基于廢棄物的潞安煤礦廢棄地改良土壤基質(zhì)配比研究①

王 樂，郭小平*，韓祖光，鄧 川，王 川，曾 旸，李 峰，程冀南

基于廢棄物的潞安煤礦廢棄地改良土壤基質(zhì)配比研究①

王 樂1，郭小平1*，韓祖光1，鄧 川1，王 川1，曾 旸1，李 峰2，程冀南2

(1北京林業(yè)大學(xué)水土保持學(xué)院，北京 100083；2 山西潞安園林綠化公司，山西長治 046200)

為解決潞安礦區(qū)煤矸石山、塌陷地生態(tài)修復(fù)缺土少肥問題，本研究將粉煤灰、污泥與垃圾堆肥以 5%、10%、20% 體積比例正交混合配制改良土壤基質(zhì)進行盆栽試驗，觀測不同配比土壤的理化性質(zhì)、養(yǎng)分及重金屬含量、高羊茅與紫葉小檗生長狀況，并用主成分–聚類分析法篩選最優(yōu)配比。結(jié)果表明：添加垃圾堆肥可以提高土壤有效養(yǎng)分與有機質(zhì)含量，對土壤理化性質(zhì)改良有明顯效果；添加污泥僅提升土壤有效磷含量；添加粉煤灰在降低土壤容重、增大總孔隙度與非毛管孔隙度上效果明顯，但對土壤pH、陽離子交換量(CEC)與堿解氮的改良具有顯著負效應(yīng)。各廢棄物改良基質(zhì)的堿解氮、有效磷、速效鉀、有機質(zhì)等含量均較高，土壤重金屬含量也處在安全范圍，而土壤容重、非毛管孔隙、pH、電導(dǎo)率(EC)與CEC等指標(biāo)性質(zhì)較優(yōu)的處理組為粉煤灰∶污泥∶垃圾堆肥∶土=5%∶20%∶20%∶55%、10%∶10%∶20%∶60%、20%∶5%∶20%∶55% 3個處理。經(jīng)過綜合篩選，本研究基質(zhì)最優(yōu)混合配比為粉煤灰∶污泥∶垃圾堆肥∶土=5%∶20%∶20%∶55%，可作為當(dāng)?shù)氐V區(qū)廢棄地生態(tài)修復(fù)客土材料推薦方案。

固體廢棄物；改良土壤；理化性質(zhì)；植物生長；最佳配比

近年來，隨著煤炭資源的大幅度開采，礦區(qū)矸石山、塌陷地等被生產(chǎn)占用及破壞的廢棄地數(shù)量與面積急劇增大[1-3]，而礦區(qū)廢棄地表土資源匱乏或覆蓋土壤貧瘠，生態(tài)修復(fù)需要大量客土；另一方面礦區(qū)生產(chǎn)生活形成大量富含有機質(zhì)、營養(yǎng)元素的粉煤灰、污泥和生活垃圾堆棄占壓土地、污染環(huán)境。因而，為修復(fù)礦區(qū)廢棄地土壤環(huán)境，重構(gòu)廢棄地生態(tài)系統(tǒng)，減少廢棄物填埋占壓土地資源，降低生態(tài)修復(fù)成本，就如何循環(huán)利用礦區(qū)現(xiàn)有的廢棄物作為礦區(qū)土壤修復(fù)材料已成為研究熱點之一。已有的研究表明，強堿性的粉煤灰與污泥或垃圾堆肥混合使用可以改善土壤理化性質(zhì)，增強土壤肥效，達到園林和農(nóng)業(yè)施用標(biāo)準(zhǔn)的要求[4-18]。但目前關(guān)于粉煤灰、污泥與垃圾堆肥3種廢棄物聯(lián)合改良土壤的研究較少，因此，本試驗主要通過研究潞安礦區(qū)現(xiàn)有粉煤灰、污泥與垃圾堆肥不同配比對礦區(qū)土壤理化性質(zhì)、養(yǎng)分、重金屬含量以及植物生長的影響，篩選3種廢棄物聯(lián)合改良土壤最優(yōu)基質(zhì)配方，為廢棄物在潞安礦區(qū)煤矸石山、塌陷地等廢棄地生態(tài)修復(fù)工程提供安全客土材料與技術(shù)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗地與試驗材料

