundlich等温线模型。

3.2 用于催化降解有机污染物

除作为吸附剂外，生物炭还可以与高级氧化工艺相结合，通过产生自由基（·OH、·O2-、SO4-·等）与非自由基（高价态金属-过氧化物、1O2等）来快速催化降解目标有机污染物。例如，Li等[69]使用餐厨垃圾厌氧消化后的废弃沼渣合成了石墨化的磁性生物炭材料（FBC）。该种生物炭材料在经过过硫酸铵（APS）处理以后，在苯并[a]芘（BaP）的催化降解实验中表现出了优异的性能。将FBC-APS催化剂应用于受BaP 污染的土壤中，72h 后BaP 的总体降解率达到了91.7%。整个降解过程的作用机理可以借助自由基淬灭实验、电子顺磁共振波谱法和电化学分析等手段来揭示，主要包括了自由基和非自由基两大途径。在反应体系中，沼渣炭充当了催化剂的角色，其表面存在的氧化还原位点帮助APS 释放出多种类型的活性氧物质（ROS），如自由基SO4-·、·O2-和非自由基1O2，参与BaP的降解，且以1O2为主导。另外在降解体系中还会发生电子转移，在一定程度上也会加速BaP的降解。Ma等[70]以沼渣为原料，开发了可有效活化过硫酸盐的Fe/N共掺杂碳纳米复合材料，该材料可用于去除石油烃类污染物。在过硫酸盐剂量为2%、催化剂用量为0.4%的情况下，总石油烃（TPH）的去除率在3d内达到了73.14%。在整个降解实验中，过氧化氢酶保持着较高的活性，促进了反应体系中TPH 降解细菌的生成。自由基猝灭实验和电子顺磁共振结果表明，SO4-·，·OH，·O2-和1O2等ROS参与了TPH的去除。

而在Fenton 氧化体系中，沼渣生物炭亦展现出优异的催化效果，可用于去除残留的有机污染物。庄海峰等[71]以沼渣和含铁污泥为原料制得了沼渣生物炭基催化剂。该催化剂可以在Fenton 反应体系中促进H2O2释放更多· OH，提高农业废水中吡虫啉的降解效率。向反应体系中投加0.5g/L 的H2O2以及1g/L 的催化剂时，吡虫啉去除率最高，可达99%左右。Sun 等[72]分别将在三种不同热解温度（300℃、550℃和800℃）下制备的热解生物炭经H2O2活化后用于催化降解苯乙烯。结果发现，在不同热解温度下生产的沼渣热解炭，其对于苯乙烯的催化降解机理是不同的。在BC300/H2O2和BC550/H2O2体系中，·OH是起主要降解贡献的ROS，而对于BC800/H2O2体系来说，非自由基1O2才是起主要作用的ROS。

臭氧氧化工艺常用于有机物污染物的降解，但臭氧的分解及利用效率较低，生物炭催化剂的使用可有效提高臭氧的氧化分解效能。Luo 等[73]使用猪场沼渣生物炭（BioC）负载上MnO2制备了新型催化剂MnO2/BioC。在臭氧氧化体系下，当MnO2/BioC的添加量为1g/L、pH 为9.0、系统中注入0.45g/L的臭氧时，对于猪场生物处理废水的色度、难降解有机物、CODcr去除效率可达91.29%、81.64%和61.07%。

3.3 应用于土壤修复

沼渣生物炭富含有机质和氮、磷、钾等营养元素，是一种优质的有机肥料。生物炭独特的孔隙构造使其对于土壤中有机小分子和水溶性营养离子具有很好的吸附和储存能力，并能够通过持续缓慢释放来维持土壤的肥力，提高养分的利用效率[74]。Bruno 等[75]发现施用沼渣生物炭后，土壤中有机质的分子量和芳香烃数量增加，蛋白质、碳水化合物和单宁物质减少，有机质分解速度变慢，有利于土壤腐殖质的生成和积累。赵光昕[76]则认为生物炭可以通过调节硝化、反硝化过程来影响土壤中氮元素的循环，提高氮的综合利用效率。此外，生物炭还能够影响土壤微生物的生长环境，调控微生物的生成代谢，改善土壤微生物菌群的活性及结构，从而提高土壤肥力。Zheng 等[77]利用沼渣和沼渣衍生的生物炭对砂壤土进行了微宇宙实验，并探索了细菌菌落的变化。结果生物炭组的细菌菌落的丰富度和多样性要明显多于沼渣组。最后，沼渣生物炭也可以与其他有机化肥搭配使用，作物增产效果更佳。

