王仲瑀

(北京大學(xué)政府管理學(xué)院，北京 100871)

隨著我國(guó)城鎮(zhèn)化快速發(fā)展、城鎮(zhèn)排水管道網(wǎng)絡(luò)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(chǎn)生量也十分迅速，2015年我國(guó)污水排放量已達(dá)到 400億m3，污泥產(chǎn)生量約為3 560萬(wàn)t[1]，未來(lái)10年我國(guó)城市污水量仍會(huì)有較大增長(zhǎng)。隨著城鎮(zhèn)污水處理總量和處理程度的不斷提高，污泥產(chǎn)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(wèn)題。簡(jiǎn)單填埋將會(huì)引起嚴(yán)重二次污染，如何將數(shù)量巨大、含水率高、成分復(fù)雜且含有毒有害成分的污泥妥善安全地處理，實(shí)現(xiàn)無(wú)害化、減量化和資源化已成為重大課題[2]。

發(fā)達(dá)國(guó)家經(jīng)過(guò)幾十年的發(fā)展，污泥處理處置技術(shù)已逐漸成熟，歐洲污泥主要利用方式見(jiàn)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(jì)90年代，歐洲推行污泥干化焚燒工藝，由于投資和運(yùn)行費(fèi)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(guó)家越來(lái)越支持污泥的土地利用。

美國(guó)污泥產(chǎn)生量及土地利用比例見(jiàn)圖2。美國(guó)污泥衛(wèi)生填埋比例較低，一直以農(nóng)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(shù)主要是焚燒后建材化利用，農(nóng)用與填埋為輔。近年來(lái)，日本注重污泥生物質(zhì)利用，著手調(diào)整技術(shù)路線，逐步減少焚燒和填埋的比例。韓國(guó)也將處理后的污泥進(jìn)行多種資源化作為今后污泥處置的主要推進(jìn)方向。

目前，我國(guó)城鎮(zhèn)污水處理廠污泥大部分未進(jìn)行規(guī)范化的處理處置，只有小部分進(jìn)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(dá)國(guó)家土地利用率60%～70%相差甚遠(yuǎn)。從自然的觀點(diǎn)以及土壤學(xué)和植物學(xué)的角度，回歸土壤應(yīng)該是污泥的最佳處置路線。由于發(fā)展經(jīng)濟(jì)的需要，長(zhǎng)期忽視采礦對(duì)生態(tài)環(huán)境的影響，我國(guó)土地資源正遭受著巨大的破壞。據(jù)統(tǒng)計(jì)，我國(guó)礦山破壞土地累計(jì)面積已達(dá)到288萬(wàn)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(fù)最大的難點(diǎn)在于廢棄地土壤基質(zhì)有機(jī)質(zhì)含量低，不具備植被生長(zhǎng)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(jī)質(zhì)(>40%)和N、P、K等營(yíng)養(yǎng)物(>5%)，遠(yuǎn)高于一般農(nóng)家肥(豬廄肥干物質(zhì)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(fù)墾及生態(tài)恢復(fù)的土壤基質(zhì)，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(yíng)養(yǎng)元素，同時(shí)污泥具有較高的腐殖質(zhì)含量和較強(qiáng)的持水保水性，施用于礦山廢棄地可以有效改善土壤結(jié)構(gòu)，增加土壤肥力，從而加速?gòu)U棄植被恢復(fù)，重構(gòu)廢棄地土壤生態(tài)系統(tǒng)，改善區(qū)域環(huán)境質(zhì)量和景觀，并進(jìn)一步通過(guò)林木種植帶來(lái)一定的經(jīng)濟(jì)效益。

然而，污泥中含有高鹽分、重金屬、持久性有機(jī)物和病原體等有毒有害物質(zhì)，如未經(jīng)處理直接利用或排放，在廢棄地土地利用時(shí)極易對(duì)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(fù)必須有科學(xué)指導(dǎo)。本研究旨在通過(guò)對(duì)污泥理化特征及污染特性的分析，對(duì)現(xiàn)階段污泥用于廢棄地生態(tài)修復(fù)可靠技術(shù)進(jìn)行回顧與總結(jié)，同時(shí)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(yīng)用于礦山廢棄地環(huán)境安全隱患，通過(guò)理論與實(shí)踐研究強(qiáng)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(shí)，實(shí)現(xiàn)礦山廢棄地土壤改良和生態(tài)修復(fù)。