試驗地位于山西長治潞安礦區(qū)上村苗圃，上黨盆地之內(nèi)，地理坐標(biāo)是36.314928° N，112.999260° E，屬溫帶大陸性氣候。每年11月至次年5月為旱季，6—8月為雨季，年均降水量678.65 mm，多集中在6—9月，占全年降雨量的57%。

污泥(含水率65%)、粉煤灰、垃圾堆肥分別取自山西潞安五陽礦區(qū)污水處理廠、熱電廠與襄垣縣生活垃圾處理廠。供試土壤采自潞安集團上村取土場，為廢棄地綠化常用土，土壤質(zhì)地為壤土，土壤粒徑組成(以質(zhì)量分數(shù)計)為砂粒(2 ~ 0.02 mm)53.7%，粉粒(0.02 ~ 0.002 mm)32.1%，黏粒(<0.002 mm)14.2%，土壤容重1.29 g/cm3。供試植物分別選擇高羊茅()和紫葉小檗()，高羊茅種子千粒重2.5 g，紫葉小檗為長勢均等的扦插苗木，平均苗高(14.40±2.20)cm，地徑(1.12±0.15)cm，均由山西潞安園林綠化公司提供。

供試土壤、粉煤灰、污泥、垃圾堆肥理化性質(zhì)見表1。

表1 供試土壤、粉煤灰、污泥與垃圾堆肥基礎(chǔ)理化性質(zhì)

注：表中EC表示電導(dǎo)率，CEC表示陽離子交換量。

1.2 試驗設(shè)計

由表1可知，供試土壤養(yǎng)分較好，與當(dāng)?shù)剞r(nóng)業(yè)土壤[20-21]相近；而所用廢棄物理化性質(zhì)與供試土壤相比，優(yōu)劣共存，存在配比互補、部分替代或改良客土土壤的可行性。因此，本研究將粉煤灰、污泥與垃圾堆肥按照5%、10% 與20% 的體積比例，進行正交試驗設(shè)計，與土壤混合配制基質(zhì)配方，形成9個試驗樣本，并以廢棄地綠化用土作為對照進行盆栽試驗。污泥選用粉碎機打成的小塊，垃圾堆肥選用過5 mm篩后的篩下物，按自然方體積稱量，將粉煤灰、污泥、垃圾堆肥3種廢棄物和供試土壤采用小型攪拌機進行攪拌混勻，每種配比攪拌10 min，按固定質(zhì)量裝盆。

供試紫葉小檗栽植于83 cm × 30 cm × 24 cm規(guī)格的長方形塑料大花盆中，各配比基質(zhì)土樣總重65.0 kg ± 0.5 kg。供試高羊茅撒播于外口徑25 cm、內(nèi)口徑21.5 cm、高16.5 cm、底部直徑13 cm的圓形小花盆中，各配比基質(zhì)土樣總重4.2 kg ± 0.1 kg。每個處理3次重復(fù)，共設(shè)置60個花盆。土壤基質(zhì)配制完成后，裝盆澆水靜置48 h后，栽植植物。每個大花盆中各栽植5株長勢相當(dāng)?shù)淖先~小檗幼苗，每個小花盆中各撒播150粒高羊茅種子。各處理基質(zhì)配比如表2所示。

表2 土壤基質(zhì)試驗樣本配比表(V/V，%)

1.3 試驗樣品檢測方法

土壤容重、孔隙度、毛管孔隙度、陽離子交換量(CEC)、電導(dǎo)率(EC)、有效磷、堿解氮測定參照《土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法》[22]進行，速效鉀測定采用火焰原子吸收分光光度法(NY/T 889—2004)[23]，有機質(zhì)測定采用硫酸亞鐵滴定法(NY/T 1121.6—2006)[24]；重金屬總鉛、總鎘測定采用石墨爐原子吸收分光光度法(GB/T 17141—1997)[25]，總砷、總汞測定采用原子熒光法(GB/T 22105.2—2008)[26]，總鉻和銅、鋅含量測定采用火焰原子吸收分光光度法(HJ 491—2009)[23]。

