园林废弃物不同处理方式的环境影响及其产物还田效应

陈浩天，张地方，张宝莉，李国学



园林废弃物不同处理方式的环境影响及其产物还田效应

陈浩天，张地方，张宝莉，李国学※

（中国农业大学资源与环境学院，北京 100193）

针对城市园林废弃物数量日趋增多及资源化利用程度低的问题，该研究比较了园林废弃物在直接焚烧、好氧堆肥、热解碳化3种处理方式下的养分与碳素与氮磷钾损失、温室气体排放，以及相应产物还田对土壤物理化学性质的影响。结果表明，焚烧处理的有机碳损失率高达98.62%，分别比好氧堆肥、碳化处理高39.77%和41.64%；全氮损失率高达95.51%，显著高于好氧堆肥（22.72%）及碳化（36.65%）处理；3种处理全磷及全钾损失率的差异相对较小。焚烧处理的CO2排放量高达1271.62 g/kg，远高于好氧堆肥的210.71 g/kg，但两者CH4、N2O的排放量都相对很小。园林废弃物堆肥及碳化后还田均可促进土壤中小团聚体向大团聚体转化，提高土壤中毛管孔隙度和饱和导水率，并显著提高N、P、K含量；其中生物炭还田可显著提高土壤有机碳含量，好氧堆肥还田能降低土壤pH值。焚烧后的灰分还田除提高土壤P、K养分含量及大粒径团聚体外，其他效果不明显。综上所述，好氧堆肥和碳化是适用于城市园林废弃物处理的2种技术，研究结果可为城市园林废弃物资源优化处理利用提供参考。

堆肥；环境影响；土壤；园林废弃物；生物炭；焚烧；还田效应

0 引 言

随着我国对生态环境的日益重视，城市园林绿化面积不断增加。根据北京市园林绿化局统计，2016年北京市绿化覆盖面积已达87449.84 hm2，实有树木14947.73万株，实有草坪19773.40万m2，分别较2007年增加了1.92、1.73和1.62倍[1-2]。园林绿化面积的持续扩大也使得树枝修剪物、草坪修剪物、枯枝落叶、杂草和残花等园林废弃物产量剧增，传统的城市园林废弃物处置方式一般是将其随城市生活垃圾一起进行焚烧或填埋，不仅造成资源浪费，也带来环境污染，处理利用水平明显落后于发达国家[3-4]。近年来，针对园林废弃物资源化利用途径的研究和应用不断增多，其中通过好氧发酵生产堆肥及热解炭化制作生物炭是主要趋势[5-6]。多数研究表明，园林废弃物堆肥处置后还田具有改善土壤理化性质与促进植物生产的功能[7-8]，显著改善土壤紧实度和土壤团聚体状况，增加土壤有机质、养分含量及土壤阳离子交换量[9-10]；热解制备的生物炭具有含碳量高、比表面积大、疏松多孔等特性[11-12]，施用于土壤后能够改善土壤团聚体结构和土壤孔隙状况[13-14]，提高土壤有机质含量，改善土壤保水、保肥性能[15-17]。不同园林废弃物处理利用方式的温室气体排放与环境影响问题也越来越受到关注，有部分研究针对堆肥过程和生物炭制备过程的温室气体排放进行监测[18-20]，更多研究是利用全生命周期（LCA）和IPCC经验模型进行估算[20-21]。总体看，针对园林废弃物单项处理方式的相关研究较多，针对不同处理方式的综合比较研究很少。

本研究以北京市园林废弃物为对象，选择焚烧、好氧堆肥以及热解制备生物炭3种处理方式，通过比较其营养元素转化、温室气体排放特征，以及处理后产物对土壤理化性质影响等，探讨不同处理方式的环境效应和资源效率，以期为城市园林植物废弃物的资源化处理利用提供科学依据。

1 材料和方法

1.1 试验材料

试验所用园林绿化废弃物取自北京城市绿化管理处在海淀区上庄镇的园林废弃物堆放场。随机从堆放场的3个不同位置各收集5 kg废弃物进行混合，进行组分构成和元素含量考察。园林绿化废弃物主要成分包括枯枝、枯草和落叶，将3种废弃物混合物人工剪为1～2 cm，置于55 ℃的烘箱内烘干8 h后分类称质量，测得其干质量比例为2∶2∶1，废弃物混合物的主要元素含量及碳氮比如表1所示。