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(chǎn)物，是由有機(jī)殘片、細(xì)菌菌體、有機(jī)顆粒及膠體等組成的極其復(fù)雜的非均質(zhì)體[6]。污泥的基本理化特征包括含水率、有機(jī)質(zhì)、pH值、電導(dǎo)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(jiàn)表1。

表1 我國(guó)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(jī)質(zhì)含量較高，我國(guó)城市污泥有機(jī)質(zhì)含量最高達(dá)696 g/kg，平均值為372 g/kg，82%的污泥有機(jī)質(zhì)含量超過(guò)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(dāng)于100 kg硫銨、100 kg過(guò)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(jī)污染物和病原菌等有毒有害物質(zhì)。表2為我國(guó)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(diǎn)已經(jīng)成為制約污泥農(nóng)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(guó)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(nóng)用泥質(zhì)》B級(jí)標(biāo)準(zhǔn)；a為酸性土壤；b為中性和堿性土壤。

污泥中一般都能檢測(cè)病原物(主要包括細(xì)菌、病菌、病毒、原生動(dòng)物和寄生蟲(chóng))。USEPA及其他組織對(duì)污泥中存在的病原物進(jìn)行統(tǒng)計(jì)，發(fā)現(xiàn)污泥中至少有24種細(xì)菌、7種病毒、5種原生動(dòng)物和6種寄生蟲(chóng)[26]。對(duì)長(zhǎng)江三角洲地區(qū)15個(gè)城市的45個(gè)污水處理廠污泥的檢測(cè)表明，污泥中糞大腸菌群檢出率達(dá)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(shù)量最高[28]。當(dāng)污泥未經(jīng)處理便施用于土地時(shí)，污泥中病原菌會(huì)同污泥一起進(jìn)入土壤環(huán)境，增加土壤中病原菌的含量，從而極可能會(huì)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(wèn)題及修復(fù)現(xiàn)狀

2.1 礦山廢棄地生態(tài)環(huán)境問(wèn)題

礦山廢棄地是一類特殊的退化的生態(tài)系統(tǒng)，由于受到人為的巨大干擾，超出了原有生態(tài)系統(tǒng)的修復(fù)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(kù)、矸石堆積的矸石山和剝離物壓占陡坡排巖場(chǎng)/排土場(chǎng)[29-31]。礦山廢棄地生態(tài)環(huán)境問(wèn)題主要表現(xiàn)為：(1)土壤基質(zhì)物理結(jié)構(gòu)不良，持水保肥能力差，導(dǎo)致缺乏植物能夠自然生根和伸展的介質(zhì)[29]；(2)N、P、K及有機(jī)質(zhì)等營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)不足[29，31-33]；(3)存在重金屬、高鹽分等有毒有害物質(zhì)限制植物生長(zhǎng)[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(zhǎng)[31，36]。

2.2 礦山廢棄地生態(tài)修復(fù)現(xiàn)狀

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

表土覆蓋技術(shù)能夠?yàn)橹脖换謴?fù)提供良好的土壤結(jié)構(gòu)、水分以及較高的養(yǎng)分，同時(shí)表土中包含了當(dāng)?shù)刂脖坏姆N源，是常用且較為有效的修復(fù)措施。卞正富等以開(kāi)灤礦區(qū)廢棄地為試驗(yàn)區(qū)，通過(guò)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(dá)到90%[38]。在超過(guò)覆土厚度一定范圍后，修復(fù)效果增長(zhǎng)反而不顯著[29]。盡管表土覆蓋修復(fù)效果顯著，但是也存在著費(fèi)用成本較高等問(wèn)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(fèi)用越高。

