城市面积的扩大和城市人口增多引发了诸多环境问题，如热岛效应、污染加重、生物多样性减少和洪涝灾害等，消耗了大量的原始植被和农田等绿色空间与土地资源^[1]。在我国，城市化造成的一系列问题导致城市居住环境质量下降，影响人民的健康和福祉^[2]。城市绿色基础设施是指在城市空间中提供多种生态功能的工程设施，包括城市及其周边地区的所有自然、半自然和人工生态系统网络，如森林、公园、社区花园、林荫道、湿地、雨水花园、农用地、苗圃和绿色屋顶等，涵盖了城市绿地。城市绿色基础设施能够提供广泛的生态功能，如减小雨洪压力、调节小气候、提供生物栖息地、改善空气和水体质量甚至种植农作物等，成为许多国家解决城市环境问题的重要途径之一^[1，3]。

土壤作为绿色基础设施的基本组成部分，在支持植物生长和雨水渗透等功能中发挥关键作用，对维持空气和水体质量有重要贡献。城市绿色基础设施的建设需大量土壤^[4-5]。然而，由于垃圾侵入、土层结构紊乱、压实和污染等人为扰动，城市土壤的生物、物理和化学条件不适于植被生长和绿色基础设施^[6-7]。目前最广泛应用的方法是挖取远郊地区的耕地土壤或天然表土运至城区取代城市土壤。土壤是一种有限资源，每一百年仅形成2~10 mm厚，“客土”这种成本高昂、破坏耕地、高碳排放的方法显然不可持续^[8]。另一种方法是施入垃圾堆肥或工业副产物等改良剂，以改善表土性质，但由于城市土壤通常污染物含量较高，频繁施用会造成污染物累积^[1，3]。近年来研究表明，人工技术土壤（Constructed Technosols，CT）是解决城市绿色基础设施建设大量土壤需求的有效途径，且低碳、低成本、低影响，兼具生态和经济效益，同时能消耗大量的城市固体废弃物（图 1，详见下文研究现状部分）。

图 1 人工技术土壤（CT）用于城市绿色基础设施的优势 Fig. 1 Advantages of constructed Technosols(CT)for urban green infrastructure

发展CT可降低城市绿色基础设施建设成本和对自然资源的负面影响，促进绿色基础设施更加绿色、低碳、可持续地发展，推动城市固体废物资源化综合利用，助力“无废城市”和“海绵城市”建设，改善城市生态环境和提高人们健康福祉。本文主要介绍了技术新成土（Technosols）和CT的定义和类型、CT在城市绿色基础设施建设中的作用与优势、研究现状及在我国的应用潜力，并对CT的研究发展进行了展望。

技术新成土，是第18届世界土壤科学大会（2006年）正式宣布的新的参考土壤组，并被定义为人工材料含量超过20%且位于地表100 cm范围内的土壤^[9]。而CT旨在创造用于种植植物的新土壤，它是为满足特定要求而设计制造的有机和无机废弃物的混合物，可以通过调整其组成材料和配方以适应不同的植被类型、土地用途（如城市农业或棕地治理）和立地条件（如屋顶或阳台），可满足不同的污染物限量标准^[3，10]。与堆肥、污泥或工业副产物等有机改良剂不同，CT是人为制造的技术新成土，其成土过程包含常见的风化、沉降、团聚作用和有机物的矿化等基本过程，同时受原材料及其配置的强烈影响。由于母质材料的高度异质性且人为管理方式多样，CT的成土过程通常是不同自然土壤发生条件下具有的成土作用的组合，且剖面发育较弱；由于CT通常出现在具有热岛效应的城区，气温偏高且更加湿润（灌溉），再加上年轻的土龄，除非被密封，其成土作用较自然土壤的进展会更快^[11]。因此CT本身作为一种土壤，不会因频繁施用带来污染物累积问题，遵从土壤环境质量标准，其中的污染物水平是可控的^[12]。

