秦琪焜，方健梅，王根柱，司莉青，周金星，2，萬 龍，韓金斌

(1.北京林業(yè)大學(xué) 水土保持學(xué)院，北京 100083；2.教育部林業(yè)生態(tài)工程中心，北京 100083；3.中國人民解放軍96881部隊，河南 洛陽 471003)

0 引 言

煤矸石是在采煤和煤炭分選過程中產(chǎn)生的一種固體廢棄物，同時也是一種可循環(huán)利用的資源，其干基灰分>50%的，產(chǎn)量相當于煤炭產(chǎn)量的10%～15%[1]。相對于巨大的煤矸石產(chǎn)量，煤矸石的利用效率仍然難以滿足其巨大的處理需求，若處置不當會對環(huán)境造成危害，如污染水土、堆積失穩(wěn)引發(fā)災(zāi)害、自燃產(chǎn)生有毒氣體等[2]。煤矸石資源在多領(lǐng)域中均有應(yīng)用，但是消納煤矸石的效率普遍不高，產(chǎn)生的效益有限。如利用煤矸石制作的矸石磚機械強度有限且有腐蝕性等缺陷[3]；煤矸石的熱值不高，用其作為燃料直接利用存在許多困難[4]。城市污泥同樣作為一類產(chǎn)量巨大的廢棄物，不僅含有大量的有機質(zhì)、氮、磷等營養(yǎng)元素，且包含豐富的微生物群落。但污泥因為病原菌和重金屬的潛在危險[5]，其土地施用率受到嚴格的限制。21世紀初，在許多歐洲國家污泥農(nóng)用比例超過了50%，如法國、丹麥、西班牙等，但同時也有像瑞士、比利時、盧森堡等國家禁止污泥農(nóng)用[6]。污泥在農(nóng)業(yè)方面出現(xiàn)利用差異，主要是因為污泥中的安全隱患、消費者和從業(yè)人員的接受程度以及其他肥料的競爭等多方面的因素[7]。我國目前尚未針對城市污泥的農(nóng)林業(yè)應(yīng)用出臺科學(xué)規(guī)范的標準，污泥農(nóng)用仍需進一步探索。分析煤矸石和城市污泥的理化性質(zhì)后發(fā)現(xiàn)二者具有一定的互補性。煤矸石容重高于一般土壤且毛管孔隙少，將其摻入土壤可以增強土壤透氣性和疏松度，具有一定的營養(yǎng)成分，但是難以形成土壤團聚體且缺少微生物群落[8]；污泥農(nóng)用的透氣性不佳但是可提高土壤中氮磷元素、有機質(zhì)的含量以及微生物，調(diào)節(jié)土壤孔隙，降低土壤容重，改善土壤的團粒結(jié)構(gòu)[9]，如使用適當比例的城市污泥用于改良沙漠化土壤，可以增加土壤孔隙度，降低容重[10]。所以將城市污泥與煤矸石以一定比例混合理論上可以改良煤矸石的物理性質(zhì)，在保有其良好透氣性的基礎(chǔ)上，增加保水保肥性。

但是煤矸石和污泥的資源化利用需要注意到重金屬污染的潛在風(fēng)險，所以需要對廢棄物進行一定的無害化處理。已有研究表明，使用污泥覆蓋煤矸石可以有效抑制煤矸石中硫化物的氧化以及重金屬污染，提高了淋溶液 pH 值[11]，促使鐵沉淀物生成，同時產(chǎn)生的微堿性和厭氧的還原環(huán)境也增強了硫酸鹽還原菌的生長和活性，淋溶液中硫酸根和鐵離子的濃度因硫酸鹽還原作用而降低，生成碳酸鹽和硫化物沉淀固定[12]?，F(xiàn)有的針對這2種廢棄物共處置的研究，多集中在制備燒磚和陶瓷等[13]，在農(nóng)林應(yīng)用中也少有設(shè)置煤矸石粒徑大小這一變量。已有研究表明粒徑是影響煤矸石利用的重要因素之一，煤矸石的粒徑小于0.18～0.25 mm時污染物釋放量相對較大[14]；孔濤等[15]將煤矸石處理為不同粒徑用于鹽堿土改良后發(fā)現(xiàn)土壤微生物量碳氮、多種土壤酶活性及紫花苜蓿的生長狀況均表現(xiàn)為混合粒徑最優(yōu)，小粒徑(<1 mm)次之，中粒徑再次(1～5 mm)，大粒徑(>5 mm)最差。若能將煤矸石和污泥以合適的處理方法同時處置并創(chuàng)造效益，研究將具有重大的現(xiàn)實意義。