物理化學(xué)基質(zhì)改良技術(shù)是針對(duì)礦山廢棄地主要問(wèn)題，通過(guò)添加某種物質(zhì)，改變礦山廢棄地基本理化性質(zhì)，使其滿足土壤恢復(fù)的基本條件。若礦山廢棄地pH值過(guò)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(jī)質(zhì)、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(fù)的初期，施肥能顯著提高植被的覆蓋度，尤其是在無(wú)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(shù)和生物量都會(huì)顯著下降。因此，物理化學(xué)基質(zhì)改良需要長(zhǎng)期的人力、物力投入才能保持修復(fù)效果[29，39]。

生物改良技術(shù)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(duì)土壤的機(jī)械翻動(dòng)對(duì)土壤起到疏動(dòng)、攪拌的效果，改善土壤的結(jié)構(gòu)；同時(shí)排出的糞便，含有豐富的有機(jī)質(zhì)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(duì)鋅和鎘有良好的富集作用[42]，待其富集后，再對(duì)蚯蚓集中處理，對(duì)重金屬污染有一定的治理效果[40]。復(fù)墾時(shí)種植一些根系發(fā)達(dá)、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(tuán)聚、膠結(jié)性能，改善礦區(qū)廢棄地基質(zhì)的結(jié)構(gòu)和肥力，改良黃土地區(qū)土質(zhì)[43-45]。接種菌技術(shù)也應(yīng)用于礦地基質(zhì)改良中。由于根部真菌的活動(dòng)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(fù)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(fù)技術(shù)研究

3.1 直接施用

直接施用是將未經(jīng)處理的污泥直接施用在土地上，這曾經(jīng)是美國(guó)及大多數(shù)歐洲國(guó)家普遍采用的處理方法。污泥也可施用于各種人為活動(dòng)嚴(yán)重?cái)_動(dòng)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(zāi)害而需要恢復(fù)植被的土地[47]。通過(guò)對(duì)煤礦廢棄地上施用污泥，提供了植被生長(zhǎng)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(xué)者對(duì)污泥直接施用于農(nóng)田、林地、退化土地的修復(fù)開(kāi)展了很多積極的研究。污泥直接施用于農(nóng)田，雖改善了農(nóng)田土壤物理性質(zhì)、增加了土壤有機(jī)質(zhì)和氮磷水平，但是污泥中重金屬以及病原菌仍可能對(duì)人體造成間接危害，以及污泥中硝酸鹽可能會(huì)污染地下水[49-50]。污泥直接施用于林地可促進(jìn)花卉、草坪和樹(shù)木的生長(zhǎng)，并不易構(gòu)成食物鏈污染，但隨施用次數(shù)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(duì)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(fù)均為一種優(yōu)質(zhì)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(jī)污染物等毒性有機(jī)物，在土地利用之前進(jìn)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(guò)改變pH值、吸附等，與重金屬反應(yīng)形成穩(wěn)定結(jié)構(gòu)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(zhuǎn)化，達(dá)到降低堆肥產(chǎn)物土地施用后產(chǎn)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(guó)內(nèi)外學(xué)者對(duì)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(shí)際生產(chǎn)及應(yīng)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(chǎn)、穩(wěn)定劑來(lái)源、價(jià)格等問(wèn)題。

3.2.2 污泥消化后農(nóng)用 近年來(lái)，隨著污泥消化技術(shù)的進(jìn)一步提高，如機(jī)械濃縮和高濃度消化的結(jié)合、攪拌和熱效的改善，完全的厭氧二項(xiàng)消化法使消化發(fā)酵時(shí)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(duì)消化后污泥中的重金屬進(jìn)行了分析和檢測(cè)，結(jié)果表明，消化后的污泥均符合《農(nóng)用污泥中污染物控制標(biāo)準(zhǔn)》(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(jī)物向穩(wěn)定的腐殖質(zhì)轉(zhuǎn)化的生物學(xué)過(guò)程[55]。污泥堆肥化的2個(gè)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(fēng)條件、溫度、C/N、pH值和外界微生物菌劑，主要工藝參數(shù)和范圍見(jiàn)表3。

表3 污泥堆肥工藝主要參數(shù)和范圍[55，58]

