生物废弃物与污泥的共水热碳化：水碳化物的特性分析及其在农业中的潜在应用

《Journal of Environmental Management》：Co-hydrothermal carbonization of biowaste and sewage sludge: hydrochar characterization and potential application in agriculture

　　莉迪亚·马丁内斯-桑切斯（Lydia Martinez-Sanchez）、安赫莱斯·德拉鲁比亚（Angeles de la Rubia）、埃尔维拉·埃斯特万（Elvira Esteban）、埃莱娜·迪亚兹（Elena Diaz）和蒙特塞拉特·托巴哈斯（Montserrat Tobajas）
马德里自治大学化学工程系，西班牙马德里28049

**摘要**
本研究探讨了将花园和公园废弃物、污泥以及食物废弃物进行水热碳化（HTC）处理作为一种可持续的废弃物管理方法，重点关注通过洗涤和老化等后处理手段提升水碳化产物的性能并降低其植物毒性。此外，还研究了将木质纤维素废弃物与其他两种原料按不同比例（干基质量比1:3、1:1、3:1）共同进行水热碳化处理，以评估其对水碳化产物特性的潜在有益影响。HTC反应在180°C下进行1小时；同时，对单独的原料进行了650°C下1小时的热解处理，以便将生物炭与水碳化产物进行比较。最终分析结果显示，无论原料或混合比例如何，由污泥制成的水碳化产物灰分含量较高，而生物炭的挥发性物质含量较低且灰分含量较高。水碳化产物呈酸性；其中，由污泥和食物废弃物制成的水碳化产物的电导率显著高于由花园和公园废弃物制成的产物。生物炭的表面官能团较少，矿物质浓度较高。关于渗滤液，由食物废弃物制成的水碳化产物释放的有机化合物（包括潜在的植物毒性分子）浓度较高。然而，植物毒性测试表明，新鲜的水碳化产物会抑制番茄种子的发芽，而由花园和公园废弃物制成的水碳化产物则没有这种毒性。总体而言，共水热碳化处理为废弃物的综合利用提供了一种有前景的方法，能够生产出适合作为土壤改良剂的水碳化产物。

**1. 引言**
废弃物管理是一个日益重要的问题，它不仅涉及这些材料的安全处置，还涉及开发创新解决方案，以减少自然资源的消耗并提升产品制造效率。人类发展和经济活动产生了大量废弃物，这些废弃物在循环生物经济框架下可成为能源生产和多种工业及农业应用的宝贵资源（Taskin等人，2019年）。在欧盟，污水处理设施、家庭和制造业是主要的废弃物产生源，每年产生的污泥量接近800万吨（干基重量）（Eurostat，2024年），但仅有61.4%的废弃物得到了资源化处理（Egle等人，2023年）。2022年，欧盟产生了5900万吨食物废弃物（人均132公斤）（Egle等人，2023年）。木质纤维素废弃物是另一个重要的废弃物来源，主要来源于城市和农村地区的农业和林业活动以及花园和公园的树木修剪，欧盟每年产生的木质纤维素废弃物总量约为1370万吨（Lampropoulos等人，2026年）。废弃物的多样性及其物理化学特性的差异给综合管理策略的制定和实施带来了挑战。生物处理方法，如厌氧消化或共消化用于能源回收，以及堆肥用于农业应用，是应对这一挑战的主要手段。Suárez等人（2024年）评估了食物废弃物与花园和公园废弃物进行厌氧共消化的可行性，分析了有机负荷率对甲烷产量和总能量回收率的影响。食物废弃物和污泥中高含量的有机和无机化合物对其资源化利用构成威胁，因为这些材料成分和性质不断变化，需要在处置前进行稳定处理（例如生物处理或热化学处理）以防止病原体传播或潜在有毒元素（PTE）的渗出（Gherghel等人，2019年）。在堆肥过程中，通常会将脱水后的污泥与膨胀剂（如木质纤维素材料）混合，以改善堆肥性能并降低PTE浓度或使金属几乎不可生物利用（Zhang等人，2017a）。

热处理也被广泛用于废弃物的能源和材料回收，其中热解是最常用的方法之一。热解在无氧环境下进行，温度范围为300°C至800°C，需要干态原料，最终生成一种称为生物炭的固体碳质材料。水热碳化（HTC）技术似乎是一种有前景的废弃物利用方法，尤其适用于湿态原料，因为水在该过程中同时充当反应物、溶剂和催化剂。因此，与热解、炭化或气化等其他热处理方法相比，HTC不需要额外的干燥能量。HTC在温和的温度（180°C至250°C）和自生压力下进行，反应时间较短。HTC产物是一种固体碳质材料（称为水碳化产物），同时产生一种可溶于水的组分（称为工艺水）。这些热化学处理得到的水碳化产物具有多种潜在应用，如固体燃料、催化剂载体、吸附剂、肥料或土壤改良剂（Fang等人，2018年）。研究表明，HTC能够将多种生物质（如污泥、厌氧消化后的污泥、城市固体废弃物或木质纤维素生物质）转化为固体燃料，并改善其物理化学性质（He等人，2019年）。长期施用水碳化产物于土壤中可提高土壤的吸附能力、增加有机碳含量并减少养分流失，从而提高土壤肥力（Wang等人，2021年）。

HTC过程中较低的固液比至关重要，因此，通过共水热碳化（co-HTC）混合高湿度和低湿度废弃物可能是减少水消耗、提高该过程环境可持续性的方法（He等人，2019年；Wang等人，2022年）。Cui等人（2024b）研究了污泥和木质纤维素废弃物共水热碳化条件对所得水碳化产物燃烧性能的影响，发现不同废弃物类型之间存在协同效应，有利于缩合、聚合和芳香化反应。此外，在原始污泥中检测到的一些PTE在共水碳化产物中不再存在。还有研究表明，将污泥与其他生物质共水热碳化处理可以降低水碳化产物在土地应用中的重金属污染风险（Wang等人，2022年）。Lang等人（2018）发现，由木质纤维素生物质和猪粪混合物共水热碳化制成的水碳化产物中的重金属含量较低，从而提高了其作为肥料或土壤改良剂的性能。尽管已有研究探讨了共水热碳化的特性和能源回收（Cui等人，2024a；Ipiales等人，2023年），但关于其农艺应用潜力的研究仍有限。将污泥与松木锯末混合后，共水碳化产物的质量产量、碳保留率和芳香化程度以及养分含量均有所提高（Zhang等人，2017b）。Chen等人（2025）使用不同比例的糖分生物质和甘蔗渣进行了共水热碳化处理，发现低比例的甘蔗渣（5:1）可增加比表面积和表面官能团，有利于这些水碳化产物作为土壤改良剂的使用，促进养分生物利用性和阳离子与表面负电荷基团之间的复合体稳定性（Zhang等人，2021年；Chen等人，2025年）。这种共水碳化产物被用于生产缓释肥料，减少了传统肥料中尿素的快速流失，并提高了其长期有效性。

无机组分也会影响水碳化产物的质量，因此必须考虑原料的灰分含量。在某些情况下，通过后处理可以改善水碳化产物的性质。由食物废弃物或污泥制成的水碳化产物含有大量可溶于水的低分子量有机化合物和PTE，如果将其作为土壤改良剂施用，可能对植物生长产生负面影响。洗涤、老化或热处理可以降低水碳化产物的植物毒性或改善植物对其的反应（Suarez等人，2023年）。因此，在农艺应用前需要对水碳化产物进行全面的物理化学表征（Sharma和Dubey，2020年）。

