工程棄渣用作植物生長基質(zhì)的研究

陳述悅，顧 衛(wèi)，戴泉玉

（北京師范大學(xué) 地表過程與資源生態(tài)國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京100875）

工程棄渣是指施工過程中所產(chǎn)生的固體廢棄物，根據(jù)施工對象的不同，其組成也不同。廣義上的工程棄渣分為兩類，一類是指當(dāng)施工對象為建筑物、道路、橋梁等人造物體時(shí)，所產(chǎn)生的落地灰、石灰、砂石、碎磚頭、混凝土塊（包括混凝土熟料散落物）、廢鋼筋、鐵絲、木材、塑料、瀝青塊、玻璃、陶瓷等混合物；另一類是指當(dāng)施工對象為山體、河道、植被等自然物體時(shí)，所產(chǎn)生的石塊、土壤和植物殘?bào)w等混合物。本文所指工程棄渣為自然物體產(chǎn)生的工程棄渣。

據(jù)估算，修建山區(qū)高速公路每1km棄渣量可高達(dá)3.4萬m3［1］，在英國，每年處理的工程棄渣量要達(dá)到40～50萬t。盡管工程棄渣的再利用已經(jīng)在建筑行業(yè)得到認(rèn)可，但對其再利用成本、質(zhì)量、數(shù)量以及是否適合作為建筑材料都沒有深入研究，從而限制了工程棄渣的利用。只有小部分工程棄渣被現(xiàn)場利用如景觀、便利設(shè)施、填筑路堤等，大部分工程棄渣被運(yùn)往垃圾填埋場［2］或棄渣場堆置，引發(fā)滑坡、泥石流等水土流失問題并破壞了景觀協(xié)調(diào)性，需要對工程棄渣堆實(shí)施植被恢復(fù)工程［3］。由于棄渣場欠缺防護(hù)措施，棄渣場已經(jīng)成為水土流失的重要來源和生態(tài)環(huán)境的主要新增污染點(diǎn)。無疑地，貯存工程棄渣要付出高額的經(jīng)濟(jì)和社會成本，最好的辦法是發(fā)現(xiàn)更多的工程棄渣利用方式，如填充礦井［4］、道路工程［5－6］、基礎(chǔ)水利工程［7］、河道堤岸［8］等，以降低處理成本和環(huán)境危害。

工程棄渣與工程創(chuàng)面（巖質(zhì)坡面、巖質(zhì)土坡面、土質(zhì)坡面等）往往相伴而生，為了保護(hù)工程主體的安全，需要對工程創(chuàng)面進(jìn)行植被恢復(fù)，為此，要從其他地點(diǎn)挖取大量的自然土壤用作創(chuàng)面植被生長的基質(zhì)，這將再次造成生態(tài)環(huán)境的破壞。

鑒于此，本文設(shè)想把工程棄渣改造為植物生長基質(zhì)，用于工程創(chuàng)面—巖質(zhì)坡面的生態(tài)恢復(fù)，這樣做既可以變棄渣為資源，在減少棄渣水土流失等問題的同時(shí)，解決工程創(chuàng)面的生態(tài)恢復(fù)問題，還可以降低治理投入，避免二次環(huán)境破壞。工程棄渣是經(jīng)過人為擾動的不成熟土壤，渣多土少、粗骨松散、穩(wěn)定性差，而且缺乏養(yǎng)分，持水性能差，必須對其進(jìn)行改造，以適應(yīng)植物生長。為此，本文開展了工程棄渣與自然土壤的配比生長實(shí)驗(yàn)，以確定適合植物生長的工程棄渣與表土體積配比，為工程棄渣用于巖質(zhì)坡面生態(tài)恢復(fù)實(shí)踐提供理論依據(jù)和數(shù)據(jù)支持。

1 實(shí)驗(yàn)材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)地點(diǎn)自然條件

實(shí)驗(yàn)在北京師范大學(xué)地表過程與資源生態(tài)國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室房山試驗(yàn)基地（39°30′—39°55′N，115°25′—116°15′E）進(jìn)行。房山地處北京西南，屬暖溫帶半濕潤大陸性季風(fēng)氣候區(qū)。年平均氣溫11.9℃，最冷月平均氣溫為－4.7℃，最熱月平均氣溫為26.0℃；年平均降水量為582.8mm，其中6—8月降水量為431.9mm，占全年降水量的74%；年平均相對濕度61%，年平均蒸發(fā)量為1 635.3mm。