基于以上背景，筆者采用煤矸石與城市污泥混合制備植生基質(zhì)并施用于沙土，模擬改良后的土壤。設(shè)置不同的煤矸石粒徑大小以及不同的混合比例，通過植物生長過程中的多項指標以及土壤理化性質(zhì)指標測定及分析，探究協(xié)同利用煤矸石和城市污泥制作植生基質(zhì)的方法，為高效消納煤矸石提供實踐依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 材料及性質(zhì)

試驗采用的煤矸石來源于內(nèi)蒙古伊泰京粵酸刺溝礦業(yè)的下屬煤礦。煤矸石主要化學(xué)成分為SiO2(40%)，Al2O3(36.18%)，TiO2(1.11%)，F(xiàn)e2O3(0.97%)，P2O5(0.039%)，K2O(0.16%)，CaO(0.12%)，MgO(0.10%)，括號內(nèi)為質(zhì)量分數(shù)。礦物組成主要是結(jié)晶粗大的高嶺石還有炭質(zhì)。煤矸石pH為7.98，為堿性煤矸石。煤矸石的重金屬測定結(jié)果為：鎘(Cd)、汞(Hg)、砷(As)、鉛(Pb)、鉻(Cr)、銅(Cu)、鎳(Ni)、鋅(Zn)含量分別為0、0、0、30、100、60、20、80 mg/kg。煤矸石的全氮、全磷及有機質(zhì)含量為2.27、0.19、18.66 g/kg。

城市污泥來源于北京市排水集團，經(jīng)過無害化和穩(wěn)定化處理，含水率低于60%，pH為7.21。其金屬測定結(jié)果為：Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu、Ni、Zn分別為0、0、0、10、20、90、20、220 mg/kg。城市污泥的全氮(TN)、全磷(TP)及有機質(zhì)含量(OM)為2.85、11.18、20.15 g/kg。

高羊茅(FestucaarundinaceaL.)是一種適應(yīng)能力強的冷季型草坪草種，具有生長快和易種植的特點，在我國水土保持和城市綠化等領(lǐng)域都有廣泛使用[16]，并且有研究表明高羊茅對土壤中的重金屬元素具有一定的吸收作用[17]。實際生產(chǎn)中也已經(jīng)培育出多個高羊茅品種，本研究采用的高羊茅品種為獵狗5號，來源為同一種批。使用高11 cm，上口直徑16 cm，底徑15 cm的塑料花盆。試驗所用沙土來源于大興的自然沙土。沙土的TN、TP及OM含量為0.98、1.24、0.772 g/kg。

1.2 試驗設(shè)計

盆栽試驗的時間為2019年6月至9月。植生基質(zhì)的配制中設(shè)置2個變量：基質(zhì)中煤矸石與污泥的體積比(Vm∶Vw)、煤矸石粒徑大小。以不同的體積配比(5個水平)和煤矸石不同粒徑大小(3個水平)模擬不同限制程度的養(yǎng)分環(huán)境?；谇捌谠u估，考慮到試驗可操作性和生產(chǎn)的經(jīng)濟性，將煤矸石用粉碎機粉碎后，過篩分別留下粒徑在2、4、8目以下的煤矸石顆粒。將污泥破碎成粒徑10 mm以內(nèi)的顆粒。將3種粒徑范圍的煤矸石與破碎后的污泥分別按體積比1∶1、6∶4、7∶3、8∶2、9∶1混合均勻(為體現(xiàn)消納大宗煤矸石的目的和煤矸石的主體地位，煤矸石最低體積占比至少為50%)，得到15種組合方案，每種方案有5次重復(fù)試驗。將混合后得到的基質(zhì)放入盆中，并放入等體積的沙土，翻拌均勻，翻拌后的混合土深度至9 cm)。盆栽試驗中還同時設(shè)置了純煤矸石(粉碎后不過篩)對照組CK1、純污泥對照組CK2以及純沙土對照組CK3，各配方和對照組共計18組。每種方案有5次重復(fù)試驗，共計90盆。在播種前先對混合土進行取樣。

