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How biochar works, and when it doesn't: A review of mechanisms controlling soil and plant responses to biochar 生物炭如何工作，何时不起作用：控制土壤和植物对生物炭反应的机制综述 摘要 我们综合了 20 年的研究，以解释决定土壤和植物对生物炭反应的相互关联的过程。生物炭的特性及其在农业生态系统中的影响在很大程度上取决于原料和热解条件。我们描述了生物炭在土壤中反应的三个阶段：溶解（1-3 周）;反应性表面发育（1-6 个月）;和衰老（超过 6 个月）。随着生物炭的老化，它被掺入土壤团聚体中，保护生物炭碳并促进根际沉积物和微生物产物的稳定。生物炭碳在土壤中持续存在数百到数千年。通过提高 pH 值、孔隙率和水的可用性，生物炭可以为根系发育和微生物功能创造有利条件。生物炭可以催化生物和非生物反应，特别是在根际，从而增加植物的营养供应和吸收，减少植物毒素，刺激植物发育，并提高对疾病和环境压力源的适应力。荟萃分析发现，平均而言，生物炭将 P 可用性提高了 4.6 倍;将植物组织中的重金属浓度降低 17%–39%;通过负引发构建土壤有机碳 3.8%（范围 -21% 至 20%）;并将土壤中的非 CO2 温室气体排放减少 12%–50%。荟萃分析显示，添加生物炭后，作物平均产量增加了 10%-42%，其中低营养吸收磷的酸性土壤（常见于热带地区）和旱地沙质土壤的增加幅度最大，这是由于养分保留和持水能力的增加。研究报告称，由于生物炭的多样性和应用生物炭的环境，植物对生物炭的反应范围很广。如果通过适当的生物炭配方来缓解特定地点的土壤限制以及养分和水的限制，作物产量将大幅增加。生物炭可以通过原料选择、改变热解条件、生产前或生产后处理或与有机或矿物肥料共同施用来定制，以解决场地限制。我们展示了如果使用得当，生物炭如何缓解气候变化并支持粮食安全和循环经济。 1 引言 生物炭是通过有机物在氧气限制环境中的热转化产生的。自 2000 年以来，对生物炭的研究兴趣显着增长（图 S1），受到亚马逊 Terra Preta 土壤的早期研究的刺激，这些研究表明生物炭改良有可能同时改善广泛的土壤特性，从而提高农业产量，同时也有助于缓解气候变化。 由木质残留物、农作物秸秆、动物粪便、污水污泥和食物垃圾等原料生产的各种生物炭类型在 350°C 左右至 750°C 以上的温度（最高处理温度，HTT）下进行热解。生物炭的性质差异很大，主要取决于原料、HTT 和 HTT 的停留时间，以及热解前后的处理。对 5400 项研究的回顾发现，木质原料通常生产表面积最高的生物炭，秸秆原料的阳离子交换能力（CEC）最高，粪便原料生产的生物炭 N 和 P 含量最高。高于 500°C 的 HTT 产生的生物炭在土壤中更持久，灰分含量和 pH 值更高。 生物炭试验使用了广泛的施用量和配方（文本 S1;表 S1;图 S2;图 S3）。在低营养生物炭用作土壤改良剂以改善散装土壤化学和物理特性的地方，通常采用较高的用量（10-50 Mg ha-1），而较低的用量（<1 Mg ha-1）已被用作养分载体以提高肥料使用效率和减少养分损失，并用于机械化种植（表 S1）。经济分析表明，在高收入国家，将生物炭与肥料（生物炭复合肥 [BCF]）相结合的配方可能是最具成本效益的大面积种植方法。 研究报告了生物炭对物理、生物和化学土壤特性和功能以及植物生长的广泛影响。综述和荟萃分析表明，生物炭通常可以降低土壤酸度并增加缓冲能力;增加溶解和总有机碳、CEC、有效营养物质、保水性和聚集体稳定性;并降低堆积密度。生物炭可以增加微生物活性，加速营养物质循环，并减少氮的浸出和挥发。 在植物性能方面，生物炭会影响种子发芽、植物生长、开花、抗病性和对非生物胁迫的适应。许多研究报告称，生物炭提高了植物生产力，平均产量提高了 10%-42%（表 1），尽管也记录了负面影响。报告阳性反应的研究常用生物炭施用量为 5-20 Mg ha-1（表 1）;然而，以低速率施用生物炭-肥料混合物（<1 Mg ha-1 生物炭）也提高了产量，特别是当作为种子附近的条带施用时（表 S1）。生物炭对作物产量的影响将在第 4 节中进一步讨论。 表 1.对生物炭的产量反应的荟萃分析总结和结果综合
缩写： CEC，阳离子交换容量;NA，不适用/未调查;ns，未检测到响应;SOC，土壤有机碳。 除了农艺效益外，生物炭还有助于缓解气候变化：生物炭 C 在土壤中的持久性比未热解的有机残留物长一到两个数量级，当应用于土壤时可提供长期的碳封存。此外，生物炭可以通过减少现有土壤有机质和新添加的植物 C。此外，生物炭可以减少温室气体（GHG）、一氧化二氮和甲烷的排放。 过去二十年积累的大量文献大大增加了我们对生物炭对土壤特性和作物性能影响的观察数据库。深入的机制研究使人们关注根际在这些影响中的重要性。本综述的目的是综合过去 20 年关于生物炭的研究，以阐明潜在的生物炭-土壤-植物过程，以及导致植物对生物炭做出反应的机制，并为优化生物炭的使用提供建议，以提高植物产量、土壤健康和缓解气候变化。 我们首先描述了生物炭-土壤-植物相互作用机制，重点关注根际过程和对植物生长的影响，重点介绍应用于一年生作物的生物炭。生物炭在一年生作物中的使用是迄今为止研究最广泛的应用，预计将成为生物炭未来最广泛的应用。随后的部分回顾了生物炭对粮食安全、减缓气候变化的影响以及生物炭在循环经济中的作用。最后，我们总结了关键流程、知识差距和最佳生物炭使用的建议。 2 生物炭对土壤和植物的影响机制 我们在年度作物周期的背景下考虑生物炭、土壤和植物之间的相互作用： -第 1 阶段：生物炭在土壤中的短期（1-3 周）反应，以及对种子发芽和幼苗的影响 -第 2 阶段：在生物炭上创建中期（1-6个月）反应性表面，对植物生长和从幼苗到收获的产量的影响 -第 3 阶段：生物炭在土壤中“老化”时的长期（>6 个月）相互作用，及其对后续作物周期的影响。 生物炭通常在播种时或播种前 1-3 周施用。检查生物炭与矿物和/或有机肥料一起施用时所涉及的机制，以及作为由生物炭、肥料、矿物（例如石膏、白云石、硅藻土、磷酸盐）和粘合剂（例如粘土、淀粉）组成的 BCF。 2.1 第一阶段：短期反应（1-3 周） 2.1.1土壤中的生物炭反应 化学影响 生物炭的一般特性在文本 S2 中描述。施用于土壤后，进入生物炭孔隙的水会溶解生物炭外表面和内表面的可溶性有机和矿物化合物（图 1）。这些溶质增加了土壤溶液中的溶解有机碳（DOC）、阳离子和阴离子，这增加了电导率和pH值，降低了Eh土壤溶液成分的变化程度取决于特定的生物炭和土壤。生物炭中DOC和营养离子的释放在第一周内迅速，而在接下来的几周内则慢得多。