城市污泥用于礦山廢棄地生態(tài)修復污染控制與應用管理探討

王仲瑀

(北京大學政府管理學院，北京 100871)

隨著我國城鎮(zhèn)化快速發(fā)展、城鎮(zhèn)排水管道網絡的日益完善，城鎮(zhèn)污水處理在污水治理方面取得了巨大成果，大量污泥產生量也十分迅速，2015年我國污水排放量已達到 400億m3，污泥產生量約為3 560萬t[1]，未來10年我國城市污水量仍會有較大增長。隨著城鎮(zhèn)污水處理總量和處理程度的不斷提高，污泥產生量也將日益增加，大量的污泥處理處置已成為污水廠亟待解決的問題。簡單填埋將會引起嚴重二次污染，如何將數量巨大、含水率高、成分復雜且含有毒有害成分的污泥妥善安全地處理，實現無害化、減量化和資源化已成為重大課題[2]。

發(fā)達國家經過幾十年的發(fā)展，污泥處理處置技術已逐漸成熟，歐洲污泥主要利用方式見圖1。歐洲污泥處置的主要方式最初是填埋和土地利用，在20世紀90年代，歐洲推行污泥干化焚燒工藝，由于投資和運行費用較高，以及污泥中有害成分又逐漸減少，使得污泥土地利用重新受到重視，成為污泥處置方案的首要途徑，歐洲國家越來越支持污泥的土地利用。

美國污泥產生量及土地利用比例見圖2。美國污泥衛(wèi)生填埋比例較低，一直以農用為主，在2010年，污泥土地利用比例已接近50%。日本由于土地資源限制，最初的處理處置技術主要是焚燒后建材化利用，農用與填埋為輔。近年來，日本注重污泥生物質利用，著手調整技術路線，逐步減少焚燒和填埋的比例。韓國也將處理后的污泥進行多種資源化作為今后污泥處置的主要推進方向。

目前，我國城鎮(zhèn)污水處理廠污泥大部分未進行規(guī)范化的處理處置，只有小部分進行衛(wèi)生填埋、土地利用、焚燒和建材利用，其中土地利用的比例僅有10%～15%[3]，距發(fā)達國家土地利用率60%～70%相差甚遠。從自然的觀點以及土壤學和植物學的角度，回歸土壤應該是污泥的最佳處置路線。由于發(fā)展經濟的需要，長期忽視采礦對生態(tài)環(huán)境的影響，我國土地資源正遭受著巨大的破壞。據統計，我國礦山破壞土地累計面積已達到288萬hm2，并且每年以約46 700 hm2的速度增加。

礦山廢棄地生態(tài)修復最大的難點在于廢棄地土壤基質有機質含量低，不具備植被生長基本條件[4]。城鎮(zhèn)污水廠污泥雖是一種廢棄物，但富含有機質(>40%)和N、P、K等營養(yǎng)物(>5%)，遠高于一般農家肥(豬廄肥干物質平均含N為 1.63%，含P為0.30%；牛廄肥平均含N為1.51%，含P為0.31%[5])。利用污泥作為礦山廢棄地復墾及生態(tài)恢復的土壤基質，不但可以消納大量的污泥，還可以利用污泥中含有的大量植物必需營養(yǎng)元素，同時污泥具有較高的腐殖質含量和較強的持水保水性，施用于礦山廢棄地可以有效改善土壤結構，增加土壤肥力，從而加速廢棄植被恢復，重構廢棄地土壤生態(tài)系統，改善區(qū)域環(huán)境質量和景觀，并進一步通過林木種植帶來一定的經濟效益。

然而，污泥中含有高鹽分、重金屬、持久性有機物和病原體等有毒有害物質，如未經處理直接利用或排放，在廢棄地土地利用時極易對土壤、地下水等造成二次污染，直接威脅環(huán)境安全和公眾健康。因此，污泥安全地用于礦山廢棄地利用及生態(tài)修復必須有科學指導。本研究旨在通過對污泥理化特征及污染特性的分析，對現階段污泥用于廢棄地生態(tài)修復可靠技術進行回顧與總結，同時著重分析了污染物控制途徑及處理后污泥的環(huán)境安全性，破除污泥應用于礦山廢棄地環(huán)境安全隱患，通過理論與實踐研究強化污泥土地利用的環(huán)境安全性，為污泥找到可靠的資源化出路的同時，實現礦山廢棄地土壤改良和生態(tài)修復。