本研究旨在评估通过单独水热碳化或共水热碳化处理花园和公园废弃物与污泥或食物废弃物得到的水碳化产物/共水碳化产物的适用性，以及通过单独热解这些原料得到的生物炭。这些产物被用作土壤改良剂，在单一边际土壤中进行了短期发芽试验。通过比较每种原料制成的水碳化产物和生物炭的物理、化学和形态特性与共水热碳化产物，评估了它们的潜在协同效应，并使用番茄（Solanum lycopersicum L.）的发芽测试评估了其潜在的植物毒性。

**2. 方法论**
2.1. 水碳化产物和生物炭的制备
用于热化学处理的原料包括花园和公园废弃物（GPW）、污泥（SS）和食物废弃物（FW）。GPW来自西班牙马德里的市政公园，其固体含量为94%，经过研磨和筛分（<3毫米）后密封保存。二次污泥来自西班牙马德里自治大学的污水处理厂，经过离心脱水后，固体含量为18%。食物废弃物由水果和蔬菜组成，固体含量为8%，从当地市场收集（马德里，西班牙），并经过粉碎以增加均匀性（Sammic XM-30研磨机，吉普斯夸省，西班牙）。FW和SS在-20°C下密封保存直至使用。

水碳化处理是在2升不锈钢压力容器（PARR 4530，Parr Instrument Company，美国伊利诺伊州）中进行的，反应条件为180°C和自生压力，处理量为750克原料。为确保反应正常进行，向GPW中加入去离子水，最终固体浓度达到14%；而SS和FW的处理过程中未添加额外水分。加热速率为3°C/分钟，目标温度保持1小时，随后使用内部冷却器将反应器冷却至室温。混合物经离心分离（3700转/分钟，45分钟，Digicen 22R，Ortoalresa，马德里，西班牙），分离出碳质物质和工艺水。所得固体称为新鲜水碳化产物（FHC），进一步在60°C下干燥24小时，研磨并筛分至2毫米粒径。为了提高FHC的稳定性和降低植物毒性，对其进行了两种后处理：首先用去离子水以1:10（w:v）的比例洗涤FHC 1小时并搅拌120转/分钟，然后离心和过滤（Whatman 0.45微米尼龙过滤器）；其次将FHC放置在室温下通风的托盘上老化三个月，期间定期翻动。选择三个月的老化时间是为了促进表面氧化，获得与先前农艺研究相当的老化水碳化产物（Puccini等人，2018年；Suarez等人，2023年）。洗涤和老化被认为是温和且简单的后处理方法，旨在通过去除水溶性有机化合物和过量可溶性盐来降低短期植物毒性。Suarez等人（2025）还指出，这些处理方法可改善废弃物衍生水碳化产物的植物响应。然而，Hitzl等人（2018）提出的热处理方法未能改善农艺性能，反而导致植物生长受阻和矿物质/金属浓度增加（Suarez等人，2025年）。

水碳化产物根据处理方式和原料类型进行标记，例如ASS表示污泥老化水碳化产物，FFW表示食物废弃物新鲜水碳化产物。生物炭是通过在旋转管式炉（CARBOLITE HTR，伦敦，英国）中加热300克原料（干基重量）至650°C、加热速率为3°C/分钟进行热解得到的。反应在无氧环境下进行，使用恒定氮气流（1升/分钟）。生物炭经过研磨和筛分至2毫米粒径，分别标记为BC SS、BC FW和BC GPW。所有碳化物都储存在密封袋中，置于室温下，直到使用。除了分别对三种废弃物进行热化学转化（HTC）外，还进行了城市固体废物（GPW）与农业废弃物（SS）和食品废弃物（FW）的共热水碳化（co-hydrothermal carbonization）处理。总共准备了750克的废弃物混合物，目标总固体含量为10%（干基），必要时用去离子水调整以达到所需的浓度。将GPW:SS和GPW:FW两种混合物以不同的质量比（1:3、1:1和3:1）进行HTC处理，以评估不同共碳化物的组成、结构和物理化学性质，并对这些碳化物进行了洗涤和老化处理。HTC/co-HTC实验在180°C下进行1小时，以平衡碳化物的质量产量及其作为土壤改良剂的适用性，这是基于先前的证据，即在较高温度下SS、FW和GPW的植物毒性增加有限，而产量显著损失（Colin等人，2025年）。Liu等人（2025年）也发现，在180°C-220°C下碳化物产量和碳含量有所提高，而在260°C下共HTC处理时没有协同效应。质量产量定义为碳化物与原料的质量比，基于干重计算，使用公式（1）得出。（公式1）质量产量（%）= 碳化物质量 / 原料质量 × 100。

2.2 固体和液体成分的表征
根据APHA 2005标准（2540B）测量了原料的含水量。挥发性固体（VS）的测定遵循APHA 2005标准（2540E）。碳化物的初步分析是通过热重分析仪（Discovery SDT 650，美国特拉华州）进行的，按照ASTM D7582-15（2015）标准，以确定挥发物（VM）、固定碳（FC）和灰分含量。元素分析使用CHNS分析仪（LECO CHNS-932，美国密歇根州）进行，方法如ASTM D5373-21（2021）所述。矿物质含量（大量元素和微量元素）和重金属通过微波辅助酸消化后，使用电感耦合等离子体光学发射光谱法（ICP-OES）（Thermo ICAP 6500 DUO，美国马萨诸塞州）进行测量。高水分原料（SS和FW）的pH值和电导率（EC）分别使用Crison 20基本pH计和Hach sensION + EC7（美国科罗拉多州）测量，而对于干原料（GPW）、碳化物和生物炭，则在1:5（w/v）的比例下加入去离子水后，以150 rpm的速度搅拌60分钟进行测量。阳离子交换容量（CEC）使用六氨合钴三氯化物溶液（UNE-EN ISO 23470:2018，2020）通过分光光度法（Cary 60 Uv-Vis分光光度计，美国圣克拉拉）测定。功能基团通过傅里叶变换红外光谱（FTIR）进行测试。FTIR透射光谱在FTIR光谱仪（Spectrum Two，美国亚利桑那州PerkinElmer）上记录，波长范围为450 – 4000 cm?1。碳化物的表面积使用Dubinin–Astakhov模型根据0°C下的CO2吸附等温线确定，该等温线是通过Tristar II 3020系统（Micromeritics Instrument Corp., 乔治亚州）获得的。此分析是在样品在150°C下真空脱气10小时后进行的。扫描电子显微镜（SEM）分析是在样品表面溅射一层金层后，在Quorum Q150T设备（英国萨塞克斯）中进行的。样品使用Hitachi S-3000N分析型扫描电子显微镜（日本东京）观察。此外，还使用能量分散X射线光谱（EDX）分析了原料和碳化物表面某些区域的成分。从WHC生产过程中得到的洗涤渗滤液中的化学物质通过气相色谱-离子阱质谱（GC-MS；CP-3800/Saturn 2200，美国加利福尼亚州）进行鉴定（de la Rubia等人，2018年）。

2.3 植物毒性测试
将碳化物、共碳化物和生物炭与来自阿尔巴塞特（西班牙）的农业土壤按1%、3%和5%（干基）的比例混合，用于HTC衍生的碳化物和生物炭，以及共碳化物按1%和3%（干基）的比例混合。每个培养皿（直径8厘米）中填充45克这些混合物，以及未处理的土壤作为对照。样品加水至其持水能力的75%，并在28°C的黑暗环境中稳定1周。之后，在每个培养皿中播种5粒番茄种子（Solanum lycopersicum L., Bobcat F1杂交种），并在这些条件下再保持4天。之后，将它们转移到设定为24°C/18°C、光照14小时/黑暗10小时的植物生长室中3天。生长7天后，测量幼苗的鲜重、总幼苗长度和根长，以及发芽指数（GI），发芽指数计算为发芽种子数与播种种子数的比率。每种条件准备了五个重复实验。