除污泥作為堆肥基質(zhì)之外，還應(yīng)加入調(diào)理劑和膨脹劑，目的是保證堆肥過(guò)程對(duì)碳源和氧氣的需求。常用調(diào)理劑包括稻草、秸稈、樹(shù)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?cái)嗟挠衩捉斩挼萚57]。一般認(rèn)為，污泥堆肥要求物料初始含水率應(yīng)控制在50%～65%，脫水污泥含水率為80%左右，須通過(guò)添加輔料或污泥干化來(lái)降低初始物料的含水率。另外，堆肥的自動(dòng)化控制系統(tǒng)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(chǎn)品穩(wěn)定性更佳。堆肥后的污泥比較疏松，無(wú)明顯惡臭，有機(jī)質(zhì)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(zhì)土的準(zhǔn)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(yù)處理、一次堆肥、二次堆肥和后處理4個(gè)階段[60]。一次堆肥在發(fā)酵倉(cāng)內(nèi)進(jìn)行，混合料含水率50%～60%，污泥與垃圾混合質(zhì)量比1 ∶(2.8～3.5)，C/N比為30～40。二次堆肥是將從發(fā)酵倉(cāng)取出的混合料自然堆成1～2 m高的堆垛進(jìn)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(wú)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(zhì)量比為 1 ∶0.6，加入鋸末、秸稈作為膨脹劑進(jìn)行自然堆肥發(fā)酵，堆肥結(jié)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(fù)混肥 將干化后的污泥按照體積比1.5 ∶4與氯化銨、過(guò)磷酸鈣、氯化鉀等單項(xiàng)養(yǎng)分較低的化肥混合，經(jīng)破碎、過(guò)篩、稱質(zhì)量、混勻、造粒等步驟，擠壓成5 mm長(zhǎng)的圓柱狀顆粒，總濃度為約25%的低濃度三元復(fù)混肥。在桑樹(shù)、水稻和小麥的田間小區(qū)試驗(yàn)中，在養(yǎng)分提供數(shù)量和配比相同的情況下，污泥復(fù)混肥與單體化肥、化肥復(fù)混肥均具有相同的增產(chǎn)效果[60]。周立祥等研究認(rèn)為，應(yīng)盡量使污泥衛(wèi)生無(wú)害化，不宜直接施用在菜地，并控制適當(dāng)施用量，污泥經(jīng)過(guò)堆肥后，再與化肥制成復(fù)混肥，經(jīng)濟(jì)效益高且對(duì)環(huán)境影響小[61]。

4 污泥用于礦山廢棄地生態(tài)修復(fù)技術(shù)的環(huán)境安全性分析

污泥用于礦山廢棄地生態(tài)修復(fù)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(fēng)險(xiǎn)問(wèn)題。世界各國(guó)均高度關(guān)注污泥土地利用中重金屬的環(huán)境安全性問(wèn)題，我國(guó)在此方面開(kāi)展污泥土地利用環(huán)境安全性的長(zhǎng)期系統(tǒng)研究較為薄弱，但是已開(kāi)展了相關(guān)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(guò)動(dòng)態(tài)淋濾試驗(yàn)可以更好地模擬在動(dòng)態(tài)降雨條件下重金屬的釋放情況，采用動(dòng)態(tài)淋濾柱收集不同累積固液比下的淋濾液，測(cè)定溶液中重金屬濃度。

劉文杰對(duì)昆明污泥堆肥產(chǎn)品土地利用研究發(fā)現(xiàn)，在模擬自然降雨滲流的試驗(yàn)中，在污泥堆肥存在于土壤中的2.5年內(nèi)，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(shí)間的延長(zhǎng)而下降，而As、Pb、Cd和Cr的浸出濃度隨酸雨淋洗時(shí)間的延長(zhǎng)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(biāo)準(zhǔn)，即可以用于集中式生活飲用水水源和工、農(nóng)業(yè)用水。與模擬自然降雨滲流的試驗(yàn)結(jié)果相比，污泥直接用作培育基質(zhì)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(duì)重金屬的吸附阻隔作用，對(duì)地下水水質(zhì)不構(gòu)成威脅。

