陸潔，馮嘉儀，盛晗，彭維新，吳道銘，張學(xué)平，曾曙才*

（1.華南農(nóng)業(yè)大學(xué)林學(xué)與風(fēng)景園林學(xué)院，廣州 510642；2.佛山市林業(yè)科學(xué)研究所，廣東 佛山 528222）

隨著工業(yè)化和城鎮(zhèn)化不斷發(fā)展，城市污泥產(chǎn)量日益增加。據(jù)統(tǒng)計，2020 年我國城市污水廠產(chǎn)生的干污泥（含水率80%）約1.16×107t[1]。目前我國采用的污泥處置方法主要有焚燒、衛(wèi)生填埋和土地利用等[2]。相較于污泥農(nóng)用，園林綠化利用是實現(xiàn)污泥資源化利用的一種可靠方式，可有效避開食物鏈，減少對人類的危害[3]。污泥中含有大量的有機(jī)質(zhì)，氮（N）、磷（P）、鉀（K）養(yǎng)分元素，以及多種植物生長所需的微量元素，其施入土壤能夠提升園林土壤肥力，促進(jìn)植物生長[4]。同時，污泥中含有大量的重金屬元素[5]，即使經(jīng)過堆肥化處理也無法將重金屬完全去除，過量的重金屬會抑制植物生長，甚至引起植株死亡[2]。因此，如何更加安全地進(jìn)行污泥園林利用一直是科研工作者的研究熱點。

生物炭是將生物質(zhì)如農(nóng)業(yè)、林業(yè)廢棄物在低氧或缺氧環(huán)境下進(jìn)行高溫?zé)崃呀舛a(chǎn)生的富碳固態(tài)產(chǎn)物[6]。生物炭具有比表面積大、孔隙結(jié)構(gòu)發(fā)達(dá)、富含有機(jī)官能團(tuán)和有機(jī)碳、pH 高等特性，在土壤中施加生物炭可有效改良土壤理化性質(zhì)，增強(qiáng)養(yǎng)分固持，并增加微生物活性[7-8]。除此之外，較多研究表明生物炭對重金屬污染物有良好的吸附作用，能夠降低有效態(tài)重金屬在土壤中的遷移性[9-10]。已有學(xué)者將生物炭與污泥共同堆肥并進(jìn)行土地利用，但發(fā)現(xiàn)短期內(nèi)其對有效態(tài)重金屬的鈍化效果并不顯著[11]。而目前在污泥土地利用中添加生物炭作為改良劑的研究卻鮮有報道。

污泥可進(jìn)一步熱解轉(zhuǎn)化為污泥生物炭進(jìn)行處置；華南地區(qū)大量的高山榕凋落物可制成生物炭回收利用；水稻是南方重要的糧食作物，收獲后將其秸稈制成生物炭也是有效的資源化利用方式。不同原料生物炭對土壤改良效果不同[12]，如研究發(fā)現(xiàn)水稻秸稈生物炭對土壤速效養(yǎng)分的提升作用較水稻谷殼生物炭、果木生物炭更顯著[13]。此外，土壤環(huán)境條件的差異（如土壤質(zhì)地、酸堿度、水分等）也會影響生物炭的改良效果[14-15]。關(guān)于污泥生物炭、水稻秸稈生物炭對農(nóng)田土壤的改良效果，已有較多研究報道，但對高山榕凋落物生物炭的相關(guān)研究未見報道。另外，關(guān)于生物炭對華南地區(qū)園林綠地土壤的改良效果，尤其是對于污泥用作土壤改良劑施入園林綠地土壤后，再使用生物炭進(jìn)行進(jìn)一步改良的效果，目前鮮有研究。由此可見，針對污泥園林土壤利用，有必要對不同原料生物炭的作用效果進(jìn)行深入探討。藍(lán)花草（Ruellia sim?plex）為爵床科蘆莉草屬草本植物，耐寒耐濕，抗逆性強(qiáng)，是生態(tài)修復(fù)的良好材料[16]。因此，本研究通過盆栽試驗，以污泥-土壤混合物作為基質(zhì)，探究3種不同原料生物炭（污泥生物炭、凋落物生物炭、水稻秸稈生物炭）對基質(zhì)理化性質(zhì)、有效態(tài)重金屬以及藍(lán)花草生長和養(yǎng)分吸收的影響，并對3 種生物炭的改良效果進(jìn)行綜合評價，以期為污泥的安全處置與資源化利用和生物炭的合理應(yīng)用提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試土壤取自佛山市林業(yè)科學(xué)研究所樹木園0~20 cm 土壤，為赤紅壤，土樣風(fēng)干后碾碎過4 mm 篩。供試污泥取自清遠(yuǎn)市綠由環(huán)?？萍加邢薰?，污泥上蓋塑料薄膜，經(jīng)厭氧堆置處理60 d 后風(fēng)干碾碎過4 mm篩。供試土壤、污泥的基本性質(zhì)見表1。