2.4 统计分析
植物毒性测试的数据使用SPSS统计软件（IBM，版本28.0）进行统计分析。进行Shapiro-Wilk检验以评估数据的正态分布。对于正态分布的数据，应用Levene检验以确定方差齐性（方差相等）。对于方差不等的数据，进行Welch的ANOVA检验，随后进行Games-Howell事后检验（p < 0.05）；对于方差相等的正态数据，进行单因素ANOVA检验，随后进行Duncan的事后检验（p < 0.05）。对于非正态分布的数据，使用Kruskal-Wallis检验（Lee，2022）。

3 结果与讨论
3.1 原料和碳化物的表征
3.1.1 质量产量
通过热处理污水污泥、食物废弃物以及花园和公园废弃物得到的碳化物、生物炭和共碳化物的质量产量，以及经过洗涤和老化处理的FHC后的碳化物的质量产量如表1所示。对于所有废弃物，热水碳化产生的碳化物质量产量都高于热解（GPW高42.5个百分点（p.p），SS高15个百分点（p.p），FW高29.2个百分点（p.p）。生物炭产量下降的趋势可以归因于热解过程中的聚合、缩合和挥发过程（Zhang等人，2021年）。
表1. 土壤、原料、碳化物、生物炭和共碳化物的质量产量、初步分析和最终分析
样品 质量产量（%） 挥发物（%） 固定碳（%） 灰分（%） 碳氮比（%） 氧含量（%）
土壤 39.7 0.0 60.4 9.2 (0.5) 0.2 43.3 (6.1) 0.6 29.9
原始GPW 76.5 18.4 5.1 44.0 (0.3) 1.2 35.7 (0.6) 6.0 43.6
FGPW 72.8 73.8 16.3 9.9 48.6 (0.6) 1.2 39.8 (2.0) 5.8 38.9
WGPW 58.4 74.8 15.9 9.3 49.1 (0.9) 1.2 40.2 (2.1) 5.6 39.3
AGPW 72.8 73.6 17.5 8.8 50.1 (0.7) 1.3 40.0 (5.5) 5.8 36.2
BC GPW 30.3 23.7 53.8 22.5 58.6 (4.2) 2.0 29.1 (3.4) 2.0 13.4
原始SS 65.7 13.5 20.8 41.8 (0.1) 7.4 5.6 (0.1) 5.7 23.2
FSS 67.0 64.5 10.9 24.6 42.2 (0.1) 6.6 6.4 (0.2) 5.5 22.3
WSS 51.6 65.9 4.6 29.5 41.3 (0.3) 5.1 7.3 (0.8) 5.3 19.8
ASS 67.0 65.3 11.3 23.4 41.7 (0.2) 6.2 7.9 (0.3) 3.6 16.4
BC SS 52.0 23.8 22.3 53.9 39.7 (7.8) 5.4 7.5 (0.2) 1.4 53.3
原始FW 67.6 13.3 11.8 44.9 (0.5) 2.8 16.0 (0.6) 5.8 34.5
FFW 77.2 82.8 11.6 5.5 56.6 (1.6) 2.8 20.4 (0.7) 5.9 29.6
WFW 60.2 83.0 13.6 3.4 56.0 (0.2) 3.0 18.9 (0.2) 6.0 31.8
AFW 77.2 90.7 5.4 3.8 52.8 (0.8) 3.1 17.2 (0.4) 5.7 35.0
BC FW 48.0 50.2 29.3 20.5 48.7 (0.1) 3.2 15.4 (0.0) 2.0 29.5
FGPW:SS 1:3 66.1 67.6 11.6 20.8 42.4 (1.4) 4.7 9.0 (0.2) 5.3 26.3
WGPW:SS 1:3 52.2 68.6 12.2 19.2 42.9 (1.8) 4.0 10.9 (0.8) 5.4 28.2
AGPW:SS 1:3 66.1 67.8 12.1 20.1 43.1 (0.0) 4.0 10.8 (0.7) 5.3 27.2
FGPW:SS 1:1 71.5 69.5 15.5 15.0 46.7 (0.1) 3.3 14.3 (0.3) 5.7 29.0
WGPW:SS 1:1 71.5 69.6 15.1 15.3 45.1 (1.1) 3.5 12.6 (1.0) 5.6 34.7
AGPW:SS 1:1 71.5 69.6 15.1 15.3 45.1 (0.8) 3.6 12.6 (0.5) 5.7 30.2
FGPW:SS 3:1 75.5 74.3 16.6 9.1 47.9 (0.8) 2.9 16.5 (0.5) 5.9 33.8
WGPW:SS 3:1 62.6 76.1 14.9 9.0 48.7 (1.0) 25 19.2 (0.9) 5.9 33.8
AGPW:SS 3:1 75.5 72.1 16.1 11.8 45.7 (0.4) 2.5 17.2 (0.9) 5.3 34.5
FGPW:FW 1:3 63.1 77.2 16.5 6.3 51.7 (1.2) 1.9 25.3 (0.8) 5.8 34.2
WGPW:FW 1:3 56.8 74.9 17.3 7.8 52.4 (4.4) 1.8 29.2 (1.7) 6.1 31.9
AGPW:FW 1:3 63.1 69.7 17.1 13.2 46.9 (2.8) 1.8 26.0 (2.0) 6.0 32.0
FGPW:FW 1:1 70.8 77.5 18.5 40.5 2.5 (3.7) 1.7 30.7 (3.4) 6.1 35.6
WGPW:FW 1:1 58.8 76.9 18.8 4.2 53.8 (4.7) 1.6 32.3 (1.4) 6.0 34.3
AGPW:FW 1:1 70.8 71.4 22.1 6.5 46.8 (4.3) 1.8 26.3 (2.0) 5.5 39.3
FGPW:FW 3:1 68.4 77.5 17.7 49.4 88.8 (2.8) 1.5 33.5 (2.1) 5.8 39.0
WGPW:FW 3:1 62.6 76.1 14.9 9.0 48.7 (1.0) 25 19.2 (0.9) 5.9 33.8
AGPW:FW 3:1 75.5 72.1 16.1 11.8 45.7 (0.4) 2.5 17.2 (0.9) 5.3 34.5
FGPW:FW 1:3 63.1 77.2 16.5 6.3 51.7 (1.2) 1.9 25.3 (0.8) 5.8 34.2
WGPW:FW 1:3 56.8 74.9 17.3 7.8 52.4 (4.4) 1.8 29.2 (1.7) 6.1 31.9
AGPW:FW由于土壤的碳氮比为43.3，应用来自污泥（SS）的生物质炭（hydrochars）作为土壤改良剂可以降低混合物的碳氮比，使其更接近文献中报告的值（18-20），从而有利于土壤中微生物的正常生长（Adhikari等人，2018年）。来自垃圾填埋场（GPW）的生物质炭显示出最高的碳氮比（40），接近土壤的碳氮比，而来自农业废弃物（FW）的生物质炭则表现出中等的碳氮比（15-21）。与新鲜的生物质炭相比，后处理过程并未影响碳和氮的含量。Suarez等人（2023年）的研究表明，热解处理增加了碳和氮的含量。然而，来自污泥或农业废弃物的生物质炭的碳和氮含量与其相应的生物质炭相似。