1 污泥基本理化特征及污染特性

1.1 污泥理化特性

污泥是城鎮(zhèn)污水廠處理后的副產物，是由有機殘片、細菌菌體、有機顆粒及膠體等組成的極其復雜的非均質體[6]。污泥的基本理化特征包括含水率、有機質、pH值、電導率、全量養(yǎng)分、N、P、K含量等，不同地區(qū)污泥基本理化特性見表1。

表1 我國部分城鎮(zhèn)污泥基本理化特性

注：a為酸性土壤；b為中性和堿性土壤。

污泥中有機質含量較高，我國城市污泥有機質含量最高達696 g/kg，平均值為372 g/kg，82%的污泥有機質含量超過豬廄肥[12]。污泥中含有植物不可缺少的N、P、K等有效成分，1 t干污泥養(yǎng)分含量相當于100 kg硫銨、100 kg過磷酸鈣和16 kg硫酸鉀[13]。

1.2 污泥污染特性

污泥的污染特性主要由于污泥中含有重金屬、有機污染物和病原菌等有毒有害物質。表2為我國部分城市污泥中污染物含量。污泥中含有多種重金屬，主要有As、Cd、Cr、Pb和Zn等，是污泥資源化利用的主要障礙[14-16]。由于重金屬具有易累積、難遷移、危害大等特點已經成為制約污泥農業(yè)利用的最主要因素[14]，也是限制其土地利用的主要因素之一。

表2 我國部分城鎮(zhèn)污泥中污染物含量

注：1為《CJ/T309—2009城鎮(zhèn)污水處理廠污泥處置農用泥質》B級標準；a為酸性土壤；b為中性和堿性土壤。

污泥中一般都能檢測病原物(主要包括細菌、病菌、病毒、原生動物和寄生蟲)。USEPA及其他組織對污泥中存在的病原物進行統計，發(fā)現污泥中至少有24種細菌、7種病毒、5種原生動物和6種寄生蟲[26]。對長江三角洲地區(qū)15個城市的45個污水處理廠污泥的檢測表明，污泥中糞大腸菌群檢出率達到89.6%，平均值為3.79×105MPN/g(干基)[27]。以生活污水和混流污水為主的污泥中糞大腸菌群數量最高[28]。當污泥未經處理便施用于土地時，污泥中病原菌會同污泥一起進入土壤環(huán)境，增加土壤中病原菌的含量，從而極可能會造成周圍環(huán)境污染，威脅人類健康。

2 礦山廢棄地生態(tài)環(huán)境問題及修復現狀

2.1 礦山廢棄地生態(tài)環(huán)境問題

礦山廢棄地是一類特殊的退化的生態(tài)系統，由于受到人為的巨大干擾，超出了原有生態(tài)系統的修復容限[29]。礦山廢棄地分為精礦篩選后剩余巖石碎塊和低品味礦石堆積而成的廢石堆、尾礦砂形成的尾礦庫、矸石堆積的矸石山和剝離物壓占陡坡排巖場/排土場[29-31]。礦山廢棄地生態(tài)環(huán)境問題主要表現為：(1)土壤基質物理結構不良，持水保肥能力差，導致缺乏植物能夠自然生根和伸展的介質[29]；(2)N、P、K及有機質等營養(yǎng)物質不足[29，31-33]；(3)存在重金屬、高鹽分等有毒有害物質限制植物生長[29，34-35]；(4)地表土極端pH值或鹽堿化等環(huán)境條件使得植被難以生長[31，36]。

