城市園林廢棄物生物質(zhì)炭性質(zhì)及其應(yīng)用潛力*

鞠艷艷 丁元君 邵前前 張曉春 高紅艷, 連夢瑩, 卞榮軍, 王曉明3, 潘根興,

(1.南京農(nóng)業(yè)大學(xué)農(nóng)業(yè)資源與生態(tài)環(huán)境研究所 南京 210095； 2.深南城市生物質(zhì)綠色工程技術(shù)中心 深圳 518000；3. 深圳市風(fēng)景園林協(xié)會 深圳 518000)

園林綠化廢棄物(urban green waste)泛指城鎮(zhèn)綠化景觀管理和養(yǎng)護(hù)過程中產(chǎn)生的植被凋落物、花木和草坪修剪物以及廢棄花草等植物源生物質(zhì)廢棄物(Belyaevaetal.， 2010)。城市園林廢棄物主要由樹葉、樹枝、殘草、殘花等組成(徐長勇等， 2011)，基本上可分為草本和木本兩大類，就化學(xué)成分而言，前者富多糖和纖維素而少木質(zhì)素，后者則主要為木質(zhì)素和纖維素(姜春艷等， 2006)。據(jù)統(tǒng)計(jì)，當(dāng)前我國城市建成區(qū)綠地面積達(dá)278.6萬hm2，綠化率達(dá)40.3%，城市綠地養(yǎng)護(hù)和管理產(chǎn)生的廢棄物規(guī)模巨大且日益遞增，如北京市郊區(qū)園林廢棄物總量每年超過400萬t(馬龍波等， 2012)， 南京市江南8區(qū)每年行道樹修剪廢棄物達(dá)30萬t左右(周曉麗等， 2015)， 杭州西湖風(fēng)景區(qū)(面積59 km2)2013—2014年產(chǎn)出4 637 t(干質(zhì)量)園林廢棄物中，木本類廢棄物占53%、草本類廢棄物占47.3%(洪霞等， 2015)。目前，我國城市園林廢棄物主要作為垃圾進(jìn)行填埋或焚燒，不僅增加城市垃圾處理壓力，造成環(huán)境污染，同時(shí)也是資源的浪費(fèi)(田赟等， 2011)。在促進(jìn)循環(huán)減少污染目標(biāo)下，探索園林綠化廢棄物資源化處理的新途徑且進(jìn)一步為城市生態(tài)環(huán)境建設(shè)服務(wù)，是城市綠化廢棄物治理的關(guān)鍵和急需解決的問題(劉宏釗等， 2015)。

新近發(fā)展的生物質(zhì)熱解炭化技術(shù)符合農(nóng)林生物質(zhì)廢棄物無害化、資源化和低碳處理的創(chuàng)新方向，其原理是廢棄物生物質(zhì)在高溫和限氧條件下可熱解產(chǎn)生生物質(zhì)氣能源和生物質(zhì)炭材料，實(shí)現(xiàn)生物質(zhì)分離、分質(zhì)和分值化資源綜合利用(Lehmannetal.， 2011； Bianetal.， 2014； 潘根興等， 2017)。作為可以實(shí)現(xiàn)廢棄物治理和資源化利用的雙贏技術(shù)，生物質(zhì)熱解炭化受到我國政府的高度重視和支持， 2017年4月，生物質(zhì)熱解炭化技術(shù)被列為農(nóng)業(yè)部重點(diǎn)推介的秸稈農(nóng)用十大模式之一，廣泛應(yīng)用于農(nóng)業(yè)廢棄物特別是秸稈處理和生物質(zhì)炭基肥制造和農(nóng)用。城市園林廢棄物同樣屬于生物質(zhì)廢棄物，但其循環(huán)利用途徑發(fā)展不夠，熱解炭化技術(shù)及其產(chǎn)物應(yīng)用研究不足，制約著城市園林廢棄物生物質(zhì)的可持續(xù)治理和城市生態(tài)環(huán)境建設(shè)。分析探討城市園林廢棄物的炭化及生物質(zhì)炭的性質(zhì)和功能，可為發(fā)展園林廢棄物炭化產(chǎn)業(yè)及生物質(zhì)炭的城市綠色應(yīng)用提供依據(jù)。鑒于此，本研究以城市園林廢棄物中常見的樹皮、樹枝、樹葉和殘草為研究對象，采用生物質(zhì)熱解炭化工藝制備生物質(zhì)炭，分析評價(jià)生物質(zhì)炭的理化性質(zhì)及用于改善土壤和環(huán)境的潛力，以期為園林廢棄物炭化處理及其產(chǎn)物的循環(huán)利用提供依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

