一、简介
预计 2020 年家禽产量将占肉类消费总量的 40%，最大的生产国为：美国（2,300 万毫克）、中国（2,000 万毫克）和巴西（1,600 万毫克）（美国农业部，引文2021）。欧盟 27 个国家中近 20% 的禽肉产自波兰（欧盟统计局，2021 年）。

家禽粪便 (PM) 含有约 3-5% 的氮、0.9-3.5% 的磷和 1.5-3% 的钾（Jędrczak 等人，引文2014）。而且，钙、镁和硫的含量远高于牛或猪粪中的含量（Bolan 等，引文2010年；布拉萨德等人，引文2018）。PM 可以直接撒在土壤上，也可以通过不同的工艺处理来生产附加值产品（堆肥、沼渣、生物炭）。PM的土壤施用会引发分解、水解、氨挥发、硝化、反硝化、发酵等一系列反应，最终可能成为重要的温室气体来源：氨（NH 3）、甲烷（CH 4）、一氧化二氮（N 2 O） )、一氧化氮 (NO) 和二氧化碳 (CO 2 )、Li 等。（2012）。此外，重金属 - 锌、铜还会导致土壤/地下水污染（Liu 等人，引文2020）。生态系统的缓冲能力可能会被超出，肥料或长期储存的 PM 会成为环境危害（Kabelitz 等人，引文2021）。因此，任何PM处理技术都应基于对养分（尤其是C/N/P）的彻底分析，基于生物地球化学循环正确校准应用方法，以防止温室气体排放并有效利用养分改良土壤。堆肥和厌氧消化（ AD）是基于生物的，但受到温度、湿度、氧化还原电位、pH、底物浓度梯度等非生物因素的严格控制（Li et al.,引文2012）。利用 PM 生产沼气，并将沼渣用作有机肥料，作为可再生能源生产以及矿物肥料的替代品，导致温室气体排放量减少（Kreidenweis 等人，引文2021）。然而，加工不当会导致温室气体排放增加，这主要是由于加工初始步骤中氨挥发量较高。

PM的热转化也被认为是可再生能源。获得的能量是 CO 2中性的，并且节省化石燃料（Billen 等人，引文2015）。生命周期评估表明，PM 的热处理产生的温室气体少于直接土地施用和 AD（He 等人，引文2022）。此外，固体后处理残留物（灰分、生物炭）使其能够用于土壤改良等环境用途（Piash 等人，引文2022）。

本研究的总体目标是分析最常见的家禽粪便管理技术中碳、氮和磷生物地球化学循环的最新技术，例如土地撒播、堆肥、厌氧发酵、燃烧、气化和热解。环境威胁和气候变化减缓。

2. 管理技术
2.1. 机械的
2.1.1. 土地铺展
传统上 PM 直接用作土壤肥料（表 S1，补充材料）。由于氮和磷等矿物质的含量，正确使用可以提高生物量产量和作物质量。然而，使用不当影响了土壤和植物质量，并被镉、铬、镍、钴、铜、钡、铅等潜在有毒元素 (PTE) 污染了地表和地下水（Muhammad 等人，引文2020）。此外，PM 可能是病原体的重要来源。在澳大利亚，100% 的肉鸡垫料被放线杆菌和沙门氏菌污染，而在美国，则被对阿莫西林、头孢噻呋、四环素和磺胺具有抗药性的大肠杆菌污染（Kyakuwaire 等人，引文2019）。

2.2. 生物
2.2.1. 堆肥
PM堆肥过程中会发生矿化、硝化、不完全反硝化和气体释放。它遵循不同的阶段，即嗜温、嗜热（涉及微生物的动态生物过程）、冷却，最后是堆肥成熟。该过程需要足够的水分、碳氮比和堆肥混合物的孔隙率。为了满足这些条件，粪便必须与适当的填充材料混合，例如锯末、草、各种稻草、刨花和木片。堆肥混合物的温度应超过 55°C，并达到 70°C 以实现卫生（欧盟第 142/2011 号法规）。这尤其适用于蛔虫、鞭虫、弓蛔虫、细菌活卵的降解沙门氏菌和大肠杆菌。达到高温后病原体数量可以减少，但需要严格监测（Lim 等人，引文2020）。堆肥混合物的通气至关重要，至少需要15-20% O 2 。较低的值可能会导致厌氧区的形成并导致混合物腐败，从而阻碍微生物的正常运作。处理时间可能为4-40周，堆肥的最终重量将比初始重量减少40-50%。在堆肥过程中，氮、碳和磷会部分损失：氮损失 13-70%，碳损失 42-62%，磷损失 28-50%（Hao 和 Benke，引文2008年；哈里森，引文2008）。氮通过NH 4 +、NO 3 -的浸出或释放NH 3、N 2 O、N 2的气体排放而损失。碳主要以CO 2、CH 4和磷的形式损失在HPO 4 2-和H 2 PO 4的浸出液中。

细菌和真菌对于堆肥至关重要。堆肥混合物中最常见的细菌包括假单胞菌属、黄单胞菌属、放线菌属、诺卡氏菌属、链霉菌属，它们可以分解有机物。专门从事氮转化的亚硝化单胞菌和硝化螺菌对于家禽粪便堆肥尤其重要。真菌，如曲霉属、枝顶孢属、金孢属、镰刀菌属、被孢霉属、青霉属和木霉属部分发生在堆肥的第一阶段并主导堆肥的最后阶段。真菌发生在中温阶段和堆肥成熟期间，此时温度不像活跃阶段那么高，活跃阶段的温度可达 50-60 °C（Sánchez 等人，引文2017）。