高羊茅、紫葉小檗生長指標(biāo)采用種子發(fā)芽率(苗木成活率)、生物量干重。植物生物量測定在植物種植一年后進行。為綜合評價基質(zhì)，在主成分-聚類分析中，加入了高羊茅和紫葉小檗生長數(shù)據(jù)。為保證植物生長周期一致，種植高羊茅處理從2016年5月31日撒播種子，6月10日開始記錄發(fā)芽數(shù)量，每5 d記錄一次，記錄至8月20日；種植紫葉小檗處理從2016年5月31日栽植苗木，到2017年10月20日計算成活率。保留植物觀察植物越冬后的開春生長情況，并在生長滿一年后于2017年5月31日開始開挖，清洗，105℃殺青，80℃烘干至恒重，稱量生物量干重。

1.4 綠化土壤評價標(biāo)準(zhǔn)

綠化種植土壤各項評價指標(biāo)參考住建部標(biāo)準(zhǔn)CJ/T340—2016《綠化種植土壤》[19]。

1.5 數(shù)據(jù)處理

采用SPSS19.0 軟件進行數(shù)據(jù)間的多重比較與相關(guān)性分析，采用主成分–聚類分析法對試驗混配基質(zhì)進行評價，篩選可供生態(tài)修復(fù)的最優(yōu)配方。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同土壤基質(zhì)的物理性質(zhì)

土壤容重與孔隙度分別反映土壤緊實程度與植物根部呼吸和可利用水分含量，容重減小有利于土壤疏松，增大通氣與毛管孔隙(土壤持水孔隙)，利于植物生長。本試驗不同土壤基質(zhì)的物理性質(zhì)及土壤質(zhì)地見表3、表4，廢棄物添加水平與指標(biāo)間相關(guān)性分析見表5。

表3 不同土壤基質(zhì)的物理性質(zhì)

注：同列不同小寫字母代表不同處理間差異性顯著(<0.05)。

由表3可看出，各基質(zhì)配比處理容重在1.23 ~ 1.49 g/cm3，較CK變化較大，L9、L3處理顯著小于CK(<0.05)，L5、L8、L7處理與CK差異不明顯(>0.05)，其余處理的容重顯著大于CK(<0.05)。總孔隙度L9、L3、L4、L5、L7、L8處理與對照差異不明顯，其余處理顯著大于CK。各基質(zhì)配比處理毛管孔隙度介于32% ~ 40%，非毛管孔隙度介于6% ~ 21%，L2 ~ L7處理毛管孔隙度顯著高于CK (<0.05)，L1、L8、L9處理與CK差異不明顯。非毛管孔隙只L9處理與CK差異不顯著，其余處理明顯小于CK。

根據(jù)國際制土壤質(zhì)地分級標(biāo)準(zhǔn)，從表4可知，L1處理和CK均為壤土，在添加廢棄物后，土壤均沙化，轉(zhuǎn)為砂質(zhì)黏壤土再到砂質(zhì)壤土。粉煤灰5% 時，隨污泥和垃圾堆肥添加量增加供試土壤由壤土轉(zhuǎn)為砂質(zhì)黏壤土到砂質(zhì)壤土。粉煤灰添加10% 和20% 時，各配比土壤均保持砂質(zhì)壤土質(zhì)地，相互間變化不大，說明添加廢棄物可以促使土壤沙化。

表4 不同土壤基質(zhì)的顆粒含量(%)及質(zhì)地

從表5可知，土壤容重與總孔隙度呈顯著負相關(guān)。且粉煤灰與垃圾堆肥是改善土壤物理性質(zhì)的主要原材料。L9、L3、L5、L8、L7處理容重與總孔隙度與CK差異不明顯或優(yōu)于CK，毛管孔隙度大于CK，持水性增強。這些處理均為粉煤灰添加20% 或垃圾堆肥20% 的配比組，說明添加20% 的粉煤灰與垃圾堆肥對土壤容重與孔隙改良效果較好。其中L3、L5、L7處理土壤孔隙比(毛管孔隙/非毛管孔隙)介于2 ~ 4，土壤通氣性與持水性協(xié)調(diào)[27]。因此土壤通氣性與持水性較優(yōu)的處理組為L3、L5、L7，且滿足《綠化種植土壤》標(biāo)準(zhǔn)相關(guān)要求。