最初的快速溶解可以通过盐的溶解、离子交换、亚微米颗粒分离和晶体缺陷的优先溶解来实现。在最初的快速溶解阶段之后，酸性土壤和低营养土壤的持续溶解速度更快。  图 1 基于两种施用模式，将生物炭施用到土壤中时发生的过程总结：（左）生物炭和肥料一起施用并在播种前通过土壤掺入，以及（右）生物炭复合肥料（BCF），由生物炭与肥料、矿物质和粘合剂混合而成，颗粒化，作为带子施用到土壤中种子附近。（a）第 1 阶段：生物炭的溶解，与幼苗的相互作用;（b）第 2 阶段：生物炭上的反应性表面开发，与生长中的植物相互作用。RC、电阻器和电容器并联 当生物炭以结合生物炭、矿物质和 N 和 P 化合物（例如尿素、硫酸铵、磷酸二铵）的 BCF 形式施用时，与矿物肥料的溶解相比，颗粒生产过程中发生的物理和化学反应会减慢 N 化合物的溶解速度和程度。 新鲜生物炭通常具有较低的 CEC，因为热解过程中的高温会降低官能团（例如，–OH、–COOH、–CH 和–C=O）的浓度。生物炭的 CEC 比土壤的 CEC 更难测量，因为它的 pH 值依赖性可变电荷特性和可溶性盐的存在。使用被认为适合生物炭的方法，CEC 范围约为 50 至 200 mmol kg-1，阴离子交换容量（AEC）通常也小于 200 mmol kg-1。由于与许多土壤成分的 CEC 相比，新鲜生物炭的 CEC 相对较低，因此应用生物炭通常不会立即增加土壤 CEC。然而，随着生物炭表面形成额外的官能团，生物炭的 CEC 和 AEC 会随着时间的推移而增加（参见第 2.3 节），从而提高其吸附和保留阳离子和阴离子的能力。 低温生物炭（HTT < 450°C）和热解蒸气分离不完全的设施中生产的生物炭通常具有较高的水溶性有机化合物含量，特别是低分子量中性物质（醇、醛、酮、酚、卡里金）、多酚/多酚酸和复杂的大分子，而高温生物炭（HTT >450°C）的含量相对较低。以低分子量酸和低分子量中性物质为主的水溶性化合物的水平。低温生物炭最初由于脂肪族化合物在孔隙和表面的积累而具有疏水性;此类化合物通常在较高温度下的热解过程中丢失。疏水性可以抑制生物炭颗粒对水的吸收，但这种效应会随着时间的推移而消散。 大多数生物炭是碱性的，由于其碳酸盐、氧化物和氢氧化物的含量，其酸中和能力高达农业石灰的 33%。生物炭是一种还原剂，因此会降低土壤氧化还原电位。一个例外是被淹没的水稻土壤，由于根部释放了 O2，生物炭的应用会增加 Eh。Chew 等人、Joseph 等人和 Pignatello 等人详细介绍了生物炭外表面和孔隙中可能发生的反应范围（另见第 2.2 节）。除在被淹没的土壤中外，氧气会扩散到孔隙中并与氧化还原活性有机分子（例如醌）和矿物，特别是 Fe 和 Mn。在酸性土壤中，过量的H与生物炭C晶格中存在的基本矿物如方解石和白云石）发生反应。 生物炭（尤其是在 >400°C 下制造的生物炭）可能含有高含量的自由基，这会导致活性氧的形成并强烈加速氧化反应。这种加速不仅导致生物炭本身的氧化，还导致 SOM 和植物残留物的氧化，并且在水位波动的土壤中尤其强烈或铁（羟基）氧化物含量高。 物理影响 生物炭通常会增加土壤持水能力，特别是在粗质地的土壤中，降低容重并增加孔隙率，在超过 40 Mg ha-1 的速率下观察到更大的影响（见第 3 节）。生物炭还可以影响水渗透到土壤中，例如，在高强度暴雨期间，在容易出现表面密封的土壤中，降低渗透率，Abrol 等人观察到的渗透率为 2%。减少密封性会降低径流和侵蚀率。这些影响归因于与生物炭相关的土壤溶液 Ca 的增加和 Na 的减少，导致钠吸附率降低。 生物炭颗粒密度低，容易被压碎。土壤动物的培养和摄入会导致碎裂和破裂，产生非常小的颗粒（约 <100 μm）。这些小颗粒更具流动性，可以具有更高的反应性、表面电荷、自由基含量和表面积比较大的颗粒更大，这可以提高反应性和营养可用性。BCF 中使用的高矿物灰分生物炭和工程生物炭通常在 C 基质中或上面含有大量小矿物颗粒 <100 μm（尤其是二氧化硅、氧化铝、Fe/O 和 CaCO3、CaHPO4 和 Mg 化合物），这些颗粒很容易从生物炭中碎裂并在土壤中移动。 2.1.2对种子发芽和幼苗早期生长的影响 据报道，生物炭对发芽和幼苗生长的影响范围从抑制到刺激。通常观察到兴奋剂，即高浓度的生物炭会产生不利影响，而低浓度的生物炭可能会产生刺激。下面我们讨论了文献中报道的可能影响种子发芽和早期幼苗发育范围的机制。 种子发芽从水分吸收开始，到胚根从种皮中出来时结束。以下是决定生物炭是否影响种子发芽的主要因素：（i）盐分从生物炭释放到土壤溶液中;（ii）植物毒素的释放;（iii）释放诱导发芽的激素或 karrikins;（iv）土壤的持水能力和孔隙度的变化。这些与生物炭相关的因素是生物炭原料、产量 HTT 和施用量对发芽速度和速率产生一系列影响的原因。不同植物物种的种子对盐度、毒素、激素样化合物和水的可用性的特殊敏感性也会导致结果非常可变。例如，在盆栽试验中，80 Mg ha-1 的木材生物炭（HTT 620°C）抑制了西红柿的发芽，而由纸污泥和小麦壳（500°C）或污水污泥（600°C）制成的生物炭，以相同的速率施用，对扁豆、番茄、水芹、黄瓜和生菜种子没有影。其他以 10-40 Mg ha-1 的速率应用一系列木质和粪便生物炭的研究发现，对发芽有积极或零影响。一些研究报告了生物炭以非常高的速率（120 Mg ha-1）对发芽的负面影响，在没有土壤或其他介质的情况下，将生物炭直接施用到培养皿中的种子中，这不太可能反映生物炭在田间环境中的影响，其中带电粘土矿物，微生物和有机化合物与生物炭相互作用，并且可能会改变和缓冲响应。在盆栽或田间试验中，添加 <700 kg ha-1 的 BCF 不会影响发芽率，而幼苗生长与单独使用 NPK 肥料相同或更高。已发现一些生物炭的水提取物可刺激发芽和幼苗生长。 由于生物炭对土壤物理特性的影响，种子发芽和早期幼苗发育会受到影响（第 2.1.1 节）。例如，通过降低土壤容重和增加土壤通气性，生物炭可以为种子发芽提供氧气，并通过降低对根系渗透和幼苗出苗的阻力来促进幼苗生长。这些效果通常随着生物炭用量的增加而增加。 生物炭对土壤和土壤水溶液的化学影响也会影响种子发芽和幼苗的早期发育。例如，通过提高 pH 值，碱性生物炭可以减轻 Al 和重金属的毒性，从而减少酸性土壤中的根系生长。在高施用量下，可溶性盐含量高的生物炭可通过渗透胁迫抑制发芽和幼苗生长。生物炭释放的某些可溶性有机化合物可以刺激发芽和植物生长。Kochanek 等人表明，含有 karrikkins（一类与植物对火的反应相关的水溶性有机分子）的生物炭可以加速植物的发芽和早期生长。这些作者将这种反应归因于刺激植物发育的信号分子。Kochanek 等人研究的生物炭之间的 karrikins 的数量和发芽反应差异很大。