除提高土壤肥效外，生物炭还可作为环境友好型修复剂，提高土壤的pH、电导率、保水性等理化性质[78]。例如，王丽渊等[79]研究表明，沼渣生物炭灰分中富含有机阴离子以及可交换碱性阳离子（K、Ca、Mg 等），贫瘠酸性土壤在施用了生物炭以后，pH 有了显著性的提升，板结化问题得到了有效的抑制，土壤的通气量有了明显的改善。生物炭表面的芳环结构和羟基、羰基、醌基等官能基团则可以增加土壤的阳离子交换量（CEC）值，强化土壤的离子交换性能，促进植物对营养元素的吸收[80]。同时，生物炭良好的孔隙结构以及表面的亲水基团能够增加植物根际的保水能力，减少土壤的水分流失。此外，经沼渣生物炭处理的土壤有机碳结构更稳定，能更好地抵抗矿化，提高土壤的固碳能力[81]。对于土壤中残留的一些有机污染物，生物炭也展现出了不俗的脱除效果。例如，李明旭[82]利用FeCl3改性后的海带残渣生物炭固载降解菌去除了土壤中60.77%的苯并[a]芘。

由于农药和化肥的过度使用以及工业废水废渣的随意排放，我国多个地区的土壤环境正在遭受重金属污染的侵袭，而且受污染面积还在进一步扩大[83]。目前，重金属污染土壤的修复工作主要是围绕添加重金属钝化剂来展开的。钝化技术可以将剧毒、游离态的重金属离子转化为毒性较低或流动性较弱的重金属分布形式，削弱重金属的迁移能力和生物富集能力，从而减少对人类生命健康的威胁[84]。现有资料表明，生物炭是一种理想的钝化剂材料，可通过络合反应、离子交换、共沉淀等多种反应机制修复重金属污染的土壤。容贤健等[85]探索了禽畜粪便沼渣及其生物炭对重金属污染土壤的修复效果。重金属在土壤的分布状态可分为不稳定的弱酸可溶态（包括可交换态和碳酸盐结合态）、可还原态（铁锰氧化物结合态）、可氧化态（包括有机物结合态、硫化物结合态）和稳定的残渣态。实验90d后，施加沼渣生物炭（BC）组比施加畜禽沼渣肥（MF）组的重金属钝化效果要好。具体来说，BC组土壤中的Pb 残渣态含量较初始状态升高32.66%，而MF组土壤中的Pb残渣态含量反而降低了6.07%～22.27%；BC组中Cu的残渣态含量相较实验前提高了53.86%，而MF 组基本维持不变；Zn 和Ni 的实验结果也与之类似。这是因为生物炭在制备过程中生成了较多数量的含氧官能团，使生物炭具有了更好的络合重金属离子的能力[86]。Harvey 等[87]发现生物炭可以通过增加阳离子位点的方式，促进Cd(Ⅱ)与Ca(Ⅱ)和Mg(Ⅱ)发生离子交换，降低Cd 的有效性。此外，沼渣生物炭中含有的磷酸根也可以与土壤中的重金属发生沉淀作用形成沉淀物，以此来减少重金属在土壤中的迁移率。Ahamad 等[88]利用负载磷的生物炭修复了受重金属污染的矿区土壤，土壤溶液中的Cu2＋、Fe3+等金属离子以磷酸盐的形式大量沉淀，重金属在土壤中的流动性明显降低。

3.4 促进沼气生产

制备沼渣生物炭是解决厌氧消化残渣消纳难题的有效途径。进一步研究表明，沼渣生物炭的加入对有机物厌氧消化反应还会起到加快进程的作用。例如，靳红梅等[43]研究了沼渣水热炭添加后对猪粪中高温厌氧消化系统的促进效果，在总固体（TS）含量为4%的猪粪中加入了沼渣水热炭，可使厌氧消化系统平均产气量提高29.81%，达到313.07mL/gVS（VS 为挥发性固体），甲烷产量提高了26.12%，达到191.35mL/gVS。这主要是由于沼渣热解炭表面的孔隙结构非常发达，存在许多比表面积大的微米球体，可以有效减少猪粪厌氧消化过程中有害物质的产生。同时沼渣生物炭还可以加速微生物之间的电子传递，提高甲烷的生成速率。Liu 等[89]向污水污泥和食物垃圾混合的厌氧共消化体系中添加沼渣生物炭，反应体系中厌氧消化酶的活性明显提升，缩短了滞后阶段时间，加速了甲烷化的进程。另外，沼渣生物炭表面的碱性基团中和了脂肪酸，进而减轻酸化，减少了厌氧消化副产物的数量。李婧等[90]则验证了氯化铁改性沼渣生物炭增强餐厨垃圾厌氧消化的能力。结果表明，与沼渣生物炭相比，氯化铁改性后的沼渣生物炭具有更大的比表面积和更丰富的官能团，并且由于挥发性脂肪酸（VFA）的加速转化，实验组的累积产甲烷量较对照组提高了22.50%。

氨抑制是导致有机废物厌氧消化过程不稳定的常见因素之一。董婧等[91]探究了沼渣生物炭缓解餐厨垃圾厌氧消化系统氨抑制的可行性。结果表明，当NH4+-N 浓度≥4500mg/L 时，反应出现明显的受抑制现象，且浓度越大抑制程度越强。添加生物炭组反应器的甲烷产率显著高于未添加组（p＜0.05），说明生物炭可有效缓解厌氧消化系统氨抑制。当沼渣生物炭制备温度为565℃、粒径为60目、添加量为15.52g/L时，甲烷得产率最高，为351.95mL/gVS。通过微生物种群的丰富度分析可知，沼渣生物炭的添加促进了厌氧优势菌群的集群效应。高健等[92]同样探究了沼渣生物炭添加对厌氧消化体系中微生物菌群的影响。将沼渣生物炭（400℃）按5%的投加比例加入到小麦秸秆厌氧消化过程中，有助于提高甲烷的产量和VS 去除率。微生物群落结构分析结果表明，投加生物炭提高了反应体系中优势微生物的占比[细菌群落的优势菌种Clostridium sensu stricto1（18.5%）和古菌群落的优势菌种Methanosaeta（69.2%）]。