表5 土壤基質(zhì)的物理指標(biāo)相關(guān)性

注：**、*分別表示在<0.01 水平、< 0.05水平顯著相關(guān)(雙側(cè))，表7同。

2.2 不同土壤基質(zhì)的化學(xué)性質(zhì)

土壤pH與EC分別代表土壤酸堿程度與土壤鹽分含量，是判斷土壤是否利于植物生長的關(guān)鍵化學(xué)指標(biāo)，也是土壤養(yǎng)分供應(yīng)和化學(xué)緩沖能力的重要參考指標(biāo)。CEC則代表土壤保肥能力的強弱，CEC越高，土壤保肥能力越強。如表6所示，9個基質(zhì)配比處理土壤pH均呈弱堿性，均顯著小于CK(<0.05)；土壤EC介于123.2 ~ 245.4 μS/cm，除L3、L7處理與CK差異不明顯外(>0.05)，其余處理均顯著小于CK (<0.05)；土壤CEC介于10.60 ~ 15.23 cmol/kg，保肥能力中等或較強，L1 ~ L6處理CEC與CK相比差異不明顯(>0.05)，L7、L8、L9處理顯著低于CK (<0.05)。

從表7可以看出，在改善土壤化學(xué)性質(zhì)方面，垃圾堆肥起主要作用，污泥作用不顯著，粉煤灰負面效應(yīng)明顯。垃圾堆肥用量與pH存在顯著負相關(guān)，污泥用量則與之不顯著，由此可以判斷土壤pH降低主要由于垃圾堆肥存在稀釋作用或與粉煤灰和供試土壤發(fā)生化學(xué)反應(yīng)。對各配比處理EC增大的影響垃圾堆肥>污泥>粉煤灰。各廢棄物本底EC大于供試土壤，在加入土壤后，各配比處理EC除了L3、L7處理與CK差異不顯著外，其余處理明顯低于CK，這主要是由于廢棄物中可溶性鹽溶解滲濾所致[28]。粉煤灰添加量與CEC存在極顯著負相關(guān)，尤以20% 粉煤灰的配比土壤保肥能力較CK明顯降低，這與粉煤灰CEC含量低直接相關(guān)。就化學(xué)性質(zhì)而言，L1 ~ L6處理與CK差異不大或優(yōu)于CK，而L1處理EC不滿足《綠化種植土壤》標(biāo)準(zhǔn)相關(guān)要求，因此化學(xué)性質(zhì)較優(yōu)為L2 ~ L6處理。

表6 不同土壤基質(zhì)的化學(xué)性質(zhì)

注：同行不同小寫字母代表不同處理組間差異性顯著(<0.05)。

表7 不同廢棄物添加水平與基質(zhì)化學(xué)屬性的相關(guān)性

植物生長所需養(yǎng)分主要為氮、磷、鉀。全量與有效氮、磷、鉀含量分別代表土壤養(yǎng)分潛在供應(yīng)力與直接供應(yīng)水平。土壤中有機質(zhì)為土壤養(yǎng)分來源，可以同時維持土壤結(jié)構(gòu)與微生物活性，含量越高，植物生長初始環(huán)境越好。從表6可以看出，9個基質(zhì)配比處理有效養(yǎng)分、有機質(zhì)含量均較高，除L3、L5、L9處理有效磷含量超出《綠化種植土壤》標(biāo)準(zhǔn)外，均滿足相關(guān)要求。與CK相比，除L1處理有效磷含量與CK差異性不明顯(>0.05)，L8處理有效磷、速效鉀含量與CK差異不明顯(>0.05)、堿解氮含量顯著低于CK(<0.05)外，其余處理的有效磷、速效鉀、堿解氮、有機質(zhì)含量均顯著高于于CK(<0.05)，分別較CK提高60.5% ~ 142.5%、28.3% ~ 83.6%、4.5% ~ 52.7%，21.7% ~ 176.0%。污泥與垃圾堆肥中富含有機質(zhì)與有效養(yǎng)分，混入土壤后，可以有效提升土壤養(yǎng)分含量。