French 和 Iyer-Pascuzzi 发现证据表明，在某些番茄基因型中，赤霉素途径的刺激有助于观察到的木质生物炭促进发芽和幼苗生长。同样，生物炭释放的酚类和多酚类物质可以打破种子休眠，导致发芽，还可以促进幼苗生长（Mu 等人，2003 年;Stoms， 1982）。然而，释放的一些有机分子可能具有植物毒性，因此在播种前几周施用生物炭可以通过开发有益的根际微生物组来支持幼苗的生长。 在非常高的施用率（>50 Mg ha-1）下，来自受污染污泥或受污染土壤中生长的原料的生物炭会释放抑制发芽的重金属。生物炭含有多环芳烃（PAHs），在不完全燃烧过程中形成的有机污染物，可以以高速率抑制发芽。然而，由于生物炭中的多环芳烃与生物炭的强结合，通常很少或根本不关心植物生长，此外，如果在缓慢的热解条件下制造生物炭，它们的浓度通常低于监管限度。 在没有土壤的情况下（体积相当于 >40 Mg ha-1，在培养皿中）的高生物炭施用率下，生物炭中的自由基会抑制发芽和幼苗生长。然而，在低生物炭率下，低水平的自由基可能是有益的，因为活性氧可以与触发发芽的植物激素相互作用。此外，已发现与生物炭相关的自由基会降解某些有机和无机污染物，这反过来可以促进发芽和幼苗生长。此外，生物炭可以降低植物产生活性氧：Natasha 等人表明，在施用生物炭的微量元素污染土壤中生长的植物中，活性氧的产生平均降低 33%（2%-10% w/w）。 总之，大多数生物炭和生物炭制剂不会抑制植物在土壤中的发芽和早期生长，除非以非常高的速率施用（例如，>40-50 Mg ha-1），并且可以以适度的速率促进发芽和幼苗生长。积极影响的机制主要涉及刺激发芽和幼苗生长的水溶性有机化合物，或使抑制因子（如重金属和植物毒性有机化合物）失活的反应。这些效果因生物炭而异：低温生物炭具有较高含量的水溶性有机分子，可在低施用量下促进发芽和早期生长;如果以高速率施用，这些生物炭也可能引起抑制。由于可溶性盐的释放或有机化合物的植物毒性水平而施用高速率、生物炭被污染以及没有土壤的地方，可能会对发芽产生负面影响。具有高水平可溶性矿物化合物的生物炭在高施用量下也会引起抑制。 2.2 第 2 阶段：中期反应（1-6 个月） 生物炭在后期的效果与第一阶段不同，第一阶段以化合物从生物炭中溶解为主。在第 2 阶段，植物根系拦截生物炭并与之相互作用。根毛进入生物炭孔，根包裹在生物炭周围，非常小的生物炭颗粒可以附着在根表面（图 1）。生物炭影响特定微生物的丰度，尤其是在根际，生物炭、土壤、植物和微生物组之间的相互作用会影响植物的生长和健康。 2.2.1土壤中的物理和化学反应 生物炭表面的物理和化学性质在第 2 阶段通过一系列生物和非生物过程发生显着变化，这些过程发生在快速溶解阶段结束后暴露的孔隙中。表面积和孔隙率增加（Schreiter等人，2020 年），并且在生物炭和 BCF 的外部和一些内部孔表面周围形成具有高浓度 C-O 和 C-N 官能团的细小有机物层。该细层通过一系列结合机制吸附阳离子（包括重金属）、阴离子、纳米颗粒矿物和有机化合物，这些结合机制包括阳离子和阴离子交换、配体交换、共价键合、络合、螯合、沉淀、氧化还原和酸碱反应，共同导致有机矿物层的形成。这些层是氧化还原活性和介孔层。纳米孔中的表面比较大的孔更紧密地结合分子。肥料释放的一些营养物质，尤其是 N 和 P，可以与生物炭孔隙表面和有机矿物层发生反应。生物炭孔可能充满有机物和矿物质，保护有机物免受微生物分解并减少营养物质的可用性。 在内部和外部生物炭表面形成的微团聚体，由与有机分子结合的纳米颗粒矿物组成，具有显着浓度的 -C-O、-C=O、-COOH 或 -NH 官能团。最近的研究表明，上述许多与生物炭相关的反应都发生在微团聚体上或微团聚体中。 通过土壤中肥料的生物和非生物反应和/或通过生物炭表面的化学反应产生的 NH3、N2O 和 CH4 等气体可以扩散到纳米孔（<50 nm）中，在那里它们可以与氧化剂和还原剂反应，特别是如果孔隙中含有水，从而减少氮损失和温室气体排放（第 4.3 节）。 2.2.2微生物反应 荟萃分析表明，生物炭会增加微生物生物量和活性，特别是在高氮土壤中（Zhang等，2018）和从营养丰富的原料中低温生产的生物炭。生物炭，尤其是那些在低温下由作物残留物制成的生物炭，会导致微生物群落组成发生变化，增加真菌与细菌的比例，以及革兰氏阳性菌与革兰氏阴性菌的比例。Pokharel 等人的荟萃分析发现，生物炭使微生物生物量 C 和脲酶、碱性磷酸酶和脱氢酶的活性分别提高了 22%、23%、25% 和 20%，在酸性细腻土壤中效果最大。酶活性的增加以及微生物群落多样性和活性的变化直接取决于（i）添加生物炭后 pH 值的增加，因为土壤酸度是调节微生物组成的主要因素;（ii）增加通气，从而为真菌和好氧细菌以及氧化酶提供更好的条件;（iii）由于大有机化合物的普遍存在，代谢需求发生变化，因此，社区转向 K 战略家，革兰氏阴性菌减少，转向腐生真菌，过氧化物酶增加;（iv）土壤中疏水化合物的强烈增加有利于真菌的活性。 Li 等人指出了高生物炭用量（>50 Mg ha-1）对微生物多样性的负面影响，并提出了以下潜在原因：（i）引入抑制某些物种的有毒成分;（ii） SOM 的 C：N 比率增加，限制了微生物 C 的利用，可能只是在短期内，并且仅限于有机 C 被代谢的程度;（iii）破坏微生物微环境。另请注意，C：N 比率不会影响生物炭的微生物代谢。 真菌和细菌栖息在生物炭（>2 μm）较大的营养丰富的孔隙中，在那里它们挖掘生物炭中的营养物质和从肥料中吸收的营养物质。根系分泌物、微生物代谢物和微生物坏死量的吸附增加了 SOM 水平，从而增加了土壤有机碳（SOC;见第 4.2 节）。小的生物炭颗粒可以迁移到根表面，并且可以改变特定根相关细菌的丰度。 在低磷土壤中，丛枝菌根真菌（AMF）侵入生物炭的孔隙，尤其是孔隙表面 P 含量高的生物炭，可以增加植物对磷的吸收。Blackwell 等人发现，磷增强的 BCF 将根定植率提高到 75%，而矿物肥料和未施肥对照的根定植率为 20%，并提高了磷的吸收效率。 微生物信号分子（尤其是酰基-高丝氨酸内酯）在生物炭表面的吸附会破坏土壤微生物通讯，从而减少病原体的影响。生物炭还可以吸附土壤传播病原体渗出的病原酶和有毒代谢物，从而降低根区毒力因子的浓度并降低疾病严重程度。 2.2.3植物反应 营养反应 生物炭 C 基质中的大部分 N（例如，杂环 N）对植物不可用，而生物炭中的大多数 K 以可溶形式存在，在施用到土壤后短期内释放，并且很容易被植物利用。荟萃分析发现，生物炭的应用通常会增加 P 的可用性，尤其是在施用于酸性或中性土壤时，以及由低 C：N 原料（例如粪便、作物残留物）生产并在低温下生产的生物炭。