2.2 礦山廢棄地生態(tài)修復現狀

礦山廢棄地生態(tài)修復首要問題是改良礦山廢棄地的基質，主要有表土覆蓋技術、物理化學基質改良技術、生物改良技術。

表土覆蓋技術能夠為植被恢復提供良好的土壤結構、水分以及較高的養(yǎng)分，同時表土中包含了當地植被的種源，是常用且較為有效的修復措施。卞正富等以開灤礦區(qū)廢棄地為試驗區(qū)，通過條帶式或全面覆土較好地控制了煤矸石的酸性[37]。Holmes等研究表明，10 cm覆土能使植物的覆蓋度上升至75%，30 cm覆土植物覆蓋度達到90%[38]。在超過覆土厚度一定范圍后，修復效果增長反而不顯著[29]。盡管表土覆蓋修復效果顯著，但是也存在著費用成本較高等問題，主要由于涉及大量工程作業(yè)，覆土厚度越厚，工程量越大，費用越高。

物理化學基質改良技術是針對礦山廢棄地主要問題，通過添加某種物質，改變礦山廢棄地基本理化性質，使其滿足土壤恢復的基本條件。若礦山廢棄地pH值過高，可加入硫磺、石膏、硫酸亞鐵等；在pH值較低的廢棄地，施用石灰、石灰石、粉煤灰可以有效提高pH值。礦山廢棄地還缺少有機質、N、P等養(yǎng)分，需要在廢棄地中加入肥料。在礦山廢棄地修復的初期，施肥能顯著提高植被的覆蓋度，尤其是在無表土覆蓋的礦山[29]。然而，化肥的肥效較短，暫停施肥后，植被覆蓋度、物種數和生物量都會顯著下降。因此，物理化學基質改良需要長期的人力、物力投入才能保持修復效果[29，39]。

生物改良技術是在廢棄地中加入一些生物和微生物(蚯蚓、鼠類、假單胞菌屬、藻類等)[40-41]。蚯蚓和鼠類對土壤的機械翻動對土壤起到疏動、攪拌的效果，改善土壤的結構；同時排出的糞便，含有豐富的有機質和微生物群落，改善土壤肥力；另外，蚯蚓能吸收土壤中的重金屬，對鋅和鎘有良好的富集作用[42]，待其富集后，再對蚯蚓集中處理，對重金屬污染有一定的治理效果[40]。復墾時種植一些根系發(fā)達、耐旱的植物如草木樨、薰衣草、紫花苜蓿等可以改良熟化土壤，綠肥植物的根部有根瘤菌，根系腐爛后可提高土壤的團聚、膠結性能，改善礦區(qū)廢棄地基質的結構和肥力，改良黃土地區(qū)土質[43-45]。接種菌技術也應用于礦地基質改良中。由于根部真菌的活動顯著增加了微生物菌群的活性，改善了植物根部周圍的微生態(tài)環(huán)境，顯著提高了復墾植被及造林的成活率[46]。雖然，生物措施可改善礦山廢棄地土壤的有效環(huán)境，但是這種效果緩慢，且易收到外界環(huán)境的干擾，在極端貧瘠、環(huán)境惡劣的礦區(qū)很難適用。

3 污泥用于礦山廢棄地生態(tài)修復技術研究

3.1 直接施用

直接施用是將未經處理的污泥直接施用在土地上，這曾經是美國及大多數歐洲國家普遍采用的處理方法。污泥也可施用于各種人為活動嚴重擾動的土地，如采煤礦、尾礦坑以及已退化的土地、墾荒地、滑坡與其他因自然災害而需要恢復植被的土地[47]。通過對煤礦廢棄地上施用污泥，提供了植被生長所需的有效養(yǎng)分，改善了土壤耕種性，增加了土壤的透水性[48]。另外，有學者對污泥直接施用于農田、林地、退化土地的修復開展了很多積極的研究。污泥直接施用于農田，雖改善了農田土壤物理性質、增加了土壤有機質和氮磷水平，但是污泥中重金屬以及病原菌仍可能對人體造成間接危害，以及污泥中硝酸鹽可能會污染地下水[49-50]。污泥直接施用于林地可促進花卉、草坪和樹木的生長，并不易構成食物鏈污染，但隨施用次數以及施用量的增加，污泥中硝態(tài)氮和重金屬含量有所增加[51]。污泥直接施用于退化土地也取得了良好效果。污泥對于防治土壤沙漠化、整治沙丘以及被酸雨破壞地區(qū)的植被恢復均為一種優(yōu)質材料[52-53]。