由表7可知，垃圾堆肥養(yǎng)分總體貢獻度大于污泥，粉煤用量與堿解氮含量呈顯著負相關(guān)。添加垃圾堆肥可以明顯提高土壤有機質(zhì)與有效養(yǎng)分含量，污泥對有效磷含量的增加效果明顯。添加粉煤灰對土壤堿解氮含量的提升具有明顯負效應(yīng)。因此垃圾堆肥是提高配比土壤養(yǎng)分的主要因素。污泥添加對改良配比土壤效果不顯著，這可能是由于試驗使用的供試污泥未完全干化，黏性較大，在與土壤、垃圾堆肥混配時未能充分混合，且在澆水后污泥內(nèi)部的養(yǎng)分溶解融入土壤較少，效果不如預(yù)期。L3、L5處理土壤有效磷含量略超出《綠化種植土壤》標(biāo)準(zhǔn)相關(guān)要求，由于礦區(qū)廢棄地土壤養(yǎng)分缺乏，因此略微超出有效磷標(biāo)準(zhǔn)的客土材料可以整體提升土壤肥力，而L9處理土壤有效磷含量超出較大，應(yīng)注意養(yǎng)分流失、水體富營養(yǎng)化問題。

綜合以上可知，垃圾堆肥是提升配比土壤理化性質(zhì)與養(yǎng)分含量的主要因子；粉煤灰在降低容重和增大孔隙度方面有正效應(yīng)，而對pH、EC、CEC存在負面效應(yīng)；污泥則僅對有效磷提升效果明顯。

2.3 不同土壤基質(zhì)的重金屬風(fēng)險

為評估各配比土壤重金屬含量對土壤環(huán)境的影響，對各配比土壤中汞(Hg)、鉛(Pb)、鎘(Cd)、砷(As)、鉻(Cr)、銅(Cu)、鋅(Zn)等7種常見污染重金屬含量進行檢測，結(jié)果如表8所示，可以看出，除As外，供試土壤重金屬含量均大于1995年公布的山西土壤重金屬背景值[29-30]。在添加廢棄物后，各個配比土壤7種主要重金屬含量均有不同程度的增加，但均小于《綠化種植土壤》標(biāo)準(zhǔn)的Ⅱ級標(biāo)準(zhǔn)值，污染危害較小。以《綠化種植土壤》標(biāo)準(zhǔn)重金屬Ⅱ級標(biāo)準(zhǔn)做參比，用Hakanson潛在生態(tài)危害指數(shù)法計算各配比重金屬潛在生態(tài)危害指數(shù)，結(jié)果見表9。由表9可知，9個配比處理的土壤多種重金屬綜合潛在生態(tài)危害指數(shù)RI<40，為輕微生態(tài)危害。

表8 不同土壤基質(zhì)的重金屬含量(mg/kg)

表9 不同土壤基質(zhì)的重金屬潛在生態(tài)危害指數(shù)()

2.4 不同土壤基質(zhì)對高羊茅、紫葉小檗生長的影響

為判斷基質(zhì)配比是否適合植物生長，本試驗分別觀測高羊茅種子發(fā)芽率與生物量干重及紫葉小檗成活率與生物量干重等指標(biāo)，通過植物長勢來反映基質(zhì)適宜狀況，結(jié)果如圖1所示。從圖1可知，高羊茅發(fā)芽率從大到小排序為L8=CK>L1>L3>L9>L2>L4> L6>L5=L7，除L1、L3、L8處理相比CK差異性不顯著(>0.05)外，其余處理發(fā)芽率均受固體廢棄物添加影響顯著低于CK(<0.05)，且只有L1、L2、L3、L4、L8、L9與CK處理大于80%。紫葉小檗成活率除L3、L9處理小于CK外，其余處理均顯著高于CK(<0.05)。高羊茅生物量變化趨勢與紫葉小檗變化趨勢相似。高羊茅生物量以L4處理最大，明顯高于CK(<0.05)，其余處理與CK間差異不顯著，紫葉小檗則是以L3處理最優(yōu)，L4處理次之，二者明顯高于其余處理(<0.05)，其余處理與CK間差異性不顯著。