然而，在污水污泥等富钙和贫钾原料中，磷的可用性可能较低，因为热解可以将植物可利用的有机 P 转化为短期内不太可用的无机 P。也观察到相反的情况，热解增加了植物可溶磷，但降低了水溶出的磷。生物炭对 P 可用性的影响取决于对土壤 pH 值和土壤溶液组成，尤其是 Ca 含量的微观影响。生物炭可以保留肥料溶解时释放的养分，尤其是氮，以及土壤中已经存在的养分，从而减少浸出造成的损失。例如，荟萃分析发现，生物炭平均可减少 26% 的氮浸出，尽管在生物炭施用量 >40 Mg ha-1 且生物炭 pH >值为 9 时，它可以增加氨挥发。虽然生物炭的易矿化成分刺激微生物活性可以通过微生物固定来降低氮的可用性，但它也加速了有机物的矿化和养分循环，以及 AMF 根定植，这可以增加植物对 N 和 P 的吸收，如上所述，还可以改善水分胁迫下的根系生长. 生物炭对根系分泌物的吸附可能导致矿物化合物溶解在生物炭孔中，这可以增加营养可用性，并可能导致有机分子的额外吸附位点。 在被淹没的水稻土壤中，生物炭和 BCF 颗粒可以封装在根表面的有机矿物层中。观察到附着在根部或位于淹没土壤中生长的水稻根际的 BCF 会显着改变根部周围的 pH 值和 Eh、根膜电位（根部内部与土壤之间的电位差）以及增加养分可用性的特定微生物的丰度。因此，当生物炭与根毛接触时，在微生物存在的情况下，它具有储存和释放营养离子和电子的能力。根膜电位的变化可以促进植物需要时吸收养分。Chew 等人将这些反应表示为 RC 电路（图 1）。生物炭通过充当电子穿梭直接介导电子转移，并通过产生电子-空穴对产生活性氧（H2O2，）间接将电子从Fe矿物的价带转移到导带，这是通过Fenton和Fenton类反应产生的活性氧（H2O2，））。 趋化菌可以在粘土和 Fe 纳米颗粒的微团聚体表面生长，并使 S 和 Fe 更容易被植物利用。微生物可以在生物炭表面形成生物膜，并建立腐蚀细胞，从而增加金属种类的溶解度（例如，不溶性 Al2O3 转化为可溶性 Al）。 对重金属摄取的影响 许多研究表明，生物炭可以减少植物对重金属（loid）的吸收。一项荟萃分析发现，向土壤中添加生物炭导致 Cd、Pb、Cu 和 Zn 的植物组织浓度平均分别降低 38%、39%、25% 和 17%。研究表明重金属的生物利用度显着降低，通常应用高比例的生物炭，超过 10 Mg ha-1。生物炭上的表面 O 官能团可以通过离子交换、沉淀、阳离子和阴离子金属的吸引、还原、电子穿梭和物理吸附来固定重金属（图 2）。生物炭的碱度（石灰效应）会增加酸性土壤的 pH 值，增加粘土颗粒上带负电的交换位点，吸引阳离子金属（图 1）。粪便生物炭通常比植物来源的生物炭含有更高的 Ca，因此可以通过离子交换固定阳离子重金属（例如 Cd2 和 Cu2 ）。在具有高P的生物炭中形成的稳定沉淀可以通过形成β-Pb9（PO4）6来固定Pb，而生物炭中较高的碱度和方解石则促进不溶性水仙石Pb3（CO3）2（OH）2的形成。由碳涂层矿物组成的生物炭表面的颗粒在降低重金属的生物利用度方面特别有效。掺入有机矿物微团聚体中可以通过与还原的 Fe、有机化合物和自由基的相互作用将 Cr（VI）还原为 Cr（III），包括通过电子穿梭（Xu等人，2019 年），减少它们对植物的可用性。  图 2 生物炭与重金属和准金属相互作用的假设机制（改编自 Ahmad et al.， 2014） 发现高温柳树生物炭通过物理吸附和上述机制吸附污水污泥中的重金属。即使是重金属含量高的原料也会降低某些土壤中某些重金属的生物利用度。例如，污水污泥生物炭降低了酸性水稻土壤中 As、Cr、Co、Cu、Ni 和 Pb 的生物积累，但增加了 Cd 和 Zn 的生物积累。 生物炭可以增加阴离子准金属的迁移率，例如 As，通过带正电位点的减少，随着土壤 pH 值的增加，As的结合位点减少。通过添加磁铁矿纳米颗粒来工程生物炭可以增加 AEC，从而吸附 As。 植物健康 除了生物炭对植物生长发育的影响外，在许多病理系统中还观察到生物炭可以引起植物对疾病的全身抵抗力。生长介质中的生物炭可以“引发”植物以快速上调防御相关基因。处于启动状态的植物在遇到生物胁迫时表现出更快、更强的细胞防御反应激活，例如更早的氧化爆发和更强的防御基因上调。这种效果也观察到了对非生物环境压力，如盐、热、冷、毒素和干旱的影响。 一系列生物炭-根际机制可能造成植物反应中的这些，涉及生物炭对土壤/根际/病原体/微生物组/植物系统的各种直接和间接影响。其中一些包括：从生物炭（尤其是秸秆和稻壳生物炭）中释放硅，据报道，通过抑制初始感染和病原体进入植物组织，可以提高抗病性和植物生长;生物炭吸附细胞外致病酶和毒素（由土壤病原体释放以溶解和毒害根系），从而降低它们在根区的浓度;通过上调与植物防御和生长相关的基因和途径诱导系统性获得性抗性;以及诱导寄生杂草种子发芽的植物信号分子的吸附和失活。 生物炭对植物病害的影响是生物炭剂量和类型的函数（如上所述的物理/化学特性）。一般来说，在低速率（<2 Mg ha-1）下没有发现影响，在中等速率（2-20 Mg ha-1）下可以看到积极影响，在相对较高的速率（>50 Mg ha-1）下可以看到负面影响。在对立枯丝核菌在普通豆类和黄瓜以及其他植物-土壤传播的病原体和植物-叶面病原体系统中由立枯丝核菌引起的植物生长和疾病的研究中观察到了这种反应模式。然而，疾病抑制的最佳速率并不总是与生长反应的最佳速率一致。在非患病系统中有利于植物生长的速率可导致病原体感染系统中的疾病促进。 很少有研究检查植物在面临环境压力时对生物炭的反应。在充足和干旱的水条件下，藜麦和玉米在生物炭处理中都生长得明显更好，这归因于植物性状的改善（较低的脯氨酸含量和较低的负渗透电位）而不是根区含水量增加。在极端环境压力（高蒸发需求和蒸气压不足、种植时白天高温度（热应激）和结果时夜间低温、苦咸水灌溉）下进行的一项多年试验中，生物炭处理地块中辣椒植物生产力的提高归因于生物炭引发的植物驯化反应。拟南芥的热应激和生物炭测试表明，早期的微应激使植物能够更好地应对随后的急性热应激。早期微应力引起了能量生产和利用机制的改善，而对急性高温的驯化机制与活性氧水平的降低有关。假设生物炭能够诱导植物对基底微应力的早期适应状态并为植物应对随后的急性胁迫做好准备，以解释生物炭介导的植物健康、开花和生长的改善，这是由于营养、水或土壤结构以外的因素造成的。 除了上面讨论的植物反应外，生物炭还缓冲 pH 值和平衡（平衡）Eh，它可以在根际创造和维持条件，支持植物生长和对一系列环境压力的适应力，如干旱、高温、病原体和污染物。生物炭可以快速转移电荷，这也可以增强植物应对氧化应激的能力。 总之，生物炭可以在根际创造条件，增加营养物质的供应和吸收;固定或灭活植物毒性有机和矿物质;释放刺激生长发育的生物活性化合物;促进有益生物;并抑制病原体。因此，生物炭可以支持植物生长、健康以及对疾病和环境压力源的适应力。 