CT的分类同技术新成土。技术新成土分为三个亚类：含人工制品、含土工膜和含技术硬质材料的技术新成土^[9]。世界土壤资源参比基础提供了两种诊断物质：人工制品和技术硬质材料，并给出了诊断标准。常见的人工制品有砖、陶器、玻璃、粉碎或加工过的石头、木板、工业废料、垃圾、加工过的石油产品、沥青、矿山废料和原油，技术硬质材料有沥青砼、混凝土或加工石材连续层。CT的组成材料及结构配置取决于人类的目的和要求，一般只要满足无毒、易处理和适宜性的标准，并且有肥力或者支撑能力的材料就可用于构建CT^[3]。无毒是指废弃物不应对人类健康或生物有害，易处理是指废弃物应是固体而非液体或糊状材料，适宜性是指废弃物对居民造成的干扰必须是最小的，并在感官上（气味、颜色等）可被人们接受。肥力是指所选材料有利于植物的生长发育，支撑能力则是指材料应在岩土力学性质如土壤稳定性、可塑性和黏聚力方面有积极作用。可见，工业废物、建筑垃圾、农林废弃物堆肥、无害化处理后的污泥和土方工程挖掘的底土等均可作为CT的组成材料。由于CT的组成材料来源广泛且在当地获得，避免了废物的长途运输以及从远郊运输土壤的费用，既利用了大量废物，对自然资源影响小，还具有经济效益，且成本较低，用CT建造绿色空间更容易与城市规划相结合，颇具应用潜力（图 1）。

在技术层面，作为绿色基础设施供植物生长的基本组成部分，CT首先应具备一定的化学肥力、足够的深度、持水能力、较好的孔隙度来满足植物生长，还需满足污染物限量标准，具有抗压、抗踩踏的承载能力和稳定的土壤结构（无需频繁添加有机物），对于特殊的立地条件或用途如屋顶、墙壁或无土草皮等还需更小的容重^[3]。因此，CT的选材、组合比例、深度和结构设计等均需在构建过程中认真考虑。比如对于异质性强、理化性质变化范围大、种类繁多的废弃物组成的CT，确定废弃物的性质对预测CT性能和确保环境安全非常重要；CT在成土过程初期存在侵蚀、径流和压实风险，应考虑种植根系发达的植物或做好防护屏障；有机废弃物及其添加比例与层位的设计需要考虑有机物的分解和淋洗导致的CT土层变薄和环境污染等（有机物添加量一般不超过30%），在干旱气候条件下将更多的有机物置于深层可减缓有机质氧化，有特殊气味的有机废弃物也可考虑置于深层。此外，不同的土地用途需要不同的CT设计思路和方案。例如，用于行道树的CT应考虑避免压实和增加蓄水能力，保证固液气三相结构稳定；用于雨水管理系统的CT应保证高孔隙度来提高雨水和径流的渗透储存能力，并种植抗性强、根系发达的植被来支持微生物活动，更好地涵养水源和净化水质；而用于城市农业的CT需在保证作物产量基础上，更多关注污染物浓度，如重金属、有机污染物和病原菌，以及一些新型污染物如抗生素、抗性基因和微塑料等。此外，种植植物和接种蚯蚓等可促进CT的成土作用，加强CT的结构稳定性^[11，13]，而植被的选择也对CT的成土作用有重要影响^[14]。

CT可以提供适宜的理化性质供植物生长，而组成材料和配比会影响CT的性质和功能^{[5，10，14-17]}。Yilmaz等^[16]将多种固体废弃物组合形成包含植物生长区和结构支撑区的四种CT，这四种CT的植物生长区均由58%的砖瓦废料和42%的堆肥（污泥与园林废弃物）组成，结构支撑区则是由挖掘底土分别与石髓和腐叶土、碎石和污泥、废弃混凝土和园林废弃物、拆除瓦砾和园林废弃物按照不同比例组成的四种三元混合物，通过测定土壤导水率、孔隙度、有机质含量、水分有效性及植物（挪威枫和黑麦草）生物量等，表明不同CT具有不同的渗透性、蓄水能力和防压实能力，但均能很好地支持植被的生长，可用于公园、林荫道和草坪等多种绿色基础设施。用大坝沉积物和绿色垃圾堆肥组成的CT种植黑麦草18个月表明，CT供应了充足的氮磷钾养分，而且物理性质如团聚体稳定性、孔隙度和容重对CT的肥力起主导作用^[15]。用建筑垃圾和挖掘垃圾组成的CT为不同营养需求的观赏植物的生长和开花均提供了良好的物理化学条件，并且与其他组分和配比相比，由不施用任何肥料的废弃混凝土为主要组分制成的CT在有机碳、有效养分、阳离子交换量、持水力方面均表现出最佳效果，并可与传统的施用有机肥的天然土壤相媲美^[10]。也有研究者开展了长期研究，如Pruvost等^[17]经过三年的研究表明，用20%底土、70%废弃混凝土和10%绿色垃圾堆肥（v/v）混合制备的CT，具有最好的树木成活率和长势，而不加混凝土的CT树木死亡率最高。巴西某石灰石矿业公司用露天开采白云质石灰岩所产生的矿渣构建CT来填充、覆盖废弃矿坑，在不加任何肥料和改良剂的情况下成功种植了甘蔗和牧草，且在种植6年甘蔗的CT中发生了明显的团聚作用和红化作用，而种植20年牧草的CT则更是观察到强烈的黑化作用，积累了大量有机碳，进一步促进了植物生长^[14]。国内也有研究者^[18]用生活污泥、蚯蚓粪、秸秆、粉煤灰、煤渣为原料制成9种不同原料配比的CT，其pH、团聚体总量及稳定性虽有一定差异，但均达到正常范围，且养分充足，黄瓜种子的发芽率均达到100%，发芽指数均大于50%。