1.2 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

實(shí)驗(yàn)于2010年5月—2010年11月進(jìn)行。將取自吉林蛟河、北京房山、內(nèi)蒙古赤峰、河北徐水四地的工程棄渣（見表1和表2）按照粒徑分為2mm～1cm的工程棄渣和＜2mm的工程棄渣兩種類型，分別和四地的自然土壤按照11種不同體積配比（表3）混合裝盆，三次重復(fù)，每個(gè)盆中均勻撒播30粒高羊茅種子，并用遮陽網(wǎng)遮蓋，定期澆水，種子發(fā)芽長到一定高度，撤去遮陽網(wǎng)，停止人為澆水（極端干旱除外）。限于篇幅，本文只分析粒徑＜2mm的自然土壤和工程棄渣不同體積配比的理化性質(zhì)變化和對植物生長的影響，粒徑為2mm～1cm的自然土壤和工程棄渣體積配比實(shí)驗(yàn)將在另一篇文章中討論。

表1 工程棄渣的性質(zhì)

表2 工程棄渣的機(jī)械組成

表3 自然土壤、工程棄渣體積配比

1.3 觀測項(xiàng)目

（1）養(yǎng)分含量：測量兩次，分別是播種前和收獲后。全氮采用半微量開氏法；有效磷采用化學(xué)浸提方法；速效鉀采用NH4OAC浸提，火焰光度法；有機(jī)質(zhì)采用重鉻酸鉀容量法—外加熱法。

（2）pH 值 按 《森 林 土 壤pH 值 的 測 定》（GB7859—87）測定。

（3）三相：測量兩次，分別是播種前和收獲后。取樣前，各盆澆水至盆底有水滲出，2～3d后，用容積為100的環(huán)刀取樣，在三相儀中測量其三相。收獲后，直接用容積為100cm3的環(huán)刀取樣，用三相儀測其三相，比較前后兩次三相數(shù)據(jù)。

（4）吸水性：用環(huán)刀取風(fēng)干土樣，下墊濾紙，放在瓷盤中的玻璃皿上，注水，水位略低于培養(yǎng)皿，濾紙浸入水中，每隔20min稱重，1h后，每隔2h稱重，直到第8h，停止稱重。待到第3天，稱重，此時(shí)含水量為最大含水量。

（5）持水性：吸水至飽和土樣，即可進(jìn)行持水實(shí)驗(yàn)，連續(xù)數(shù)天（10～12d）每天定時(shí)稱重，直到重量不再變化，用前一天重量減去當(dāng)天稱取的重量數(shù)，計(jì)算當(dāng)天各配方土中水分的蒸發(fā)量。

（6）土壤水分常數(shù)：田間持水量是采用吸水飽和土樣，經(jīng)2～3d后，測其含水量，即得田間持水量；凋萎持水量用K2SO4法測定最大吸濕水，乘以系數(shù)1.5～2.0或1.34，即得凋萎持水量的近似值；

（7）植物生長狀況：發(fā)芽率是在播種15d后，開始統(tǒng)計(jì)發(fā)芽數(shù)，計(jì)算發(fā)芽數(shù)占撒播種子數(shù)的百分率；保存率是指收獲時(shí)，測定在不同配方土壤上生長的草的數(shù)目，與總的播種數(shù)之比即為保存率；株高是指收獲時(shí)，在每個(gè)重復(fù)選取有代表性的植株5株，用鋼尺進(jìn)行株高測定，求平均值；生物量指收獲時(shí)，將每種配比的植株全部收獲，用水沖洗干凈放在通風(fēng)處將植株表面的水分吹干，測其鮮重，計(jì)算平均值；將莖、葉、根系在105℃殺青30min，然后在70℃下烘干至恒重后稱其干重，計(jì)算平均值。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同自然土壤和工程棄渣體積配比對機(jī)械組成的影響

土壤機(jī)械組成是指組成土壤的顆粒大小及各種大小的顆粒在土壤中的質(zhì)量百分含量，不同直徑的土壤顆粒有著不同的理化特性，確定土壤的機(jī)械組成對于評價(jià)土壤十分重要。在這里，引入機(jī)械組成的概念對植物生長基質(zhì)進(jìn)行評價(jià)，但為了在實(shí)際工程中使用方便，用體積百分含量替代質(zhì)量百分含量。