2.3 第 3 阶段：长期反应 几项研究检查了生物炭在土壤中“老化”时的长期相互作用，调查了在以前的作物中使用生物炭的地方对散装土壤特性和植物生长的影响，或检查了从土壤中提取的生物炭颗粒。耕作、暴露于湿-干和冻融循环以及土壤动物的摄入造成的干扰会导致生物炭颗粒进一步碎裂和通过微团聚体分离暴露的生物炭表面氧化。 两项研究确定了多孔有机矿物非均相微团聚体的形成，其矿物相由 Fe、Al、Si 氧化物、磷酸盐（Ca/Fe/Al）、碳酸盐（Ca/Mg）和氯化物（K、Na）组成，尺寸从 1 到 50 nm，由有机化合物结合在一起并键合到生物炭表面。以磁铁矿和赤铁矿形式存在的 Fe（II）和 Fe（III）同时出现可以通过 Fe 的氧化还原循环使 N 和 P 更容易获得。这可能有助于响应生物炭应用而长期增加 P 可用性，例如在 Glaser 和 Lehr的荟萃分析中确定的那样，他们报告了持续长达 5 年的增强。老化的高温木材生物炭颗粒将植物可用的氮保留为硝酸盐和铵态氮，吸附在有机矿物微团聚体上（Haider等人，2020 年）。微团聚体的形成增加了表面积、CEC 和 AEC，但与多个作物周期后的新鲜生物炭相比，孔隙体积通常会减少。根状沉积物在土壤微团聚体和 Fe（羟基）氧化物中受到保护。一项十年研究表明，这种机制有可能为新添加的植物 C 提供长期稳定。生物炭颗粒也可以在土壤微团聚体中受到保护（图 3）。  图3 涂有纳米颗粒的生物炭片段，这些纳米颗粒具有高浓度的 Si、Fe、Al、Ti（见图 S4），嵌入土壤微聚集体中。纳米颗粒是生物炭晶格上的小球形和卵形颗粒。从 9 年的绿色废弃物生物炭田间试验中取出的生物炭样品。生物炭表面的矿物纳米颗粒可以在保护生物炭不分解的微聚集体的形成中发挥关键作用。该图像的能量色散 X 射线光谱（EDS）光谱如图 S4 所示 与巴西亚马逊的前哥伦布时期定居点相关的富含生物炭的人为Terra Preta土壤提供了生物炭在土壤中非常长期反应的证据。对 Terra Preta 土壤的观察发现，生物炭的很大一部分仍以颗粒形式存在，受到 Fe 和 Al 氧化物的保护。 由 C 基质的微团聚物和片段组成的胶体老化生物炭颗粒可能比新鲜生物炭在土壤中更具流动性。由于C-O官能团的浓度较高，与新鲜生物炭相比，这些颗粒在表面可以带更高的负电荷，进一步增加了CEC和吸附有机分子的能力。 据观察，重金属的生物利用度会随着土壤中生物炭的老化而增加或减少。例如，在单次施用小麦秸秆生物炭后，从高度污染的土壤中摄取 Cd 和 Pb 的减少持续了 3 年以上。每年在一个条带中添加少量生物炭可能可以确保重金属保持固定。 在他们的荟萃分析中，Ye 等人报告了在施用化肥的单次生物炭施用后多年内作物产量增加。Rafiq 等人发现，适度（2-6 毫克公顷）的稻壳（高灰分）生物炭与肥料施用对牧场产量有剩余好处，持续至少 3 年，与增强的微生物活性和多样性有关。Kumar、Elad 等人观察到，在施用绿色废物和木质生物炭后，施用受精、灌溉的辣椒在三个季节内提高了果实产量和质量，并增强了对导致白粉病和节肢动物害虫广泛螨的病原体的抵抗力。Terra Preta 土壤上的作物生长大约是相邻未改良土壤的两倍，这提供了生物炭可以在几个世纪内提高土壤肥力的证据。 有大量文献研究了生物炭多年来的生物炭反应，这些反应基于以高速率（例如，20-30 Mg ha-1 或 2-3% w/w）一次性施用，通常在罐中，但很少有研究以低（商业上可行）速率施用生物炭或 BCF，作为单次或重复施用。从 BCF 和生物炭中缓慢释放磷可以在中长期内提高热带土壤的磷利用效率，可能通过以下方式：（i）输入高磷生物炭，例如由粪便或污水污泥制成的生物炭;（ii）由于生物炭释放的 DOM 导致的 P 吸附减少。 总之，生物炭与土壤矿物质和微生物的相互作用导致老化通常会导致由有机矿物微团聚物组成的功能化表面，这可以提高养分保持能力。微团聚体和 C 基质的一部分可以分离，胶体大小的颗粒可以通过土壤剖面迁移。聚集体可以保护生物炭和新添加的有机物，在土壤中长期稳定新碳。已经记录了单次施用生物炭对 pH 值的残留影响，并观察到一些残留产量效益。 3 生物炭在支持粮食安全方面的作用 1700 年至 2010 年间发表的 2020 多项研究 描述了生物炭对植物生产的影响。荟萃分析发现，一年生作物和树木的产量反应为 10%-42%，并确定的地点和生物炭特征的反应最大（表 1）。 沙质土壤和 CEC 低于 100 mmolc kg-1 或有机碳含量低于 20 g kg-1 的土壤反应最灵敏。土壤 pH 值一直被认为是一个关键变量：由于生物炭的石灰效应和随之而来的有效铝的下降，酸性土壤中的反应最大。重要的是，Ye 等人发现，当施用生物炭施肥时，单次施用后的第三年产量反应更大。这种反应很可能反映了随着生物炭老化而改善土壤健康的物理化学和微生物变化（第 2.3 节），而不是简单的土壤 pH 反应。Glaser 和 Lehr的一项荟萃分析发现，响应生物炭的应用，P 的可用性平均增加了 4.6 倍。他们指出，生物炭在酸性和中性土壤中分别将磷的可用性提高了 5.1 倍和 2.4 倍，但它在碱性土壤或低于 10 Mg ha-1 的施用量或在 HTT < 600 °C 下生产的生物炭中没有影响。最佳生物炭剂量因研究而异（表 1），取决于生物炭特性、土壤特性和所解决的限制。当低营养生物炭在没有肥料的情况下施用时，或者当生物炭施用于营养丰富的土壤时，生物炭可能对产量没有影响。土壤氮和磷可用性的减少可能会导致负面影响，特别是通过第 2.2 节中描述的结合机制在高温生物炭的高速率下。 关于生物炭对水稻生产影响的荟萃分析显示，净产量增加了 16%，在 11-20 Mg ha-1 和在 400-450°C 下生产生物炭时反应最大。生物炭与氮肥的共同施用往往能提供最大的产量增加，支持先前的证据生物炭可以提高肥料氮利用效率，并表明生物炭添加可以在较低剂量的肥料氮下维持作物对氮的吸收。同样，在使用 BCF 的两项研究中，氮部分因子生产力提高了 37%-74%。 通常发现生物炭可以提高土壤持水能力，这将增强农业系统对干旱的抵御能力，尤其是在气候变化的情况下，并可能进一步解释生物炭对沙质土壤的积极影响，尤其是在干旱和半干旱地区。草和秸秆生物炭比木质生物炭更大程度地提高了持水能力。荟萃分析显示，粗质地土壤的植物有效含水量增加了 33%-45%，粘土增加了 9%-14%，在 30-70 Mg ha-1 时反应最大。Quin 等人使用 X 射线μ断层扫描观察到不同质地土壤的总孔隙度、孔隙空间连通性和细孔数量增加，解释了 Edeh 等人和 Razzaghi 等人的结果。 在 He 等人的荟萃分析中观察到 C3 植物光合速率平均增加 27%（但对 C4 植物没有影响），这与气孔导度、蒸腾速率和叶绿素含量的增加有关，这归因于生物炭对水可用性和氮营养的综合影响。 