PM 堆肥对减少土壤蒸发、增加土壤氮含量、改善养分释放、植物生物量和质量具有积极作用（Al-Bataina 等人，引文2016年；福塞特等人，引文2004）。例如，当在 PM 堆肥施肥的土壤上种植植物时，观察到木薯的淀粉含量以及芥菜籽的油和蛋白质含量增加（Amanullah 等人，引文2010）。

矿化导致重金属有机金属络合物的变化。配体转化为与氧的配体形式，即羧基或羟基络合物，这影响颗粒的流动性及其在活生物体中积累的可能性。

2.2.2. 厌氧过程
厌氧消化（AD）是在厌氧条件下（ORP<-200mV）分解所含大分子有机物的复杂生化过程。转化允许将可生物降解的有机物主要转化为甲烷和二氧化碳（Gallert & Winter，引文2005）以及将硝酸盐和硫酸盐还原为硫化氢和硫化物，以及厌氧氨化。

Qioa等人根据生化反应式和原鸡粪的元素组成（C（35.16％）、H（4.83％）、O（30.12％）、S（0.84％）和N（5.44％）） 。估计降解1公斤鸡粪产生的挥发性固体（VS）

0.74 m 3沼气、0.42 m 3甲烷和 72 g 氨氮（87 g 游离氨氮 (FAN)）（Shapovalov 等人，引文2020）。

AD常常受到碳氮比低、沼气中氮、硫化氢含量高以及发泡问题的限制（图1）。通过在引入消化室之前对原料进行预处理和/或将家禽粪便与其他有机废物共同消化，可以优化和提高厌氧消化效率（Dróżdż 等人，引文2020 年；科什内维桑等人，引文2021 年；克雷登韦斯等人，引文2021）。生物增强和使用纳米颗粒或微量元素补充剂形式的添加剂似乎也是一个有前途的选择（Aguilar-Moreno 等人，引文2020 年；哈萨因等人，引文2019年；沙阿等人，引文2021 ) 此外，为了降低因氨积累而导致工艺失败的风险，可以采用以下解决方案： i) 汽提（Guštin & Marinšek-Logar，引文2011）；ii)添加离子交换/吸附材料，例如沸石（Ziganshina等人，引文2015），天然菱沸石（Lin 等人，引文2016）或生物炭（Ma等人，引文2021 年；潘等人，引文2019）；iii) 膜分离（Wang 等人，引文2018）；d) 原料的稀释（Duan 等人，引文2018）。表 S2（补充材料）总结了上述解决方案中家禽粪便 AD 的一些结果。

2.3. 热的
2.3.1. 燃烧
最常用的 PM 热过程是燃烧和混合燃烧（Junga 等人，引文2017，弗洛林等人，引文2009），其中有机化合物被氧化并释放大量热量（图2）。该过程会产生二氧化硫、氮氧化物、二氧化碳、氯化氢和灰分等气体。由于PM中灰分含量高且熔点低，支架技术的使用需要良好的技术解决方案（Kelleher等人，引文2002）。虽然流化床技术能够减少氮氧化物排放（Florin 等人，引文2009）。通常，在燃烧、气化或热解之前，通过干燥预先制备粪便（Tańczuk 等人，引文2019a），其热值从 2.6 GJ Mg -1 增加到 13.5 GJ Mg -1（Kelleher 等人，引文2002）。

流化燃烧产生的灰烬无味、无菌、干燥。由于所需的磷和钾含量，它可以用作肥料或土壤改良剂（Billen 等人，引文2015年，Kaikake等人，引文2009 年，Luyckx 等人，引文2020）。因此，它也可以用作肥料甚至鸡饲料的添加剂（Blake & Hess，引文2014）。

2.3.2. 气化
PM气化（图2）通常在氧化剂（例如空气、氧气、水蒸气）存在下在1000℃下进行。结果，产生主要是氢气和一氧化碳、甲烷、二氧化碳、氮气和水蒸气的气态产物。

这些化学反应既是放热反应又是吸热反应。还会产生灰分或炉渣形式的固体残留物。PM 气化通常通过与植物源生物质共气化的选项进行分析。然而，该过程相当局限于实验室和小规模应用（Tańczuk 等人，引文2019a ) 由于技术问题和生产的气体质量低（Tańczuk 等人，引文2019b）。然而，与化石燃料的气化相比，该过程的负面环境影响（即温室效应）减少了（Jeswani 等人，引文2019）。

2.3.3. 热解
热解是有机物在厌氧条件下、高温高达 1000°C 的转化过程（Wielgosiński，引文2016 )

热解的液体产物主要是油、焦油和水的混合物，并溶解有简单的醛、醇和有机酸（图2）。此外，还会产生氢气、甲烷、乙烷及其同系物、一氧化碳和二氧化碳等气体，以及硫化氢、氨、氯化氢和氟化氢等化合物（Wielgosiński，引文2016）。主要含有碳的固体产品（Wielgosiński，引文2016）被称为生物炭。热解技术在工业规模上的应用并不像燃烧那样广泛。结果，产生了可用作土壤改良剂的 PM 生物炭的热解（Mickan 等人，引文2016）。此外，生物油可以成为生物油脂生产的潜在底物。所谓的缓慢热解（Ibarrola 等人，引文2012），在此过程中金属被固定并提供磷，建议用于生物炭的生产（Roberts 等人，引文2017，克莱曼等人，引文2017）。工艺效率取决于被转化底物的类型和热解温度（Bavariani 等人，引文2019）。

PM 热处理可确保后处理产品的卫生安全（Maj 等人，引文2022），（图2）并消除直接土地施用过程中潜在的感染风险（He等人，引文2022）。PM 中抗生素或重金属的存在不会干扰热过程。然而，灰中氯和碱金属的高含量会产生许多问题，例如高温腐蚀、锅炉受热表面形成沉积物以及流化床锅炉中的床层结块（Maj 等人，引文2022）。