根据上述结果，来自垃圾填埋场和农业废弃物共热解（co-HTC）的生物质炭混合物显示出较低的氮含量和较高的碳含量。这导致垃圾填埋场和农业废弃物混合物的碳氮比高于单独的污泥衍生生物质炭，且随着垃圾填埋场比例的增加（从8.8增加到20.1），碳氮比显著上升。在垃圾填埋场和农业废弃物共生物质炭与单独的农业废弃物衍生生物质炭的比较中也观察到了这一现象。He等人（2019年）将几种农业废弃物（稻草、橙皮、花生壳和落叶）与污泥按相同比例进行共热解处理，他们观察到原料组成对碳和氮含量的影响类似，并且发现较高污泥比例（3:1）的混合物中生物质炭的碳含量降低。

原材料、热解后的生物质炭以及共热解后的生物质炭的氢碳比（H/C）和氧碳比（O/C）原子比在van Krevelen图中显示（图S1）。这些原子比可以描述生物质炭的炭化程度。温度越高，由于脱水和脱羧反应，生物质炭中的氢和氧含量减少得越多。后处理的生物质炭未包含在图中，因为与热解前的生物质炭相比，其碳、氢和氧含量没有显著差异。较低的氢碳比和氧碳比表明更高的芳香性和碳稳定性（Gascó等人，2018年）。从这个意义上说，生物质炭具有更高的芳香结构含量和更高的碳稳定性。由于原始污泥中的灰分含量较高，生物质炭与生物质炭之间的这些比率变化不如木质纤维素废弃物那么明显（Peng等人，2016年）。来自污泥和农业废弃物的热解生物质炭可以被归类为类似褐煤的材料，其结构不如无烟煤和沥青质生物质炭稳定，可能适合农业应用（Chiguano-Tapia等人，2025年）。共热解产生的生物质炭具有类似泥炭的结构，含有高量的有机质（VM），添加到土壤中时可以分解。

3.1.4 pH值、电导率（EC）和阳离子交换容量（CEC）分析
表2显示了土壤、原料、生物质炭/共生物质炭和生物炭的化学和物理特性。土壤显示出碱性pH值（9.2），而生物废弃物、污泥以及所有新鲜和后处理的生物质炭都显示出酸性pH值，无论原料如何。相反，生物质炭显示出碱性pH值（9.4-10.2），这与热解对灰分含量的影响有关。这些结果与Bargmann等人（2013年）和Cognigni等人（2025年）的研究结果一致，他们发现来自农业废弃物、粪便和消化物的多种生物质炭具有酸性pH值，而来自木质纤维素原料和污泥的生物质炭具有碱性pH值。来自垃圾填埋场和农业废弃物共热解的生物质炭的pH值保持了酸性特征，在所有情况下都显示出相似的值，无论混合物中的原料比例和后处理方法如何（表2）。

表2. 土壤、原料、生物质炭、生物炭和共生物质炭的化学和物理特性。
样品 pH值 电导率（mS/cm） 阳离子交换容量（cmol+/kg） 表面积（m2/g）
原始垃圾填埋场 9.2 0.2 12.9 (0.1)
垃圾填埋场与污泥共热解 6.8 1.9 22.3
垃圾填埋场与FW共热解 5.2 1.8 20.5 (1.3)
垃圾填埋场与WGPW共热解 5.1 0.3 11.9 (1.6)
垃圾填埋场与AGPW共热解 5.3 2.9 27.1 (1.8)
垃圾填埋场与BC共热解 10.2 3.7 18.6 (0.9)
原始污泥 6.2 1.0 44.4
农业废弃物与污泥共热解 4.6 5.1 14.1 (2.0)
农业废弃物与FW共热解 4.8 0.7 11.7 (0.6)
农业废弃物与ASS共热解 5.1 2.0 15.9 (1.1)
农业废弃物与BC污泥共热解 9.4 0.7 4.0 (1.7)
农业废弃物与FW共热解 4.0 5.6 49.7
垃圾填埋场与FW共热解 5.0 5.3 18.7 (0.3)
垃圾填埋场与AFW共热解 5.5 11.9 17.1 (4.8)
垃圾填埋场与BC FW共热解 9.4 4.5 10.7 (1.2)
垃圾填埋场与FW:SS共热解 1:3 4.8 2.7 20.4 (0.1)
垃圾填埋场与FW:SS共热解 1:3 5.0 0.7 16.9 (0.2)
垃圾填埋场与AGPW:SS共热解 1:3 4.8 2.1 15.5
垃圾填埋场与FW:SS共热解 1:1 4.7 2.5 18.0 (0.4)
垃圾填埋场与FW:SS共热解 1:1 4.8 0.6 13.9 (0.1)
垃圾填埋场与AGPW:SS共热解 1:1 4.8 1.9 19.9 (0.4)
垃圾填埋场与FW:SS共热解 3:1 4.6 2.0 22.7 (0.1)
垃圾填埋场与FW:SS共热解 3:1 4.6 0.4 11.0 (0.3)
垃圾填埋场与AGPW:SS共热解 3:1 4.9 1.4 18.9 (0.0)
垃圾填埋场与FW:FW共热解 1:3 5.6 3.4 23.1 (0.1)
垃圾填埋场与FW:FW共热解 1:3 4.5 0.9 17.3 (0.1)
垃圾填埋场与AGPW:FW共热解 1:3 4.3 5.5 22.4 (0.2)
垃圾填埋场与FW:FW共热解 1:1 4.7 3.4 14.6 (0.5)
垃圾填埋场与FW:FW共热解 1:1 4.6 0.9 20.1 (0.0)
垃圾填埋场与AGPW:FW共热解 1:1 4.3 17.4 (1.3)
垃圾填埋场与FW:FW共热解 3:1 4.7 2.0 28.6 (0.1)
垃圾填埋场与FW:FW共热解 3:1 4.6 0.5 17.3 (0.1)
垃圾填埋场与FW:FW共热解 3:1 2.8 26.9 (0.7)
标准偏差 ≤0.1

关于电导率（EC）值，来自垃圾填埋场和污泥的生物质炭显示出低或中等的EC值，除了农业废弃物与污泥共热解的生物质炭（表2）。然而，来自农业废弃物的生物质炭的EC值显著高于番茄生长推荐的值（2.5 mS/cm）（Bonarota等人，2022年）。土壤的EC值为0.2 mS/cm，可以被认为是非盐碱土壤。因此，将这些生物质炭以低比例混入土壤中不会使土壤的EC值达到限制值。此外，发现当新鲜生物质炭经过洗涤后处理时，EC值会降低，因为一些矿物质溶解在水中。来自垃圾填埋场和农业废弃物共热解的新鲜生物质炭的EC值比农业废弃物与污泥共热解的生物质炭降低了50%，这尤其明显在垃圾填埋场与FW的混合物中，无论使用的混合比例如何。洗涤过程使所有生物质炭的EC值降低了四倍，因为可溶性盐随渗滤液被去除。来自花园和公园废弃物的生物质炭，特别是来自食物废弃物的生物质炭，显示出高于上述阈值的EC值。

阳离子交换容量（CEC）与土壤保持颗粒表面阳离子的能力有关，防止它们被径流冲走，并在需要时容易被植物吸收。土壤的CEC为12.9 cmol+/kg，高于Navarro Blaya和Navarro García（2013年）报告的10 cmol+/kg的限值，低于此值的CEC可能会增加养分的淋失风险。单独碳化原料的新鲜生物质炭的CEC高于土壤的CEC（分别为20.5 cmol+/kg、14.1 cmol+/kg和18.7 cmol+/kg），当作为改良剂添加到土壤中时，可以增加土壤的养分保持能力。洗涤过程导致所有生物质炭的CEC值降低，尤其是垃圾填埋场的生物质炭，其值减少了一半。然而，老化后处理对单独的废弃物衍生生物质炭以及共生物质炭与其相应的新鲜生物质炭之间没有显著差异，除了AGPW的CEC高于FGPW（表2）。有趣的是，所有FHC和AHC都能提高最终富集生物质炭的土壤的CEC，尽管最高值出现在垃圾填埋场与FW共热解的生物质炭中。热解过程中使用的高温导致生物质炭表面的负电荷官能团减少，因此CEC值降低。最大的变化发生在来自污泥的生物质炭（4.0 cmol+/kg，低于阈值），其次是来自农业废弃物的生物质炭，其值分别为10.7 cmol+/kg和18.6 cmol+/kg。来自污泥和农业废弃物的生物质炭不太适合保持适当的植物养分。