在南京凱進(jìn)園林有限公司管護(hù)范圍調(diào)查10塊以上城市園林和校園綠地，分別收集樹枝、樹葉和殘草廢棄物，混合成堆； 樹皮采自浙江省金華市某木材加工廠。每種原料自然堆放至最低含水量。隨機(jī)采集各類生物質(zhì)廢棄物5 kg 3份，供熱解炭化處理。

1.2 研究方法

1.2.1 炭化方法 采用本課題組合作研發(fā)的SSBP-5000A型便捷式生物質(zhì)炭化機(jī)進(jìn)行炭化處理。該機(jī)器為批次式炭化，通入氮?dú)庖韵扪?，設(shè)置炭化溫度450 ℃，系統(tǒng)內(nèi)滯留時(shí)間約1 h(Bianetal.， 2016)。樹皮、樹枝、樹葉和殘草廢棄物熱解炭化后得到的固體生物質(zhì)炭分別簡稱為樹皮炭(wood bark biochar，WBB)、樹枝炭(wood chop biochar，WCB)、樹葉炭(wood leaves biochar，WLB)和殘草炭(grass and tree residue biochar，GRB)。

1.2.2 分析方法 對炭化得到的各類生物質(zhì)炭進(jìn)行基本性質(zhì)分析測定?；曳植捎酶邷刈茻y定(GB/T 17664—1999)，吸(濕)水性采用環(huán)刀法測量(鮑士旦， 2000)，充填密度采用振蕩抖落法測量(GB/T 7702—2008)； 生物質(zhì)炭的pH和電導(dǎo)率(electric conductivity, EC)分別采用pH計(jì)和電導(dǎo)率儀測定，炭水比(w/w)為1∶20； 陽離子交換量(cation exchange capacity, CEC)采用水-乙酸鈉-乙醇-乙酸多次淋洗法測定(Gaskinetal.， 2008)； 生物質(zhì)炭養(yǎng)分全量采用硫酸-過氧化氫消化法消煮，愷氏定氮法測定全氮，釩鉬黃法測定全磷，火焰光度法測定全鉀(魯如坤， 2002)； 生物質(zhì)炭中Pb、Cd、Cu、Zn、Fe、Mn、Mg等金屬元素全量采用HNO3-HClO4(4∶1，V/V)植物樣品消煮，原子吸收分光光譜法(北京普析TA S986)測定(魯如坤， 2002)。

利用V-Sorb2800P比表面積及孔徑分析儀分析生物質(zhì)炭比表面積和孔徑分布，N2為吸附介質(zhì)； 采用冷融核磁共振儀(NMRC12-010V)測定生物質(zhì)炭微孔度，孔徑劃分參考馬沖等(2018)； 使用SU8010日立掃描電鏡觀察表面形貌。

生物質(zhì)炭中C、H、O、N元素采用Vario ELⅢ型元素分析儀測定，生物質(zhì)炭含碳官能團(tuán)采用Agilent 600M固體核磁共振波譜儀分析(Zhaoetal.， 2013)。生物質(zhì)炭中可溶性有機(jī)碳組分采用氣質(zhì)聯(lián)用(GC/MS, gas chromatography/mass spectroscopy)分析，提取的有機(jī)分子經(jīng)衍生化后采用Agilent 7890A-5975C GC/MS定性鑒定。提取和衍生化方法見Graber等(2014)，對比圖庫為NIST-2015，取匹配率90%以上篩選確定存在的有機(jī)分子。

1.2.3 數(shù)據(jù)處理 熱解生物質(zhì)炭粗產(chǎn)率按下式(Bianetal.， 2016)估計(jì)：

100%。

(1)

對所含灰分校正后即為生物質(zhì)炭凈產(chǎn)率。

生物質(zhì)炭高位熱值(HHV，higher heating value, kJ·kg-1)按下式(Friedletal.， 2005)估計(jì)：

HHV=3.55C2-232C-2 230H+51.2CH+

131N+20 600。

(2)