4.2 污泥堆肥重金屬的浸出特性及形態(tài)變化

對(duì)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(zhì)重金屬浸出隨pH值變化的試驗(yàn)結(jié)果，結(jié)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(jī)質(zhì)含量、腐殖質(zhì)含量等基本信息，使用LeachXSTM軟件對(duì)污泥堆肥、土壤、摻混基質(zhì)中的重金屬以及浸出液中的重金屬形態(tài)進(jìn)行了分析，模擬分析結(jié)果見(jiàn)圖3[63]。

在酸性pH值條件下，Ni和Pb主要以顆粒有機(jī)物鍵合態(tài)吸附于土壤顆粒表面；堿性條件下，伴隨有機(jī)質(zhì)的溶出，鐵、錳氧化物結(jié)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(zhì)中的重金屬形態(tài)分布，污泥堆肥帶來(lái)的活性吸附表面(顆粒態(tài)有機(jī)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(lái)的重金屬浸出風(fēng)險(xiǎn)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(jī)物結(jié)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(guò)有機(jī)物絡(luò)合和離子交換過(guò)程進(jìn)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(fù)施用污泥后土壤重金屬的轉(zhuǎn)化、積累情況。生駿通過(guò)對(duì)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(jié)果表明，植物體內(nèi)的重金屬含量與土壤中的重金屬含量變化趨勢(shì)相同，重金屬危害較大[54]。采用粉煤灰對(duì)污泥進(jìn)行穩(wěn)定化，污泥中的Cd、Pb以活性弱的有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)為主，且有效含量較低，這表明污泥穩(wěn)定化后應(yīng)用于礦山廢棄地植被恢復(fù)過(guò)程對(duì)植物的毒性作用較小，潛在風(fēng)險(xiǎn)性小[13]。劉文杰對(duì)污泥堆肥產(chǎn)品中重金屬對(duì)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(chǎn)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(chǎn)品施用量或多年連續(xù)施用污泥堆肥時(shí)，淋出液中來(lái)自污泥堆肥產(chǎn)品的重金屬比例將會(huì)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(zhuǎn)化為由土壤-污泥堆肥體系對(duì)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(dǎo)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(zhǎng)度不超過(guò)30 cm，由于重金屬在pH值6～8范圍內(nèi)以溶解性有機(jī)物結(jié)合態(tài)為主，它在向下遷移過(guò)程中很容易與土壤顆粒表面鍵合，發(fā)生二次修復(fù)，從而阻止其向下進(jìn)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(guò)量施用會(huì)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(jīng)過(guò)50 d的好氧堆肥，16種美國(guó)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(duì)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(dá)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(duì)于提高污泥中有機(jī)污染物對(duì)施用土壤的環(huán)境安全性。

污泥的高鹽量會(huì)明顯提高土壤的導(dǎo)電率，過(guò)高的鹽分會(huì)破壞養(yǎng)分之間的平衡，抑制植物對(duì)養(yǎng)分的吸收，離子之間的拮抗作用也會(huì)加劇土壤的K、NO3、NH4等有效養(yǎng)分的流失。污泥經(jīng)過(guò)堆肥處理后，鹽分會(huì)明顯下降，污泥可用性提高。研究發(fā)現(xiàn)，電導(dǎo)率隨污泥堆肥施用量的增加而增加，隨時(shí)間的延長(zhǎng)而降低，在第2個(gè)生長(zhǎng)季節(jié)，大多數(shù)植物對(duì)土壤的鹽分的忍耐性增強(qiáng)[64-67]。在污泥施用量小于120 t/hm2時(shí)，隨之而帶入的鹽分對(duì)植物不會(huì)造成危害，硝酸鹽不會(huì)對(duì)地下水造成污染[58]。

未經(jīng)處理的污泥含有較多的病原菌生物和寄生蟲(chóng)，污泥經(jīng)堆肥化后，病原菌、寄生蟲(chóng)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(diǎn)[68]。