3.2 間接施用

由于污泥的含水率較高、易腐爛，含有病原菌、重金屬及有機污染物等毒性有機物，在土地利用之前進行穩(wěn)定化處理是十分必要的。

3.2.1 污泥穩(wěn)定化 污泥穩(wěn)定化是在堆肥原料中添加穩(wěn)定劑，通過改變pH值、吸附等，與重金屬反應形成穩(wěn)定結構等一系列作用，使污泥中的重金屬由生物可利用態(tài)向生物不易利用態(tài)轉化，達到降低堆肥產物土地施用后產生深度毒性的目的[54]。常用的穩(wěn)定劑包括：粉煤灰、磷礦粉、草炭、沸石、黏土、植物多酚等。國內外學者對重金屬穩(wěn)定劑的種類和添加量、穩(wěn)定化效果都做了積極探索，在實際生產及應用中篩選穩(wěn)定劑，除了考慮處理效果因素外，還必須考慮作物增產、穩(wěn)定劑來源、價格等問題。

3.2.2 污泥消化后農用 近年來，隨著污泥消化技術的進一步提高，如機械濃縮和高濃度消化的結合、攪拌和熱效的改善，完全的厭氧二項消化法使消化發(fā)酵時間大大縮短，甲烷發(fā)生量和消化效率提高。消化后污泥中的部分有害病原菌大大減少，增加了污泥的穩(wěn)定性[47]。王才對消化后污泥中的重金屬進行了分析和檢測，結果表明，消化后的污泥均符合《農用污泥中污染物控制標準》(GB 4284—1984)要求。

3.2.3 污泥堆肥后土地利用 污泥堆肥是依靠自然界中微生物，人為控制可被生物降解的有機物向穩(wěn)定的腐殖質轉化的生物學過程[55]。污泥堆肥化的2個目的是滅菌和穩(wěn)定化，影響污泥堆肥的因素較多，主要包括初始含水率、通風條件、溫度、C/N、pH值和外界微生物菌劑，主要工藝參數和范圍見表3。

表3 污泥堆肥工藝主要參數和范圍[55，58]

除污泥作為堆肥基質之外，還應加入調理劑和膨脹劑，目的是保證堆肥過程對碳源和氧氣的需求。常用調理劑包括稻草、秸稈、樹葉、木片、鋸末和回流堆肥等[56]；常用膨脹劑包括輪胎碎塊、花生殼、玉米芯、截斷的玉米秸稈等[57]。一般認為，污泥堆肥要求物料初始含水率應控制在50%～65%，脫水污泥含水率為80%左右，須通過添加輔料或污泥干化來降低初始物料的含水率。另外，堆肥的自動化控制系統極大地提高了污泥堆肥的效率與成功率，縮短堆肥周期且堆肥產品穩(wěn)定性更佳。堆肥后的污泥比較疏松，無明顯惡臭，有機質含量在250 g/kg以上，pH值在6.5～8.0之間，重金屬、病原菌含量均大幅度降低，基本符合園林綠化介質土的準入[2]。

污泥還可與城市垃圾、粉煤灰混合堆肥。污泥與城市垃圾混合高溫堆肥的工藝(兩者體積比為4 ∶7[59])分為預處理、一次堆肥、二次堆肥和后處理4個階段[60]。一次堆肥在發(fā)酵倉內進行，混合料含水率50%～60%，污泥與垃圾混合質量比1 ∶(2.8～3.5)，C/N比為30～40。二次堆肥是將從發(fā)酵倉取出的混合料自然堆成1～2 m高的堆垛進行二次發(fā)酵，溫度穩(wěn)定在約40 ℃即可腐熟。腐熟后，混合料呈黑褐色，無臭味，手感松散，顆粒均勻[47]。污泥與粉煤灰混合堆肥可降低混合料含水率(降至20%作用)，污泥與粉煤灰質量比為 1 ∶0.6，加入鋸末、秸稈作為膨脹劑進行自然堆肥發(fā)酵，堆肥結束后施用在大蔥、芥菜等蔬菜田地，施用效果顯著[47]。