CT对城市农业中的作物生长也有很好的支撑作用。除了具有城市绿色基础设施的一般生态服务功能外，城市农业在全球粮食安全中也起重要作用，其食物供应量可占全球城市需求的15%，更是许多发展中国家维持城市居民生计的重要组成^[19]。此外，城市农业还具有减少食物配送运输、避免配送链上的食物浪费、有效控制污染物含量和充分利用建筑余热等优势^[20]，进一步减少碳排放。通过用城市垃圾（绿色垃圾堆肥、木屑、菌渣）制造的CT进行5年的种植试验，结果表明CT肥力较高且稳定，粮食产量较高，大多数作物可食部分的重金属含量低于标准限值^[21]。Egendorf等^[12]将深层沉积物与不同比例的堆肥混合用于城市农场，发现CT污染水平较低，且暴露一年后污染水平未增加。由于CT不是添加剂或修复剂，其污染物水平完全取决于组成材料，不受土壤背景值的影响，完全可调可控，从而有助于保证其健康安全水平^[12]。此外，可以向CT中补充微量元素如硒、锌，提高农产品质量，发展功能农业，缓解因微量元素缺乏导致的“隐性饥饿”^[22]；或通过接种有益微生物提高农产品的内生有益菌和口感等品质，让人们吃出健康。将CT用于城市农业，有助于满足城市居民朝夕陪伴、自主生产绿色农产品的需求，发展休闲观光农业，寓农于乐，阳台农场化、公园农田化，实现生产、生态和生活“三生”空间的有机融合^[23]。可见，CT在园林绿化植被和城市农业作物的生长方面均具有广阔的发展空间。

人为设计和构建的CT通常具有适宜的理化性质，可吸引和留宿大量土壤生物，形成生物多样性保护区^[24-26]。有研究表明，用于修复污染场地的两种不同类型的CT在两年时间内其总细菌和氮循环功能微生物已很丰富，而且门和纲水平上微生物群落组成与大部分天然土壤已无显著差异，这与CT含有较高的有机质（134~203 g·kg^–1）和氮（2.4~6.6 g·kg^–1）含量有关，其物理化学性质的空间异质性导致了微生物群落多样性和丰度的空间变异性^[25]。用于采石场修复的CT在建立3年后，其与附近森林土壤在目水平上共有的原核生物和真核生物分别高达78.8%和63.9%，功能多样性与附近森林土壤相似^[24]。构建4年的用于支持草地植被的CT中，弹尾目（Collembola）的密度、种类和功能丰富度均显著增加^[26]。通过对两种新构建CT的跟踪研究发现，4年期间CT的理化性质，如有机质和氮含量等变化很小，却定居了不少大型无脊椎动物，并且个体和物种数量随时间的推移不断增加，土壤腐食动物的比例也持续增长；由于两种CT不同的理化性质，不同动物（如蚯蚓、蜘蛛、步甲等）的数量和多样性及其演替也不同^[27]。在CT建成后，无论是微生物、中小型节肢动物或大型无脊椎动物在CT中的定殖及上述生物的物种丰度与群落多样性均与CT的化学（特别是有机质）和物理性质（如孔性结构）及植被有关^[24-27]。土壤有机质是影响土壤微生物群落动态的重要因素，而植物可通过补充土壤有机质、产生管状孔和促进团聚作用等创造不同的生态壁龛，促进生态位异质性和生物多样性，加速土壤生物的演替。

为了使CT更加健康和有“活力”，近年来有研究者开展了人为生物调控影响CT成土作用和生物多样性变化的研究。Deeb等^[13]以挖掘的底土为矿物材料与不同比例（0~50%）的绿色垃圾堆肥混合制备CT，通过植物种植或蚯蚓接种开展了5个月的培养试验。与对照相比，蚯蚓和植物对土壤团聚体的贡献率为50%，而堆肥的贡献仅为5%。只有在植物或蚯蚓存在的情况下，在CT中增加堆肥比例才会对团聚作用产生显著影响。蚯蚓可摄取和加工CT中的碎砖块和堆肥，促使团聚体形成并增加土壤的持水能力^[28]。通过调查使用回填土（添加或不添加天然表土）建造的公园生境的动物定殖情况，发现是否添加表土对CT的理化性质无显著影响，但在建造初期添加少量天然表土的CT中蚯蚓和蚂蚁的丰度随时间的延长显著增加，而不添加表土的CT中蚯蚓和蚂蚁的丰度随时间减小^[29]。可见，建植植被和向CT中接种蚯蚓等土壤动物可对CT的团聚作用和生物多样性等产生很大影响，有利于促进CT稳定性，提高其生态服务功能。