式中：C、H、N分別為元素分析所得生物質(zhì)炭中C、H、N元素的質(zhì)量百分含量； 20 600為大卡轉(zhuǎn)化為焦耳的常數(shù)。

采用Microsoft Excel 2010軟件處理試驗(yàn)數(shù)據(jù)，測定結(jié)果以平均值±標(biāo)準(zhǔn)差的形式表示。園林廢棄物不同類型間的差異使用SPSS19.0進(jìn)行單因素方差分析，顯著性檢驗(yàn)采用Duncan法，顯著性概率設(shè)定為P<0.05。

2 結(jié)果與分析

2.1 生物質(zhì)炭部分工業(yè)指標(biāo)分析

供試園林廢棄物生物質(zhì)炭的工業(yè)分析結(jié)果見表1。在本研究試驗(yàn)條件下，園林廢棄物生物質(zhì)炭的凈產(chǎn)率差異較大，樹皮炭凈產(chǎn)率最高，達(dá)32.9%，殘草炭凈產(chǎn)率最低，僅10.8%。按含灰分的固體產(chǎn)物計(jì)，生物質(zhì)炭得率均在30%以上。殘草炭和樹葉炭熱值較低，樹皮炭和樹枝炭熱值(32～34 MJ·kg-1)顯著較高。相應(yīng)地，樹皮炭和樹枝炭的灰分含量顯著且大幅度低于樹葉炭和殘草炭。園林廢棄物生物質(zhì)炭充填密度在0.20～0.30 g·cm-3之間，吸水性均在200%水平。就元素含量而言，4種園林廢棄物生物質(zhì)炭元素含量均以C元素最高(46.8%～76.1%)，樹皮炭和樹枝炭顯著高于殘草炭；其次為O和H元素，含量分別介于14.5%～19.2%和5.2%～7.2%之間； 殘草炭和樹葉炭的H/C、O/C和(O+H)/C高于樹皮炭和樹枝炭，而C/N相反，依次為樹皮炭>樹枝炭>樹葉炭>殘草炭。

表1 園林廢棄物生物質(zhì)炭的工業(yè)分析①

2.2 生物質(zhì)炭物理性質(zhì)分析

4種園林廢棄物生物質(zhì)炭代表性電子顯微形貌見圖1?？梢钥闯?，樹皮炭、樹枝炭形貌和孔徑結(jié)構(gòu)接近，均以橢圓形孔隙為主，大小均勻，內(nèi)外表面較為光滑； 樹葉炭孔隙形狀各異，大小不一，但分布均勻，外表面較為粗糙，分布有大量粉屑狀灰分； 殘草炭孔隙形狀多樣，主要以橢圓形為主，大小不一，分布縱橫交錯(cuò)，外表面較為粗糙，存在較多粉屑狀礦質(zhì)灰分。

圖1 園林廢棄物生物質(zhì)炭掃描電鏡圖像

4種園林廢棄物生物質(zhì)炭的比表面積和孔容測試結(jié)果見表2。樹皮炭比表面積為8.3 m2·g-1，高于其他3種生物質(zhì)炭。生物質(zhì)炭孔隙度在不同原料來源間差異較大，殘草炭孔隙度最大(3.86 cm3·g-1)，樹皮炭孔隙度最小(0.72 cm3·g-1)。按孔徑分布頻度(size frequency, SF)的生物質(zhì)炭中值孔徑多在1.70 nm，僅樹枝炭中值孔徑較小(1.32 nm)。

表2 園林廢棄物生物質(zhì)炭的比表面積和孔容

國際純粹和應(yīng)用化學(xué)協(xié)會(International Union of Pure and Applied Chemistry, IUPAC)將孔隙分為微孔(<2 nm)、介孔(2～50 nm)和大孔(>50 nm)3級孔隙。4種園林廢棄物生物質(zhì)炭的孔隙分布如圖2所示，微孔孔隙體積為樹葉炭>殘草炭>樹枝炭>樹皮炭，而介孔孔隙體積為殘草炭>樹葉炭>樹枝炭>樹皮炭。