3.1.5 Dubinin-Astakhov分析
来自农业废弃物的新鲜生物质炭显示出最大的表面积；因此，在共热解混合物中增加这种原料与垃圾填埋场的比例会导致最终新鲜生物质炭的表面积增加。相反，来自垃圾填埋场的生物质炭显示出最低的表面积；然而，在垃圾填埋场与污泥的新鲜生物质炭中观察到这种参数的协同效应，当垃圾填埋场的比例在初始原料混合物中增加时。Villamil等人（2020年）在208°C下热解污泥1小时得到的生物质炭的表面积相当（252 m2/g）。关于生物质炭，几位作者得出结论，与热解相比，更高的热解温度导致生物质炭的表面积增加（Thunshirn等人，2022年）。这与我们的结果一致，即来自垃圾填埋场和污泥的生物质炭显示出比其他生物质炭更高的表面积。这可能与热解的强烈温度有关，这导致有机质（VM）减少（如表1所示），从而增加了生物质炭的抗性。

3.1.6 FTIR分析
图1显示了原料及其衍生生物质炭、共生物质炭和生物炭的FTIR光谱。所有原始原料（图1A）在3500 cm?1至3200 cm?1范围内显示出宽频带，这归因于聚合物化合物、醇、酚或有机酸中的OH基团的氢伸缩振动（He等人，2013年）以及水的存在（Chen等人，2020年）。另一个频带出现在2924 cm?1至2852 cm?1范围内，归因于脂肪族C-H伸缩，农业废弃物的频率更高。在1720-1730 cm?1处的透射率下降归因于醛、羧酸、酯、酮或醌中的C=O伸缩，而在1580 cm?1至1640 cm?1处的透射率下降对应于烯烃和芳香族基团的C=C骨架振动，也与酰胺或羧基中的-C=O或-C=N伸缩有关。这些频带在农业废弃物中更为明显。在950 cm?1至1150 cm?1处也观察到透射率下降，这归因于C-O伸缩，与叔醇、酚或醚有关（Zhang等人，2021年），农业废弃物的频率更高，其次是污泥和垃圾填埋场。Fu等人（2019年）；Chen等人（2020年）或Zhang等人（2021年）也报告了类似的FTIR光谱。

图1. 原料和生物炭（A）；生物质炭和共生物质炭（B）的FTIR光谱。
经过水热碳化后（图1B），所有先前报告的频带强度都降低了，尤其是在1720-1730 cm?1和1580至1640 cm?1处，而农业废弃物与污泥共热解的生物质炭在1720-1730 cm?1和1580至1640 cm?1处的变化较小，同样在950 cm?1至1150 cm?1处的频带也有所变化，这可能表示污泥中存在Si-O基团，与这种原料较高的灰分含量一致（Zhang等人，2021年）。在1550 cm?1以上报告的所有透射率变化在热解后几乎消失，Fu等人（2019年）和Zhang等人（2021年）在类似的操作温度下也观察到了这一点。频带强度的变化可能是热处理过程中的脱水和脱羧作用的结果，这也与van Krevelen图（图S1）中显示的氢碳比（H/C）和氧碳比（O/C）相关，以及Cui等人（2022年）发现的污泥衍生生物质炭中羟基和脂肪族基团的消失。生物质炭中的峰强度降低不如生物炭明显，这与生物质炭较高的氢碳比一致（Zhang等人，2021年）。由于这种木质纤维素废弃物中的脂肪族基团含量较低，生物质炭与生物炭之间的这些比率变化不那么明显。垃圾填埋场和农业废弃物热解的生物质炭可以归类为类似褐煤的材料，其结构不如无烟煤和沥青质生物质炭稳定，可能适合农业应用（Chiguano-Tapia等人，2025年）。共热解产生的生物质炭具有类似泥炭的结构，含有高量的有机质（VM），添加到土壤中时可以分解。

3.1.5. Dubinin-Astakhov分析
来自农业废弃物的新鲜生物质炭显示出最大的表面积；因此，在共热解混合物中增加这种原料与垃圾填埋场的比例会导致最终新鲜生物质炭的表面积增加。相反，来自垃圾填埋场的生物质炭显示出最低的表面积；然而，在垃圾填埋场与污泥的新鲜生物质炭中观察到这种参数的协同效应，当垃圾填埋场的比例在初始原料混合物中增加时。Villamil等人（2020年）在208°C下热解污泥1小时得到的生物质炭的表面积相当（252 m2/g）。关于生物质炭，几位作者得出结论，与热解相比，更高的热解温度导致生物质炭的表面积增加（Thunshirn等人，2022年）。这与我们的结果一致，即来自垃圾填埋场和污泥的生物质炭显示出比其他生物质炭更高的表面积。这可能与热解的强烈温度有关，这导致有机质（VM）减少（如表1所示），从而增加了生物质炭的抗性。

3.1.6 FTIR分析
图1显示了原料及其衍生生物质炭、共生物质炭和生物炭的FTIR光谱。所有原始原料（图1A）在3500 cm?1至3200 cm?1范围内显示出宽频带，这归因于聚合物化合物、醇、酚或有机酸中的OH基团的氢伸缩振动（He等人，2013年）以及水的存在（Chen等人，2020年）。另一个频带出现在2924 cm?1至2852 cm?1范围内，归因于脂肪族C-H伸缩，农业废弃物的频率更高。在1720-1730 cm?1处的透射率下降归因于醛、羧酸、酯、酮或醌中的C=O伸缩，而在1580 cm?1至1640 cm?1处的透射率下降对应于烯烃和芳香族基团的C=C骨架振动，也与酰胺或羧基中的-C=O或-C=N伸缩有关。所有这些频带在农业废弃物中更为明显。在950 cm?1至1150 cm?1处也观察到透射率下降，这归因于C-O伸缩，与叔醇、酚或针对来自污水污泥的氢化炭（hydrochars）的特定法规尚未建立；因此，在这项工作中，我们将多环芳烃（PTEs）的浓度与现有的最相关的土地应用和可持续土壤营养框架进行了对比（欧洲委员会指令86/278/EEC，1986年；RD 840/2024，2024年；RD 1051/2022，2022年）（单位：mg/kg：砷<40，镉<10，铜<1000，镍<300，铅<750，锌<2500，铬<1000）。虽然符合PTEs的阈值是一个必要的筛选步骤，但它本身不足以支持将污水污泥衍生材料用于实际应用；其他指标（例如有机微污染物）超出了本研究的范围，应在未来专注于农学应用的研究中加以解决。表3显示了土壤、原料、氢化炭、共氢化炭和生物炭的矿物组成。