耕地中的重金属污染对植物生长和食品安全有重大影响（Luo et al.， 2018），尤其是在发展中国家（Hou et al.， 2020）。将生物炭应用于受污染的土壤可以通过以下方式降低重金属生物利用度：（1）生物炭与重金属之间的直接相互作用，以及（2）通过改变土壤特性来固定重金属的间接相互作用（参见第 2.2.3 节），并可能有助于生物炭的产量效益，特别是在酸性土壤中，因为土壤 pH 值是控制重金属形态和迁移的关键特性。施用生物炭后土壤 CEC 的增加也会降低阳离子重金属的生物利用度（Mohamed et al.， 2017）。生物炭的应用还可以改变土壤 Eh，影响阴离子重金属（如 As）的形态、迁移性和生物利用度。 由污水污泥和处理过的木材等原料生产的生物炭中可能存在重金属。尽管热解过程浓缩了大多数重金属，但一些金属，如 Cd 和 Zn和在热解过程中会部分挥发，导致浓度低于原料。 生物炭的应用是减轻重金属污染的一种很有前途的方法;然而，修复效果取决于生物炭的类型、土壤的生物地球化学特性、植物物种和特定的重金属。因此，根据土壤特性、植物类型和特定重金属选择合适的生物炭类型来解决重金属污染问题，可以在保证食品质量的同时实现有效的修复。 更好地了解限制植物生产和重金属吸收的关键 edaphic 特性，并且可以通过生物炭来解决，从而能够设计出针对特定应用设计的“定制生物炭”，从而有助于粮食安全。 4 生物炭在减缓气候变化中的作用 生物炭已被公认为一种负排放技术，除了减少土壤中的温室气体排放外，如下所述。在二氧化碳去除策略中，由于成本相对较低且环境效益大，生物炭被认为是首选方法。 4.1 生物炭中的持久性碳 与在土壤中快速分解的其他形式的生物质不同，生物炭中的大部分 C 的平均停留时间在数百年和数千年之间。由于这种高持久性，生物炭可以显着促进长期 C 螯合。向土壤中连续添加生物炭将继续建立 SOC 库存，而添加的未热解有机物（植物凋落物、堆肥、粪便）将迅速矿化，并且只会增加 SOC 库存，直到达到输入等于分解速率的平衡（图 4）。  图 4由于（i）生物炭中的高持久性碳，（ii）生物炭诱导的负引发，以及（iii）通过保留根茎沉积物（Δ根C）从植物根系输入额外的碳，与添加未热解有机物的有限SOC储量增加相比，土壤有机碳（SOC）储量的积累。生物炭每 3 年添加一次，每年分解 3% 的场景的概念示例，而每年添加的未热解生物质，其中 90% 每年分解 与未热解的生物质相比，生物炭的分解非常缓慢，这归因于其芳香族结构，这是碳化过程中生物质化学转化的结果。在 450-500°C 以上的温度下热解的木材生物炭的平均停留时间为数百至一千年，而粪便生物炭的平均停留时间为数十年。Kuzyakov 等人认为，从保持最佳分解条件的孵化（表 2）计算的平均停留时间比在田间条件下低约 10 倍，尽管 Rasse 等人发现在 90 天的孵育期内，实验室和田间条件之间的芒草生物炭分解速率相似。熔融芳香族 C 结构的形成动力学取决于加热速率、木质素与纤维素和半纤维素的比例、HTT 的时间和矿物质含量。干燥和解聚的初始过程是吸热的，发生在环境温度和大约 250°C 之间。随后是放热阶段，大部分挥发性气体被释放，温度高达约 350°C。已发现在超过 400-450°C 的温度下热解的生物炭的大部分无定形结构是持久的。进一步的热量在 600°C 左右将 C 基体转化为高度持久的三维纳米结构。生物炭中存在的矿物质，尤其是 Si 和 P，可以增加生物炭-C 的持久性。 表 2.生物炭的平均停留时间（MRT），仅限于研究>持续时间 150 天
a 在作者未说明的情况下，我们根据双池指数模型将 MRT 计算为退化常数 k2 的倒数。 通过使用生物炭估计潜在的碳封存需要预测其在土壤中的持久性。在转化过程中发现的温度阈值可以表明持久性。McBeath 等人使用氢气热解来评估相对化学稳定性，估计在各种原料中，<20% 的生物炭在 <450°C 的热解温度下具有持久性，>80% 的生物炭在 600-700°C 下具有持久性。这些发现与 McDonald-Wharry 等人观察到的结构变化一致。 虽然热解温度是预测持久性广泛趋势的便捷指标，并且足以用于国家温室气体清单，但材料特性是估计项目级温室气体核算和研究应用中生物炭持久性的更严格方法。以 H/Corg 表示的氢与有机 C 的元素比已被确定为表征生物炭持久性的简单可靠的参数，并提供了保守阈值的建议。随着更多数据的出现，这些阈值正在被完善，而其他方法，如光谱和热法以及化学氧化，提供了额外的见解。 与未热解生物质的矿化相比，生物炭特性是其持久性的关键决定因素，但 edaphic 和气候因素也有影响。如第 2.2 节所述，通过生物炭与矿物和天然 SOM 相互作用形成微聚集体可以减少生物炭-C 的矿化;因此，在以形成稳定聚集体（高岭石和倍半氧化物）的矿物为主的土壤中，例如 Oxisols 和 Ultisols。有一些证据表明，生物炭的持久性会随着环境温度的升高而降低。生物炭通过土壤剖面的移动可以增加某些土壤类型的持久性。 4.2 启动效果 有机或矿物改良剂诱导的 SOM 矿化速率的变化称为“引发”。历史上添加的热原有机质已被证明可以减缓 SOM 矿化并增加天然土壤有机碳（SOC）储量。引发方向可以是正的或负的，分别随着 SOM 矿化的增加或减少。文本 S3 中更详细地回顾了生物炭的引发效应。荟萃分析表明，生物炭应用通常最初诱导正启动，然后是负启动，平均为 3.8%。Wang 等人进一步发现，生物炭使用农作物残留物生物炭将 SOM 矿化降低了 20%，使用快速热解生物炭减少了 19%，使用低温生物炭（200-375°C）降低了 19%，在低生物炭施用量（0.1%-1% w/w）下降低了 12%，但在沙质土壤中增加了 SOM 矿化 21%。Ding 等人（2014 年）发现，负启动的幅度随着热解温度、生物炭施用后的时间和土壤粘土含量的增加而增加>50%，但随着土壤 C：N 比的增加而降低。 生物炭诱导的正启动机制包括以下直接影响：（1）通过添加生物炭中易矿化的 C 来推动更大的微生物活性和酶产生，以及（2）微生物营养物开采（例如，N 和 P）;以及间接影响，如（1）生物炭改善酸度，促进微生物活动，（2）改善营养限制，（3）增强微生物栖息地和土壤动物活动，以及（4）由于大团聚体的大小和稳定性增加以及土壤容重降低，通气性要好得多，所有这些都导致微生物活动增加。 生物炭可以通过（1）底物切换直接导致负启动，其中生物炭中易矿化的 C 可能会优先被微生物消耗，以暂时替代 SOC 的使用和（2）添加生物炭的基质的稀释效应暂时减少了土壤中更容易矿化的 C 的矿化，间接来自（3）生物炭对有机化合物的吸附，（4）改善有机矿物保护和稳定聚集，减缓有机矿物复合体内 SOC 的矿化，以及（5）多环芳烃有毒化合物对微生物活性的抑制。