2019年6月23日播種，每個盆中放入200粒高羊茅種子，播種后灌水達到田間持水量的80%[18]。待7月28日高羊茅第一次結(jié)穗后進行地上部分的刈剪，高羊茅留茬高度為3 cm，高茬修剪后，高羊茅的凈再生量會升高[19]。本試驗中花盆集中擺放，高羊茅生長迅速而生長空間較為有限，所以根據(jù)高羊茅的實際生長情況適時修剪可以盡可能減小各盆之間的相互干擾。8月20日進行第二次刈剪，最后在9月20日進行完全收割。

1.3 指標測定

發(fā)芽率計算公式為

Pg=M2/M×100%

其中：Pg為發(fā)芽率；M2為已發(fā)芽種子數(shù)；M為播種種子數(shù)，播種一周后統(tǒng)計發(fā)芽率。

完全收割中，分別收集植物的地上和地下部分，用去離子水沖洗植物根系，后將其自然陰干。植物鮮干重為分析天平測定得到，植物烘干過程為105 ℃烘干15 min，之后定溫80 ℃繼續(xù)烘干8 h。

在將植生基質(zhì)與沙土混合翻拌后(播種前)，從每種方案對應(yīng)的混合土中取樣本50 g樣(5組重復(fù)試驗中都取到，形成混樣)，自然風(fēng)干后分別過2 mm和0.149 mm篩。土壤樣品自然風(fēng)干后過2mm篩，使用激光粒度分析儀S3500測量土壤的粒徑組成。將土壤樣品自然風(fēng)干后過0.149 mm篩后，重鉻酸鉀稀釋熱法測定土壤有機質(zhì)含量；采用H2SO4-H2O2消煮法[20]消煮土壤后，使用AMS公司出產(chǎn)的SmartChem200全自動間斷化學(xué)分析儀測得氮和磷元素的含量；重金屬含量用電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀(ICP)測定。

1.4 土壤質(zhì)量評價方法

土壤質(zhì)量所指的是土壤的多種性質(zhì)(物理，化學(xué)和生物學(xué)性質(zhì)等)的綜合反映，而土壤肥力是土壤質(zhì)量的本質(zhì)屬性，是土壤質(zhì)量核心的基礎(chǔ)[21]。所以選取了5項直接反應(yīng)土壤肥力的指標，即速效氮(AN)、速效磷(AP)、總氮(TN)、總磷(TP)以及土壤有機質(zhì)含量(OM)，來進行土壤質(zhì)量的評價。

采用主成分分析法對所選的5個土壤肥力指標進行綜合評價，以最終的綜合得分來比較不同組別的土壤的土壤質(zhì)量大小。主成分分析法是土壤質(zhì)量評價中使用得最為廣泛的一種統(tǒng)計方法，這種方法可以簡化數(shù)據(jù)，在統(tǒng)計學(xué)意義上客觀準確地篩選出土壤屬性的變異性，主成分分析法可以將原始數(shù)據(jù)中的多個指標以線性組合的方式轉(zhuǎn)化為數(shù)量更少的新指標，新指標在避免信息交叉重疊的同時又能綜合反映多個原指標的信息。

1.5 數(shù)據(jù)處理

使用SPSS 24.0(IBM SPSS Statistics 24.0)軟件進行雙因素方差分析，標準化，非參數(shù)檢驗和主成分分析。作圖工具為Origin 2018與SPSS 24.0(IBM SPSS Statistics 24.0)。

2 結(jié)果與分析

2.1 植物生長狀況分析

使用雙因素方差分析來分析各個指標，從表1可知：高羊茅的地上部分干重、總干重以及根冠比這3個指標與煤矸石體積占比之間具有極顯著相關(guān)性(P<0.01)；高羊茅發(fā)芽率、地下部分干重以及總干重這3個指標與煤矸石粒徑大小之間具有顯著(P<0.05)或極顯著相關(guān)性(P<0.01)。

表1 植物指標雙因素方差分析

2.1.1 植生基質(zhì)對發(fā)芽率的影響

不同方案下的土壤，各組高羊茅發(fā)芽率如圖1a所示，在相同的煤矸石體積占比下，各試驗組的發(fā)芽率都高于對照組。發(fā)芽率與煤矸石體積占比之間沒有明顯的相關(guān)性，而發(fā)芽率與煤矸石粒徑大小則有十分明顯的相關(guān)性，這與之前從圖中提取出的信息是相吻合的。之所以煤矸石8目以下粒徑范圍組表現(xiàn)優(yōu)于4目和2目組，是因為隨著土壤顆粒粒徑變小，顆粒之間的孔隙更加細小，吸附能力得到增強，降低了水分的流失速度，土壤保水性就更強，在種子萌發(fā)階段，充足的水分供應(yīng)是其能及時發(fā)芽的重要保證[22]。