表1 供試材料的基本性質(zhì)Table 1 Basic properties of experimental materials

供試生物炭分別為污泥生物炭、凋落物生物炭和水稻秸稈生物炭。污泥生物炭購買于臺山市三順環(huán)保裝備有限公司，水稻秸稈生物炭購買于江蘇華豐農(nóng)業(yè)生物工程有限公司，凋落物生物炭以取自佛山市林業(yè)科學(xué)研究所的高山榕（Ficus altissima）落葉為原料，將其磨碎、過篩后由華南農(nóng)業(yè)大學(xué)自主研發(fā)設(shè)計的生物炭連續(xù)熱解裝置（BCP-05，遼寧省能源研究所）經(jīng)500 ℃高溫缺氧熱解制備而得。3 種生物炭使用前均過2 mm 篩，基本性質(zhì)見表2。供試植物藍(lán)花草購于廣州市芳村花博園，選取高約35 cm、長勢良好的半年生藍(lán)花草幼苗用于試驗。栽培用盆為高19.5 cm、口徑22 cm且底部帶孔的塑膠盆。

表2 3種不同原料生物炭的基本性質(zhì)Table 2 Basic properties of three biochars from different raw materials

1.2.1 試驗設(shè)計

盆栽試驗于2019 年10 月開始，在佛山市林業(yè)科學(xué)研究所的溫室大棚進(jìn)行，試驗期為8 個月。將污泥、土壤按1∶1 的質(zhì)量比充分混勻，每盆添加3 kg。分別將污泥生物炭（SB）、凋落物生物炭（LB）和水稻秸稈生物炭（RB）按照基質(zhì)質(zhì)量的4.5%施入盆中并充分混勻，每個處理設(shè)9 次重復(fù)，不添加生物炭的為對照（CK）。所有處理每周澆水一次至有下滲水流出，干濕交替平衡3 周。每個處理選取6 盆進(jìn)行植物種植，每盆栽植1株藍(lán)花草，栽植周期為7個月。同時對不種植物的3 盆盆栽基質(zhì)進(jìn)行風(fēng)干，四分法采樣500 g，研磨、過篩，用于測定理化性質(zhì)與有效態(tài)重金屬等指標(biāo)。植物生長期間夏天每隔3 d 澆水100 mL，其他季節(jié)每隔一周澆水100 mL，澆水過后土壤含水量為田間持水量的70%左右。

1.2 試驗方法

1.2.2 指標(biāo)分析

種植結(jié)束后采用米尺測量株高。選取3 株長勢良好的植株整株挖出，帶回實驗室，先用自來水洗凈根部，再用去離子水沖洗3 遍并置于室內(nèi)晾干，然后將地上部分（莖葉）和地下部分（根）剪開，分別裝入信封，放入烘箱105 ℃殺青30 min 后，70 ℃烘至質(zhì)量恒定。用電子天平稱得地上、地下部分生物量（干質(zhì)量），然后使用不銹鋼粉碎機(jī)將植物各部位粉碎后密封保存，用于植物養(yǎng)分的測定。植物N、P、K 養(yǎng)分元素的測定：先用H2SO4-H2O2消解植物樣品獲得待測液，N含量使用凱氏定氮儀測定，P含量采用鉬銻抗比色法測定，K 含量用原子吸收分光光度計測定。養(yǎng)分吸收量按下列公式計算：