根據(jù)我國土壤顆粒分級標(biāo)準(zhǔn)，粒徑為3mm～1 cm的顆粒為粗礫，1～3mm的顆粒為細(xì)礫，0.25～1 mm的顆粒為粗砂粒，＜0.25mm的顆粒為細(xì)砂粒、粉粒和黏粒。土壤不同粒徑顆粒對土壤團(tuán)粒結(jié)構(gòu)的形成和保水保肥的貢獻(xiàn)不同，黏粒的減少抑制了土壤的膨脹、可塑性及離子交換等物理性質(zhì)［9］。

如圖1所示，各地工程棄渣與自然土壤機(jī)械組成差異較大的，混合后機(jī)械組成變化明顯，如赤峰，細(xì)礫和粗砂粒比例呈下降趨勢，而細(xì)砂粒、粉粒和黏粒比例呈上升趨勢，蛟河工程棄渣與表土混合后，細(xì)礫變化不明顯，粗砂粒比例呈上升趨勢，而細(xì)砂粒、粉粒和黏粒呈下降趨勢；工程棄渣與自然土壤機(jī)械組成相近的，混合后機(jī)械組成變化不大。顯然，人為調(diào)節(jié)工程棄渣機(jī)械組成是可行的，工程棄渣與自然土壤混合后，粉沙和黏粒的含量呈明顯上升趨勢，這對于改善植物生長基質(zhì)的結(jié)構(gòu)和質(zhì)地，有效增加養(yǎng)分含量具有重要的作用。但這種調(diào)節(jié)是被動的，受自然土壤機(jī)械組成影響巨大，不能夠完全按照人們的意志去實(shí)現(xiàn)理想的機(jī)械組成。

圖1 不同自然土壤和工程棄渣體積配比對機(jī)械組成的影響

2.2 不同自然土壤和工程棄渣體積配比對三相的影響

土壤是由固、液、氣三相物質(zhì)組成的一種介于固體和液體之間的顆粒性半無限介質(zhì)，三相之間是相互聯(lián)系、相互轉(zhuǎn)化、相互制約、不可分割的有機(jī)整體。在任何尺度上，土壤結(jié)構(gòu)的功能特點(diǎn)都是依賴于孔隙、基質(zhì)在三維空間的連通、扭曲和異質(zhì)性［10－11］，三相比的變化決定土壤結(jié)構(gòu)的差異，進(jìn)而影響土壤功能與肥力水平。

工程棄渣與自然土壤混合后的三相普遍表現(xiàn)為一種規(guī)律性，即液相隨著工程棄渣比例的降低，呈上升趨勢，含水量較低時(shí)，上升趨勢緩和，含水量較高時(shí)上升趨勢顯著。固相與氣相呈軸對稱變化，但固相的變化與工程棄渣比例沒有明顯關(guān)系。在工程棄渣體積比例處于30%～60%范圍時(shí)，固相、液相和氣相比率與自然土壤的三相分布接近，即固相部分約占總體積的1／2，液相和氣相各占1／4左右［12－13］。

種植前由松散的自然土壤和工程棄渣混合而成的植物生長基質(zhì)，因?yàn)闈菜l(fā)生沉降，顆粒間的結(jié)合變得緊密，固相率普遍較高，平均為60%；種植后，澆水和降雨使植物生長基質(zhì)顆粒變得緊密，而植物根系能把粘重的植物生長基質(zhì)分割成小的顆粒，也能把分散的顆粒粘結(jié)成團(tuán)粒結(jié)構(gòu)，同時(shí)促進(jìn)有機(jī)質(zhì)和腐殖質(zhì)的積聚形成土壤膠體，綜合作用下，固相比率比種植前有所降低，且各配比植物生長基質(zhì)間的差異縮?。▓D2）。

圖2 不同自然土壤和工程棄渣體積配比對三相的影響

2.3 不同自然土壤和工程棄渣體積配比對pH值的影響

土壤pH值是土壤的一個(gè)重要屬性，是土壤在其形成過程中受生物、氣候、地質(zhì)、水文等因素綜合作用所產(chǎn)生的重要屬性［14］。四地工程棄渣除蛟河屬于堿性外（7.5～8.5），赤峰、房山、徐水三地的工程棄渣的pH值均屬強(qiáng)堿性（＞8.5），而四地自然土壤pH中，房山最大為強(qiáng)堿性（＞8.5），赤峰和徐水為堿性（7.5～8.5），蛟河最小為酸性（5.5～6.5）。這跟四地的巖性、風(fēng)化強(qiáng)度以及降雨量有關(guān)，鹽基成分含量高的巖石（如房山的石灰?guī)r等）風(fēng)化后產(chǎn)生氫氧離子，就使土壤偏堿性或中性；酸性成分的巖石（如蛟河的花崗巖等）發(fā)育的土壤，多呈酸性。工程棄渣的pH值均高于自然土壤，因此配比后，植物生長基質(zhì)的pH值隨著工程棄渣的體積比例降低而降低。