微生物对土壤的团聚过程发挥着重要作用，细菌和真菌可通过释放黏性分泌物及菌丝的物理作用等促进团聚体的形成和稳定^[30]，继而影响土壤碳氮等的分布、重金属和多环芳烃等的有效性，而接种微生物对CT团聚作用、微生物群落结构、养分循环和污染物归趋的研究尚鲜有报道^[31-32]。另一方面，由于城市化的快速发展，城市居民与自然的接触变少，接触各种微生物群的机会减少，却增加了在密集的建筑地区接触致病菌的机会^[33]，再加上城市污染物对人类健康及免疫介导疾病相关的微生物群落的改变，可导致人体微生物失衡，免疫介导疾病的发生率增加^[34]。与城市绿地多接触可丰富人体微生物群落^[35]，例如，住宅区周围的植被及类型对人体肠道微生物区系有显著影响^[36]；城市儿童在微生物多样性丰富的土壤和植被中玩耍后，其皮肤和肠道微生物菌群均发生改变，免疫力在短短1个月时间内得到提高^[37]。因此，向CT中接种自然土壤（如野外森林等自然植被）的微生物组，有望丰富城市绿色基础设施的微生物菌群，对城市居民的健康与福祉有重要意义。

因此，用城市固废构建CT时要考虑使其达到适宜的理化性质，从而对丰富绿色基础设施生物多样性产生积极作用，进一步还可根据目标用途人为设计调控CT的物理化学性质及接种土壤生物，为目标生物提供合适的生态壁龛，促进绿色基础设施生态功能的有效发挥。

城市绿色基础设施如雨水花园、生物滞留池、城市河道、生态植草沟和人工湿地等雨水管理系统对雨水径流的渗滤、储蓄和净化等有重要作用。上述生物滞留系统通过增加雨水进入土壤剖面和加强土壤蓄水来吸收径流和避免洪水，并促进植被生长，在此过程中涉及一系列影响温室气体排放、有机碳储存以及重金属、有机和生物污染物过滤去除的生物地球化学过程^[38-40]。典型的生物滞留系统是用土壤介质回填的景观洼地，由植被层、过滤介质层、过渡层和排水系统组成。过滤介质层的物理、化学、生物学性质，如有机碳组分、阳离子交换量、表面电荷、粒径、孔隙度等均会影响生物滞留系统中沉淀、吸附、氧化/还原、植物吸收和生物降解等生物化学反应及对雨水的渗滤和氮磷、重金属、有机污染物和致病菌等的滤除作用（图 2）。

图 2 生物滞留系统过滤介质特性对雨水渗滤、储蓄和污染物去除的影响（据Tirpak等[39]和Wen等[40]修改） Fig. 2 Effects of filter media characteristics on rainfall-runoff filtration, water retention and pollutant removal in bioretention system(modified from Tirpak et al.[39] and Wen et al.[40])

要达到较好的调节雨洪、滤除污染、提升景观等生态功能效果，就需要生物滞留系统的过滤层介质具有合适的孔隙度、渗透性、吸附性和生物活性等性能。而用CT作为过滤层介质则可通过调整CT组成材料与配比来优化过滤介质层的物理、化学和生物特性，促进生物滞留系统更好地发挥其生态功能，具有很大的应用潜力^[41]。例如，传统设计的生物滞留系统的土壤介质能够有效去除颗粒及与颗粒结合的污染物，却很难从雨水中去除溶解的金属和营养物质。而用CT作为介质，在CT中加入生物质炭、铁基修复剂、粉煤灰和沸石等废物材料，不仅成本低廉，还可根据污染物的特点调整CT组分，实现调控化学或生物反应过程（如反硝化作用、病原菌扣押与失活等），从而最大化去除多种共存污染物^[39，42]。有研究发现，与城市土壤相比，这些雨水管理系统的CT中有较高的微生物群落多样性和功能多样性（包含固碳、氮循环、污染物降解相关的微生物）及较高的入渗速率^[43-44]。近年来，生物质炭被认为是一种很有前途的生物滞留系统过滤介质材料组分，可在间歇性雨水渗入期间消除各种雨水污染物，并提高土壤的保水能力，保留和缓慢释放养分供植物吸收，有助于维持土壤和植物根际微生物群落^[42]。特别是生物质炭可通过变形、扣押、失活、抑制生长和强化固持等途径去除病原体，将病毒感染的风险降低90%^[45]。而且CT还可促进植物生长，进一步丰富CT中的微生物并提高植物根系对污染物的吸收和滤除能力。可见，CT作为生物滞留系统的过滤层介质在雨水管理系统中具有很好的优势和应用潜力。如何能够因地制宜利用当地固体废弃物制作CT，使其具有适宜的物理化学和生物学性质及对不同污染物的最佳吸附与去除能力，以及如何协同最优的植被组合来更好地净化和利用雨水，将雨水变负荷为资源，对需水量日益增长的绿色城市建设有重要意义。