供試土壤（混合基質(zhì)）樣品分析方法參照《土壤農(nóng)化分析》[17]進(jìn)行。容重采用環(huán)刀法測定；毛管持水量和總孔隙度采用烘干法測定；pH 采用pH 計測定（水土比為2.5∶1）；有機(jī)質(zhì)采用重鉻酸鉀容量法測定；全N 采用濃H2SO4消煮-凱氏定氮儀測定，堿解N 采用堿解擴(kuò)散法測定；全P 采用H2SO4和HClO4消煮-鉬銻抗比色法測定，速效P采用NaHCO3溶液浸提-鉬銻抗比色法測定；全K 采用HNO3-HF-HClO4（6∶2∶2）消煮-原子吸收分光光度計測定，速效K 采用CH3COONH4浸提-原子吸收分光光度計測定。重金屬Cd、Pb、Cu、Zn、Ni 的有效態(tài)采用DTPA 浸提-原子吸收分光光度法測定[10]。

1.2.3 數(shù)據(jù)處理

通過模糊隸屬函數(shù)對不同原料生物炭添加條件下基質(zhì)和植物生長指標(biāo)進(jìn)行綜合評價，計算公式如下[18]：

式中：R（Xi）為不同指標(biāo)的隸屬函數(shù)值；R（Xi）反為不同指標(biāo)的反隸屬函數(shù)值；Xi為第i個指標(biāo)測定值；Xmax為所測指標(biāo)的最大值；Xmin為所測指標(biāo)的最小值。

本研究中毛管持水量、pH、有機(jī)質(zhì)、堿解N、速效P、速效K、株高、單株生物量、單株N 吸收量、單株P(guān)吸收量、單株K 吸收量用R（Xi）計算；容重、有效態(tài)Cd、有效態(tài)Pb、有效態(tài)Cu、有效態(tài)Zn、有效態(tài)Ni 用R（Xi）反計算。最后求取同一處理所有指標(biāo)隸屬函數(shù)值的平均值，平均值越大表示綜合改良效果越好。

1.2.4 數(shù)據(jù)處理

采用Excel 2010 和SPSS 19.0 軟件對數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計分析，采用單因素（One-way ANOVA）和Duncan 法進(jìn)行方差分析和多重比較（α=0.05），利用Origin 2019軟件制圖。圖表中數(shù)據(jù)為平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤（n=3）。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同處理對基質(zhì)理化性質(zhì)的影響

不同處理對基質(zhì)物理性質(zhì)均有不同程度的促進(jìn)作用（圖1）。與CK 相比，LB 基質(zhì)容重顯著降低14.02%，總孔隙度顯著提高9.39%，但毛管持水量與CK 無顯著差異；RB 處理基質(zhì)容重顯著降低14.95%，總孔隙度和毛管持水量分別顯著提高9.86% 和25.17%；SB 處理基質(zhì)容重、總孔隙度和毛管持水量與CK 均無顯著差異?？梢娫? 種處理中，水稻秸稈生物炭對基質(zhì)物理性質(zhì)的改良效果最明顯。

圖1 不同處理對基質(zhì)物理性質(zhì)的影響Figure 1 Effects of different treatments on physical properties in substrate

3 種生物炭對基質(zhì)化學(xué)性質(zhì)的影響存在差異（表3）。與CK相比，SB僅使全P含量顯著提高了10.38%；LB顯著提升了有機(jī)質(zhì)、全N、全P、堿解N、速效K含量，各指標(biāo)分別提升了39.02%、33.75%、15.77%、5.77%和395.47%；RB 顯著提升了全P、全K、速效P、速效K 含量，各指標(biāo)分別提升了20.77%、58.30%、16.84%、262.40%。但是，SB和LB使速效P含量分別較CK降低了22.82%、34.03%，這可能是因為生物炭吸附了部分速效P。3種生物炭對基質(zhì)pH均無顯著影響。

表3 不同處理對基質(zhì)化學(xué)性質(zhì)的影響Table 3 Effects of different treatments on chemical properties in substrate

2.2 不同處理對基質(zhì)有效態(tài)重金屬含量的影響

3 種生物炭對基質(zhì)有效態(tài)重金屬含量的影響不同（圖2）。SB 基質(zhì)有效態(tài)Cd、Pb、Cu、Zn、Ni 含量較CK 分 別 顯 著 降 低 了25.75%、37.10%、29.53%、20.86%、14.69%；LB 和RB 僅使有效態(tài)Cu 含量分別顯著降低了11.66%和18.00%?？梢娢勰嗌锾繉|(zhì)有效態(tài)重金屬的降低作用最顯著。