圖1 高羊茅與紫葉小檗成活率及生物量

3 最優(yōu)基質(zhì)配方篩選

在分析不同廢棄物配比處理對土壤理化性質(zhì)、養(yǎng)分以及植物生長反應(yīng)基礎(chǔ)上，為了全面、綜合評價以篩選最適宜基質(zhì)配比，本試驗采用主成分分析與聚類分析法[32-33]對試驗所測指標(biāo)進行降維分析，并以最終綜合得分對試驗混配基質(zhì)進行篩選。試驗主成分特征值與方差貢獻率見表10。確定的4個主成分F1~ F4方差貢獻率累計達80.851%，可以代表各配方15項指標(biāo)信息。

表10 主成分載荷、特征值與方差貢獻率

用每個指標(biāo)分別對應(yīng)于4個主成分的載荷值，除以主成分相對應(yīng)的特征值，開平方根絕對值即可得每個指標(biāo)分別對應(yīng)的4個主成分的特征值系數(shù)。用對應(yīng)主成分特征值系數(shù)與標(biāo)準(zhǔn)化后數(shù)據(jù)相乘后求和，則得主成分表達式(以F1為例)：F1=0.178ZX1–0.362ZX2– 0.152ZX3+0.382ZX4–0.360ZX5+0.110ZX6+0.111ZX7+0.2547ZX8–0.277ZX9+0.344ZX10+0.363ZX11–0.243ZX12+0.187ZX13–0.099ZX14+0.137ZX15，F(xiàn)表示第個主成分得分，ZX1~ ZX17分別代表各配比處理容重、pH、孔隙度、毛管孔隙度、非毛管孔隙、EC、CEC、有機質(zhì)、有效磷、速效鉀、堿解氮、高羊茅發(fā)芽率與生物量、紫葉小檗成活率與生物量標(biāo)準(zhǔn)化后數(shù)據(jù)。綜合評分結(jié)果計算表達式：F=[r1/(r1+r2+r3+ r4)F1+ [r2/(r1+r2+r3+r4)]F2+[r3/(r1+r2+r3+r4)]F3+[r4/(r1+r2+r3+r4)]F4=0.450F1+0.260F2+0.174F3+0.116F4。通過主成分和綜合評價函數(shù)表達式計算得出各配比的主成分得分和綜合得分，結(jié)果見表11。從表11可看出，各處理綜合得分從優(yōu)到劣排序為L3>L4>L7>L9>L5>L2> CK>L6>L1>L8。將各處理的主成分得分作為新指標(biāo)對各處理配比進行衡量分級，以歐氏距離衡量各處理間差異大小，用最短距離法將各處理效果按相似程度進行系統(tǒng)聚類，得出各處理聚類結(jié)果見圖2。結(jié)合圖2聚類結(jié)果與表11綜合評分，將配比基質(zhì)分為7級，L3、L4處理為第一級，L7、L5處理為第二級，L9處理為第三級，L2處理為第四級，CK處理為第五級，L6、L1處理為第六級，L8處理為第七級，效果較差。因此根據(jù)聚類結(jié)果可知，試驗基質(zhì)配比較優(yōu)前三處理是L3、L4、L7。經(jīng)與《綠化種植土壤標(biāo)準(zhǔn)》相比，L4處理容重指標(biāo)超出標(biāo)準(zhǔn)上限，且重金屬Hg含量較高，因此最終選定L3處理為最優(yōu)配比，即粉煤灰∶污泥∶垃圾堆肥∶土=5%∶20%∶20%∶55%，L7處理為備選項。

表11 各處理主成分得分與排序

圖2 各處理聚類樹狀圖

廢棄物隨著來源、地域、產(chǎn)生時段與利用前處理方式等不同，其組成與性狀有較大變化。當(dāng)被用作土壤改良劑、替代組成等成分加入土壤后，對土壤的影響主要通過改變土壤物質(zhì)組成與土壤性狀而影響土壤質(zhì)量。本試驗通過盆栽試驗篩選出的不同廢棄物混合改良客土的最優(yōu)配比，還應(yīng)繼續(xù)通過大田模試驗對篩選結(jié)果進行驗證。由于污泥與垃圾堆肥中可能含有大量重金屬和有機污染物，因此在以后試驗中應(yīng)認真監(jiān)測、評估使用廢棄物可能帶來的二次污染風(fēng)險。