大量研究^[46-48]显示CT具有强大的碳储存潜力。以前研究者计算城市固碳量时，通常忽略城市土壤的碳储量，低估了城市的碳固存潜力^[46]。Churkina等^[49]研究表明，居民区中64%的碳存储来自土壤，远高于植被（20%）。城市公园和草坪的土壤可储存大量的碳，可能远远超过天然草地、农田和北方森林中储存的碳量^[46]。可见，除植物光合作用固碳外，土壤具有很高的碳储存能力和潜力，而CT不仅具有就地资源化利用城市固废、减小碳排放的优势（图 1），还可通过调整优化配方提高碳固存能力。用热处理工业土壤、污泥和绿色垃圾堆肥制作的CT，其30 cm土层的初始有机碳储量较天然土壤高50%，而100 cm土层较天然土壤高5倍，虽然在最初3年CT的有机碳含量减少，但在随后的9年持续增加。随着时间的推移，CT可保持大量的有机碳，并在永久植物覆盖下捕获更多的碳^[48]。CT可提供较好的理化性质促进植被生长和增加生物多样性，从而对植被和固碳微生物增加土壤有机碳储量有重要作用。

此外，将生物质炭或硅酸盐固体废弃物（如煤矸石、粉煤灰、钢渣、混凝土等）作为CT的组分可进一步增加碳储量^[46-47]。Yang等^[50]从作物秸秆的收集、运输（秸秆和生物质炭）、热解生产和生物质炭田间施用的全生命周期评价表明，尽管热解生产每吨生物质炭排放1.2 t二氧化碳（CO_2e），但由于生物质炭施用于土壤的固碳潜力（–2.2 t CO_2e）以及热解气和热解油的能量回收利用（–2.1 t CO_2e），每吨生物质炭可固存至少2.7 t CO_2e。据报道，向CT中添加生物质炭后，生物质炭对碳固存的贡献可达到65%，树木仅贡献35%^[46]。生物质炭与废大理石混合组成的CT可减小甲烷的排放量，有助于土壤碳的固存和土壤结构的改善^[51]。除了生物质炭，在CT中加入富含钙、镁硅酸盐的固体废弃物可通过硅酸盐矿物的风化作用捕获和储存大气中的CO₂^[47]。例如，在拆迁现场，由于废弃混凝土中钙镁硅酸盐和氢氧化物的快速风化，每公顷土地（表层10 cm土壤）18个月可固定85 t CO₂^[52]。虽然有研究将粉煤灰、混凝土等硅酸盐固体废弃物作为CT组分^[17，53-56]，但鲜有对CT碳捕获能力的相关报道。不过有研究者对土地施用玄武岩（富含硅酸盐）的生命周期评价表明，以产地与施用地点的运输距离为65 km计算，从玄武岩提取、粉碎、运输到施用过程需排放210 kg CO₂，但可去除1 t CO₂^[57]。所以，用富含硅酸盐的混凝土、粉煤灰等废弃物作为CT组分，因免去了开采提取、粉碎或运输环节，其固碳潜力会更大。而且，土壤中硅酸盐反应生成的碳酸盐矿物沉淀的储存时间可达到100万年以上，远高于森林几十年或上百年的碳储存时间^[58]。将稳定性强的有机碳材料（如生物质炭）或富含钙、镁硅酸盐的废弃物材料用于CT将大大增加城市绿色基础设施的固碳能力，这对于缓解全球气候变化有着非常重要的意义。

综上所述，CT对城市绿色基础设施建设及其产生的生态与社会服务功能，如景观提升、城市农业生产、大气碳封存、生物多样性保护和人类健康维护等发挥着重要作用。而且，CT的生产不仅就地资源化利用了大量固体废弃物，还保护了耕地及自然表土等自然资源，避免了固废和自然基质的长途运输，具有低碳、低成本、低影响、环境友好的特点（图 1）。对推动固废循环利用、延伸与闭环产业链、提升城市碳汇和居民健康福祉具有重要意义。