圖2 不同處理對基質(zhì)有效態(tài)重金屬含量的影響Figure 2 Effects of different treatments on available content of heavy metals in substrate

2.3 不同處理對藍(lán)花草生長和養(yǎng)分吸收的影響

不同生物炭對藍(lán)花草生長均有一定促進(jìn)作用（表4）。SB 使藍(lán)花草地上、地下及全株生物量較CK 分別顯著增長了49.20%、79.91%、54.80%。LB 和RB 使藍(lán)花草地下生物量分別較CK 顯著增長了16.50%和36.30%，而地上、全株生物量與CK 相比無顯著差異。與CK 相比，3 種生物炭對藍(lán)花草株高生長均無顯著影響。

表4 不同處理對藍(lán)花草株高和生物量的影響Table 4 Effects of different treatments on plant height and biomass of Ruellia simplex

不同原料生物炭對藍(lán)花草地上、地下部分養(yǎng)分吸收量影響不同（圖3）。SB 顯著促進(jìn)了藍(lán)花草地上部N、P、K 及地下部N、P 的吸收，各指標(biāo)較CK 分別提升了70.35%、99.20%、64.91%、340.82%、280.06%。與CK 相比，LB 顯著促進(jìn)了藍(lán)花草地上部N 及地上、地下部K 的吸收，各指標(biāo)分別提升了68.77%、96.51%、127.55%。RB 與CK 相比顯著促進(jìn)了藍(lán)花草地下部N及地上、地下部K 的吸收，各指標(biāo)分別增加了186.30%、96.11%、269.94%。LB 和RB 對地上、地下部P的吸收量無顯著影響。與CK相比，3種生物炭均顯著促進(jìn)蘭花草全株對N、K 的吸收，僅SB 顯著促進(jìn)全株對P的吸收。

圖3 不同處理對藍(lán)花草養(yǎng)分吸收量的影響Figure 3 Effects of different treatments on nutrient absorption of Ruellia simplex

2.4 不同處理對基質(zhì)改良和植物生長影響的綜合評價

由表5 可知，3 種生物炭的改良效果綜合排序為SB>LB>RB，可見污泥生物炭的綜合改良效果最佳。與CK 相比，污泥生物炭對pH、有效態(tài)Cd、有效態(tài)Pb、有效態(tài)Cu、有效態(tài)Zn、有效態(tài)Ni、全株生物量、單株N吸收量、單株P(guān) 吸收量的促進(jìn)作用更顯著；而有機(jī)質(zhì)含量、堿解N 含量、速效K 含量在LB 下提升更顯著；RB 對容重、毛管持水量、速效P 含量、株高、單株K 吸收量的促進(jìn)作用更顯著。

表5 不同處理對基質(zhì)改良與植物生長的模糊隸屬函數(shù)值Table 5 Membership function values of different treatments on substrate improvement and plant growth

3 討論

3.1 不同原料生物炭對基質(zhì)理化性質(zhì)的影響

生物炭疏松多孔的特性可有效改良土壤物理結(jié)構(gòu)，提高通氣性和持水性[19]。本研究中由于水稻秸稈生物炭平均孔徑相對較大，因此其對基質(zhì)的容重、毛管持水量、總孔隙度的促進(jìn)作用更顯著。生物炭多呈堿性，可以通過吸附中和作用提高土壤pH[20]，但本研究中3 種生物炭對基質(zhì)pH 的提升作用均不顯著，這一方面可能與本試驗生物炭添加量較少有關(guān)[21]，另一方面，生物炭對酸性土壤pH 提升效應(yīng)較堿性土壤更顯著[22]，本試驗添加污泥后基質(zhì)呈堿性，因此添加生物炭可能對pH提升作用較小。生物炭的高碳組分會向土壤輸入有機(jī)碳，增加有機(jī)質(zhì)含量[23]。在添加污泥生物炭、水稻秸稈生物炭后基質(zhì)有機(jī)質(zhì)無顯著變化，僅添加凋落物生物炭顯著提高了有機(jī)質(zhì)含量，可能是因為凋落物生物炭中有機(jī)碳含量較高。此外，不同生物炭會影響土壤有機(jī)碳礦化速率，從而可能對有機(jī)質(zhì)含量產(chǎn)生影響[24]。