表3. 土壤、原料、氢化炭、共氢化炭和生物炭的矿物组成。

样品 | 砷 (mg/kg) | 镉 (mg/kg) | 铬 (mg/kg) | 铜 (mg/kg) | 铁 (mg/kg) | 钾 (mg/kg) | 镁 (mg/kg) | 锰 (mg/kg) | 钠 (mg/kg) | 镍 (mg/kg) | 磷 (mg/kg) | 铅 (mg/kg) | 硫 (mg/kg) | 锌 (mg/kg)
--- | --- | --- | --- | --- | --- | --- | --- | --- | --- | --- | --- | --- | --- | ---
土壤 | 4.7 | 20.3 | 16.6 | 0.4 | 22.8 | 13.0 | 11.9 | 5.2 | 37.3 | 427 | 200 | 12.1 | 0.3 | 18.4 | 1.4 | 21
原始GPW | 1.0 | 30.6 | 9.9 | <0.01 | 0.4 | 10.8 | 0.2 | 4.5 | 2.3 | 46 | 118 | 1.7 | 1.5 | 0.8 | 2.2 | 36
FGPW | 2.6 | <0.01 | 18.0 | 0.3 | 8.0 | 12.8 | 0.3 | 1.9 | 0.9 | 32 | 24 | 10.5 | 2.8 | 2.5 | 0.9 | 60
WGPW | 1.6 | <0.01 | 11.9 | 0.2 | <0.01 | 5.4 | 0.3 | 0.1 | 0.2 | 10 | 6.7 | 0.5 | 2.9 | 0.7 | 39
AGPW | 2.6 | <0.01 | 11.5 | 0.2 | 8.6 | 9.5 | 0.2 | 3.0 | 0.8 | 22 | 10 | 5.8 | 1.5 | 2.5 | 0.8 | 51
BC GPW | 3.0 | 48.9 | 52.0 | 0.1 | 10.1 | 28.3 | 2.9 | 16 | 5.3 | 16 | 116 | 36.8 | 7.2 | 8.1 | 1.4 | 31
原始SS | 8.4 | 50.1 | 12.7 | 1.6 | 57.3 | 24 | 6.3 | 17.6 | 6.1 | 3.6 | 14 | 28 | 92 | 40.3 | 17.6 | 8.2 | 10.9 | 81
FSS | 6.9 | 1.5 | 8.8 | 1.6 | 27 | 8.8 | 22.8 | 2.4 | 4.1 | 18 | 98 | 148 | 31 | 7.5 | 87.2 | 6.6 | 10
WSS | 7.5 | <0.01 | 19.0 | 2.2 | 38 | 1.6 | 28 | 1.6 | 29.1 | 2.1 | 4.0 | 12 | 75 | 9.3 | 22.6 | 11 | 3.1 | 5.9 | 147
ASS | 7.0 | <0.01 | 12.3 | 2.0 | 49 | 1.5 | 29 | 1.5 | 20.9 | 1.7 | 4.7 | 170 | 118 | 66.4 | 45.5 | 118 | 0.5 | 2.0 | 32
BC SS | 8.9 | 63.6 | 16.1 | 4.2 | 40 | 4.0 | 4.0 | 3.2 | 0.7 | 8.5 | 42 | 29 | 75.2 | 33.4 | 12 | 6.1 | 1.8 | 41
FW | 0.8 | 4.5 | 10.0 | 0.3 | <0.01 | 12.6 | 0.2 | 24 | 1.4 | 35 | 180 | 1.7 | 3.7 | 0.8 | 0.7 | 52
FFW | 0.4 | 9.0 | 8.6 | <0.01 | 3.8 | 27 | 60.4 | 12 | 1.6 | 47 | 89 | 6.3 | 3.7 | 3.0 | 1.9 | 69
AFW | 1.8 | 16.7 | 9.2 | <0.01 | 9.9 | 24.2 | 0.2 | 15.4 | 0.3 | 0.1 | 0.2 | 10 | 6.7 | 0.5 | 2.9 | 0.7 | 39
BC FW | 2.9 | 0.8 | 2.9 | <0.01 | 4.6 | 29 | 75.2 | 33.4 | 12 | 6.1 | 1.8 | 41
FW | 1.8 | 16.7 | 9.2 | <0.01 | 9.9 | 24.2 | 0.2 | 15.4 | 0.3 | 0.1 | 0.2 | 10 | 6.7 | 0.5 | 2.9 | 0.7 | 39
AFW | 1.8 | 16.7 | 9.2 | <0.01 | 9.9 | 24.2 | 0.2 | 15.4 | 0.3 | 0.1 | 0.2 | 10 | 6.7 | 0.5 | 2.9 | 0.7 | 39

值得注意的是，在热解碳化（HTC）过程中，一些PTEs（如铬、铜、锰、镍或锌在污水污泥衍生氢化炭中；砷、镉、铬、铜、镍、铅和锌在原始GPW和FW衍生氢化炭中）有积累的趋势，尽管污水污泥衍生氢化炭中的这些元素含量总是更高。这一结果与文献中的研究一致，这些研究报道了锌、铬、铜和镍在氢化炭中的积累（Lu等人，2021年；Shi等人，2013年；Wang等人，2016年）。此外，污水污泥衍生碳化炭中的铁和镁浓度较高，而原始GPW衍生碳化炭中的钙浓度较高，这与木质纤维素原料在热处理过程中形成的氧化钙有关（Cai等人，2017年），而FW衍生碳化炭中的硼和钠浓度较高，这与这种生物废物的高电导率（EC）相关。污水污泥衍生氢化炭中的P含量是原始GPW或FW衍生碳化炭的5-10倍。洗涤过程降低了WGPW和WFW中的砷、铬、铜、锰、镍和锌含量，相比之下，WSS中的这些元素浓度增加，可能是因为大多数这些元素在污水污泥衍生碳化炭中以不易利用的形式存在（Fei等人，2019年）。洗涤后处理还降低了其他元素的浓度，WGPW中的钾、镁和钠含量低于FGPW，而WFW中的钙、铁、镁、铅和硫含量降低，WSS中的硼和硫含量也显著降低。因此，不仅PTEs从氢化炭中去除，而且一些营养物质也释放到了洗涤液中，在将WHC用作土壤改良剂时将不可利用。

从污水污泥和原始GPW获得的生物炭中的总PTEs浓度增加或与其相应的原料相当，这可能是由于在热解过程中PTEs的损失低于有机化合物的损失，导致这些元素在生物炭基质中富集（Jin等人，2016年）。其他矿物元素也表现出类似的趋势。污水污泥衍生生物炭中的锌含量（4156 mg/kg）甚至超过了西班牙法规的阈值（RD 840/2024，2024年；RD 1051/2022，2022年）。此外，FW衍生生物炭中的钠和硼含量增加。热解使用的较高温度增加了生物炭中的营养元素含量，如硼、铁、钾、镁、锰和磷，无论使用何种原料。生物炭中的高灰分含量（主要由钙、钾、镁和钠盐组成）与其较高的pH值相关（表2），这可能使生物炭适用于酸性土壤，以将pH值提高到适合植物生长的最佳中性pH值（Sathyanarayan等人，2023年）。FW衍生生物炭中的高钠和钾含量可能与这种生物炭的高电导率有关（FW的灰分为45.8 mS/cm，而FGW的灰分为5.3 mS/cm），这可能对植物生长不利。

在GPW:SS共热解碳化过程中，生成的共氢化炭中的PTEs浓度相对于单独的污水污泥衍生氢化炭有所降低，特别是砷、镉、铬、铜、镍、铅和锌，因为混合物中原始GPW的比例增加（表3）。然而，共氢化炭中的PTEs水平仍可能高于单独的原始GPW衍生氢化炭，反映了污水污泥对混合物的贡献。重要的是，所有共氢化炭的浓度都低于规定的阈值（RD 840/2024，2024年；RD 1051/2022，2022年）。增加原始GPW在GPW:FW混合物中的比例有助于降低电导率值（表1），这与钾、镁、锰、钠和磷浓度的下降趋势相关。对于WGP:SS共碳化的洗涤后生物炭，大多数矿物元素的浓度降低。相反，从GPW:SS共碳化得到的WHC并未降低PTEs水平，可能是因为这些元素以不易利用的形式存在。老化后处理对不同混合比例的GPW:SS混合物的影响也不同，因此GPW:SS混合物中的矿物含量降低，而某些金属（硼、钙、钾和钠）和磷的浓度在GPW:FW混合物中增加。总之，使用木质纤维素废物（如原始GPW）进行共热解碳化有助于降低污水污泥提供的PTEs含量以及与FW相关的高电导率值。