5 污泥用于礦山廢棄地成本分析與經(jīng)濟(jì)效益評(píng)價(jià)

污泥無(wú)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(chǎn)品產(chǎn)出收入，同時(shí)也不包括因未來(lái)物價(jià)水平波動(dòng)可能造成的收支調(diào)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(jīng)濟(jì)可觀的途徑之一，特別是污泥用作有機(jī)肥料、園林與公路綠化、礦山生態(tài)修復(fù)和林地等途徑時(shí)，經(jīng)濟(jì)效益較為明顯(表4)。若結(jié)合區(qū)域背景，可作為污泥土地利用的推薦途徑。如果將應(yīng)用面積和規(guī)?？紤]在內(nèi)，礦山生態(tài)恢復(fù)則是合適的污泥土地利用途徑，其污泥消耗量大、應(yīng)用前景更為廣泛。

表4 污泥土地利用方式成本分析與經(jīng)濟(jì)效益

根據(jù)礦山廢棄地形成的原因不同，對(duì)于其生態(tài)修復(fù)必須因地制宜。以貴州磷礦山廢棄地為例[69]，其生態(tài)修復(fù)包括土地平整和植被措施兩大部分。土地平整設(shè)備采用礦山采運(yùn)設(shè)備組成部分。土地平整先用大型挖土和推土填坑推平，同時(shí)修筑道路和田埂。為滿足耕地要求，還需要進(jìn)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(jù)工程投資概算，土地平整費(fèi)用所需費(fèi)用大約 4.0萬(wàn)元/hm2。植被措施包括挖坑、購(gòu)苗、培養(yǎng)、栽植和管護(hù)(3年以上)。植被的篩選優(yōu)先篩選本地性植被，結(jié)構(gòu)上體現(xiàn)出草本、灌木、喬木的符合性搭配，針葉樹(shù)與闊葉樹(shù)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(shù)、松樹(shù)等喬木，采用魚(yú)鱗坑布置，選用Ⅰ級(jí)喬木樹(shù)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(jì)算，投資金額為3萬(wàn)元/hm2。若礦山每年修復(fù)40 hm2廢棄地，總投資為280萬(wàn)元，其中土地平整為160萬(wàn)元，占投資的57%，植被措施占總投資的43%。

粗略估算，目前我國(guó)人為因素破壞的礦山廢棄地約為 1 333萬(wàn)hm2，這些被破壞的土地多數(shù)為基本農(nóng)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(fù)，則可產(chǎn)生巨大的社會(huì)和經(jīng)濟(jì)效益，約有60%以上的廢棄地可復(fù)墾為耕地，每年新增糧食270億kg；30%可恢復(fù)為其他農(nóng)用地，可新增產(chǎn)值405億元；10%可恢復(fù)為建設(shè)用地，滿足我國(guó)4～5年的建設(shè)需要。

6 我國(guó)污泥用于礦山廢棄地中應(yīng)注意的管理問(wèn)題

發(fā)達(dá)國(guó)家高度關(guān)切污泥土地利用的環(huán)境安全性問(wèn)題，特別是污泥用在礦山廢棄地生態(tài)修復(fù)方面，在長(zhǎng)期系統(tǒng)研究的基礎(chǔ)上和實(shí)踐過(guò)程中出臺(tái)了相應(yīng)的管控標(biāo)準(zhǔn)。目前，我國(guó)污泥在礦山廢棄地生態(tài)修復(fù)方面還處于起步階段，雖出臺(tái)一些規(guī)范和標(biāo)準(zhǔn)，但大多數(shù)施用者對(duì)污泥的施用方法存在著隨意性和盲目性，這樣勢(shì)必會(huì)造成局部的環(huán)境污染、區(qū)域經(jīng)濟(jì)發(fā)展與民生不和諧等問(wèn)題。根據(jù)前人的研究和應(yīng)用現(xiàn)狀，我國(guó)在污泥用于礦山廢棄地生態(tài)修復(fù)管理方面還需要注意幾下幾個(gè)方面：