3.碳循环
3.1. 有氧条件下的矿化和腐殖化
PM 中 31% 是有机物（Morvan 等人，引文2021）。矿化和腐殖化是有氧条件下碳、氮和磷循环的基础。首先，有机物被无脊椎动物破碎、化学降解，有机物被浸出（Morgado 等人，引文2018）。然后，在化学反应过程中，微生物将复杂有机分子的 C 结构转化为更简单的通常可溶的化合物（例如碳水化合物、蛋白质、氨基酸）（Morgado 等人，引文2018）。其中一些在初级矿化过程中立即转化为可溶性无机物和/或气体（图 S1，补充材料）。同时，开始较慢的腐殖化，并形成胶体性质和深色的复杂分子，称为腐殖质。在腐殖化过程中，通过多种氧化和水解反应，产生腐殖酸、黄腐酸、腐黑酸和腐殖质。初始原料的碳氮比在与酶活性和微生物变异相关的碳固定过程中起着至关重要的作用。与原始新鲜残留物相比，产品含有更高的 C、H 和更低的 O，因此更稳定且不易分解（Morgado 等人，引文2018）。与 C/N 值 9.61 相比，17.3 的 C/N 值显着提高了堆肥效率和植物发芽指数（23.7%）（Liu 等人，引文2020）。此外，合适的C/N比增加了芽孢杆菌的相对丰度，芽孢杆菌在中温和高温阶段发挥着重要作用。杆菌丰度与纤维素和β-糖苷酶活性相关，从而改善纤维降解和腐殖化。

在二次矿化过程中，腐殖质可能会部分损失。添加经过热处理的蒙脱石 (M-) 和伊利石 (I-) 可改善腐殖质的形成（Pan 等人，引文2021）。此外，结构方程模型和方差分配分析表明，M-和I-处理通过协调生物和非生物途径促进前体合成腐殖酸（HA），并且主要通过M-和I-处理增加HA含量。非生物途径。

微生物依赖性矿化分为三个阶段（Islam 等人，引文2021 ): i) 首字母为典型存在的细菌，如芽孢杆菌、梭状芽胞杆菌、变形杆菌和乳酸菌；ii) 中间阶段，有更专门的芽孢杆菌、假单胞菌、不动杆菌、节杆菌、肠杆菌，以及 iii) 最后阶段，此时单碳化合物氧化细菌和其他专家从最难处理的有机残留物中释放 CO 2 。土壤中 PM 矿化的动力学取决于粪便的类型。与肉鸡家禽粪便 (PMB) 相比，用母鸡家禽粪便 (PMH) 改良的土壤中CO 2排放量更高(800 mg C kg − 1 ) − 600 mg C kg − 1（马丁·何塞等人，引文2012）。此外，施用不同剂量的固体和液体发酵家禽粪便显着影响处理土壤的CO 2排放量（Sathya & Maheswari，引文2017）。

3.2. 在厌氧条件下转化为沼气
厌氧消化（AD）一般分为水解、产酸、产醋（acetogenesis）、产甲烷四个阶段（图S2，补充材料）。在技​​术规模上，AD分为两个阶段：酸性（包括水解和酸生成）和甲烷（乙酸生成和产甲烷）（Anukam等人，引文2019年；伊萨等人，引文2020）。

第一阶段——水解——其中不溶于水的有机聚合物，如蛋白质、脂质和碳水化合物，被水解细菌释放的胞外酶（水解酶，例如蛋白酶、脂肪酶、纤维素酶、淀粉酶）​​分解成简单的可溶性单体。水解产物是氨基酸、单糖、羟基醇（主要是甘油）和长链脂肪酸（LCFA）（Sahota 等人，引文2018）。然而，原料中所含的有机物只有 50% 在此阶段被分解。这与缺乏合适的酶来降解它们有关。（Meegoda 等人，引文2018）。

PM 中木质纤维素材料（例如稻草、木屑、稻壳）的存在是这一阶段的瓶颈。一般来说，木质纤维素由三种聚合物组成：纤维素、半纤维素、木质素和各种无机材料（Bhatnagar 等人，引文2022）。每种成分的比例取决于粪便类型、地区以及生活在世界不同地区的动物对纤维的消化率（奥兰多和博尔哈，引文2020，表S2补充材料）。半纤维素部分很容易水解成单糖。然而，纤维素和木质素更难降解（Ferraro 等人，引文2020 年；马泰里等人，引文2018）。木质素水解是一个复杂的过程，主要是由于酚醇衍生物（基本单体是反式对松柏醇、反式对香豆醇和反式对芥子醇）之间存在大量的碳键和醚键。此外，木质素包围半纤维素和纤维素并形成限制酶可及性的屏障。多糖的分解受到阻碍（Cai 等人，引文2021 年；奥兰多和博尔哈，引文2020 年；帕里托什等人，引文2021 年；什雷斯塔等人，引文2017）。因此，预处理对于含有大量难降解木质素（例如 PM）的底物的溶解和降解至关重要（图 S3，补充材料）。为了加速动物粪便预处理后的水解过程，可以使用： i) 恢复纤维素部分的晶体结构；ii) 由于颗粒尺寸的减小而提高原料的消化率；iii) 木质纤维素材料孔隙率的增加；iv) 半纤维素的溶解；v) 半纤维素的破坏；vi)半纤维素的解聚；vii) 半纤维素的脱酰化；viii) 木质素结构的改变；ix) 木质素的分解；x) 纤维蛋白（例如角蛋白）的水解；xi) 分裂复合聚合物（Orlando & Borja，引文2020，雷耶斯等人，引文2021）。此外，在 AD 之前通过过氧化物酶和漆酶等酶对家禽粪便进行预处理可提高水解率（Bhatnagar 等人，引文2022）。