3.2.4 污泥制復混肥 將干化后的污泥按照體積比1.5 ∶4與氯化銨、過磷酸鈣、氯化鉀等單項養(yǎng)分較低的化肥混合，經破碎、過篩、稱質量、混勻、造粒等步驟，擠壓成5 mm長的圓柱狀顆粒，總濃度為約25%的低濃度三元復混肥。在桑樹、水稻和小麥的田間小區(qū)試驗中，在養(yǎng)分提供數量和配比相同的情況下，污泥復混肥與單體化肥、化肥復混肥均具有相同的增產效果[60]。周立祥等研究認為，應盡量使污泥衛(wèi)生無害化，不宜直接施用在菜地，并控制適當施用量，污泥經過堆肥后，再與化肥制成復混肥，經濟效益高且對環(huán)境影響小[61]。

4 污泥用于礦山廢棄地生態(tài)修復技術的環(huán)境安全性分析

污泥用于礦山廢棄地生態(tài)修復主要障礙在于污泥中的重金屬元素，施用后在土壤中積累，在特定環(huán)境條件下可能造成土壤和地下水污染，重金屬被植物吸收與富集造成環(huán)境風險問題。世界各國均高度關注污泥土地利用中重金屬的環(huán)境安全性問題，我國在此方面開展污泥土地利用環(huán)境安全性的長期系統研究較為薄弱，但是已開展了相關研究工作，主要圍繞污泥堆肥重金屬的釋放潛能、重金屬浸出特性與形態(tài)分析、重金屬向植物及土壤深處遷移能力等的研究。

4.1 污泥堆肥重金屬釋放潛能

通過動態(tài)淋濾試驗可以更好地模擬在動態(tài)降雨條件下重金屬的釋放情況，采用動態(tài)淋濾柱收集不同累積固液比下的淋濾液，測定溶液中重金屬濃度。

劉文杰對昆明污泥堆肥產品土地利用研究發(fā)現，在模擬自然降雨滲流的試驗中，在污泥堆肥存在于土壤中的2.5年內，其中所含重金屬的累積釋放量相比其總量而言還是非常低[62]。在模擬連續(xù)1年酸雨滲流的極端不利條件下，Cu和Ni浸出濃度隨酸雨淋洗時間的延長而下降，而As、Pb、Cd和Cr的浸出濃度隨酸雨淋洗時間的延長先升高后降低，具有一定的滯后性，各污泥堆肥施用量條件下的浸出液中的其他重金屬含量均符合地下水Ⅲ類水標準，即可以用于集中式生活飲用水水源和工、農業(yè)用水。與模擬自然降雨滲流的試驗結果相比，污泥直接用作培育基質具有較大的重金屬釋放潛力，而與土壤混摻并借助下部土壤對重金屬的吸附阻隔作用，對地下水水質不構成威脅。

4.2 污泥堆肥重金屬的浸出特性及形態(tài)變化

對于污泥堆肥重金屬浸出特性及形態(tài)變化研究較多，主要是反映形態(tài)含量變化，缺少不同pH值條件下重金屬形態(tài)變化及釋放形態(tài)研究。Fang等基于污泥堆肥、土壤以及混摻基質重金屬浸出隨pH值變化的試驗結果，結合所含的控制重金屬沉淀-溶解平衡的礦物含量、溶解性有機質含量、腐殖質含量等基本信息，使用LeachXSTM軟件對污泥堆肥、土壤、摻混基質中的重金屬以及浸出液中的重金屬形態(tài)進行了分析，模擬分析結果見圖3[63]。