圖2 不同生物質(zhì)炭的孔隙分布

根據(jù)IUPAC的劃分方法，N2吸附等溫線分為6種類型。由圖3可知，樹皮炭、樹枝炭和樹葉炭的N2吸附-脫附等溫線均符合Ⅲ型等溫線，3種生物質(zhì)炭在低壓區(qū)吸附量少，且不出現(xiàn)B點(diǎn)(拐點(diǎn))，吸附劑與吸附質(zhì)之間的作用力相當(dāng)弱，相對壓力越高，吸附量越多，表現(xiàn)出有孔充填。不過，樹皮炭和樹枝炭僅在相對壓力較高時(shí)，脫附和吸附曲線存在微小的滯后，說明二者只含有一定量的介孔和大孔，而二者的曲線存在明顯的滯后和拖尾現(xiàn)象，其滯后環(huán)皆為H1型，H1型滯后環(huán)表征為均勻孔模型，介孔排列有序，由此說明這2種生物質(zhì)炭存在排列均勻且形狀大致相同的孔隙。同樹皮炭和樹枝炭滯后趨勢大致相同，樹葉炭也具有一定量的介孔和少量的大孔，但其滯后環(huán)與以上二者不同，其滯后環(huán)為H2型，H2型滯后環(huán)一般是由多孔吸附質(zhì)或均勻粒子堆積孔形成，這說明樹葉炭具有均勻排列，形狀為體特寬而頸窄短的孔隙。而殘草炭的N2吸附-脫附等溫線屬V型曲線，在氣壓接近于1時(shí)呈顯著上升趨勢，中壓部分滯后圈較大，有H3型的回滯環(huán)，H3型回滯環(huán)表征為片狀粒子堆積形成的狹細(xì)縫，由此殘草炭孔隙形狀為窄縫型孔道，且僅有一定量的中孔和大孔。

圖3 園林廢棄物生物質(zhì)炭N2吸附-脫附等溫線

2.3 生物質(zhì)炭有機(jī)碳組成分析

4種園林廢棄物生物質(zhì)炭的核磁共振圖譜見圖4。 采用化學(xué)位移劃分方法(Zhaoetal.， 2013)，對4種園林廢棄物生物質(zhì)炭含碳官能團(tuán)進(jìn)行劃分，并估計(jì)含碳官能團(tuán)的相對比率，見表3。從圖4含碳官能團(tuán)分布看，4種園林廢棄物生物質(zhì)炭含碳官能團(tuán)主要由脂肪碳、芳香碳、烷基碳羧基碳和羰基碳組成，其中，芳香碳和烷基碳所在化學(xué)位移內(nèi)信號峰較強(qiáng)，在含碳官能團(tuán)分布中占比較大。4種園林廢棄物生物質(zhì)炭中，芳香碳均占優(yōu)勢(47.7%～65.8%)，烷基碳所占比率為13.5%～26.6%，而占比較小的含碳官能團(tuán)如甲氧基、碳水化合物、羧基和羰基等在4種園林廢棄物生物質(zhì)炭中呈現(xiàn)不同的分布格局。

4種園林廢棄物生物質(zhì)炭可溶性有機(jī)碳含量(DOM)介于2.86～31.20 g·kg-1之間，殘草炭和樹葉炭可溶性有機(jī)碳含量高于樹皮炭和樹枝炭(表1)。可溶性組分的GC/MS定性結(jié)果見附表1，共檢測出177種化合物，樹皮炭、樹枝炭、殘草炭和樹葉炭分別檢測出30、73、80和79種有機(jī)化合物?？扇苄越M分中有機(jī)化合物由16大類物質(zhì)構(gòu)成，主要為酸類、醇類、酯類、糖類、胺類、醛類等。不同源生物質(zhì)炭的優(yōu)勢化合物種類相同，均為酸類、醇類和糖類，但以有機(jī)酸類物質(zhì)豐度最高，介于29.0%～56.2%之間，且以殘草炭中最多； 醇類物質(zhì)占比為10.0%～25.8%，糖類物質(zhì)占比為13.7%～16.1%。另外，樹皮炭的醇類和糖類豐度較其他3種園林廢棄物生物質(zhì)炭高。

2.4 生物質(zhì)炭養(yǎng)分和重金屬元素含量

4種園林廢棄物生物質(zhì)炭的基本理化性質(zhì)見表4。園林廢棄物生物質(zhì)炭均為堿性，殘草炭和樹葉炭的pH(H2O)分別為10.0和9.1，樹皮炭和樹枝炭的pH(H2O)較低，分別為7.6和7.5。相應(yīng)地，電導(dǎo)率(EC)依次為殘草炭>樹葉炭>樹枝炭>樹皮炭。生物質(zhì)炭陽離子交換量(CEC)以殘草炭和樹葉炭較高(20 cmol·kg-1以上)，而樹皮炭和樹枝炭在10 cmol·kg-1水平。生物質(zhì)炭的全氮、全磷和全鉀含量依次為殘草炭>樹葉炭>樹枝炭>樹皮炭，殘草炭氮、磷和鉀全量含量顯著高于其他來源生物質(zhì)炭。