表1 园林绿化废弃物混合后主要元素含量及碳氮比

1.2 试验设计

园林绿化废弃物设置直接焚烧、好氧堆肥和热解碳化3种处理方式，处理后得到的灰分、堆肥和生物炭进行还田效应比较，试验在中国农业大学上庄试验站进行。各处理的具体操作如下：直接焚烧：称取1 kg园林绿化废弃物混合物放置于密闭温室（长20 m、宽6 m、顶高2.5 m）的燃烧炉中焚烧，每次焚烧200 g，间隔20 min再烧下一次，连续焚烧5次。燃烧前后分别在温室的底部（距离地面0.5 m）、中部（距离地面1.3 m）、顶部（距离地面2 m）3个位置放置静态箱收集气体，装入气体采集袋，测定其温室气体含量；将燃烧后的灰分分次进行收集，测定灰分质量及其全碳、全氮、全磷、全钾含量。好氧堆肥：称取10 kg园林绿化废弃物混合物，加入去离子水使其含水率达到65%左右，同时加入微生物催腐菌剂（北京沃土公司VT4000）100 g。混合均匀后放入容量为60 L的发酵罐中进行好氧堆肥。堆肥周期共29 d，通风供氧方式为机械强制通风和定期翻堆，整个堆肥周期中通风速率统一设定为0.2 m3/h。每7 d测定一次发酵罐中气体流量和气体成分含量，重复3次。发酵结束后，将得到的堆肥产品烘干称量质量，粉碎后测定碳及主要营养成分含量，3次重复测定。热解碳化：每次称取200g园林绿化废弃物混合物，置于隔绝空气的密闭马弗炉内，在控制温度400℃下热解碳化5 h［22］，连续处理3次。分次收集得到的生物炭并称量质量，测定生物炭中的碳及主要营养成分含量。

还田效应：依据单位质量园林废弃物经3种不同处理后得到产品质量比例，将焚烧、好氧堆肥和热解碳化处理后的灰分、堆肥和生物炭分别按照2.75、17和10 g混入1 kg土壤中，进行温室盆栽试验的还田土壤效应比较。供试土壤取自中国农业大学上庄试验站温室，将土壤风干、研碎过2 mm孔径的筛子，称4 kg土放入直径20 cm高20 cm盆钵，盆栽试验设置对照（不施用任何物料）、灰分还田、堆肥还田和生物炭还田4个处理，每个处理3次重复，共12个盆在温室内随机摆放；供试植物为白三叶草（L），于9月初每盆播种20粒种子，幼苗出齐后留10株，定期补浇去离子水，保持土壤湿度为田间持水量的60%～80%；出苗30 d后测定不同处理方式土壤的容重、毛管孔隙度、总孔隙度、有机碳、活性有机碳、全氮、全磷、全钾和pH值等指标。

1.3 试验项目与方法

养分元素及碳含量测试：全氮采用凯氏定氮法测定，使用仪器为FOSS公司KJELTEC 2100全自动凯氏定氮仪；全磷采用钼锑抗吸光光度法测定，使用仪器为752紫外光栅分光光度计；全钾采用火焰光度法测定，使用仪器为FP640火焰光度计；土壤有机碳采用高温外加热重铬酸钾氧化-容量法测定[23]；土壤活性有机碳采用高锰酸钾氧化法测定[24]。

土壤物理性状测试：土壤容重采用环刀法测定，环刀体积100 cm3，分别在盆中土壤0～5、>5～10 cm土层取样，每层重复3次；土壤总孔隙度运用公式计算：土壤孔隙度=（1-土壤容重/土壤密度）´100%，土壤毛管孔隙度采用测定毛管水并用公式计算：土壤毛管空隙度=土壤田间持水量´土壤容重；土壤饱导水率利用圆盘渗透仪进行测定；土壤pH值采用电位法测定，水土比为2.5∶1，采用S-3C型pH计；土壤团聚体采用干筛法测定[25]。

温室气体测试：温室气体采用静态箱-气相色谱法测定[26]；CH4和N2O用安装有火焰电离检测器（flame ionization detector，FID）、电子捕获检测器（electron capture detector，ECD）的气相色谱测定；CO2采用泵吸式气体检测仪（英国Geotech，BM2K-EOOO）直接读数测定。每次测试3次重复取样。