在酸性pH值條件下，Ni和Pb主要以顆粒有機物鍵合態(tài)吸附于土壤顆粒表面；堿性條件下，伴隨有機質的溶出，鐵、錳氧化物結合態(tài)是重金屬存在于固相的主要形態(tài)。盡管污泥堆肥與土壤的重金屬形態(tài)分布比例存在差異，但污泥堆肥在 48 t/hm2施用量的前提下并未改變混摻基質中的重金屬形態(tài)分布，污泥堆肥帶來的活性吸附表面(顆粒態(tài)有機物、鐵錳氧化物)以及硅酸鹽等的含量增加并不顯著，不穩(wěn)定的吸附態(tài)重金屬含量增幅可以忽略，由此帶來的重金屬浸出風險不高。污泥堆肥浸出的重金屬形態(tài)與土壤類似，主要是溶解性有機物結合態(tài)(DOM-bound)和游離態(tài)，表明污泥中的重金屬和土壤重金屬主要通過有機物絡合和離子交換過程進行遷移釋放[63]。

4.3 污泥重金屬向植物及土壤深處遷移能力

污泥重金屬遷移能力研究能夠反映同一塊土地上反復施用污泥后土壤重金屬的轉化、積累情況。生駿通過對不同污泥施用量的土壤上種植苜蓿和黑麥草研究重金屬的遷移能力，結果表明，植物體內的重金屬含量與土壤中的重金屬含量變化趨勢相同，重金屬危害較大[54]。采用粉煤灰對污泥進行穩(wěn)定化，污泥中的Cd、Pb以活性弱的有機結合態(tài)和殘渣態(tài)為主，且有效含量較低，這表明污泥穩(wěn)定化后應用于礦山廢棄地植被恢復過程對植物的毒性作用較小，潛在風險性小[13]。劉文杰對污泥堆肥產品中重金屬對土壤和地下水潛在影響的研究表明，隨著污泥堆肥施用量的增加，污泥堆肥產品中殘留在土壤中的重金屬占土壤含有的重金屬總量的比例增加，而被洗出的比例減少；在增加污泥堆肥產品施用量或多年連續(xù)施用污泥堆肥時，淋出液中來自污泥堆肥產品的重金屬比例將會增加；重金屬在淋洗初期的釋放主要由重金屬在淋洗液中的溶解度控制，在后期逐漸轉化為由土壤-污泥堆肥體系對重金屬的吸附作用控制；pH值不是土壤重金屬釋放的主要控制因素[62]。

未施用污泥堆肥的土壤中的重金屬主要分布于表層 20 cm 的土層中，重金屬濃度隨著土層深度增加總體下降。另外，季節(jié)性降雨也導致少部分表層重金屬向下遷移，但遷移深度有限。土壤施用污泥堆肥后，其重金屬含量的空間分布與未施用堆肥相似，施用量并未引起土壤重金屬濃度增加，重金屬向深層土壤遷移的有效長度不超過30 cm，由于重金屬在pH值6～8范圍內以溶解性有機物結合態(tài)為主，它在向下遷移過程中很容易與土壤顆粒表面鍵合，發(fā)生二次修復，從而阻止其向下進一步遷移[62-63]。

4.4 污泥中其他污染物

污泥堆肥后使用，如果過量施用會使得土壤中PAHs殘留增加。降低污泥中PAHs較有效的方法是好氧堆肥。經過50 d的好氧堆肥，16種美國EPA優(yōu)控的PAHs總量減少了79%，歐盟規(guī)定的∑9PAHs含量降低至11.5 mg/kg。微生物的降低對PAHs的有效去除起到了決定性作用。堆肥后污泥中3種主要PAHs組分中，菲、二苯并(a)蒽和茐去除率達到了92.8%、83%和30%。污泥堆肥后使用，種植黑麥草較高羊茅，土壤中PAHs殘留的含量均顯著降低[19]，因此，污泥高溫堆肥對于提高污泥中有機污染物對施用土壤的環(huán)境安全性。