除蛟河外，赤峰、房山、徐水三地的自然土壤與工程棄渣配比植物生長基質(zhì)整體上仍呈堿性。種植植物后，房山植物生長基質(zhì)的pH值略有下降，蛟河變化不大，而赤峰和徐水植物生長基質(zhì)的pH值卻顯著升高，對植物的堿性危害反而增大。分析其原因，可能是赤峰和徐水的工程棄渣在澆水、降雨、植物根系生長影響下加速風(fēng)化，但北方干旱，淋溶作用微弱，致使pH值上升。

2.4 不同自然土壤和工程棄渣體積配比對養(yǎng)分的影響

土壤pH值對微生物的活性、礦物質(zhì)的有效性和有機(jī)質(zhì)的分解起到重要作用，因而影響土壤養(yǎng)分的釋放、固定和遷移等［15］。土壤pH值和大部分養(yǎng)分元素的有效性存在較好的相關(guān)性［14］，但土壤是一個(gè)復(fù)雜的功能體，其pH值對有效養(yǎng)分的影響因土壤條件不同而不一致［16］。這與本實(shí)驗(yàn)的結(jié)果基本相符，有機(jī)質(zhì)和N，P，K等養(yǎng)分都隨著植物生長基質(zhì)的pH值升高而降低，整體呈負(fù)相關(guān)。北方高產(chǎn)旱作土壤的養(yǎng)分標(biāo)準(zhǔn)為：有機(jī)質(zhì)含量一般在15～20g／kg以上，全氮含量達(dá)到1～1.5g／kg，有效磷（P）含量10mg／kg以上，速效鉀含量150～200mg／kg以上，而在四地中，只有強(qiáng)風(fēng)化的蛟河工程棄渣能夠滿足此標(biāo)準(zhǔn)。種植后，由于降水?dāng)y帶和植物生長消耗，各種養(yǎng)分都比種植前有所下降，尤其是有機(jī)質(zhì)、全氮和有效磷的消耗比較明顯。

2.5 不同自然土壤和工程棄渣體積配比對土壤水分常數(shù)的影響

凋萎持水量反映了植物對干旱的最大忍受能力，凋萎持水量越小，植物抗旱能力越強(qiáng)，最有效的含水量是從田間持水量到凋萎持水量之間的水分。不同級配渣石組合及渣石壓實(shí)均能提高渣石攔水能力，減小滲水系數(shù)［17］，工程棄渣與自然土壤配比意味著不同粒徑的顆粒進(jìn)行重新組合，從而導(dǎo)致植物生長基質(zhì)結(jié)構(gòu)、養(yǎng)分含量和有機(jī)質(zhì)含量等發(fā)生變化，影響田間持水量、凋萎持水量和有效水分。

研究表明，隨著黏粒含量的增加，田間持水量和凋萎持水量呈增加趨勢，且兩者符合對數(shù)函數(shù)關(guān)系；干容重越大，田間持水量和凋萎持水量越小，且兩者符合線性函數(shù)關(guān)系；有機(jī)質(zhì)含量越多，田間持水量和凋萎持水量越大，且兩者符合對數(shù)關(guān)系［18］。隨著工程棄渣體積比例減小，有機(jī)質(zhì)增加，容重減小，田間持水量呈增加趨勢（表4）。凋萎持水量變化要比田間持水量復(fù)雜，赤峰和房山的凋萎持水量變化與容重呈正相關(guān)，與有機(jī)質(zhì)呈負(fù)相關(guān)，而徐水和蛟河凋萎持水量與容重呈負(fù)相關(guān)，與有機(jī)質(zhì)呈正相關(guān)。由于本實(shí)驗(yàn)沒有單獨(dú)測量黏粒的含量，而是把細(xì)砂粒、粉粒和黏粒作為一個(gè)整體測算，并不確定黏粒對田間持水量和凋萎持水量的影響，因此還不能給出四地凋萎持水量變化趨勢相反的原因。