4種園林廢棄物生物質(zhì)炭的重金屬元素含量見表5。樹葉炭重金屬元素含量較高，殘草炭次之，但殘草炭Cd含量顯著高于其他生物質(zhì)炭。樹皮炭和樹枝炭的Zn、Cu、Cd、Pb、Fe、Mg含量均顯著低于殘草炭和樹葉炭。生物質(zhì)炭Mn含量變化較大，樹皮炭Mn含量最高，而樹枝炭最低。

3 討論

3.1 園林廢棄物生物質(zhì)炭的物理、化學(xué)及碳組分性質(zhì)與應(yīng)用

生物質(zhì)炭物理結(jié)構(gòu)和化學(xué)組成十分復(fù)雜，其土壤效應(yīng)可能是物理、化學(xué)和生物等多方面綜合作用的結(jié)果(Sohietal.， 2010)。生物質(zhì)炭在土壤中的反應(yīng)活性通常取決于生物質(zhì)炭的表面特性或可接近的孔隙以及活躍或不活躍的功能組分等。本研究4種園林廢棄物生物質(zhì)炭的充填密度均在0.20～0.3 g·cm-3之間，高于對稻殼、玉米秸等農(nóng)業(yè)廢棄物同樣炭化得到的生物質(zhì)炭(馬彪， 2016)，這些酥松多孔的生物質(zhì)炭可通過“稀釋作用”有效降低土壤密度(葛順峰等， 2014； Lairdetal.， 2014)，促進(jìn)土壤團(tuán)聚體的形成，從而進(jìn)一步改善土壤物理性質(zhì)(Lal， 2004)。

作為生物質(zhì)限氧熱解產(chǎn)物，生物質(zhì)炭的有機(jī)質(zhì)含量通常達(dá)60%以上(馬彪， 2016)，故生物質(zhì)炭可用來快速增加土壤有機(jī)質(zhì)(Kimetuetal.， 2010； Zwietenetal.， 2010)。本研究樹皮炭和樹枝炭有機(jī)碳含量高達(dá)75%，而H/C和O/C較低，且基本上為穩(wěn)定的芳香族和脂肪族碳。農(nóng)林廢棄物生物質(zhì)炭的碳組分均以芳香骨架為主，烷基碳、甲氧基碳為橋鍵，包括羧基碳、羰基碳等結(jié)構(gòu)官能團(tuán)(Hilscheretal.， 2011)，作為極穩(wěn)定的含碳物質(zhì)施用土壤利于增碳改土潛力和農(nóng)業(yè)固碳減排(潘根興等， 2010)。芳香碳含量較高的生物質(zhì)炭具有更高的化學(xué)穩(wěn)定性、熱穩(wěn)定性和生物穩(wěn)定性以及很強(qiáng)的抵抗微生物礦化能力(Lehmannetal.， 2011； Breweretal.， 2011)。另外，烷基碳和芳香碳作為疏水性基團(tuán)可促進(jìn)土壤對疏水性有機(jī)物(如菲等芳烴類的污染物)的吸附固定(Salloumetal.， 2002)。因此，生物質(zhì)炭應(yīng)用于土壤在顯著增加穩(wěn)定有機(jī)質(zhì)含量的同時(shí)，還有助于對外源有機(jī)污染的吸附和固定，環(huán)境意義十分顯著。當(dāng)然，生物質(zhì)炭作為能量的載體具有一定熱值，其熱值要高于相應(yīng)的炭化原料(官麗莉等， 2005； Abdullahetal.， 2009)。本研究樹皮炭和樹枝炭含碳量高，而(H+O)/C低于殘草炭和樹葉炭，其熱值達(dá)30 MJ·kg-1以上，滿足《煤炭產(chǎn)品品種和等級劃分》(GB/T 17608—2006)中一級精煤的熱值標(biāo)準(zhǔn)，可作為生物質(zhì)顆粒燃料應(yīng)用。

圖4 生物質(zhì)炭13C固體核磁共振圖譜

表3 園林廢棄物生物質(zhì)炭13C固體核磁共振法測定的含碳官能團(tuán)