4 結(jié)論

1) 垃圾堆肥是改善配比土壤理化性質(zhì)與養(yǎng)分含量的主要因子，添加垃圾堆肥可以降低土壤容重與pH，增大總孔隙度、EC、CEC、有效養(yǎng)分和有機質(zhì)含量。添加污泥只對有效磷提升明顯，效果不及垃圾堆肥。添加粉煤灰主要改善土壤物理性質(zhì)，降低土壤容重，增大總孔隙度，而對土壤pH、CEC與堿解氮的改良具有負效應(yīng)。

2) 各配比土壤基質(zhì)中L3處理土壤理化性質(zhì)、養(yǎng)分含量、植物生長均為較優(yōu)，綜合為最優(yōu)。最終篩選最優(yōu)配方為粉煤灰∶污泥∶垃圾堆肥∶土比例為5%∶20%∶20%∶55%。

3) 各基質(zhì)配方土壤重金屬含量低于CJ/T340—2016《綠化種植土壤標(biāo)準(zhǔn)》Ⅱ級標(biāo)準(zhǔn)值，因此利用3種固體廢棄物混合改良礦區(qū)廢棄地土壤是可行的，篩選配方可以作為礦區(qū)廢棄地生態(tài)修復(fù)客土基質(zhì)的推薦方案。

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Study on Formula of Soil Substrates for Improving Abandoned Lands in Lu'an Coal Mine

WANG Le1, GUO Xiaoping1*, HAN Zuguang1, DENG Chuan1, WANG Chuan1, ZENG Yang1, LI Feng2, CHENG Jinan2

(1 College of Soil and Water Conservation, Beijing Forestry University, Beijing 100083, China; 2 Shanxi Lu’an Garden Landscape Company, Changzhi, Shanxi 046200, China)

In order to solve the problem of soil-lack and water-shortage in ecological restoration of coal gangue hill and subsidence land in Lu'an mining area, in this study, the modified soil substrates were prepared by orthogonal mixing of 5%, 10% and 20% (volume %) of fly ash, sludge and waste compost, their effects on soil physiochemical properties and nutrient conditions, heavy metal accumulation, and the growth ofandwere studied, and then the optimal formula of soil substrate was determined by principal component - cluster analyses. The results showed that the addition of waste compost not only improved available nutrient and organic matter contents, but also promoted soil physiochemical properties. Adding sludge only increased available P content. Adding fly ash reduced bulk density, increased total porosity and non-capillary porosity significantly, but deteriorated pH, CEC and available nitrogen. The available N, P, K and organic matter contents of all soil substrates were higher, while bulk density, non-capillary pore, pH, EC and CEC and other indicators of substrates of fly ash∶sludge∶waste compost=5%∶20%∶20%∶55%、10%∶10%∶20%∶60%、20%∶5%∶20%∶55% were better. The contents of heavy metals in all soil substrates were lower than those of the “Greening Planting Soil Standard” (CJ/T340—2016). By comprehensive consideration, substrate L3 has the best effects on soil physiochemical properties, fertility and plant growth, thus, the optimal formula of soil substrate is fly ash∶sludge∶waste compost∶soil = 5%∶20%∶20%∶55%.

Solid waste; Soil improvement; Physiochemical properties; Plant growth; Optimal formula

X752；S731.6

A

10.13758/j.cnki.tr.2020.01.021

王樂, 郭小平, 韓祖光, 等. 基于廢棄物的潞安煤礦廢棄地改良土壤基質(zhì)配比研究. 土壤, 2020, 52(1): 145–152.

國家重點研發(fā)計劃項目(2017YFC0504406)、北京市科委項目(D08040903690000)資助。

王樂(1991—)，男，山西代縣人，碩士研究生，研究方向為水土保持與生態(tài)修復(fù)。E-mail：13549048400@163.com