为了改善城市生态环境，我国大力发展绿色基础设施建设，城市绿地面积由2009年的119.3万hm²增加至2020年的331.2万hm^{2 [59]}（图 3a），但绿地占比仍较低，2018年，35个主要城市绿地占比均低于30%，远小于欧洲（80%），有很大提升空间^[60]。此外，越来越多的大型城市如北京、上海等开始加强屋顶或阳台绿化来弥补城市绿地不足，屋顶和阳台通常构成大约20%~25%的城市面积，发展空间巨大^[47，61-62]。随着我国城市绿色基础设施面积不断增加，花卉和草坪种植面积及盆栽植物数量也不断增加^[63]（图 3b，图 3c，图 3d）。从2008年至2018年花卉和草坪种植面积分别达到163.3万和6.2万hm²，增加了2.0倍和2.1倍；盆栽植物产量也增加了1.8倍，至2019年达到82.1亿盆，按照每盆0.5 L计算，仅盆栽植物需土量就达到411万m³。城市绿色基础设施建设、景观植物的幼苗繁育和草坪生产均需要大量的土壤资源或基质。将耕地土壤用于生产景观花卉和草皮等严重破坏了耕地资源，我国已于2020年明令禁止。所以，用无土基质进行景观植物繁育和草皮生产势在必行。由于成本较低和理化性质优良，泥炭（草炭）成为园艺中使用最多的基质成分^[64]。但是，泥炭是一种不可再生资源。而且泥炭地具有特殊的生态价值，对生物多样性保护、碳储存、当地水质和水文的调节等有重要作用，虽然仅占地球陆地面积的3%，却储存了陆地有机碳总量的21%~33%^[4]。泥炭过度开采势必造成大量的碳排放和生态环境的严重破坏。为此，许多国家已开始限制或禁止泥炭的开采。目前有许多研究用菌渣、城市污泥、园林绿化废弃物等城市有机固废作为泥炭的替代品并与无机固体废物如粉煤灰、炉渣和煤矸石等混合制成栽培基质或草皮基质^[53-56]，取得了较好的效果。然而上述基质大多存在有机物质比例偏高的问题，虽然在前期有利于植物生长，但随着有机物质的降解，养分快速流失，基质的保水通气性等理化性质变差，不仅不利于后期植物生长还可能造成二次污染。而CT旨在就地取材、资源化固体废弃物并用于绿色基础设施建设，在满足植物生长需求基础上具有较好的稳定性，可避免由于有机材料频繁施用造成养分流失和污染物累积的环境风险^[3]。

图 3 我国城市绿地面积（a）、花卉种植面积（b）、草坪产量（c）和盆栽植物产量（d）的年际变化（数据来源：中国统计年鉴—2021[59]和中国林业和草原统计年鉴—2019[63]） Fig. 3 Annual changes in the urban green area(a), flower planting area(b), lawn yield(c)and potted plant yield(d)in China(Data sources: China statistical yearbook-2021[59] and China forestry and grassland statistical yearbook-2019[63])

另一方面，我国耕地资源十分宝贵，人均耕地面积仅为世界人均数量的45%，而且中低产田面积占比高达70%^[65]。在当前我国耕地数量有限、健康状况差的条件下，要生产出数量足、品质好、营养高的农产品以满足人们日益增长的需求，发展城市农业如社区农业、阳台农业对缓解我国耕地土壤保育压力和提高人们健康福祉有重要意义。而CT可根据人们喜好和作物生长要求调整配方，生产出自己定制的、有机的农产品，吃得既开心又放心。因此，CT在我国绿色基础设施建设、城市农业、园林植物繁育、草皮生产等方面均具有广泛的应用价值和潜力。目前市场上常见的植物种植基质是以泥炭、蛭石和珍珠岩为主，有时混入椰壳、堆肥或者蚯蚓粪的有机型营养土，主要用于育苗和一些花卉栽培，因其存在稳定性差、破坏资源、成本高等缺点，且对固体废弃物的资源化有限，不适用于城市绿色基础设施，而对于用有机和无机固体废弃物组成的CT，虽然在我国有一些研究报道^[18]，但要实现产业化尚需科研人员开展大量的研究工作以及政府的推动作用。