污泥的高鹽量會明顯提高土壤的導電率，過高的鹽分會破壞養(yǎng)分之間的平衡，抑制植物對養(yǎng)分的吸收，離子之間的拮抗作用也會加劇土壤的K、NO3、NH4等有效養(yǎng)分的流失。污泥經過堆肥處理后，鹽分會明顯下降，污泥可用性提高。研究發(fā)現，電導率隨污泥堆肥施用量的增加而增加，隨時間的延長而降低，在第2個生長季節(jié)，大多數植物對土壤的鹽分的忍耐性增強[64-67]。在污泥施用量小于120 t/hm2時，隨之而帶入的鹽分對植物不會造成危害，硝酸鹽不會對地下水造成污染[58]。

未經處理的污泥含有較多的病原菌生物和寄生蟲，污泥經堆肥化后，病原菌、寄生蟲卵、雜草種子等幾乎全部被殺死[68]。輻射處理、巴氏滅菌等也常用于污泥的滅菌處理。厭氧消化、干燥法及超聲波處理等雖有一定的殺菌效果，但存在著殺菌不完全或其他缺點[68]。

5 污泥用于礦山廢棄地成本分析與經濟效益評價

污泥無害化和穩(wěn)定化處理成本為150～250元/t(含水率80%)，此成本未考慮污泥施用于礦山廢棄地后的產品產出收入，同時也不包括因未來物價水平波動可能造成的收支調整?？傮w而言，在條件許可的情況下，相比于污泥的其他利用方式，土地利用是比較經濟可觀的途徑之一，特別是污泥用作有機肥料、園林與公路綠化、礦山生態(tài)修復和林地等途徑時，經濟效益較為明顯(表4)。若結合區(qū)域背景，可作為污泥土地利用的推薦途徑。如果將應用面積和規(guī)?？紤]在內，礦山生態(tài)恢復則是合適的污泥土地利用途徑，其污泥消耗量大、應用前景更為廣泛。

表4 污泥土地利用方式成本分析與經濟效益

根據礦山廢棄地形成的原因不同，對于其生態(tài)修復必須因地制宜。以貴州磷礦山廢棄地為例[69]，其生態(tài)修復包括土地平整和植被措施兩大部分。土地平整設備采用礦山采運設備組成部分。土地平整先用大型挖土和推土填坑推平，同時修筑道路和田埂。為滿足耕地要求，還需要進行多次平整和裂紋處理。邊坡土地平整是在坡面上覆土，平均厚度20～30 cm。根據工程投資概算，土地平整費用所需費用大約 4.0萬元/hm2。植被措施包括挖坑、購苗、培養(yǎng)、栽植和管護(3年以上)。植被的篩選優(yōu)先篩選本地性植被，結構上體現出草本、灌木、喬木的符合性搭配，針葉樹與闊葉樹混交的模式。在磷礦山廢棄地可選用的草本有高羊茅、紫羊茅、黑麥草等作為先鋒草本植物，采用撒播方式種植。邊坡喬木選用楊樹、松樹等喬木，采用魚鱗坑布置，選用Ⅰ級喬木樹苗帶土移栽，1 hm2土地喬木約600株，每株種植成本按照50元計算，投資金額為3萬元/hm2。若礦山每年修復40 hm2廢棄地，總投資為280萬元，其中土地平整為160萬元，占投資的57%，植被措施占總投資的43%。

粗略估算，目前我國人為因素破壞的礦山廢棄地約為 1 333萬hm2，這些被破壞的土地多數為基本農田，集中連片，水、電、路等基本條件較好。如果能按照“因地制宜，綜合整治”的原則，采用城市污泥用于礦山廢棄地的生態(tài)修復，則可產生巨大的社會和經濟效益，約有60%以上的廢棄地可復墾為耕地，每年新增糧食270億kg；30%可恢復為其他農用地，可新增產值405億元；10%可恢復為建設用地，滿足我國4～5年的建設需要。