3.1.8. 扫描电子显微镜（SEM）分析
图2中的SEM图像用于分析原料、氢化炭、生物炭以及共氢化炭的形态（图S2）。花园和公园废弃物显示出具有高孔隙结构的管状结构，而污水污泥和食物废弃物则显示出无定形结构（图2A、B、C）。

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图2. 原料和碳化产物的SEM图像：(A) 原始GPW，(B) 污水污泥（SS），(C) 食物废弃物（FW）；氢化炭：(D) FGPW，(E) FSS，(F) FFW；生物炭：(G) BC GPW，(H) BC SS，(I) BC FW。

热解碳化过程并未对碳化产物的形态或孔隙结构造成显著变化，这可能是由于使用的条件较温和（180°C，1小时）（图2D、E、F）。这些孔隙分析的结果与Ipiales等人（2024年）对木质纤维素废弃物进行热解碳化后的观察结果一致，也与Taskin等人（2019年）的报告一致，他们发现无论原料如何（修剪残余物或城市固体废弃物），氢化炭的孔径分布没有差异。在GPW:SS共热解碳化过程中，GPW的孔隙似乎被小颗粒覆盖，这导致共热解碳化产物中的表面积较低（表2），尽管在SEM图像中并不明显（图S2）。相反，当FW在混合物中占主导时，GPW和FW共热解碳化产物显示出更高的表面积，因为GPW的孔隙没有被阻塞。

使用EDX分析原料表面某些区域的矿物组成发现，GPW表面有对应于木质纤维素结构中钙形成的颗粒，这与FGPW较高的钙含量相关，这些钙可能在HTC反应过程中释放并保留在氢化炭结构中。否则，污水污泥表面显示出多种矿物成分的沉积，包括铝、铁、钾和磷，如表3所示，这与该废弃物的高灰分含量相关（表1）。在FW的情况下，表面没有观察到沉积物，而EDX检测到高比例的钾和钙。热解使用的高温度使得生物炭具有更坚韧的结构，BC GPW显示出较高的孔隙发育（图2G），其表面积大于FGPW，根据Dubinin-Astakhov模型确定（表2）。尽管SS衍生生物炭的SEM图像显示更高的孔隙发育（图2H），但其表面积与氢化炭相比没有显著差异，可能由于其孔径较小。关于BC FW，它也显示出比FFW更高的孔隙发育，这可能与热解的高温度有关。

3.1.9. 通过GC-MS进行的洗涤浸出分析
新鲜的氢化炭经过洗涤后处理，通过GC-MS分析了HTC和共热解碳化得到的氢化炭的首次洗涤液中的化学成分。GC–MS谱图表明，FW衍生氢化炭释放了更多种类的可溶性有机化合物，并且在首次洗涤液中显示出更强的峰值强度，与GPW和SS氢化炭相比（图S3；表S1–S3）。这些结果与某些FW衍生氢化炭处理在植物毒性测试中观察到的更强抑制作用一致。然而，目前的数据无法直接将发芽抑制归因于特定的单个化合物。GPW衍生新鲜氢化炭洗涤液中的最高峰是由卤代化合物（氟甲基苯）产生的，这是一种来自有机化工行业的合成化合物，其次是几种脂肪族化合物，如3,7,7-三甲基-环[4.1.0]庚-2-烯，这是一种来自树木的天然化合物（Chembk，2024年），或叔丁基苯，一种具有不同化学和工业应用的合成芳香化合物（表S1）。此外，还发现了酚类化合物（酚或2,4-二(1,1-二甲乙基)-酚）和醛类化合物，如糠醛。糠醛是由农业废弃物中的戊糖脱水产生的，用于化工行业生产溶剂。Pundir等人（2024年）发现糠醛可以增加土壤中的磷含量，这对植物生长有益。对于SS衍生氢化炭，洗涤液主要由倍氯米松和叔丁基苯组成，其中含有胺类和酮类化合物，如4,5-二甲基-邻苯二胺、醋酸泼尼松龙和2-壬酮。倍氯米松是一种从泼尼松龙衍生的合成皮质类固醇，两者都被认为是内分泌干扰物（Pubchem，2025年），而2-壬酮是一种天然产生的脂肪族酮，据报道可以促进植物生长。对于FW衍生氢化炭的首次洗涤液，最高峰归因于苯丙醛，这种醛类化合物对植物没有毒性作用，如Amaranthus tricolor L.和Echinochloa crus-galli L.，尽管它是几种抑制化合物的前体（Chotsaeng等人，2018年）。其他相关峰归因于烷基化合物，如叔丁基苯和3,7,7-三甲基-环[4.1.0]庚-2-烯；氯化物卤素，如倍氯米松；以及醚类化合物，如桉叶油，这是一种天然植物精油。

图S4显示了GPW与SS以不同混合比例共热解碳化得到的新鲜共氢化炭的首次洗涤液色谱图。GPW:SS中检测到的化学化合物在表S2中列出，GPW:FW中的化合物在表S3中列出。一方面，GPW在共热解碳化中的最高含量（GPW:SS 3:1番茄（Solanum lycopersicum L.）在添加了新鲜和经过处理后的水热炭及生物炭（1%、3%和5%）的土壤中的发芽指数，这些水热炭和生物炭分别来自（A）园林废弃物（GPW）、（B）城市固体废弃物（SS）和（C）森林废弃物（FW），以及它们的混合水热炭（D）GPW:SS和（E）GPW:FW（1%和3%）。不同的小写字母表示番茄种子发芽率的均值存在显著差异；没有字母则表示未发现显著差异。混合水热炭之间的显著差异在补充材料中有所报告（表S4）。下载：下载高分辨率图像（460KB）下载：下载全尺寸图像

图4. 在添加了新鲜和经过处理后的水热炭及生物炭（1%、3%和5%）的土壤中生长的番茄（Solanum lycopersicum L.）的鲜重，这些水热炭和生物炭分别来自（A）GPW、（B）SS和（C）FW，以及它们的混合水热炭（D）GPW:SS和（E）GPW:FW（1%和3%）。不同的小写字母、斜体和大写字母表示番茄鲜重均值存在显著差异；没有字母则表示未发现显著差异。混合水热炭之间的显著差异在补充材料中有所报告（表S5和S6）。

相反，FSS在最高施用率F5下抑制了种子发芽（图3B），以及幼苗生长（图4B和图S5B），无论施用量如何。对SS水热炭进行洗涤和老化处理后，其植物毒性低于新鲜水热炭，这与之前的研究结果一致（Martinez-Sanchez等人，2026年）。两种经过处理的水热炭在7天生长后显示出相似的鲜生物量重量和总幼苗长度，尽管所有施用率下的值都低于对照组。WSS处理后番茄种子发芽率和幼苗生长的改善可能与洗涤液中的吡嗪和胺类物质减少有关。此外，电导率（EC）的显著降低，尤其是WHC和AHC（表2），也可能对此有所贡献。

关于FW来源的水热炭，当FFW和AFW的施用率高于1%时，会抑制番茄的发芽和生长，而洗涤后的水热炭则促进了番茄的发芽（在1%和3%的施用率下）以及幼苗生长，使其达到与对照组相似的水平（图3，图4）。