第二阶段——产酸- 其中，兼性和专性产酸细菌将水解产物转化为低分子有机化合物，主要是挥发性脂肪酸VFA（甲酸、乙酸、丙酸、丁酸、缬草、己酸）、醇（甲醇、乙醇）、醛、和气态产物（二氧化碳和氢气）。影响该阶段所得产物的关键因素是该过程中形成的氢分压。在高压气体下，会产生较少还原的代谢物，例如链中具有至少 3 个碳原子的乳酸盐、丁酸盐、脂肪酸 (C3)。另一方面，在稳定的操作条件下（取决于原料和细菌种类），会产生乙酸盐、二氧化碳和氢气，它们是AD第四阶段产生甲烷的前体（Anukam等人，引文2019年；杜布林和斯坦豪瑟，引文2011）。该阶段的特点是 pH 值低 (5-6) 和强烈的气味。在平衡系统中，大部分有机物转化为易于获得的产甲烷菌产物（乙酸盐、氢气和二氧化碳），而其余部分（约 30%）则分解为挥发性脂肪酸 (VFA) 或醇（Anukam）等人，引文2019年；伊萨等人，引文2020）。

第三阶段——乙酸生成——其中有机酸和一些芳香族化合物（例如苯甲酸盐）转化为乙酸、氢气和二氧化碳（表S3，补充材料）。出于热力学原因（ΔG0 < 0），化合物分解的必要条件是将过程中形成的氢气浓度保持在较低水平（图 S3）（Anukam 等人，引文2019年；杜布林和斯坦豪瑟，引文2011年；卡纳尔，引文2011）。

在正常运行的系统中，氢气分压应在 10 -4 Ba（二氧化碳还原的必要条件）至 10 -6 Ba（丙酸氧化）范围内（Jędrczak，引文2007年；拉米雷斯等人，引文2009）。因此，产乙酸菌与其他细菌物种密切共生，在这些细菌物种之间发生所谓的种间氢转移（IHR），（Deublein＆Steinhauser，引文2011年；图 S.4。补充材料）。产生的氢气不仅可以被称为氢营养菌的产甲烷菌利用（方程公式 12

），也可通过硫酸盐还原菌（SRB），例如脱硫弧菌（Desulfovibrio desulfuricans ） （方程等式13）。值得强调的是，有时上述微生物群之间可能存在氢竞争。在消化器中，氢气也可以被同型产乙酸细菌（例如伍氏醋杆菌和热乙酸梭菌）消耗。方程方程 14 )（Anukam 等人，引文2019年；杜布林和斯坦豪瑟，引文2011年；加勒特和温特，引文2005年；卡纳尔，引文2011）。

在高氨浓度下，合成醋酸盐氧化 (SAO) 也可能发生在这一阶段（Ramirez 等人，引文2009）。这是一个两步过程，涉及 SAOB（互养乙酸盐氧化细菌）将乙酸盐氧化为氢气和二氧化碳（方程公式 15

）以及出于热力学原因，通过氢营养型产甲烷菌将所得产物转化为甲烷（Buhlmann 等人，引文2019）。据拉米雷斯等人报道。（引文2009）改变醋酸盐降解的生化途径会导致沼气产量减少。

然而，参与 SAO 的酶需要微量元素（特别是钴、硒、钨）才能发挥其正常功能。AD 期间缺乏 TE 补充会导致 SAO 抑制以及发酵液中 VFA 的积累。莫莱伊等人。（引文2018）表明，在 PM AD 过程中补充硒对于稳定消化性能并提高高有机负荷率和 TAN 水平下的甲烷产量具有关键作用。

第四阶段 – 产甲烷– 70% 的甲烷是由异养细菌（醋养产甲烷菌）分解乙酸产生的（方程公式 16

）。剩余量是通过二氧化碳还原产生的，其中只有5%至6%是从溶解的氢中获得的。这种现象可以通过种间氢转移来解释，在此期间氢不溶解在发酵液中，而是直接从产乙酸菌转移到产甲烷菌（Deublein & Steinhauser，引文2011年；杰德恰克,引文2007）。

产甲烷菌还可以从以下底物中产生甲烷（Frąc & Ziemiński，引文2012 )：HCOOH、CH 3 OH、CO、(CH 3 ) 3 N、(CH 3 ) 3 NH、(CH 3 ) 3 NH 2、(CH 3 ) 2 S、Me 0。一些产甲烷菌只能转化一种底物，例如，分别是Methanobrevibacter arboriphilus或Methanosaeta - H 2 /CO 2和乙酸盐。而其他的则更通用，例如， Methanospirillum humatei和Methanobacter formicum，并且能够吸收甲酸，或Methanosarcina属可以转化多种化合物，例如 H 2 /CO 2、乙酸盐、甲醇、甲胺、乙酸、一氧化碳（Sousa 等人，引文2007）。

然而，确定AD对环境的影响并分析这一过程中的碳循环需要更广阔的视野。除了沼气生产外，还应考虑生产和输送过程中的甲烷损失、沼气储存过程中的气体损失以及热电联产装置的排放（图3）。表 S4（补充材料）总结了可用于估算 AD 期间气体排放的公式（Kreidenweis 等人，引文2021）。

另一个问题是 AD 期间微污染物和新兴污染物的命运。在厌氧条件下去除抗生素、抗生素抗性基因（ARG）和重金属是有争议的（Riaz 等人，引文2020）。张等人。（引文2019）证明，粪便和活性炭的微波预处理增强了 PM 中温 AD 过程中 ARG 的去除和甲烷的产生。恩诺沙星剂量为 8 mg kg − 1 ·TS 会促进 AD，而高于 16 mg kg − 1 ·TS 会抑制沼气产量（Du et al.,引文2022）。然而，缺乏解释为什么大多数这些污染物仍然存在于沼渣中（Gurmessa 等人，引文2020）。里亚兹等人。（引文2020）和古尔梅萨等人。（引文2020）表明以下因素在降解中发挥重要作用：i）AD的操作参数（例如温度、水力停留时间等）；ii) 微生物群落结构；iii) 底物的物理化学特性；iv) 遗传因素。尽管消化物在施用于土壤之前经过了处理（例如堆肥或固液分离（SLS）），以减少粪便污染物（Congilosi & Aga，引文2021）仍然必须关注后处理工艺的优化以及与原料制备相关的方面（Gurmessa 等人，引文2020）。