3.5 其他应用

沼渣生物炭的资源化利用途径并不拘泥于此。近年来，研究人员又在积极探索新的研究方向。王玉等[93]将湿垃圾沼渣与粉煤灰混合制备了热解生物炭。紧接着将此热解炭和污泥生物炭按比例混合，经过高温煅烧后得到了高品质的建筑陶粒。据估算，每吨建筑陶粒能产生2500 元左右的收入，经济效益很高。岳正波等[94]则以沼渣为原材料，通过高温炭化、化学活化、酸浸、水洗、烘干等一系列步骤，制备了结构稳定、孔隙发达的活性生物炭。该活性生物炭具有较高的比电容和良好的稳定性，可作为超级电容器的电极制备材料。

3.6 资源化应用的潜在环境风险

沼渣生物炭在诸多领域都展现出了良好的应用效果，但目前对于生物炭的大规模推广仍存在争议，尤其是生物炭可能会引发一些环境风险问题。例如，沼渣生物炭在水热制备过程中会释放多环芳烃、挥发性有机物等物质，可能会对环境造成二次污染；对于水热废液等副产物的处置也缺乏明确的排放标准指导；生物炭在改性过程中会用到强酸、强碱、金属盐溶液等活化试剂，这些活化处理后的废水废渣若不及时处理也有可能会引发环境污染问题；在土壤修复过程中，虽然沼渣生物炭对于多种重金属都有很好的钝化效果，但仍会有部分重金属及其他有害物质如抗生素可能会残留在土壤中，被植物根部吸收并通过生物链影响人类健康[95]；沼渣生物炭在土壤中的长期稳定性存在疑问，且过量的盐分可能会导致土壤盐渍化等问题[96]。未来如果我们能够妥善处理好这些潜在的环境风险问题，那对于沼渣生物炭技术乃至废弃生物质热处理回收技术的推广和发展都大有裨益。

4 结语与展望

生物质能在我国能源结构中所占比重越来越大。尽管厌氧消化在回收利用生物质能中展现出了明显的成本优势，但由该工艺产生的废弃沼渣的处理难题仍然不可忽视。相比于其他的沼渣处理技术，生物质炭化工艺在实现沼渣的“减量化”“无害化”目标以外，还能产生高附加值的生物炭材料，符合“以废治废、变废为宝”的可持续发展理念，值得大力推广。

目前，沼渣生物炭作为吸附剂、土壤改良剂用于水处理和土壤修复的可行性得到了证实。不过，沼渣生物炭在实际生产应用中仍然存在一些问题，距离大规模工业应用还有较大距离。为了解决这些问题，未来还需要进一步优化和开发。

（1）以厌氧消化废弃沼渣为研究重点，开展综合性研究实验，推动生物炭化技术创新成果转化。

（2）进一步验证沼渣生物炭作为水处理吸附剂的可靠性和稳定性，鼓励以污染物体系更为复杂的实际工业废水作为实验样本，同时尝试利用生物炭对其他污染物做吸附实验，拓宽沼渣炭吸附剂的适用范围，提高沼渣生物炭的利用价值。

（3）鉴于原材料和降解污染物理化性质的差异性，沼渣生物炭在高级氧化体系中存在诸多不确定性。未来可探究沼渣生物炭对于新兴污染物的催化降解效果，增大催化剂的适用范围，也可以监测实验过程中催化活性位点的变化情况，并在此基础上调节催化反应速率和反应体系，对催化机理进行更深入的剖析。

（4）由于沼渣的原料来源不一，部分沼渣存在盐分、抗生素和重金属污染物超标的问题，导致沼渣生物炭在土壤修复应用过程中存在不小的质疑声。因此，今后应更加注重沼渣生物炭的毒理性研究，评估生物炭在土壤环境中应用的安全性风险。

（5）目前的研究仅关注实验室条件下沼渣生物炭对沼气生产速率的促进作用，针对实际大规模沼气工程中的应用潜力尚未得到有效的验证。因此，今后应尝试扩大实验规模，将沼渣生物炭回用与实际沼气工程结合起来，分析沼渣生物炭在沼气产业化中的应用前景。

（6）现阶段沼渣生物炭在其他领域资源化利用的文献报道还不是很多，特别是尝试利用沼渣生物炭去制备电极材料，这一领域存在很大的发展潜力，有待进一步深入研究。

（7）密切关注沼渣生物炭资源化应用中可能引发的环境污染问题，努力优化生物炭的制备工艺，解决生物炭制备及改性过程中废弃物的处置问题。