1.4 数据处理与统计分析

所有试验数据和图表采用 Microsoft Excel 2010处理。利用 SPSS 19. 0软件进行单因素方差分析，多重比较采用Duncan法。

2 结果与分析

2.1 不同处理方式的碳素及养分变化情况

有机碳及养分含量可以直观的反应处理后产品的营养价值。表2给出了不同处理方式前后单位质量园林废弃物中有机碳及营养元素的变化情况。

表2 园林废弃物处理前后有机碳及主要养分变化

注：同一列不同字母代表同一指标具有显著性差异，<0.05，=3，下同。

Note: Different capitals in the same line mean the significant difference among the index,<0.05,=3, the same as below.

从表2中可以发现，园林废弃物经3种处理后，有机碳和氮磷钾养分均存在不同程度的损失。与处理前相比，焚烧的有机碳和全氮损失均最多，总损失率分别为98.62%和95.51%；这主要是因为焚烧将园林废弃物中的碳和氮元素直接转化为一氧化碳、二氧化碳及氮氧化物等气体形式损失[27]。相比之下，热解和好氧堆肥过程中有机碳的损失率相差不大，均在70%左右，焚烧处理的有机碳损失比好氧堆肥、碳化处理高39.77%和41.64%；而好氧堆肥过程中的总氮损失量（22.72%）显著低于而热解制备生物炭过程中总氮损失（36.65%），保氮效果好。

2.2 不同处理方式温室气体排放比较

焚烧过程产生大量高浓度CO2，但CH4、N2O排放量很小；本研究根据焚烧烟气收集及气谱测试分析的结果，结合焚烧时间和室内体积计算的CO2排放量为1271.62 g/kg（表3）。好氧堆肥过程也有大量的CO2排放，但CH4、N2O排放量相对较低；热解制备生物炭过程中产生的气体主要包括CO2、CO、CH4及C2H4、C2H6、NH3、HCN等，这些气体在生产过程中回收循环利用，可以忽略其温室气体排放[28-29]。综合比较看，热解制备生物炭过程没有温室气体排放，好氧堆肥CO2、CH4、N2O的排放量均明显少于焚烧，两者温室气体排放量均以CO2最高，CH4、N2O排放量很小。

表3 不同处理方式温室气体排放特征

2.3 不同处理产物还田对土壤碳、团聚体及理化性状的影响

2.3.1 对土壤有机碳和活性有机碳的影响比较

土壤有机碳是土壤肥力的重要指标，其含量越高，土壤越肥沃，耕性越好，丰产性能越持久。而活性有机碳是土壤有机碳的活性部分，是指土壤中有效性较高、易被土壤微生物分解矿化、对植物养分供应有最直接作用的一部分有机碳[30]。园林绿化废弃物经不同处理得到的产品（有机肥、生物炭及灰分）还田后对土壤有机碳和活性有机碳含量的影响如图1所示。

图1 不同处理对土壤有机碳和活性有机碳含量的影响

从图1中可以看出，施加生物炭的处理显著增加了土壤中有机碳含量（<0.05），相比对照组提高了32.82%；与对照相比，施加堆肥及灰分的处理土壤中有机碳含量及活性有机碳的含量并无显著提高。其主要原因是生物炭的含碳量高，且以惰性的芳香环结构存在，进而能长期存储于土壤中[31]，施入土壤后增加了土壤有机碳含量；堆肥还田后有机碳增加过程较为缓慢，本次试验周期内土壤有机碳及活性炭增加不显著；而灰分中有机碳含量很少，其还田对土壤有机碳和活性有机碳含量影响不大。

2.3.2 对土壤物理性状的影响

1）土壤容重和孔隙状况变化

土壤容重说明土壤的松紧程度及孔隙状况，能够反映土壤的透水性、通气性和根系生长的阻力状况，是土壤物理性质的一个重要指标。不同产品还田对土壤容重和孔隙状况有不同程度的影响（表4）。尽管大量研究表明施用生物炭及堆肥可以有效降低土壤容重[32-33]。但在本次试验中，堆肥、生物炭及灰分还田后对土壤容重的影响相较于对照处理均无显著性差异。这可能是因为本次试验持续时间较短，而土壤容重的降低是个缓慢的过程。此外，本次施用的堆肥产品为园林废弃物堆肥，其有机质含量远低于传统畜禽粪便堆肥，这也可能是导致土壤容重无显著变化的原因之一。