6.1 注重污泥質(zhì)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(shù)，即使每種污泥經(jīng)過(guò)了穩(wěn)定化處理后，仍存在一定的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)，但經(jīng)過(guò)穩(wěn)定化處理或者無(wú)害化處理后，根據(jù)不同土壤條件對(duì)污泥污染物的環(huán)境容量、不同植物種類對(duì)污泥養(yǎng)分需求程度，適當(dāng)?shù)乜刂莆勰嗍┯昧?，可極大地發(fā)揮污泥對(duì)土地利用的積極作用，減少環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)。

6.2 加強(qiáng)長(zhǎng)期環(huán)境監(jiān)測(cè)

污泥中的有毒有害物質(zhì)進(jìn)入礦區(qū)土地后，一般不會(huì)立刻表現(xiàn)，如施用1次污泥后，土壤中重金屬的含量不會(huì)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(nèi)土壤遷移面遷移量也較小。如果長(zhǎng)期施用或者累積施用，其不利影響可能會(huì)逐漸明顯地表現(xiàn)出來(lái)。因此，應(yīng)該長(zhǎng)期定位檢測(cè)，不但關(guān)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(yīng)該關(guān)注地下水或者附近地表水中有害成分濃度變化，為準(zhǔn)確評(píng)估污泥的長(zhǎng)期環(huán)境安全性使用提供技術(shù)支撐與數(shù)據(jù)依據(jù)。

6.3 完善修復(fù)機(jī)制與資金渠道

礦山廢棄地生態(tài)修復(fù)涉及設(shè)計(jì)、礦山、土地、環(huán)境、林業(yè)、農(nóng)業(yè)等多方面，單一部門很難協(xié)調(diào)與管理跨部門礦山廢棄地生態(tài)恢復(fù)工作，在管理中容易出現(xiàn)推諉、拖延等現(xiàn)象，借鑒國(guó)外經(jīng)驗(yàn)建立一個(gè)統(tǒng)一權(quán)威管理部門，實(shí)施統(tǒng)一管理。礦山廢棄地修復(fù)一般需要較大的資金投入，需健全礦山修復(fù)保證金制度，相關(guān)部門應(yīng)該積極鼓勵(lì)公眾參與到修復(fù)主體中，引進(jìn)社會(huì)資源參與礦區(qū)土地修復(fù)，多渠道籌集社會(huì)資金，專門用于礦山廢棄地修復(fù)。發(fā)達(dá)國(guó)家的礦山修復(fù)經(jīng)驗(yàn)表明，這是解決礦山廢棄地生態(tài)修復(fù)最行之有效的方法[70]。

7 結(jié)語(yǔ)

我國(guó)礦山廢棄地生態(tài)修復(fù)雖起步較晚，但經(jīng)過(guò)幾十年的研究與實(shí)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(fù)中存在著種種難題，修復(fù)任務(wù)十分艱巨。污泥是一種很有利用價(jià)值的潛在資源，利用穩(wěn)定化后污泥修復(fù)礦山廢棄地是實(shí)現(xiàn)礦山生態(tài)修復(fù)的有效途徑，是解決大量污泥處置問(wèn)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(fù)程度的評(píng)價(jià)體系，對(duì)污泥礦山生態(tài)修復(fù)的環(huán)境安全性做出客觀、確切的評(píng)價(jià)和判斷。在國(guó)內(nèi)外相關(guān)研究成果的基礎(chǔ)上，通過(guò)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(yàn)表明，污泥穩(wěn)定化后應(yīng)用于礦山生態(tài)修復(fù)具備技術(shù)安全性，可同步實(shí)現(xiàn)污泥安全資源化利用和礦山廢棄地的快速生態(tài)修復(fù)。鑒于污泥用于礦山生態(tài)修復(fù)研究與應(yīng)用等方面的種種問(wèn)題，若要實(shí)現(xiàn)污泥安全利用的目標(biāo)，在良好的生態(tài)修復(fù)管理體制基礎(chǔ)上，仍需要科研部門、環(huán)保等政府部門、污泥產(chǎn)生與使用者等各個(gè)環(huán)節(jié)通力合作才能真正實(shí)現(xiàn)。

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