3.3. 生物炭生产和碳封存潜力
热解温度和生物炭基质对生物炭中C的稳定性有影响并决定其应用（表1）。

表格1Novak等人描述的选定生物炭特性，引文2009年，宋与郭，引文2012，斯里尼瓦桑等人，引文2015，汗等人，引文2016，齐等人，引文2017，李等人，引文2018，巴伐利亚尼等人，引文2019，Wystalska 等人，引文2021）

由 PM 制成的生物炭中的 C 含量 (86.70%) 明显高于在相似温度下生产的其他生物炭类型，这是由于基质中的大量枯枝落叶材料转化为生物炭（Srinivasan 等人，引文2015）。稳定碳的存在使得生物炭也可用于固存土壤中的碳。通过热解，超过一半的生物质碳可以转化为永久碳汇，而不是作为 CO 2损失（欧洲生物炭证书引文2020a ) (图4）。生物炭应用于土壤或饲料添加剂平均降解率约为每年0.3%。这意味着生物炭应用于土壤 100 年后，生物炭仍能封存约 74% 的原始碳（欧洲生物炭证书引文2020a）。此外，在耕种土壤上使用生物炭减少了CH 4排放并提高了土壤吸收温室气体的能力。使用来自鸡粪的生物炭来种植玉米，每 1 千克生物炭可减少 3.2 千克的 CO 2（Panwar 等人，引文2019）

具有高芳香碳含量的生物炭可能适合长期封存碳（Novak 等人，引文2009）。生物炭的稳定性取决于O/C摩尔比，其值越低，生物炭的半衰期可能越长，其在土壤中封存C的有效性越高。Srinivasan 等人研究了生物炭的 O/C 比。（引文2015）很低，等于 0.12，与 Novak 等人报告的研究类似。（引文2009），O/C 比为 0.14 且 < 0.01。Li 等人报道了生物炭中较高的 O/C，即 0.46 和 0.48。（引文2018）。O/C>0.6表示生物炭的半衰期<100年。0.2-0.6 的 O/C 值范围可能表明半衰期为 1000-100 年（Srinivasan 等人，引文2015，张等人，引文2017）。O/C < 0.2 使半衰期延长 > 1000 年。反过来，高 H/C 值表明生物炭在土壤中降解得更快，这将导致 CO 2排放量增加（Van Zwieten 等人，引文2010）。H/Corg 低于 0.4 的生物炭显示出最大的碳封存潜力（Brassard 等人，引文2018）并且可以实现 0.013 的 H/C 比值（Srinivasan 等人，引文2015）。低 H/C 比表明所分析的生物炭具有高芳香性，影响碳封存的潜力。在 680°C 下由不同基质生产的生物炭中，只有松木屑生物炭比家禽粪便生物炭具有更高的在土壤中储存更长时间的潜力。

为了评估碳封存潜力，总体碳平衡应包括所有直接和间接排放，例如生物质生产（种植、栽培、收获、运输、破碎）、将生物质加工成生物炭及其最终处理（例如研磨、混合、包装）、运输和土壤施用（欧洲生物炭证书，引文2020b ), (图4）。

CO 2当量 (CO 2 eq) 涵盖生物质生产和处理、热解装置中的转化以及生物炭加工过程中产生的所有温室气体（欧洲生物炭证书，引文2020a）。基于 EBC 指南（即欧洲生物炭证书，引文2020b )如表S5（补充材料）所示。如果在生物炭生产中使用可再生能源，则 CO 2 eq 被认为为零，并且类似地，当在热解过程中生产生物炭时产生至少与其消耗相对应的电力时（欧洲生物炭证书，引文2020b）。仅由碳中性生物质生产的生物炭，例如满足特定要求的废物或副产品生物质（欧洲生物炭证书，引文2020b），有资格获得C-sink认证。

4、氮气循环
4.1. 家禽粪便中氮的形态
高氮含量（3-5% PM 干重），以尿酸 (40-70%)、饲料蛋白 (10-40%)、尿素 (4-12%) 和铵 (4-20%) 的形式存在（巴特纳加尔等人，引文2022）主要取决于动物饮食、类型和年龄（Nahm，引文2003）当应用于土壤时会发生许多转变（图5）。在 PM 储存过程中，有机氮转化为氨，导致氮挥发并损失到空气中。当家禽粪便施入土壤供植物吸收时，有机形式的氮通过矿化转化为矿物质形式的氮。这主要取决于pH值、温度和水分含量。

4.2. 氨排放量
影响家禽生产的是二氧化碳、氨、硫化氢、甲烷、氮氧化物、粉尘等气体排放。家禽粪便的氨排放量高于牛粪和牛粪，三个月储存期间为2.94 kg Mg -1，猪粪为2.40 kg Mg -1，牛粪为0.45 kg Mg -1 。， 分别。它还取决于家禽的类型、饲料和饲养系统。从火鸡粪便中获得的氨含量最高，每 1000 只鸡每年产生超过 950 公斤氨，从鸭粪中获得的氨含量为 680 公斤/年，从 1000 头鹅中获得的氨含量为每 1000 只鸡每年 350 公斤，而最小的肉鸡每年产生约 220 公斤氨每 1000 只鸟。农场建筑的稳定通风，可以通过降低室内温度来减少约20%的氨量，从而减缓有机物分解的不受控制的过程（Bittman等人，引文2014）。氨生成的减少还可以通过酸化粪便的液体部分来实现，例如用硫酸将pH值调节至3.5-5.5。