圖1 不同方案下的植物生物量相關(guān)指標Fig.1 Summary of the biomass and correlative indexes of plants under different options

2.1.2 植生基質(zhì)對高羊茅生物量的影響

對試驗數(shù)據(jù)進行計算整理后得出，當煤矸石體積占比為50%(即Vm∶Vw=1∶1)時，高羊茅的地上部分干重可達到最大值，高出其他體積占比組8.39%～62.44%；當煤矸石粒徑大小≤2目時，高羊茅的地下部分干重可達最大值，高出其他粒徑大小組12.14%～12.46%；在總干重指標下，煤矸石體積占比50%試驗組與體積占比90%試驗組的差異在5%以內(nèi)，高于其他體積占比組15%～19%，而在不同煤矸石體積占比下，出現(xiàn)了不同的最優(yōu)粒徑大小。

所以在煤矸石體積占比為50%(Vm∶Vw=1∶1)以及90%(Vm∶Vw=9∶1)時高羊茅可以得到較多的生物量積累。為進一步解釋植物生長的差異，需要對添加混合植生基質(zhì)后的土壤性質(zhì)進行分析。

2.2 土壤重金屬含量及質(zhì)地

對15種方案的土壤以及純污泥和純煤矸石對照組取樣，測定重金屬含量后得到的結(jié)果見表2，有鎘(Cd)、汞(Hg)、砷(As)、鉛(Pb)、鉻(Cr)、銅(Cu)、鎳(Ni)、鋅(Zn)共8項檢測指標，對照《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標準》(GB 15618—2018)[23]后可以發(fā)現(xiàn)除了N10和N11組出現(xiàn)Zn超標的檢測結(jié)果，其余指標均符合環(huán)境標準，這說明北京地區(qū)的污泥產(chǎn)品在投入農(nóng)業(yè)利用時仍然存在一定的重金屬污染風(fēng)險，所以仍需要在污泥利用前對污泥產(chǎn)品進行重金屬元素的測定，排查可能存在的易超標重金屬元素，并以檢測結(jié)果來指導(dǎo)確定污泥使用量。

表2 土壤重金屬含量及質(zhì)地

本試驗中出現(xiàn)了Zn含量超標，遂以Zn元素為例來評估城市污泥用于土壤改良后出現(xiàn)Zn元素超標的風(fēng)險大小。以截止至2013年的中國城市污泥重金屬含量特征統(tǒng)計為參考，全國城市污泥Zn含量在42.1～3 568.3 mg/kg，全國不同地區(qū)的污泥中鋅的平均含量為：華東地區(qū)1 529.8 mg/kg，西南地區(qū)796.8 mg/kg，華南地區(qū)780.5 mg/kg，華北地區(qū)721.2 mg/kg，東北地區(qū)604.8 mg/kg，西北地區(qū)551.7 mg/kg，華中地區(qū)405.2 mg/kg[24]。由此可見城市污泥中Zn的含量大概率高于農(nóng)用土壤環(huán)境標準(pH≤6.5:Zn含量小于200 mg/kg；6.57.5:Zn含量小于300 mg/kg)。因此將城市污泥投入農(nóng)用時，必須要確認污泥穩(wěn)定化后各類重金屬的具體含量，以此來指導(dǎo)實際情況中污泥使用量的確定。同時可以采用工程、化學(xué)、微生物等相關(guān)方法減輕重金屬對土壤的影響。對15組土壤的粒度分析結(jié)果顯示15組土壤的質(zhì)地基本介于砂壤土與粉壤土之間(分類標準采用國際上較為通用的美國土壤質(zhì)地分類制)無明顯差異，對沙土質(zhì)地有所改良。