表4 不同自然土壤和工程棄渣體積配比對土壤水分常數(shù)的影響 %

2.6 不同自然土壤和工程棄渣體積配比對吸水性的影響

土壤水分常數(shù)并不能充分說明植物生長基質(zhì)水分的全部情況［19］，吸水性是一定時(shí)間內(nèi)植物生長基質(zhì)從外界獲取水分補(bǔ)給量的多少，反映了植物生長基質(zhì)對于水分的吸納能力，是評價(jià)植物生長基質(zhì)的重要指標(biāo)［20］。植物生長所需水分及水分蒸發(fā)都需要植物生長基質(zhì)從降雨中迅速獲取，否則，就不能平衡水分的消耗而導(dǎo)致植物生長不良、萎蔫死亡。

圖3是固定體積（100ml）風(fēng)干植物生長基質(zhì)吸水量隨吸水時(shí)間的變化曲線，吸水1h，2h，4h，6h和8h后，四地不同自然土壤和工程棄渣配比的植物生長基質(zhì)含水量可以達(dá)到田間持水量的30%，50%，80%，90%和101%以上。植物生長基質(zhì)的含水量為田間持水量的65%時(shí)，植物吸水困難，生長受到阻滯，此時(shí)的含水量稱為毛管破裂含水量，低于此含水量，植物生長基質(zhì)處于干旱，高于此含水量，植物生長基質(zhì)處于濕潤［21］。因此，大部分工程棄渣與自然土壤配比的植物生長基質(zhì)要滿足植物生長需要的水分，至少需要吸水時(shí)間在2h以上。植物生長基質(zhì)無法在短時(shí)間的降雨中獲得足夠的水分滿足植物生長及其他消耗所需。

由圖3可以看出，赤峰工程棄渣體積比例為60%，房山工程棄渣體積比例為50%，徐水工程棄渣體積比例為50%，70%，90%，蛟河工程棄渣體積比例為60%和30%時(shí)，植物生長基質(zhì)可以在40～60 min內(nèi)吸水達(dá)到田間持水量的50%以上，說明對于短時(shí)間的降雨，這些配比的植物生長基質(zhì)可以迅速補(bǔ)充水分。

總體上，吸水能力隨著工程棄渣體積比例的降低而升高，吸水量的峰值在工程棄渣體積為50%～70%之間時(shí)出現(xiàn)。四地中，以徐水的吸水速率最快，在24h后達(dá)到最大持水量，房山次之，赤峰再次之，蛟河最慢，24h后并沒有達(dá)到最大持水量。

2.7 不同自然土壤和工程棄渣體積配比對持水性的影響

持水性是反映植物生長基質(zhì)抗旱保墑性能優(yōu)劣的一個(gè)重要指標(biāo)。赤峰和蛟河的不同自然土壤和工程棄渣體積配比的植物生長基質(zhì)隨著自然土壤含量的增加，其持水量降低的越慢，而房山和徐水的植物生長基質(zhì)持水量變化速率差別不大，這與四地的植物生長基質(zhì)機(jī)械組成變化（圖1）基本一致，主要是粒徑＜0.25mm的土壤顆粒影響毛管系統(tǒng)從而導(dǎo)致毛管水變化。四地中，以蛟河不同自然土壤和工程棄渣體積配比的植物生長基質(zhì)持水性最好，蒸發(fā)18d還沒有到達(dá)持水量最低點(diǎn)，赤峰和房山次之，蒸發(fā)18d時(shí)已經(jīng)到達(dá)持水量最低點(diǎn)，徐水最差，在蒸發(fā)16d時(shí)已經(jīng)到達(dá)持水量最低點(diǎn)。

圖3 不同自然土壤和工程棄渣體積配比對吸水性的影響

2.8 不同自然土壤和工程棄渣體積配比對植物生長的影響

2.8.1 不同自然土壤和工程棄渣體積配比對種子發(fā)芽率與植株保存率的影響 植物生長基質(zhì)中礦物營養(yǎng)元素和有機(jī)質(zhì)的含量，是植物持續(xù)健康生長的根本。pH值過高或過低，不僅會直接影響植物生長，同時(shí)會使植物必需營養(yǎng)元素的生物有效性發(fā)生變化，從而導(dǎo)致植株某元素失調(diào)［22］。工程棄渣與自然土壤的不同體積配比導(dǎo)致植物生長基質(zhì)機(jī)械組成、三相、pH值、養(yǎng)分和土壤水分常數(shù)的差異，從而影響植物的生長狀況。