与未改良的土壤相比，生物炭改良剂将与碳循环相关的土壤酶活性降低了 6%，提高了碳利用效率，增加了土壤微生物生物量，并将代谢商降低了 12%–21%（即每单位微生物生物量 C 的呼吸速率 CO2-C），后者归因于微生物栖息地的改善和包括酸性土壤限制在内的环境压力的缓解。发现负引发主要由短期内底物转换和稀释引起，几周后吸附更为重要。 生物炭会影响植物来源的 C 添加到土壤中的新添加物，这些根状沉积物也可以引发并充当 SOC 的来源。在 Rhodic Ferralsol 的亚热带牧场中，耗尽 13C 的阔叶木生物炭（450°C）在 62 天内启动高达 0.15 Mg C ha-1 的正启动，在植物存在 188 天后切换到负启动。生物炭通过土壤聚集过程构建 SOC，使新的 C（即根状沉积物）稳定 6%-16%，以及通过减少植物 C 输入引起的引发物。在一项为期 6 年的田间实验中，将木质生物炭应用于玉米和生物能源作物，由于负引发，SOC 储量增加了 14 Mg C ha-1，是生物炭中添加的 C 量的两倍。图 4 说明了生物炭应用如何通过生物炭诱导的负引发和增强根茎沉积物的保留来导致 SOC 储备的积累。 4.3 对温室气体排放的影响 在土壤中产生和消耗 N2O 和 CH4 的复杂土壤微生物群落以及发生的相互关联的生物和非生物过程，使得预测土壤的温室气体排放极具挑战性。微生物氮转化是土壤中 N2O 排放的主要来源，自养硝化和异养反式反硝化是 N2O 形成的主要途径。生物炭可以通过以下方式降低反硝化作用（还原为 N2）：（i）促进反硝化的最后一步（N2O 转化为 N2），以及（ii）降低总反硝化活性。生物炭可以通过以下方式促进 N2O 还原为 N2：（i）增加酸性土壤中的 pH 值，从而增强 nosZ 基因;（ii）改变 N2O 还原微生物群落的相对丰度和组成;（iii）促进细胞外电子交换或直接向反氮化细菌提供电子。反硝化作用的减少可能是由于 NO3− 和生物可利用的 C 底物的可用性降低。非生物过程，特别是含有高 Fe 和 Mn 含量的生物炭（参见第 2.2.1 节），可以直接催化 N2O 还原为 N2。研究还表明，N2O 可以在生物炭表面转化为 NH3、吡啶或吡咯化合物，从而减少 N2O 排放。 几项荟萃分析综合了生物炭对土壤温室气体排放影响的研究结果，并试图解释个别研究之间的差异。尽管在过程理解和最佳管理实践的确定方面存在差距，但有确凿的证据表明，生物炭至少在短期和中期可以减少土壤中土壤 N2O 和 CH4 的排放。 关于 N2O 排放的早期荟萃分析显示，生物炭对 N2O 的缓解效果非常高。这些研究包括在受控条件下进行的实验室实验，并且具有非常高的生物炭施用率（>100 Mg ha-1）。发现施用量与 N2O 减少之间存在直接相关性，在相当于 10-20 Mg ha-1 的更现实的剂量下，N2O 缓解较低（平均 27%）。这些荟萃分析中包含的大多数实验都是在有利于反硝化作用的高湿度条件下进行的，其中生物炭在减少 N2O 排放方面最有效。 后来的荟萃分析包括大量的现场研究和更现实的生物炭应用率，发现平均减少较低，仅考虑现场研究，平均减少 12%，包括实验室和现场研究，平均减少 38%。这与其他（未热解的）有机改良剂形成鲜明对比。例如，一项关于土壤粪肥施用的荟萃分析发现，与合成肥料相比，N2O 排放量平均增加了 33%。即使是倾向于将 N 固定在土壤中的高 C：N 改良剂也被发现会增加 N2O 的排放。例如，Xia 等人发现，施用秸秆后，N2O 排放量平均增加了 22%。因此，尽管根据纳入研究的标准和所使用的方法，荟萃分析之间的平均数字不同，但有强有力的证据表明，生物炭改良剂减少了（平均）土壤中的直接 N2O 排放，特别是与其他有机改良剂相比。 通过缓慢热解产生的生物炭，具有高碳化程度、高 pH 值和高表面积，在抑制 N2O 排放方面最有效。已发现 10-20 Mg ha-1 的剂量可显着减少 N2O 排放。随着生物炭在土壤中的老化，生物炭的效果可能会随着时间的推移而减弱。然而，最初提供的缓解措施可能很大，并且反复应用可能会保持缓解效益。 生物炭对 CH4 通量的影响已在水稻和非淹没土壤中得到广泛评估。虽然未淹没的土壤大多是大气中 CH4 的汇，但水稻土壤可能是 CH4 的重要来源。几项荟萃分析发现，平均而言，生物炭可以减少被淹土壤（尤其是酸性土壤）的 CH4 排放，但会降低未被淹没土壤的 CH4 汇。Ji 等人警告说，生物炭与氮肥的共同施用大大降低了生物炭在减少水田土壤 CH4 排放方面的有效性，然而，他们的荟萃分析还表明，当施用氮肥时，生物炭诱导的非淹没土壤对 CH4 吸收的减少会减少。此外，最近的一项研究表明，生物炭特性与土壤 CH4 吸收率的影响相关：具有高导电性和灰分浓度的生物炭降低了 CH4 的吸收能力，而来自木质材料的生物炭在高温和高孔隙面积下热解增加了土壤 CH4 吸收率。Qian 等人发现，当将一系列基于生物炭的 BCF 与 NPK 肥料进行比较时，水稻土的 N2O 和 CH4 排放有所减少。 4.3.1温室气体强度和产量规模排放 为避免忽视与作物产量的潜在权衡，研究报告了温室气体强度（每单位作物产量的温室气体）或 N2O 的产量排放量（即 N2O 排放量与地上作物的氮吸收量相关）。对特定种植系统的分析表明，在菜地和小麦-稻轮作系统中应用生物炭后，温室气体强度会降低。Verhoeven 等人进行了总结产量比例 N2O 排放结果的首批研究之一，他们发现生物炭减少了大多数研究种植系统中的产量比例 N2O 排放，尽管由于田间研究的数量少和研究之间的差异过大，无法进行荟萃分析。后来纳入更多的研究，并显示生物炭改良后温室气体强度总体降低了 29%，与稻田（-41%）相比，未淹没土壤的减少幅度更高（-17%）。一项针对中国菜田的荟萃分析还发现，生物炭的应用使产量规模的 N2O 排放量平均减少了 35%。 4.3.2碳封存与非 CO2 温室气体排放之间的潜在权衡 为了评估土壤中生物炭的完全净 GHG 平衡，需要联合评估 CH4 和 N2O 的通量以及 SOC 储量的变化。通常，CH4 和 N2O 排放量使用 100 年全球变暖潜能值以 CO2 当量表示。在未淹没的土壤中，SOC 变化与 N2O 排放之间的关系通常调节温室气体净排放，因为农业土壤通常是弱 CH4 汇。全面分析 C 封存和 N2O 排放之间平衡的最大困难之一在于需要长期研究来测量 SOC 储量的变化，以及直接测量 N2O 的费力性质，这使得长期 N2O 研究（>10 年）非常罕见。 SOC 的增加通常与更高的 N2O 排放有关，这可能会抵消碳封存带来的缓解效益。