2.3 土壤肥力分析

圖2展示了各個指標在煤矸石不同體積占比以及不同粒徑大小下的差異。由圖2可知，在相同的

圖2 各項肥力指標的變化曲線Fig.2 Changing curve of each fertility indexes

粒徑大小下，氮元素含量均在煤矸石體積占比為50%時最高。即污泥含量高時，植生基質(zhì)所能提供的氮元素含量也相對較高。在相同的粒徑大小下，磷元素含量隨著煤矸石體積占比的提高而呈現(xiàn)出明顯的下降趨勢，從煤矸石和城市污泥的全磷含量測定結(jié)果中亦可知城市污泥中的磷元素遠多于煤矸石。氮元素和有機質(zhì)含量均在煤矸石體積占比為70%時出現(xiàn)低谷，后又回升；相同的煤矸石體積占比下，粒徑≤8目組的土壤有機質(zhì)高于其他組，但是粒徑≤4目組的土壤有機質(zhì)卻低于粒徑≤2目組。

因土壤樣本在肥力指標檢測時采用的混樣測取所得數(shù)據(jù)最終未通過正態(tài)性檢驗，為方便分析，本文采用了非參數(shù)檢驗來檢驗各組別之間的差異性是否顯著。本試驗中使用的非參數(shù)檢驗方法為Kruskal-Wallis檢驗。假定N1～N15來自不同總體，Kruskal-Wallis檢驗(H)的原假設(shè)為：多個獨立樣本來自的多個總體的分布無顯著差異。當檢驗結(jié)果P值小于檢驗水準時，便可拒絕原假設(shè)，認為多個總體之間有明顯差異[25]。檢驗結(jié)果見表3，從表中可以看出除了有機質(zhì)外的其他肥力指標在煤矸石體積占比不同時，組間差異顯著，說明AN、AP、TN、TP這4項指標與煤矸石體積占比之間有明顯相關(guān)性。但是這樣只能說明在15組中存在顯著差異，不能說明其中任意兩組之間都有明顯差異，為了得到組間差異更加準確的信息，各組還需要分別兩兩比較。分別對AN、AP、TN、TP這4項指標下不同的煤矸石體積占比的組進行兩兩比較，比較結(jié)果如圖3所示。由圖3a—圖3e可知：AN和TN指標下，煤矸石體積占比在50%～70%、50%～60%、80%～70%的差異最為顯著；AP和TP指標下，煤矸石體積占比在50%～90%、50%～80%、50%～70%、80%～60%、90%～60%差異最為顯著；OM指標下只有煤矸石體積占比70%～80%有顯著差異。由圖3f可知OM指標下，粒徑大小≤8目組與≤4目組，≤8目組與≤2目組有顯著差異。

表3 Kruskal-Wallis檢驗Table 3 Kruskal-Wallis test

注：圖中節(jié)點上方數(shù)值為煤矸石體積占比或粒徑大小，節(jié)點下方數(shù)值為不同的煤矸石體積占比的樣本平均秩。黑線連接代表組間有較小差異，灰線連接代表組間有明顯差異。

除有機質(zhì)含量外，其余4項肥力指標與煤矸石粒徑大小之間均無明顯相關(guān)性；AN、AP、TN、TP與煤矸石的體積占比之間有顯著相關(guān)性，而組間的差異性主要體現(xiàn)在當煤矸石體積占比為50%時的氮磷元素含量優(yōu)于其他體積占比組。因為只有在磷元素下，組間差異在超過半數(shù)的兩兩比較組合中均有顯著體現(xiàn)，所以即使檢驗結(jié)果在數(shù)值上表現(xiàn)為顯著，依舊不能完全說明AN、TN、OM這三者與煤矸石的體積占比之間有顯著相關(guān)性。煤矸石的粒徑大小對有機質(zhì)含量的影響主要體現(xiàn)在當煤矸石粒徑大小≤8目時，改良土壤中有機質(zhì)的含量便明顯高于其他組。所以試驗結(jié)果表現(xiàn)為煤矸石的體積占比越高，植生基質(zhì)中的磷元素含量越低；煤矸石粒徑大小越低，植生基質(zhì)中有機質(zhì)含量越高。

2.4 土壤質(zhì)量評價

為排除數(shù)量級差異對分析結(jié)果的影響并消除量綱差異，首先對數(shù)據(jù)進行標準化處理，對標準化的指標進行主成分分析，主成分分析的特征值與方差貢獻率見表4(表中主成分1～5為將原變量重新組合構(gòu)建得到互不相關(guān)的新變量共計5個，即主成分1～5，包含了原變量的所有信息)。特征值在某種程度可看成是表示主成分影響力度大小的指標。一般以特征值>1作為主成分提取的依據(jù)，可以提取出2個主成分，累計貢獻率達到89.9%，大于85%，可以認為這2個主成分已經(jīng)基本反映了所有數(shù)據(jù)的信息。