据估计，2050年世界人口将从2020年的76亿增加至98亿，约70%的人口生活在城市地区^[66]，每年将产生34亿t城市固体垃圾^[67]，其中建筑垃圾占比很高（大于30%）^[68]。我国建筑寿命较短，建筑垃圾产量占全球总量的30%~40%，2015年达到25亿t ^[69]。此外，根据中国统计年鉴^[59]，按照每年生产1亿t煤炭排放1 400万t矸石计算，我国2019年排放煤矸石5.4亿t；按照每生产1 t粗钢产生15%钢渣计算，我国2020年产生的钢渣量达到1.6亿t；2019年我国用于火力发电的煤炭总量为21亿t，相应产生了约7.5亿t的粉煤灰。上述一般工业固体废物在我国的产生量从2009年的20.4亿t增加至2020年36.8亿t，而2020年的综合利用率仅有55.4%（图 4a）。例如，我国钢渣和建筑垃圾的综合利用率分别仅有20%和10%或更低，与许多发达国家90%以上的综合利用率相差甚远，处理方式仍然是简单的填埋和堆放。由于利用率低，上述城市固体垃圾占用了大量土地资源，引发了诸多环境问题^[70-71]。然而，上述固体废弃物含有充足的植物生长所需的矿质元素，完全可用于CT无机组分。

图 4 我国一般工业固废（a）和污泥产生量（城市和县城产生量之和）（b）的年际变化（数据来源：中国统计年鉴—2021[59]和中国城乡建设统计年鉴—2020[73]） Fig. 4 Annual changes of common industrial solid waste(a)and sludge production(sum of the production of the city and the county)(b)in China(Data sources: China statistical yearbook-2021[59] and China urban-rural construction statistical yearbook-2020[73])

除了无机固体废弃物外，城市化还产生了大量的有机固体废弃物，如城市污泥、园林绿化废弃物和菌渣等。2017年全球干污泥总量达到4 500万t ^[72]，而我国2020年城市和县城的干污泥产量达到1 333万t，其中城市为1 163万t ^[73]（图 4b）。因污泥具有含水率高、易腐败、有恶臭，含有重金属、有机污染物和致病菌等特点，若不尽快妥善处理会严重污染环境。然而，目前污泥的无害化处理手段如卫生填埋、厌氧消化、焚烧等，存在占地空间大、二次污染、周期长或能耗大等问题^[72，74]。由于污泥富含有机碳和氮磷等营养物质，许多国家的污泥以土地利用为主^[75]，然而城市污泥堆肥技术面临着产品肥力低于化肥、堆肥过程有恶臭、重金属的积累和病原菌杀灭不彻底等问题^[76]。近年来，由于水热技术反应温度较低、占地空间小、耗时较短、无须干燥处理，而且耗能少、成本低，可有效清除有机污染物和消灭病原体，还可进行能源回收，成为目前很有前景的污泥处理技术^[74]。污泥经水热炭化后芳香性增加，更加稳定，且大多数重金属和营养元素在水热炭化过程中向稳定态转变。向水热体系添加酸、碱、钙盐或富含木质纤维素的生物质与污泥共水热，可进一步降低水热炭中的重金属含量和有效性。而且，污泥水热炭一般具有较低的pH和较高的阳离子交换量，氮磷钾等营养元素丰富且均衡，重金属污染风险低，适于土壤施用^[77]，但目前尚无将污泥基水热炭用于CT的研究报道。需要注意的是，尽管水热处理可破坏污泥中的许多持久性有机污染物，但仍有相当数量的有机污染物及重金属富集于水热炭中，这些污染物在应用中的环境行为值得关注，是水热炭化技术在污泥应用上需要突破的关键瓶颈^[74]。此外，据中国食用菌协会统计，我国2019年食用菌产量达0.39亿t，按照每生产1 kg食用菌约产生3.25 kg菌渣计算，菌渣产量达1.27亿t。我国2018年的城市园林废弃物产量达到2 275~3 413万t ^[78]。上述有机固体废物均是作为CT有机组分的理想材料。

另一方面，除了含有植物生长所需矿质元素外，煤矸石、粉煤灰、钢渣和建筑垃圾废弃混凝土均富含硅酸盐，用其制作的CT可通过风化（碳酸化）作用捕获大气CO₂而具有固碳潜力^[79]，每公顷绿色基础设施每年仅因风化作用固定的无机碳就可能达到15 t ^[52]。密度较大、质地坚硬的固废如废弃混凝土用于城市绿地有助于保持CT的孔隙度、容重等结构稳定性，具有天然土壤所不具有的抗压性能和承载力；而质地较轻的粉煤灰可用于屋顶绿化、阳台农业和无土草皮生产。而且，无论煤矸石、粉煤灰、钢渣等无机材料还是污泥等有机材料，大多数的重金属含量均低于我国农用地或建设用地土壤污染风险筛选值，在应用中可根据CT的重金属含量将其用于不同的土地用途^[80-83]。污染物含量低于农用地土壤污染风险筛选值的CT可用于城市农业，污染物含量较高的可用于棕地治理或矿区修复等。此外，有的废弃物如煤矸石富含稀有营养元素硒，将其用于城市农业有利于生产富硒农产品^[84]。