在工程棄渣與自然土壤配比后，高羊茅的種子發(fā)芽率隨著工程棄渣體積比例降低而上升，工程棄渣體積比例為70%時(shí)，種子發(fā)芽率達(dá)到峰值80%，此后直至工程棄渣體積比例降為0，種子發(fā)芽率都沒有大的變化。種子發(fā)芽后，在生長過程中植株會因降雨、干旱、養(yǎng)分缺乏等影響而死亡，最終的植株數(shù)會與種子發(fā)芽數(shù)有很大的差別，不能真實(shí)反映植物的生長效果。因此，引入植株保存率概念，以一段時(shí)期內(nèi)植株的存活狀況來反映植物生長基質(zhì)對植物生長的影響。除工程棄渣體積比例為100%的植物生長基質(zhì)植株保存率較小外，其他處理的植物生長基質(zhì)的植株保存率均在60%～80%范圍內(nèi)波動。

2.8.2 不同自然土壤和工程棄渣體積配比對植物株高的影響 由實(shí)驗(yàn)可知，除了徐水植物株高會隨著植物生長基質(zhì)中工程棄渣體積比例降低而升高外，赤峰、房山和蛟河三地的植物株高變化與工程棄渣體積比例沒有明顯的關(guān)系。

2.8.3 不同自然土壤和工程棄渣體積配比對植物生物量的影響 由圖4可以看出，在赤峰、房山、徐水和蛟河四地植物生物量隨工程棄渣體積比例降低而發(fā)生變化的趨勢并不一致，赤峰植物生物量最高值出現(xiàn)在工程棄渣體積比例為20%時(shí)，在20%～70%工程棄渣體積比例范圍內(nèi)，鮮重變化較??；徐水和蛟河植物生物量均表現(xiàn)為隨工程棄渣體積比例降低而上升的趨勢，徐水工程棄渣體積比例在20%～50%范圍時(shí)，鮮重小幅度增加，最后在工程棄渣體積比例為10%時(shí)達(dá)到峰值，蛟河工程棄渣體積比例在30%～90%范圍時(shí)，鮮重小幅度波動，后在工程棄渣體積比例為10%時(shí)達(dá)到峰值。圖4b中，工程棄渣體積比例為20%～80%范圍時(shí)，四地干重在0.5～1.0g范圍波動，差別不大。

圖4 不同自然土壤和工程棄渣體積配比對植物生物量的影響

3 結(jié)論

本文通過對赤峰、房山、徐水和蛟河四地的工程棄渣和自然土壤進(jìn)行不同體積配比生長實(shí)驗(yàn)，以驗(yàn)證改造工程棄渣為植物生長基質(zhì)思路的可行性，并確定工程棄渣的適合添加體積比例。以下結(jié)論并不一定具有普適性，作者更多地只是想通過這種設(shè)計(jì)和實(shí)驗(yàn)，為解決工程棄渣資源化利用問題提供一種參考。

（1）小于2mm的工程棄渣與自然土壤混合后可作為植物生長基質(zhì)用于工程創(chuàng)面生態(tài)恢復(fù)，體積比例隨工程棄渣和自然土壤理化性質(zhì)的不同而有所差異，工程棄渣與自然土壤的體積比例以1∶1～7∶3為宜，在這種比例下，基本能夠保證植物的生長需要，同時(shí)可減少對自然土壤的使用。

（2）工程棄渣與自然土壤混合后三相沒有表現(xiàn)出明顯規(guī)律變化，但混合物的pH、養(yǎng)分含量、土壤水分常數(shù)、抗旱保墑能力等指標(biāo)隨工程棄渣體積比例變化而規(guī)律變化。

（3）工程棄渣與自然土壤混合物對植物生長發(fā)育影響主要表現(xiàn)為種子發(fā)芽率和植株保存率隨工程棄渣體積比例降低而升高，徐水株高和植物生物量均隨工程棄渣體積比例降低而升高，但赤峰、房山和蛟河三地的株高和植物生物量變化與工程棄渣體積比例沒有明顯規(guī)律。

（4）要盡量選擇風(fēng)化程度較高的工程棄渣用于生態(tài)恢復(fù)，強(qiáng)風(fēng)化工程棄渣的養(yǎng)分含量、pH值及抗旱保墑能力都更適于植物生長。

（5）工程棄渣的養(yǎng)分含量一般比較貧乏，必須添加肥料以滿足植物生長對養(yǎng)分的需要。

［1］ 張華明，彭冬水，奚同行.高速公路棄土棄渣防治技術(shù)探討［J］.水土保持研究，2005，12（4）：235－237.

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