土壤孔隙度表明土壤中空隙的体积，其大小直接影响土壤中空气含量和透水性，并对作物的生长及土壤环境和微生物活性等发挥着不同的调节功能[34]。堆肥还田后土壤毛管孔隙度增加了12.55%，这主要是因为堆肥提供了较多稳定的腐殖质和未腐熟的生物质，促进了土壤团粒结构的形成，使土壤孔隙增加。在本次试验中，生物炭及灰分还田后毛管孔隙度及总孔隙度相较对照处理并无显著性差异。

表4 不同处理物料还田对土壤容重和孔隙度的影响

2）土壤饱和导水率变化

土壤饱和导水率是土壤被水饱和时，单位水势梯度和单位时间内通过单位面积的水量，是反映土壤管理措施对土壤渗透性能影响的指标。不同物料还田对土壤饱和导水率的影响如图2所示。堆肥和生物炭还田后显著提高了土壤饱和导水率（<0.05），而灰分还田对土壤饱和导水率的影响不显著。堆肥还田后的土壤饱和导水率显著高于生物炭还田（<0.05），这主要是由于堆肥产物富含有机质和腐殖质，有机质中含有脂、树脂、蜡等，能浸润土壤颗粒，使其具有疏水性，减弱毛管水移动速度，使土壤水分的蒸发量减少，从而增强了土壤的保水能力，土壤饱和导水率随之增加[35]。生物炭具有较大比表面积，能够增强土壤持水性能，本次试验由于生物炭还田数量相对较少，对土壤容重及孔隙度改善效果未达到显著水平，但仍然明显提高了土壤饱和导水率。

图2 不同处理对土壤饱和导水率的影响

3）土壤团聚体变化

土壤团聚体是土壤养分的“储藏库”，其粒级分布对作物发芽和根系发展有很重要的作用，是土壤肥力的基础和评价土壤健康的重要物理指标[36]。根据粒径划分为2～0.25、<0.25～0.053和<0.053 mm的不同粒径团聚体。从不同物料还田对土壤团聚体的影响看（表5），堆肥及生物炭还田后对2～2.25 mm大粒径团聚体比例影响不显著，而灰分还田后显著提高了2～0.25 mm大粒径团聚体比例，但对<0.25～0.053 mm及<0.053 mm粒径的团聚体比例影响不显著。堆肥和生物炭还田后均显著提高了<0.25～0.053 mm粒径团聚体比例（<0.05），显著降低土壤中微团聚体（<0.053 mm）比例。这可能是因为生物炭本身具有较大的比表面积，且含有有机大分子等结构，具有胶结和团聚作用[37]，能促进微团聚体（<0.053 mm）向<0.25～0.053 mm团聚体转化；而堆肥可以增加土壤中微生物活性，提供大量胶结物质，使土壤黏粒进一步胶结，促进微团聚体（<0.053 mm）向更大粒径的<0.25～0.053 mm团聚体转化[38]。

表5 不同处理对土壤团聚体质量分数的影响

2.3.3 对土壤养分及pH值影响

施用堆肥、生物炭和灰分对土壤养分和pH值的影响如表6所示。与对照相比，堆肥还田土壤全氮、全磷、全钾分别提高17.57%、48.00%、9.52 %；施用生物炭能够显著提高土壤中的全氮、全磷、全钾含量（<0.05），其分别提高23.87%、67.41%、20.69%。这主要是由于生物炭有很强的吸附能力，可吸附铵、硝酸盐、磷和其他水溶性盐离子，具有保肥性能[12]，此外生物质炭含有大量的P、K等矿质元素，施入土壤后能显著提高土壤速效钾和速效磷含量；灰分还田后分别提高49.70%、15.50%的全磷、全钾含量。

园林绿化废弃物经堆肥处理后还田后土壤的pH值为7.20，相比对照显著降低（<0.05），这可能是由于堆肥中有机物质被微生物分解后产生酸类物质（包括有机酸及腐殖酸等），进而降低土壤pH值；生物炭和灰分还田土壤pH值影响不显著。