6 我國污泥用于礦山廢棄地中應注意的管理問題

發(fā)達國家高度關切污泥土地利用的環(huán)境安全性問題，特別是污泥用在礦山廢棄地生態(tài)修復方面，在長期系統研究的基礎上和實踐過程中出臺了相應的管控標準。目前，我國污泥在礦山廢棄地生態(tài)修復方面還處于起步階段，雖出臺一些規(guī)范和標準，但大多數施用者對污泥的施用方法存在著隨意性和盲目性，這樣勢必會造成局部的環(huán)境污染、區(qū)域經濟發(fā)展與民生不和諧等問題。根據前人的研究和應用現狀，我國在污泥用于礦山廢棄地生態(tài)修復管理方面還需要注意幾下幾個方面：

6.1 注重污泥質量與施用量

污泥土地利用的要求是有害成分盡可能低、有效養(yǎng)分充足。符合這樣條件的污泥仍是少數，即使每種污泥經過了穩(wěn)定化處理后，仍存在一定的環(huán)境風險，但經過穩(wěn)定化處理或者無害化處理后，根據不同土壤條件對污泥污染物的環(huán)境容量、不同植物種類對污泥養(yǎng)分需求程度，適當地控制污泥施用量，可極大地發(fā)揮污泥對土地利用的積極作用，減少環(huán)境風險。

6.2 加強長期環(huán)境監(jiān)測

污泥中的有毒有害物質進入礦區(qū)土地后，一般不會立刻表現，如施用1次污泥后，土壤中重金屬的含量不會增加很多、植被中吸收的重金屬含量也較小，N、P元素短期內土壤遷移面遷移量也較小。如果長期施用或者累積施用，其不利影響可能會逐漸明顯地表現出來。因此，應該長期定位檢測，不但關注有害成分在土壤中的行為變化和植被中有害成分的富集行為，還應該關注地下水或者附近地表水中有害成分濃度變化，為準確評估污泥的長期環(huán)境安全性使用提供技術支撐與數據依據。

6.3 完善修復機制與資金渠道

礦山廢棄地生態(tài)修復涉及設計、礦山、土地、環(huán)境、林業(yè)、農業(yè)等多方面，單一部門很難協調與管理跨部門礦山廢棄地生態(tài)恢復工作，在管理中容易出現推諉、拖延等現象，借鑒國外經驗建立一個統一權威管理部門，實施統一管理。礦山廢棄地修復一般需要較大的資金投入，需健全礦山修復保證金制度，相關部門應該積極鼓勵公眾參與到修復主體中，引進社會資源參與礦區(qū)土地修復，多渠道籌集社會資金，專門用于礦山廢棄地修復。發(fā)達國家的礦山修復經驗表明，這是解決礦山廢棄地生態(tài)修復最行之有效的方法[70]。

7 結語

我國礦山廢棄地生態(tài)修復雖起步較晚，但經過幾十年的研究與實踐，也取得了一些成果，由于礦山廢棄地立地條件的差異性、地帶性差異，致使修復中存在著種種難題，修復任務十分艱巨。污泥是一種很有利用價值的潛在資源，利用穩(wěn)定化后污泥修復礦山廢棄地是實現礦山生態(tài)修復的有效途徑，是解決大量污泥處置問題的一種較有發(fā)展前景的途徑。然而，目前尚未形成鑒定礦山廢棄地生態(tài)修復程度的評價體系，對污泥礦山生態(tài)修復的環(huán)境安全性做出客觀、確切的評價和判斷。在國內外相關研究成果的基礎上，通過污泥土地利用中重金屬釋放潛能、浸出特征與形態(tài)行為研究、釋放遷移能力等研究，以及盆栽和大田試驗表明，污泥穩(wěn)定化后應用于礦山生態(tài)修復具備技術安全性，可同步實現污泥安全資源化利用和礦山廢棄地的快速生態(tài)修復。鑒于污泥用于礦山生態(tài)修復研究與應用等方面的種種問題，若要實現污泥安全利用的目標，在良好的生態(tài)修復管理體制基礎上，仍需要科研部門、環(huán)保等政府部門、污泥產生與使用者等各個環(huán)節(jié)通力合作才能真正實現。

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