生物炭可以通過養(yǎng)分輸入和吸持保肥來提高土壤養(yǎng)分水平[7，25]。本研究中污泥生物炭僅顯著提升基質(zhì)全P 含量，凋落物生物炭顯著提升全N、全P、堿解N、速效K 含量，水稻秸稈生物炭顯著提升全P、全K、速效P、速效K 含量。全量提升主要與生物炭中的養(yǎng)分含量高低有關(guān)，而有效量的變化則既與生物炭自身攜帶的有效養(yǎng)分量有關(guān)，還與生物炭的吸附特性相關(guān)。需要注意的是，雖然添加污泥生物炭、凋落物生物炭后基質(zhì)全P 含量顯著增加，但速效P 含量卻顯著降低，僅水稻秸稈生物炭提高了基質(zhì)速效P 含量。其原因可能是添加污泥后基質(zhì)中含有豐富的養(yǎng)分元素，生物炭表面凹凸不平的結(jié)構(gòu)和灰分會截留基質(zhì)中的游離態(tài)P，形成的含P 化合物被限制在生物炭孔隙中[26]，從而降低了基質(zhì)速效P 含量。水稻秸稈生物炭孔徑較大，對P 的吸附性能可能較弱；而大孔徑更有利于微生物生境形成[23]，因此可能更有利于P 的活化，從而提高土壤速效P 含量。可見，生物炭對土壤基質(zhì)的影響是一個極其復(fù)雜的過程，其作用機(jī)理需要依據(jù)生物炭類型進(jìn)行深入探究。

3.2 不同原料生物炭對基質(zhì)重金屬有效性的影響

大量研究已證實生物炭可通過物理吸附、靜電吸附、離子交換、沉淀作用、絡(luò)合作用等將有效態(tài)重金屬轉(zhuǎn)化為更穩(wěn)定的狀態(tài)[27-28]。如桑樹（Morus alba）枝桿、木薯（Manihot esculenta）稈、甘蔗（Saccharum officina?rum）渣生物炭主要通過提高土壤pH值來降低土壤有效態(tài)Cd 含量，其中桑樹枝桿生物炭的作用最顯著[29]；香根草（Vetiveria zizanioides）生物炭則主要通過表面靜電吸附和絡(luò)合作用去除溶液中的Cd 離子[30]。本研究中生物炭對有效態(tài)重金屬均有一定的降低效果，與前人的研究結(jié)果一致[10]，其作用機(jī)理可能為：一是生物炭表面的孔隙結(jié)構(gòu)可通過物理吸附固定部分重金屬[31]；二是生物炭表面官能團(tuán)與重金屬離子發(fā)生離子交換、表面絡(luò)合等形成強(qiáng)相互作用，降低其遷移性[30，32]；三是有機(jī)質(zhì)的提升促進(jìn)了土壤團(tuán)聚體的形成，可膠結(jié)凝聚重金屬離子[10]。

有效態(tài)重金屬在土壤中遷移性強(qiáng)，具有較大的生物有效性和危害度[27]。添加凋落物生物炭和水稻秸稈生物炭顯著降低了有效態(tài)Cu 含量，而污泥生物炭顯著降低了基質(zhì)有效態(tài)Cd、Pb、Cu、Zn、Ni 含量，對重金屬鈍化效果更為顯著，這可能與生物炭的孔隙大小有關(guān)，孔徑越小，越有利于對重金屬離子的吸附[33]。本試驗中污泥生物炭平均孔徑（24.20 nm）相對較小，凋落物生物炭和水稻秸稈生物炭平均孔徑（分別為34.72 nm 和58.64 nm）顯著高于污泥生物炭，污泥生物炭具有更強(qiáng)的吸附作用，因而添加污泥生物炭的基質(zhì)中有效態(tài)重金屬含量顯著下降。