表4 園林廢棄物生物質(zhì)炭的基本理化性質(zhì)

表5 園林廢棄物生物質(zhì)炭的重金屬元素全量

對于生物質(zhì)炭以及土壤的生物和非生物反應(yīng)程度而言，生物質(zhì)炭的孔隙結(jié)構(gòu)和表面性能是至關(guān)重要的因素(馬沖等， 2018)。生物質(zhì)炭的孔隙分布狀況可影響生物質(zhì)炭施入土壤后對水分、養(yǎng)分和重金屬污染物等物質(zhì)的吸附能力及改善微生物生境的能力(蔣文舉， 2003； Hanetal.， 2013； Bradfordetal.， 2006)。Nguyen等(2007)指出，生物質(zhì)炭孔徑分布及被吸附分子大小會影響生物質(zhì)炭的吸附能力。不同類型園林廢棄物生物質(zhì)炭孔徑分布不同，其對不同大小分子的吸附能力也會有所差異。Bradford等(2007)發(fā)現(xiàn)，孔隙分布較好的生物質(zhì)炭具有良好的吸水性能。本研究中4種園林廢棄物生物質(zhì)炭的吸水性均達(dá)到其自身的2倍以上，而土壤吸水性往往在50%以下，特別是城市土壤板結(jié)嚴(yán)重，吸水性更低。如果將園林廢棄物生物質(zhì)炭施入城市土壤，將大大提高土壤吸水和保水性能，在海綿城市建設(shè)中增加土壤吸水和入滲方面具有重要意義。Chun等(2004)研究表明，生物質(zhì)炭多級孔隙結(jié)構(gòu)及發(fā)達(dá)的微孔結(jié)構(gòu)可在很大程度上提高生物質(zhì)炭對有機(jī)污染物的吸附性能。由此，微孔發(fā)達(dá)且孔隙結(jié)構(gòu)良好的樹枝炭和樹葉炭，可幫助構(gòu)建吸水基質(zhì)而增加土壤水分保持和緩沖以及污染物過濾的作用，應(yīng)用于海綿城市建設(shè)和城市環(huán)境改善。

3.2 園林廢棄物生物質(zhì)炭養(yǎng)分和重金屬元素含量及其應(yīng)用的安全性

生物質(zhì)炭一般呈堿性，但堿性程度依原料和工藝而異(袁金華等， 2011)。Chan等(2007)指出，施用堿性越強(qiáng)的生物質(zhì)炭，對酸性土壤的中和效應(yīng)越高，從而可提升酸性土壤養(yǎng)分有效性且鈍化重金屬。本研究中，殘草炭和樹葉炭陽離子交換量在20 cmol·kg-1以上，且含有較高的N、P、K養(yǎng)分含量, 與邱良祝等(2017)對國際文獻(xiàn)的整合研究報(bào)道吻合。殘草炭和樹葉炭浸提液中含有豐富的對植物生長具有促進(jìn)作用的可溶性組分(婁穎梅， 2015)，且遠(yuǎn)高于農(nóng)業(yè)廢棄物類生物質(zhì)炭(Louetal.， 2016)?？梢?，殘草炭和樹葉炭有作為有機(jī)肥料應(yīng)用的潛力。