表6 不同处理对土壤养分的影响

3 结 论

1）好氧堆肥处理对园林废弃物保氮效果好，其产品氮素含量显著高于热解制备生物炭；而焚烧处理后炭氮损失均为最高。

2）园林绿化废弃物焚烧和好氧发酵温室气体排放主要以CO2为主，焚烧处理排放的CO2量达到1271.62 g/kg，好氧堆肥CO2排放为210.71 g/kg；但焚烧和好氧堆肥CH4、N2O的排放量相对都很小。

3）园林废弃物经堆肥及热解制备生物炭处理后还田均可促进土壤中的微团聚体（<0.053 mm）向<0.25～0.053 mm团聚体转化，并显著提高土壤中的N、P、K含量；两者均能提高土壤饱和导水率，堆肥产品对土壤饱和导水率提高效果优于生物炭还田。生物炭还田后还可提高土壤有机碳含量，而堆肥产品还田后可增加土壤中毛管孔隙度，有效降低土壤pH值。焚烧灰分还田后除提高土壤P、K养分含量及大粒径团聚体外，对土壤碳提高及改良土壤的效果不明显。

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Environmental impacts and returning effects of garden wastes under different disposal methods

Chen Haotian, Zhang Difang, Zhang Baoli，Li Guoxue※

（100193）

The rapid increases of the garden wastes and the related low resources use efficiency have been paid great attention. In order to reuse the garden wastes, the effects of three treatments on garden wastes was investigated. The garden wastes were treated by aerobic composting, pyrolysis and direct incineration. The carbon and nutrient losses, the greenhouse gas emissions, and the effects of corresponding products on the physical and chemical properties of soil were investigated. Incineration was carried out in a closed greenhouse. Muffle furnace under 400 ℃ was used to pyrolysis. Garden waste composting was performed for 29 days using a 60 L composting vessels. A pot-scale test with white clover was carried out to investigate the physical and chemical properties of soil under different treatments of garden wastes. The results showed that the organic carbon loss rate of the garden wastes was 98.62% under the incineration, which was 39.77% and 41.64% higher than that under the aerobic composting and pyrolysis, respectively. The total nitrogen loss rate of wastes was 95.51% under the incineration, which was higher than that under the aerobic composting (22.72%) and pyrolysis (36.65%) respectively. There were no significant differences for the total phosphorus and total potassium loss rates among the three garden wastes treatments. The CO2emission of incineration was 1271.62 g/kg, which was much higher than that of the aerobic composting with the value of 210.71 g/kg, but both the CH4and N2O emissions were relatively low under these two treatments. Generally, both the compost and biochar returning to soil significantly improved the structure of soil aggregates with diameter 0.25-0.053 mm and increased the content of N, P and K; which also improved water permeability. Both of them improved capillary porosity and saturated hydraulic conductivity of the soil, and the effect of compost was better than biochar. Further more, biochar significantly increased the content of soil organic carbon. Aerobic composting is an ideal way to improve soil porosity and decrease pH of the soil. However, the incineration ash return to the soil mainly improved the soil P, K nutrient contents and large particle size aggregates with diameter >0.053 mm, the other effects were not significant. In summary, pyrolysis and aerobic composting are suitable ways for the treatments of garden waste, which provides reference for the better utilization of the resources of the garden wastes.

composting; environmental impacts; soils; garden waste; biochar; incineration; returning effect

10.11975/j.issn.1002-6819.2018.21.030

X712

A

1002-6819(2018)-21-0239-06

2018-03-22

2018-06-21

国家重大科研专项 (2016YFD0800202)

陈浩天，研究方向为废弃物资源化利用。Email：cht1006@sina.com

李国学，教授，主要从事废弃物资源化利用研究。 Email：ligx@cau.edu.cn

陈浩天，张地方，张宝莉，李国学.园林废弃物不同处理方式的环境影响及其产物还田效应[J]. 农业工程学报，2018，34(21)：239－244. doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2018.21.030 http://www.tcsae.org

Chen Haotian, Zhang Difang, Zhang Baoli, Li Guoxue. Environmental impacts and returning effects of garden wastes under different disposal methods [J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2018, 34(21): 239－244. (in Chinese with English abstract) doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2018.21.030 http://www.tcsae.org