表4 主成分分析的特征值與方差貢獻率

初始因子載荷具體結(jié)果以及各個指標所對應(yīng)的得分系數(shù)見表5，第一主成分的主要影響因子是AN、AP、TN、TP，第二主成分的主要影響因子是OM。初始載荷除以主成分相對應(yīng)的特征根開平方根便得到兩個主成分中每個指標所對應(yīng)的得分系數(shù)。標準化后的指標與對應(yīng)的得分系數(shù)相乘并求和即可得到兩主成分的得分F1、F2，再將2個主成分得分乘以它們對應(yīng)的方差貢獻率并求和，即可得到綜合得分F。

表5 初始因子荷載及得分系數(shù)

最終各組得分及排名情況見表6，綜合排名前三的組為N1、N2、N3，其中N3排名最高。煤矸石與污泥的體積占比都為50%的基質(zhì)改良土壤的肥力最佳。第一主成分的得分基本呈現(xiàn)出隨煤矸石的體積占比增加而下降的趨勢，第一主成分得分較低的組基本集中在煤矸石體積含量達到80%之后(即組別N10～N15)，結(jié)合因子載荷分布的分析結(jié)果，說明污泥對植生基質(zhì)的氮磷元素含量有著更為明顯的貢獻。而第二主成分的得分沒有隨煤矸石的體積占比的變化而表現(xiàn)出明顯的規(guī)律，即植生基質(zhì)中煤矸石和污泥對有機質(zhì)的貢獻沒有明顯的差異。

表6 各組土壤肥力的主成分，綜合得分及排序

由土壤肥力評價結(jié)果可知：煤矸石體積占比為50%的植生基質(zhì)在肥力表現(xiàn)上優(yōu)于煤矸石體積占比更高的植生基質(zhì)。主成分一是影響得分的關(guān)鍵，即氮磷元素的含量差異是不同方案下植生基質(zhì)的肥力出現(xiàn)差異的關(guān)鍵。討論的第一段，這一組混樣中污泥含量因取樣誤差而相對較低？應(yīng)進一步解釋?？傮w來說煤矸石越多，來自污泥中的全氮越少(從圖2d中可以看出這個趨勢)。

3 討 論

樣本中氮元素和有機質(zhì)含量均在煤矸石體積占比為70%時達到最低，推測原因是該體積占比組中的有機質(zhì)含量較低，而土壤中與碳結(jié)合的氮同時也是有效氮的重要來源，所以在元素分析中該組的氮元素也表現(xiàn)得相對低一些。從圖2d中可以看出，總體來說煤矸石越多，來自污泥中的水解氮越少。本試驗使用的煤矸石本身的有機質(zhì)含量較高，所以城市污泥對煤矸石的有機質(zhì)補充效果不明顯，若灰分更高的煤矸石，城市污泥補充有機質(zhì)的效果會更為顯著。

相同的煤矸石體積占比下，粒徑≤8目組的土壤有機質(zhì)顯著高于其他組，粒徑≤4目組的土壤有機質(zhì)與粒徑≤2目組差異不顯著。原因可能是粒徑更小的煤矸石得到了更充分的破碎，粉碎過篩后可以得到更高比例的小粒徑煤矸石碎屑。在制得混合土后，相同體積的混合土里有更高比例的煤矸石，過篩得到的樣本中便有更高比例的煤矸石成分，因此所對應(yīng)的土壤樣本中可以檢測到更高的有機質(zhì)含量。