通过就地取材将固体废弃物循环利用，根据不同用途与植物生长要求生产可用于城市绿地、绿色屋顶、阳台农业、草皮、棕地治理等绿色基础设施的CT，在缓解固废处置压力的同时保护了土壤和泥炭等自然资源。CT的配方生产和目标应用更加有利于绿色基础设施调节雨洪、生长植被、增加碳汇、保护生物多样性和生产高品质农产品等生态功能的发挥。结合国内外研究进展，有诸多方面值得研究和探索，推动CT的应用和功能发挥。

第一，提高CT的稳定性。CT中有机物的降解可导致养分淋失和理化性质变差^[3，85]。将有机固废进行热解或水热处理制成稳定性较高、孔性结构好、吸附性强、有固碳能力的生物质炭后再用于CT的解决方案前景较好^[86-87]。而且，随着生产技术的提高，生物质炭生产成本在不断降低，回报率在增加。Giwa等^[88]利用太阳辐射生产生物质炭的毛利率达到36%。在实际应用中可将生物质炭与堆肥或厌氧消化等传统的处理技术相结合，多元化处理和应用有机固体废弃物。

第二，控制和减小CT中污染物的生态风险。CT组成材料以固体废弃物为主，会不可避免地引入重金属、微塑料、抗生素、抗性基因和病原菌等污染物。对于有机物料如城市污泥和园林绿化废弃物等，将其热解或水热处理制成生物质炭来减小重金属、抗生素及微塑料等生态风险的技术前景较好，然而在成土过程中生态风险的变化仍需要关注^[89-91]。对于无机成分如粉煤灰、废弃混凝土等主要是重金属含量问题，可按照我国土壤污染物管控标准，调整在CT中的混合比例用于不同土地用途。研究如何最大程度地降低CT的污染物含量和环境风险，甚至低于绿色食品产地土壤环境质量标准（NYT391-2021），对CT的应用推广有重要意义。

第三，调整配方助力植物多样性。在园林绿化中，通常需要在同一地块上种植不同的植物来丰富植被景观，但设计者通常仅考虑植物种类而忽视土壤理化性质。在自然界中，多样化的土壤环境属性导致了起源植物的多样性，土壤多样性是形成植物多样性的关键驱动力^[92]。同一种土壤并不适合所有植物生长，不考虑土壤理化性质而盲目组合植物，其景观效果很可能难以持续。所以，可在园林绿化方案中考虑土壤的异质性设计，根据不同乡土植物生长需求调整优化CT配方，地上地下协调一致，保障植物多样性可持续。

第四，调控CT微生物群落结构助益人体健康。接种土壤动物对CT团聚体形成、结构稳定性和生物多样性有显著影响，但尚无接种外源微生物对CT成土过程及微生物群落影响的研究报道，特别是远离城市、受人类活动影响较小的天然植被土壤的微生物组的接种。这是由于土壤中不同微生物种作为微生物大家庭的成员通常扮演着不同的角色，而稀有种也可以是土壤微生物群落中的关键类群，在维持土壤生物多样性方面起关键作用^[93]。接种天然土壤微生物组的CT有望提高绿色基础设施的微生物群落和生态功能多样性，从而丰富城市居民体内微生物种群，提高人体健康水平及免疫能力^[23，37]。

第五，提高对径流污染物的截留去除作用。目前的研究主要集中在用于雨洪系统的绿色基础设施，通过应用不同的固废组合在传统去除径流颗粒污染物的基础上去除可溶性的氮磷、重金属、有机污染物和病原菌等。CT的组成、结构优化及生物强化对提高绿色基础设施的污染物去除能力起关键作用^[40-41]。另一方面，用于城市绿地的CT分布范围更广，其配方和结构设计对污染物的消纳和去除具有更加重要的作用，但鲜有研究报道。CT的配方材料、层级结构和生物强化等均会影响绿色基础设施对雨水径流污染物的消纳去除作用，值得系统、深入研究。

第六，富含硅酸盐废弃物用于CT的固碳潜力。在巴西圣保罗州的生命周期评价表明，将硅酸盐岩用于土壤可达到固碳增汇的效果^[57]，而且硅酸盐岩的固碳潜力取决于当地气候、植被与岩石类型和施用量等^[47，94]。钢渣、粉煤灰和混凝土等废弃物中的钙镁硅酸盐可通过碳酸化作用将大气中的CO₂固存在CT中，但将上述固废从机械粉碎到用于CT与风化作用的全生命周期碳足迹及其对不同环境或植被条件的响应尚需明确。