然而，与其他土壤改良剂和其他 SOC 封存策略相比，生物炭可能正是在这些权衡中具有最大的优势。尽管尚未发表关于这些权衡的综合荟萃分析，但关于 C 封存和 N2O 排放指出 C 封存和用生物炭减少 N2O 排放之间存在很强的协同作用，这对于其他 SOC 封存策略来说要明显得多。 5 生物炭在循环经济中的作用 循环经济概念旨在节约资源，最大限度地减少投入和浪费。生物炭可以通过提高养分回收和养分利用效率来支持区域和农场规模的循环经济发展。由渣油材料制成的生物炭生产的经济理由最强，尤其是当渣渣含有高浓度的营养物质（如动物粪便和污水污泥）时。担心这些原料可能含有污染物限制了它们的有益再利用。幸运的是，大多数有机污染物在热解过程中被高效地破坏，通过热降解和挥发，然后在蒸汽燃烧过程中被破坏。这已经被证明用于多环芳烃、多氯联苯、全氟和多氟烷基物质、微塑料、抗菌剂、抗生素、抗生素耐药基因和激素。 虽然焚烧以与热解相似的效率破坏有机污染物，但与焚烧不同，热解在生物炭中保留了大部分原料 C（通常约为 50%）和大部分营养物质。此外，可以捕获热解气体作为可再生能源产品使用（见文本 S4）。在主要的植物养分中，P和K在典型的热解温度（300°–700°）下完全保留在生物炭中。尽管如此，50%-80% 的氮可能会丢失，具体取决于原料的 N 含量，在高热解温度下损失更大。一项荟萃分析发现，生物炭中的 N、P 和 K 浓度分别为 1.0%、0.4% 和 1.9%（木材衍生生物炭）、1.5%、0.8% 和 4.1%（农作物残留物生物炭）和 2.4%、2.6% 和 2.5%（粪便/污水污泥生物炭）。 值得注意的是，一些污水污泥生物炭含有高达 6%-20% 的总 P。然而，生物炭中只有一小部分营养物质可供植物吸收（在短期内），顺序为 K>P>N。一项荟萃分析发现，平均而言，生物炭中存在的 N、P 和 K 的以下百分比具有生物利用度：0.5%、3% 和 9%（木材衍生生物炭）、0.4%、6% 和 22%（作物残留物生物炭）和 5%、5% 和 17%（粪便/污水污泥生物炭）。 通过选择低 Ca 原料或掺杂 K 原料，可以提高生物炭 P 的可用性，导致 P 与 K 优先结合，而不是 Ca、Mg、Fe 或 Al，形成高可溶性盐。生物炭可以优化以吸收废水中的 P 或 N，从而加载植物可获得的额外营养物质，降低废水 P 和 N 浓度，防止富营养化，并将养分返回农业用地。 控释生物炭-肥料组合可以由低营养生物质与矿物或有机营养物质在热解前混合和/或热解后有机营养物质混合，或通过堆肥以富含营养物质来生产，当在种子/植物附近的条带施用时，这些可以在低施用量下有效。 使用生物炭对粪便等有机残留物进行堆肥，可以减少氮通过挥发和浸出而造成的损失，减少温室气体排放，增加碳的持久性，并减少重金属的可用性。 生物炭，包括用作堆肥添加剂的 BCF 和生物炭，从而提高有机残留物的养分回收率，促进残留物在土壤改良剂中的使用，并减少废物管理对环境的影响。因此，生物炭系统（图 5）有助于建立循环经济。  图 5生物炭系统利用有机残留物（包括森林、农作物和园艺残留物）生产生物炭，该生物炭直接用作土壤改良剂，并通过喂食牲畜间接用作土壤改良剂。热解气体和工艺热是生物炭生产的副产品，可用于供应可再生能源 6 结论与建议 土壤和植物对添加生物炭的反应可以是负面、正面或中性，具体取决于许多变量，包括原料和热解温度、施用速率和方法以及应用环境（作物、土壤类型以及环境和生物胁迫）。考虑到生物炭的异质性以及支撑生物炭效果的物理、生化和微生物过程的复杂性，如上所述，研究报告对生物炭应用的广泛反应也就不足为奇了。结果也受到实验设计方面的强烈影响;不包括植物的研究，或在无土培养基中进行的研究，或基于盆栽试验的研究，不能轻易地推断到田间情况。 在过去十年中，对生物炭-土壤-植物过程和相互作用的科学理解不断发展，为解释文献中的不同结果和确定生物炭的最佳用途提供了基础。以下内容概括了本文中回顾的当前知识。生物炭催化根际的微生物和非生物过程，降低生物和非生物反应的活化能，从而增加营养物质矿化并促进植物对营养物质的吸收。较高的微生物活性导致有机物的加速周转，从而增强营养供应。生物炭减少了重金属的可用性，提高了植物对疾病的抵抗力，并提高了对环境压力源的恢复力。生物炭表面和根际的微观过程介导植物对生物炭的宏观反应。生物炭的催化能力会随着其在土壤中的老化而通过氧化以及与矿物质、微生物、土壤动物和有机物的相互作用而变化。 当以最佳施用量施用适当的生物炭配方来解决特定地点的土壤限制、养分和水限制时，产量会显着增加。作物对生物炭反应的荟萃分析显示，平均产量增加 10%-42%，在施用有机和/或矿物肥料的生物炭的酸性和沙质土壤中反应最大。平均而言，生物炭将磷有效性提高 4.6 倍，将植物组织中的重金属浓度降低 17%-39%，通过负启动构建 SOC 3.8%（范围 -21% 至 20%），并将土壤中的非 CO2 温室气体排放减少 12%-50%。 为了实现广泛采用，生物炭需要很容易与农业经营相结合，并且在经济上是可行的。将生物炭与矿物和/或有机肥料和矿物质相结合的配方可能具有很高的养分利用效率并且最具成本效益。此类制剂是商业化的主要重点，但它们在研究中受到的关注有限，并且很少进行现场试验。 从长远来看，关于田间生物炭-土壤-植物相互作用的知识差距仍然存在，包括产量反应的持久性和减少 N2O 排放;有机物引发的方向、大小和持续时间;以及重复应用的长期影响。需要研究长期影响重金属捕获和释放的过程，以确定重新施用生物炭的最佳时间表。进一步研究生物炭特性对根膜电位和微生物养分循环的影响，将为开发提高养分吸收效率的最佳配方提供信息。 我们建议根据本综述的结果制定有关选择和生产生物炭配方以满足特定土壤和环境限制并提高农场盈利能力的指南。生物炭可以通过原料选择针对特定应用进行定制;通过修改工艺条件;通过生产前或生产后处理来调节 pH 值、提高营养水平和可用性、碳持久性和吸附特性;或与有机肥料或矿物肥料共同施用。在废物管理中使用生物炭，例如动物粪便的共堆肥和污水污泥的热解，可以捕获营养物质并减少温室气体排放。 本综述提供了强有力的证据表明，生物炭可以通过碳封存和减少土壤温室气体排放来促进气候变化，并且可能对植物生产产生重大好处，特别是在通过适当的生物炭和肥料施用解决特定地点的土壤限制以及养分和水的限制的情况下。生物炭在热带和潮湿亚热带地区常见的低营养、高固磷酸性土壤以及沙质土壤中具有最大的潜力来提高作物产量，特别是在气候变化下可能越来越受干旱影响的旱地地区。生物炭还可以减轻重金属污染，重金属污染会影响许多发展中国家的食品生产和食品安全，并提高资源利用效率。因此，生物炭可以在应对气候变化和支持全球粮食安全和循环经济方面发挥关键作用。 |
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