在堆肥过程中，过快或缺乏高温阶段以及不利的 C:N 比例（范围 40-50:1）会导致形成缓慢作用的有机营养物组合。在此期间，中温微生物区系过度发育，从而维持脲酶的化学活性，导致过量的氨排放（Krawczyk & Walczak，引文2016）。

铵离子 (NH 4 + ) 和/或游离氨氮 (FAN) 是厌氧消化 (AD) 第二阶段酸生成过程中有机氮部分分解的主要无机产物。上述氮的形式之间建立了平衡状态，它们在总氨氮中的份额（TAN – FAN 和 NH 4 + 之和）取决于 pH 值。随着 pH 值的增加，游离氨氮 (FAN) 也会增加。在中性 pH 值下，以解离形式为主；只有 0.5% 的氮以游离氨的形式存在，而在 pH 等于 8 时，其 (FAN) 份额增加到 5%（Deublein & Steinhauser，引文2011）。TAN 在消化器中的积累会导致该过程受到抑制。氨引起的抑制机制可能与： i) 抑制特定的酶反应（阻断酶）；ii) 细胞内 pH 失衡，从而扰乱酸碱平衡和/或缺钾；iii) VFA 的积累（FA、pH 和 VFA 之间存在相互作用；过程平衡的扰动导致 VFA 在腔室中积累，导致 pH 值下降，从而降低 FAN 浓度）。此外，氨会抑制乙酸的吸收过程（Jiang 等人，引文2019，福克斯等人，引文2018）。很难指出抑制 PM AD 的 TAN 限值，因为它取决于原料特性、接种物特性、工艺条件（温度、pH）、氮的形态（FAN 比铵离子毒性更大、工艺抑制）对于 FAN，在浓度高于 45-100 mg l −1和铵离子高于 1700 mg l −1时观察到）以及细菌对 TAN 的一定程度的适应（通常，氨浓度的逐渐增加会促进对其的适应） 。因此，文献中报道了广泛的抑制 TAN 浓度（从 1.7 gl -1到 14 gl -1）（Duan 等人，引文2018年；雷耶斯等人，引文2021 年；尹等人，引文2021）然而，重要的是要注意微生物对高氨浓度的适应可能导致消化物中高氨浓度。根据 Ortakci 等人的说法。（引文2019）此类沼渣中的氨氮浓度可能高于 5000 mg dm -1。

4.3. 一氧化二氮和一氧化氮排放量
一氧化二氮 (N 2 O) 和一氧化氮 (NO) 可因硝化作用而排放，其中 NH 4 +是有氧呼吸的底物，或者当氧气有限且 NO 3 -用于无氧呼吸时，反硝化作用可作为有氧呼吸的底物。微生物的电子受体。

N 2 O 的全球变暖潜力是 CO 2的 298 倍（IPCC，2019），可能是温室气体的主要贡献者（Ziganshina 等人，引文2015年；朱等人，引文2020）。荟萃分析结果表明，与猪和牛粪相比， PM 显着增加了 CO 2、CH 4和 N 2 O 排放量（Shakoor 等，引文2021）。秋季土壤施用 PM 导致 N 2 O 排放量为施氮总量的 1.52%（Thorman 等人，引文2020）。间接 N 2 O 排放可能是由于挥发的 NH 3和 NO x重新沉积到附近土壤上而产生的，为硝化和反硝化提供了基质。重要的因素是 C:N 值（Charles 等人，引文2017）。氮通过 NO 3的浸出而损失到地表水中-随后被反硝化（Thorman 等人，引文2020）。

此外，许多其他因素也会影响排放，例如土壤性质（质地、排水、容重、持水能力）、SOC、总氮、作物轮作、土地管理持续时间和气候因素。土壤氮循环与土壤C循环密切相关，因此SOC固存的增加甚至可能导致N 2 O排放增加。该过程可以通过生物炭或无热原 C 修正应用来缓解（Janczak 等人，引文2017，Guenet 等人，引文2021）。

4.4. 淋失和径流损失
畜牧生产中通过淋溶和径流损失造成的氮损失可达 50% 左右。淋溶造成的氮损失主要以硝酸盐（NO 3 - ）的形式发生，高土壤湿度、强降雨、过度灌溉和植物根系发育不良有利于硝酸盐的流失。NO 3不受控制地流失到地下水中，剂量高于 50 mg l − 1 NO 3可能对人体健康有害。轻质土壤，即黄褐色土、灰化土和锈色灰化土，是在沙子的基础上形成的，具有很强的渗透性、透气性，并且升温很快，有助于硝酸盐的快速浸出并渗入土壤剖面并进一步渗入地下水。另一方面，重质土壤，即主要是粘土和壤土，水和氧气很难渗透到土壤剖面的较深层部分。它们限制了硝酸盐的浸出，但在这种土壤上生长的植物存在因结构过于紧凑而无法正常生长的问题。含有沙子和粘土的土壤是最佳的，这有利于植物生长，并且不允许大量的含氮化合物进入地下水（Soroko & Strzelczyk，引文2009）。