3.3 不同原料生物炭對植物生長的影響

污泥可為植物生長提供大量養(yǎng)分[3]，生物炭對土壤環(huán)境的進(jìn)一步改良有利于植物根系生長，提高植物對養(yǎng)分的吸收水平[34]。本研究中3 種生物炭均顯著促進(jìn)了藍(lán)花草地下生物量生長，且均明顯促進(jìn)藍(lán)花草對養(yǎng)分元素的吸收，這與前人研究結(jié)果一致[35]。但是，與對照相比，藍(lán)花草地上生物量在添加凋落物生物炭、水稻秸稈生物炭條件下無顯著變化，僅在添加污泥生物炭時顯著提升了49.20%，這一方面可能與養(yǎng)分吸收量有關(guān)[2]，在添加污泥生物炭條件下藍(lán)花草對N、P的吸收量均較另外兩種生物炭高，因而其生物量增長更顯著；另一方面，植物在受到重金屬脅迫時，葉片細(xì)胞膜結(jié)構(gòu)會受損，光合作用會受到抑制，從而影響植物正常生長[36]，污泥生物炭對基質(zhì)有效態(tài)Cd、Pb、Cu、Zn、Ni 的降低在一定程度上減少了藍(lán)花草對重金屬的吸收，減緩了藍(lán)花草體內(nèi)的重金屬脅迫，從而促使其地上生物量提高。

模糊隸屬函數(shù)也表明，污泥生物炭對有效態(tài)重金屬、植株生長等指標(biāo)的提升作用更顯著，而凋落物生物炭、水稻秸稈生物炭則對基質(zhì)養(yǎng)分指標(biāo)的促進(jìn)作用更顯著。綜上可知，生物炭可通過提高藍(lán)花草植物養(yǎng)分吸收、降低重金屬生物有效性來促進(jìn)其生長。

3.4 生物炭在污泥園林利用中的應(yīng)用前景

近幾年我國不斷出臺相關(guān)政策推進(jìn)污泥無害化處置和資源化利用。本研究中模糊隸屬函數(shù)綜合評價結(jié)果顯示，3 種添加生物炭處理對基質(zhì)改良和植物生長的效果均優(yōu)于對照，且污泥生物炭最優(yōu)，這說明添加生物炭有利于污泥在園林中推廣利用并進(jìn)一步提高污泥處置效率。施用生物炭除了具有其他改良劑（如蘑菇渣、粉煤灰、生石灰、鋼渣等）的重金屬鈍化效果[37-38]，還有助于各種廢棄物的資源化利用，如本研究中污泥生物炭是對污泥的進(jìn)一步加工處置，而華南地區(qū)城市園林綠化與水稻種植過程中產(chǎn)生的大量凋落物與水稻秸稈可通過生物炭的形式重新回歸土壤。同時，在目前碳中和背景下對生物炭的應(yīng)用也能發(fā)揮重要的碳封存功能。然而，目前污泥生物炭的利用仍因重金屬風(fēng)險問題而受限[28]，但有學(xué)者認(rèn)為污泥熱解后重金屬形態(tài)穩(wěn)定，生物可利用性低，施入土壤后幾乎不會增加污染[39]，本研究在盆栽試驗條件下也證實了這一點，但在污泥園林利用中添加生物炭的長期效果和影響仍有待進(jìn)一步探討。

4 結(jié)論

（1）污泥生物炭、凋落物生物炭和水稻秸稈生物炭均可有效改良污泥-土壤混合基質(zhì)的理化性質(zhì)，提升其養(yǎng)分水平，但污泥生物炭和凋落物生物炭對基質(zhì)速效P具有吸附作用。

（2）凋落物生物炭、水稻秸稈生物炭可顯著降低基質(zhì)中有效態(tài)Cu 含量；污泥生物炭對重金屬有效性降低效果更為突出，可顯著降低有效態(tài)Cd、Pb、Cu、Zn、Ni含量。

（3）3 種生物炭均可促進(jìn)藍(lán)花草地下生物量生長，提高植株對養(yǎng)分元素的吸收；污泥生物炭對藍(lán)花草地上生物量提高作用更顯著。

（4）模糊隸屬函數(shù)結(jié)果表明3 種生物炭對基質(zhì)改良和植物生長影響的綜合評價排序為污泥生物炭>凋落物生物炭>水稻秸稈生物炭>不添加生物炭，生物炭對改良污泥-土壤混合基質(zhì)的理化性質(zhì)、降低重金屬有效性以及促進(jìn)藍(lán)花草生長均有較好的作用，其中污泥生物炭的綜合效果最優(yōu)。