當植生基質(zhì)中的煤矸石比例逐步提高后，土壤中的磷元素會面臨短缺問題，因為煤矸石與城市污泥的磷元素差異比有機質(zhì)含量差異和氮元素含量差異要顯著得多，所以提高煤矸石在植生基質(zhì)中的體積占比會提高土壤中的碳磷比(C/P)和氮磷比(N/P)，過高的碳磷比會影響植物體內(nèi)的RNA轉(zhuǎn)錄，影響植物體內(nèi)的蛋白質(zhì)合成[26]，過高的氮磷比會降低植物的固氮量[27]。所以為保證后續(xù)植物生長的效果，煤矸石的含量不應(yīng)過高，雖然試驗結(jié)果顯示煤矸石體積占比達90%時高羊茅也可以積累可觀的生物量，但是土壤環(huán)境不利于植物的持續(xù)種植。而煤矸石體積占比90%時高羊茅的種植效果與煤矸石體積占比50%時相似，推測主要原因是煤矸石體積占比50%時植生基質(zhì)給予了沙土較為全面的營養(yǎng)補充，而煤矸石體積占比90%時植生基質(zhì)與沙土形成了最為有效的土壤結(jié)構(gòu)，且營養(yǎng)供給短期內(nèi)滿足了植物的生長需求。本試驗中制得的植生基質(zhì)存在Zn元素的超標，Zn主要來源于城市污泥。而在土壤中磷鋅可以形成不溶性的磷酸鋅，有效磷可以增加土壤中鐵鋁氧化物和氫氧化物對鋅的吸附，從而減少鋅對植物的有效性和毒害癥狀。與此同時，選擇合適的植物可以對一到多種重金屬產(chǎn)生富集作用，種植高羊茅可以使土壤中的重金屬濃度有不同程度的降低。除了高羊茅之外，已有的嘗試還有黑麥草[28]等植物。耿春女等[29]利用菌根吸收和固定重金屬取得了良好的效果。

植生基質(zhì)還有進一步改良的空間。在煤矸石中添加保水劑和其他有機碳源物質(zhì)可進一步優(yōu)化植生基質(zhì)的理化性質(zhì)。添加適量的菌劑可以高效活化煤矸石并促進其分解，如對低硫和高硫煤矸石使用巨大芽孢桿菌(ACCC10011)，在適宜條件下制得微生物肥后經(jīng)檢測發(fā)現(xiàn)，低硫和高硫煤矸石肥料中的有效磷、速效鉀以及堿解氮均提高了數(shù)倍至數(shù)十倍[30]。中等劑量(0.15%)的木霉菌可以促進煤矸石分解，改善煤矸石的機械組成并增加多種酶活性[31]。后續(xù)研究中可以根據(jù)所用煤矸石和污泥的特性，有針對性地使用少量菌劑，或有助于提高植生基質(zhì)的種植效果。為體現(xiàn)煤矸石在植生基質(zhì)制作中的主體地位，將其最低體積占比定為50%，而實際生產(chǎn)中可能更低的煤矸石占比可能取得更好的植物種植效果。與此同時，植生基質(zhì)的生產(chǎn)過程中，煤矸石和污泥的采集和運輸都會對成本控制及環(huán)境保護等有所要求，所以實際生產(chǎn)中還需要考慮煤矸石的消納任務(wù)以及植生基質(zhì)的制作成本。

4 結(jié) 論

1)煤矸石與城市污泥混合制成植生基質(zhì)并用于改良土壤的方法是可行的，煤矸石本身的有機質(zhì)含量同樣能非常可觀，仍有很大的利用潛力。不同地區(qū)產(chǎn)出的煤矸石和污泥在重金屬元素上存在差異，所以在制成植生基質(zhì)之前，要確保污泥的無害化、穩(wěn)定化，制成的基質(zhì)不出現(xiàn)重金屬超標的現(xiàn)象。

2)當植生基質(zhì)中的煤矸石體積占比達到50%時(Vm∶Vw=1∶1)，施用后土壤肥力表現(xiàn)最佳，且長期來看最適宜植物生長，而同時煤矸石粉碎粒徑≤8目時，土壤的保水保肥性表現(xiàn)最佳。

3)煤矸石顆粒讓植生基質(zhì)具備了良好的透氣性，而污泥是植生基質(zhì)的主要營養(yǎng)源，尤其可為基質(zhì)補充了大量的磷元素，使用植生基質(zhì)改良后的沙土理化性質(zhì)更為良好。因此在將煤矸石和城市污泥制成植生基質(zhì)并用于土壤修復(fù)時，在保證煤矸石消納效率的同時，適當提高污泥在基質(zhì)中的比例可以達到較好的土壤修復(fù)效果。

綜上所述，合理城市污泥與煤矸石制備植生基質(zhì)的方法可以在高效消納廢棄物的同時達到一定的生態(tài)效益。煤矸石粒徑大小≤8目并與城市污泥以體積比1:1混合制成植生基質(zhì)改良后的沙土理化性質(zhì)有了明顯改善且可以支持植物的健康生長。