5.磷循环
5.1. 家禽粪便中磷的形态
PM 中磷的含量比其他肥料高 2 至 4 倍，范围为 13.6 至 25.4 g P 2 O 5 kg -1 dm（表 S.6，补充材料）。因为在谷物和其他谷物（大麦、麦麸、大豆、菜籽粕）中，磷以非活性植酸钙形式存在，因此，植酸形式在家禽排泄物中大量存在（Toth 等人，引文2011，阿什沃斯等人，引文2020）。鸟类可用的磷源是添加到饲料中的矿物质补充剂（Sharpley 等人，引文2007）。PM 中的无机磷含量在 32-84% wt 范围内（Othake & Tsuneda，引文2019）和有机物含量在 14-68% wt 范围内，有可能被矿化成植物可利用的形式（He 等人，引文2008）。帕利亚里和拉博斯基（引文2014）发现磷的固相并不完全是有机的，而是矿物质和有机化合物的结合体。无机磷酸盐部分包括磷酸钙、磷酸氢钙和难结合的水溶性磷（He 等人，引文2016）。总磷的两个部分（正磷酸盐和有机磷）基本上立即不稳定。植酸盐是一个例外。与其他动物粪便相比，家禽粪便中稳定形式磷的含量比例较高，占总磷的 22% 至 58%（Dail 等人，引文2007）。

PM 中 12% 至 20% 的磷是水溶性形式，施入土壤后会被降雨冲走（Guo 等人，引文2009）。燃烧家禽粪便产生营养丰富的灰烬供农业应用是最环保的方法（Fahimi 等人，引文2020 年；凯卡克等人，引文2009）。灰分中的磷含量范围为 8.3% 至 13%，与一些天然磷矿的磷含量相当（Desmidt 等人，引文2015）。家禽灰中磷的无定形相是生物可利用形式磷的来源，并且取决于燃烧温度（Vance，引文2019）。灰分的主要矿物相是磷酸钾钠钙 (K,Na)Ca 2 (PO 4 ) 2和磷酸钙（羟基磷灰石和白磷灰石）形式 - 8.8% 至 14.8% P 2 O 5。灰分中的生物可利用形式可达到总含量的 31% dwP 2 O 5（表 S7，补充材料） Song 和Guo (引文2012）证明，通过在≥350℃下缓慢热解将家禽粪便转化为生物炭，可将水溶性磷的比例从19.5%降低到6.9%以下。这将有助于维持土壤中养分的稳定和长期供应，防止径流期间养分快速流失。这种效果可以通过将家禽粪便热解转化为生物炭并将其用作土壤添加剂来实现（Guo et al.,引文2020 年；海德尔等人，引文2021）。王等人。（引文2015）发现热解通过将原始 PM 中含有的水可萃取磷转化为生物炭中存在的更稳定、不易利用的矿物质（磷酸镁和磷酸钙）来固定其（图 S6，补充材料）。来自 PM 的生物炭中的磷含量高于未处理的粪便，并且随着热解温度的增加而增加，从 200 °C 时的 3.391% 增加到 500 °C 时的 6.38%（表 S8，补充材料），Bavariani 等人。（引文2019）。

从 600 °C 产生的生家禽粪便中连续浸出生物碳的实验表明，与其他动物和木质纤维素来源的生物炭相比，磷释放缓慢，但释放量要高得多（43.2 mg g -1 ）（表 S9，补充材料）， （哈德鲁格等人，引文2021）。释放的磷总量约为生物炭中原始含量的95%。

内加萨和莱因韦伯（引文2009）评估了五种不同处理方式下用作肥料的家禽垫料中养分（包括磷）的平衡：直接施于地面；堆肥；堆肥和造粒；与饲料玉米共同消化；热转换。所有处理方法的最终产品每 Mg 处理过的垃圾都含有相同量的磷（以 P 2 O 5的形式）。就灰分而言，P 2 O 5的年效率根据作物的不同从 37% 到 100% 不等。相比之下，其他产品的这一比例约为70%。P 2 O 5的有效性取决于作物和使用家禽垃圾灰作为肥料的土壤类型。图S5（努塞尔德等人，引文2020 年，补充材料）显示了植物第一年可用的肥料当量，这些肥料是从使用各种方法处理的 1 毫克家禽垫料中提供的。

5.2. 家禽粪便鸟粪石
鸟粪石（MgNH 4 PO 4 ·6H 2 O），即水合磷酸铵镁，可以作为磷的替代来源，含有植物生长和发育所需的两种大量营养素（磷和氮）。鸟粪石是通过以下反应形成的 (17)：
镁+  NH4++ 采购订单43 −+ 6小时2奥→氯化镁4采购订单4⋅6小时2氧 ⏐↓

根据低溶解度（Rech 等人，引文2018）施肥成分释放缓慢，植物本身刺激释放强度，从而减少频繁施肥的需要。没有观察到渗滤，无论是渗入地表水还是渗入更深的土壤层，磷可能无法被植物利用。鸟粪石与复合肥料一样有效，为植物提供正确剂量的营养元素 N、P、K、Ca 和 Mg（Krishnamoorthy 等人，引文2021 年；张等人，引文2020）。

补充镁并将 pH 值调节至 8.5 左右后，由酸化 PM 灰分提取物产生的鸟粪石含有新鲜鸡粪中最初存在的磷的 90%（Poblete-Grant 等人，引文2020）。该工艺生产出由鸟粪石-NH 4 +、鸟粪石-K以及大量硫酸钾和羟基磷灰石组成的多养分肥料，其常量元素（P、K、Mg、S）含量高，微量元素含量低，与新鲜粪便相比，重金属含量更低（Poblete-Grant 等人，引文2020）。

家禽粪便是生产通用农业肥料的良好磷源（Rivera 等人，引文2022 年；萨尔维等人，引文2021）。伊尔马泽尔和德米尔 (引文2013）证实使用HCl从家禽粪便中沉淀鸟粪石可以回收养分（N，P）。然而，它进一步导致金属和营养物的溶解以及其他矿物质和鸟粪石的结晶。还发现，高浓度的Ca 2+离子允许由于磷酸钙沉淀而从溶液中完全回收磷。