番茄的发芽指数或幼苗生长并未受到来自GPW或SS热解的生物炭的影响（图3，图4A和B），而添加了FW衍生生物炭的土壤在施用率高于1%时抑制了发芽和幼苗生长（图3，图4C）。由于热解过程中使用的温度较高，生物炭浸出液中的可溶性有机化合物浓度通常较低，这也减少了挥发性物质并增加了生物炭的固定碳含量（Suarez等人，2025年），这支持了从SS和GPW衍生的生物炭未观察到负面效应的观点。BC FW极高的电导率（表2），与其高Na和K含量（表3）有关，可能表明这种材料的毒性更强。尽管电导率是盐度胁迫的相关指标，但它不能单独预测植物毒性。发芽和早期生长反应最好结合电导率/离子含量（例如Na和K）以及浸出液分析显示的可溶性有机组分和土壤改良剂的缓冲能力来解释。

添加了新鲜和经过处理后的共热解水热炭的土壤显示出相似的发芽率（图3D–表S4），以及相似或更好的鲜重（图4D–表S5）和幼苗长度（图S5D,E,F），与单独使用SS或GPW的热解水热炭作为土壤改良剂相比。在任何GPW:SS混合比例或施用量下，均未观察到发芽指数的显著差异，唯一的例外是GPW:SS 1:3混合物中洗涤后水热炭从1%增加到3%时导致发芽率显著降低（p < 0.05），尽管增加GPW的比例纠正了这一负面效应。尽管如此，其发芽指数仍然与相应的单独WHC相似或更高。尽管GPW:SS 1:3混合物中的新鲜水热炭降低了幼苗重量（图4D–表S5），但在1%的施用量下与未改良土壤相比，增加GPW的比例（1:1和3:1）改善了结果。在1:1比例下经过老化处理后获得了最佳的鲜重。关于幼苗长度（图S5D,E,F），除了1:3比例经过老化处理的情况外，所有处理都观察到了类似的效果，但增加GPW的比例也改善了幼苗生长。所有共热解水热炭混合物改良土壤后的幼苗长度明显优于单独使用SS的情况。

共热解水热炭的有益效果可能与PTEs浓度的降低以及这些材料相对于单独废物来源的水热炭的电导率降低有关（表2）。GPW和SS的共热解还降低了所得水热炭中植物毒性有机化合物的浓度。这种水热炭性质的改善可能有助于进一步实现废物的增值利用，使其作为土壤改良剂的应用成为可能。GPW与FW的共热解碳化提高了新鲜或经过处理后的水热炭的发芽率（图3E），无论是对于1%还是3%的施用率，都优于相应的单一原料水热炭。此外，在初始GPW:FW混合物中增加GPW的浓度促进了番茄种子的发芽，无论是新鲜还是经过处理后的水热炭（3%的施用率）。使用1:1 GPW:FW比例培养的幼苗的鲜重（图4E–表S6）显著高于其他两种原料比例，也显著高于相同施用剂量下的经过老化和洗涤的水热炭。在这次短期筛选中，1:1比例产生了最高的幼苗鲜重，无论是否经过后处理。即使在1:3或3:1的比例下，使用共热解水热炭培养的幼苗的鲜重也与单独使用FFW改良的土壤相似或更好。总幼苗长度（图S5H和I）在最低剂量（1%）下，无论是1:3还是1:1 GPW:FW比例以及所有后处理条件下，都高于对照组。老化和洗涤处理也改善了未经改良土壤的结果，尤其是在3%的剂量下。然而，进一步增加GPW的量（3:1）并未显著改善幼苗长度。需要注意的是，在这次短期植物毒性测试中，1:1混合比例的最佳表现应被视为经验结果。然而，在共热解过程中同时存在多种因素（可溶性有机化合物和矿物质浓度），目前的数据集支持的是一种关联而非直接的机制优化。

我们下一步的研究将包括分析水热炭/共热解水热炭和改良土壤中矿物元素的生物可利用性。此外，进行更长期的植物实验将有助于将共热解处理与金属迁移性和植物吸收联系起来。在更大规模上（接近农业应用并增加废物处理量），共热解处理将减少处理时间或所需的工作面积，与其他已建立的技术（如堆肥）相比，尽管由于实际废物流的季节性、异质性和水分变化，保持固定的GPW:SS或GPW:FW比例可能具有挑战性。因此，实际应用需要常规的原料表征（例如，固体含量）和混合控制。在这里评估的广泛混合比例（1:3、1:1和3:1）提供了初步的稳健性检查：根据这次短期筛选，发芽率和幼苗生长的比例依赖性差异有限。这表明在满足农业性能目标的同时，具有一定的操作灵活性，以适应原料的可用性，这需要通过试点规模验证和过程控制来确认。

4. 结论

花园和公园废弃物、污水污泥以及食物废弃物的热解碳化产生了具有不同物理化学特性的水热炭。来自花园和公园废弃物的水热炭氮含量最低，从而导致较高的C/N比，而来自污水污泥的水热炭则显示出高灰分含量，这与高矿物质含量有关，包括营养物质和潜在的有毒元素。重要的是，所有样品都符合欧洲和国家标准（理事会指令86/278/EEC，1986年；RD 1051/2022，2022年）设定的阈值。水热炭的洗涤处理降低了来自花园和公园废弃物及食物废弃物的水热炭中的As、Cr、Cu、Mn、Ni和Zn含量，而对污水污泥来源的水热炭没有影响，可能是因为这些金属以不可浸出的形式存在。洗涤处理还降低了GPW和SS来源的水热炭以及共热解水热炭的电导率值。共热解碳化作为一种提高水热炭作为土壤改良剂质量的策略显示出前景。将花园和公园废弃物与污水污泥或食物废弃物以广泛的混合比例混合，减少了潜在有毒元素或共热解水热炭的电导率，特别是减少了新鲜FW来源水热炭中的有机植物毒性化合物。当使用共热解水热炭作为土壤改良剂时，无论是在1%还是3%的施用率下，都促进了番茄种子的发芽，最佳幼苗发育出现在GPW:SS比例为1:1和3:1，以及GPW:FW比例为1:3和1:1的情况下。后处理并未显著改变新鲜水热炭的性能，表明它们可能是不必要的。相比之下，通过热解产生的生物炭表现出碱性pH值和高电导率，主要来自FW，这与高浓度的Ca、K、Mg和Na盐有关，同时具有较少的表面活性化学基团和较低的CEC。总体而言，共热解碳化有助于废物管理，因为它可以适应各种混合比例，适应每种原料的可用性，并有机会改善土壤性质和作物生长。需要在额外的操作条件和长期农业测试中进行进一步研究，以增强普遍性和评估田间表现。

**作者贡献声明**

Lydia Martinez-Sanchez：撰写——原始草稿，调查，正式分析，数据管理。
Angels de la Rubia：撰写——审阅与编辑，监督，项目管理，调查，资金获取，概念化。
Elvira Esteban：撰写——审阅与编辑，方法学，调查。
Elena Diaz：撰写——审阅与编辑，资金获取。
Montserrat Tobajas：撰写——审阅与编辑，监督，方法学，调查，正式分析，概念化。

**资助**

本工作得到了西班牙科学、创新和大学部（MCIN/AEI/10.13039/501,100,011,033）以及欧盟“NextGenerationEU/PRTR”（TED2021-130287B-I00和PID, 2022-138632OB-I00）的支持。L. Martinez-Sanchez还获得了马德里地区政府（PIPF-2023/ECO-31000）的财政支持。