據(jù)Graber等(2014)和Lou等(2016)的研究，生物質(zhì)炭可溶性組分包括多種可溶性鹽、小分子有機(jī)酸、類腐殖酸的大分子有機(jī)化合物等，可用來制作葉面液體有機(jī)肥或水溶肥(王盼等， 2018)。Ezhilan等(2012)指出，生物質(zhì)炭可溶性組分具備很多有益的功效，能對土壤產(chǎn)生一系列積極效應(yīng)。殘草炭和樹葉炭可溶性組分中的活性因子如芳香族物質(zhì)和雜環(huán)胺，具有與重金屬形成穩(wěn)定復(fù)合物、降低金屬元素生物有效性的能力(Graberetal.， 2014)。還有研究報(bào)道，生物質(zhì)炭可溶性組分中含有多種殺菌抗蟲害的組分，可減少植物病蟲害的發(fā)生(Scortichinietal.， 1991)，本研究中樹葉炭含有的萜二醇具有抵抗致病菌的作用，可以提高植物抗逆性。Taek等(2012)研究證明，生物質(zhì)炭可溶性組分還可為植物生長提供養(yǎng)分，促進(jìn)植物生長。4種園林廢棄物生物質(zhì)炭可溶性組分中均含有植物生長需要的氮素養(yǎng)分——尿素。在農(nóng)業(yè)中，噴施生物質(zhì)炭浸提液能顯著提高小白菜的產(chǎn)量和品質(zhì)(Louetal.， 2016)，改善大蒜的品質(zhì)(卓亞魯?shù)龋?2017)。本研究中，殘草炭和樹葉炭含有豐富的可溶性功能組分，作為液體有機(jī)肥開發(fā)應(yīng)用比樹枝炭和樹皮炭更優(yōu)。鑒于其較高的陽離子交換量、養(yǎng)分和可溶性有機(jī)質(zhì)含量，可優(yōu)先用于城市土壤培肥及其相關(guān)產(chǎn)品(如土壤改良劑、苗木基質(zhì)等)開發(fā)。生物質(zhì)炭電導(dǎo)率可能是應(yīng)用的限制因素，對于土壤鹽漬化，鮑士旦(2000)根據(jù)土壤浸出液的電導(dǎo)率與鹽分含量和作物生長的關(guān)系，得出抑制作物生長的電導(dǎo)率限值為4 mS·cm-1。本研究4種園林廢棄物生物質(zhì)炭中，僅殘草炭的電導(dǎo)率高于4 mS·cm-1，可能與其含有的可溶性有機(jī)物、K等礦物質(zhì)元素(灰分較高)有關(guān)，并不一定是鹽漬土壤的堿性元素為主的鹽分，故稀釋于土壤不至于產(chǎn)生鹽漬化風(fēng)險(xiǎn)。

從重金屬元素含量來說，樹葉炭Pb含量(174 mg·kg-1，可能是由于樹葉對大氣污染的截留)和殘草炭Pb含量(93 mg·kg-1)已經(jīng)超出我國制定的《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》(GB 15618—2018)中對于pH>5.5的土壤Pb含量風(fēng)險(xiǎn)篩選值(<90 mg·kg-1)， 但仍大大低于現(xiàn)行國家居住用地(包括綠化用地)標(biāo)準(zhǔn)(GB 15618—2008)中控制限值(Pb, 300 mg·kg-1; Cd,10 mg·kg-1)?，F(xiàn)行城鎮(zhèn)垃圾農(nóng)用控制標(biāo)準(zhǔn)(GB 8172—87)規(guī)定Cd<3 mg·kg-1和Pb <100 mg·kg-1，現(xiàn)行農(nóng)業(yè)部有機(jī)肥行業(yè)標(biāo)準(zhǔn)(NY 525—2012)中規(guī)定Cd<3 mg·kg-1和Pb <50 mg·kg-1。這里，樹葉炭還不能直接作為有機(jī)肥和垃圾農(nóng)用，而殘草炭可以直接作為垃圾農(nóng)用。大量研究已經(jīng)證明生物質(zhì)炭對重金屬元素的固定作用，其施用會使重金屬元素在土壤中的有效性較低(Caoetal.， 2012； Chenetal., 2018)。因此，園林廢棄物生物質(zhì)炭應(yīng)用于城市非農(nóng)土地仍是符合環(huán)境安全的選擇，當(dāng)然這也需要關(guān)注生物質(zhì)炭中重金屬元素在環(huán)境中的長期效應(yīng)。

4 結(jié)論

木本類園林廢棄物生物質(zhì)炭的有機(jī)質(zhì)含量、熱值、物理性質(zhì)和化學(xué)性質(zhì)存在較大差異，樹皮炭和樹枝炭有機(jī)質(zhì)含量和熱值較高，物理性質(zhì)較好，穩(wěn)定性較高，具有改善土壤、增加水分保持和環(huán)境過濾作用，可用于海綿城市和環(huán)境凈化應(yīng)用； 而殘草炭和樹葉炭養(yǎng)分、可溶性有機(jī)質(zhì)含量較高，符合土壤養(yǎng)分保持和微生物活性維持需要，可潛在開發(fā)為土壤調(diào)節(jié)劑或土壤基質(zhì)。本研究中4種園林廢棄物生物質(zhì)炭的重金屬元素含量符合非農(nóng)環(huán)境質(zhì)量要求，從綠色循環(huán)角度來說，來自城市園林用于城市土壤，作為園林土壤改良、苗木基質(zhì)開發(fā)以及海綿城市建設(shè)具有十分顯著的潛力。