5.3. 环境中磷的迁移率
磷的生物地球化学循环对农业和工业活动非常敏感，特别是对改变自然磷循环的规划或实施不善的农业技术程序非常敏感。图6）。

土壤中总磷的含量范围为 100 至 3000 mg P kg −1 (Sönmez 等人，引文2016 ），但大多在500-800 mg P kg -1土壤范围内，取决于基岩类型、风化程度和有机质含量。这个数量超过了植物平均营养需求的许多倍。然而，植物实际上只能利用 0.03-0.5 mg P kg −1，因为土壤中的大部分磷与其他元素的各种化学形式（例如 2 价和 3 价金属阳离子，即 Mg、Ca、Fe）结合。和Al)，形成难溶化合物。磷含量随着土壤剖面深度的增加而降低。土壤溶液中的活性磷是磷酸盐离子形式的磷（H 2 PO 4 -、HPO 4 2-），直接被植物根部吸收。当活性磷的量由于植物的密集吸收而减少时，活性磷就会转化为生物可利用的形式，从而弥补不足。磷的另一种形式是难溶矿物形式的储备磷，即磷灰石、磷矿和磷铝石（Mulgueen 等，2004）。因此，土壤中的磷循环受到其生物活性和与有机磷水解相关的高酶产量/活性的影响。以下细胞外磷酸酶主要参与土壤中的磷代谢：酸性磷酸单酯酶、碱性磷酸单酯酶和磷酸二酯酶（Waldrip 等，引文2011）。肥料施用增加了土壤中总磷和可溶性磷的浓度以及该元素的稳定有机基团的浓度（Waldrip-Dail 等人，引文2009）。

根据发生形式（结合类型）以及土壤和水条件的变化（即土壤反应、有机质、铁和铝），磷可能会释放到土壤溶液和地下水中，因此，通过淋滤，深入土壤剖面或经历淋滤到地表水的过程（McDowell 等人，引文2011）。以下机制负责磷从土壤转移到水中： i) 化学溶解；ii) 通过侵蚀物理分离和去除土壤颗粒；iii) 在不利于其渗透到土壤结构的条件下施用磷肥或粪肥后，从土壤中偶然迁移到水中，（Roy，引文2017）。

在有机碳存在的情况下，土壤中磷的释放与其可溶形式浸入地下水有关，地下水的矿化效率高，植物对磷的利用率低，导致地下水污染（图S7，补充材料）。与矿物和有机土壤颗粒结合的磷占通过地表径流输送的磷的 60% 至 90%。溶解形式包括从土壤中解吸的磷、从植物残留物中浸出的磷以及从矿物肥料和粪便等来源释放的磷。在农业区的流域，磷淋失水平可能约为0.5 kg ha −1。磷浸出过程是一种通过地下流动的特殊通道的流动，即规则裂缝和大孔的网络、土壤中的巨大裂缝、土壤动物雕刻的裂隙和通道、根通道和楔子、透镜和层。其特点是比土壤其他部分改善了过滤参数。这些迁移途径决定了沉淀和解冻过程中溶液转移（包括磷）的强度和时间（Weiler & McDonnell，引文2007）。

过量或不当施用粪便和枯枝落叶会导致土壤中磷积累增加，并随后增加地表径流，导致水库富营养化（Tiessen 等人，引文2011）。PM 中所含磷在施入土壤后的迁移表明，随着时间的推移，粪便的干质量下降，但随着时间的推移，粪便中磷的浓度基本保持不变，这意味着它从粪便中去除的速度与它分解了瓦达斯等人。（引文2007）。许多研究还检验了干燥条件对 PM 中磷含量的影响（He 等人，引文2006）。对于肉鸡粪便，冷冻干燥或烘干 (105 °C) 产生的无机磷和总磷浓度低于风干（Akinremi 等人，引文2003）。干燥过程会导致 PM 中相对稳定的磷转变为更不稳定的形式，或者相反，转变为不溶形式（Dail 等人，引文2007）。农作物无法吸收PM中所含的高剂量磷，因此多余的磷会积聚在土壤中。通过与富含钙的奥波卡岩石混合可以增加植物的磷利用率（Kacprzak & Sobik-Szołtysek，引文2022）。另一种可能性是添加硫-磷酸盐混合物。这导致硫通过硫杆菌属的活性氧化成硫酸。细菌。与酸的反应导致磷酸盐部分分解并形成磷酸一钙和磷酸二钙，这更容易被植物吸收（图S7，补充材料）。

六，结论
鸡粪历来被用作肥料，但施用对增加植物产量或改善土壤性质的积极影响取决于许多因素，例如剂量、土壤类型或温度。一般来说，有机质含量、氮氨化、pH值、植物可利用的P、K、Cu、Mn、Fe和Zn含量增加。然而，PM 会影响酶活性并引入污染（例如病原体、抗生素、重金属）。此外，土壤中氨、氮氧化物的排放或不平衡的碳氮比造成了严重的环境问题。

PM工艺流程对碳、氮、磷的转化和气体排放既有积极的影响，也有消极的影响。在好氧过程（堆肥）过程中，氮通过NH 4 +、NO 3-的渗滤液或通过NH 3、N 2 O、N 2的排放而损失；渗滤液排放的CO 2、CH 4和磷以HPO 4 2-、 H 2 PO 4形式产生的碳， 分别。反过来，厌氧消化的主要挑战是针对高甲烷产量进行优化。PM 不是一种容易生物降解的底物，因此需要修改技术参数和共底物添加剂，以提高工艺效率并获得可用作有价值肥料的沼渣。最后，热处理需要能量用于颗粒物干燥和特定排放监测。然而，热加工产生的其他手工产品具有碳（生物炭）和磷（灰分）长期储存的巨大潜力。

无论使用何种技术，PM 都可以成为生产对环境产生积极影响的有价值产品的合适基材。