工程棄渣用作植物生長基質的研究

陳述悅，顧 衛，戴泉玉

（北京師范大學 地表過程與資源生態國家重點實驗室，北京100875）

工程棄渣是指施工過程中所產生的固體廢棄物，根據施工對象的不同，其組成也不同。廣義上的工程棄渣分為兩類，一類是指當施工對象為建筑物、道路、橋梁等人造物體時，所產生的落地灰、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；另一類是指當施工對象為山體、河道、植被等自然物體時，所產生的石塊、土壤和植物殘體等混合物。本文所指工程棄渣為自然物體產生的工程棄渣。

據估算，修建山區高速公路每1km棄渣量可高達3.4萬m3［1］，在英國，每年處理的工程棄渣量要達到40～50萬t。盡管工程棄渣的再利用已經在建筑行業得到認可，但對其再利用成本、質量、數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場利用如景觀、便利設施、填筑路堤等，大部分工程棄渣被運往垃圾填埋場［2］或棄渣場堆置，引發滑坡、泥石流等水土流失問題并破壞了景觀協調性，需要對工程棄渣堆實施植被恢復工程［3］。由于棄渣場欠缺防護措施，棄渣場已經成為水土流失的重要來源和生態環境的主要新增污染點。無疑地，貯存工程棄渣要付出高額的經濟和社會成本，最好的辦法是發現更多的工程棄渣利用方式，如填充礦井［4］、道路工程［5－6］、基礎水利工程［7］、河道堤岸［8］等，以降低處理成本和環境危害。

工程棄渣與工程創面（巖質坡面、巖質土坡面、土質坡面等）往往相伴而生，為了保護工程主體的安全，需要對工程創面進行植被恢復，為此，要從其他地點挖取大量的自然土壤用作創面植被生長的基質，這將再次造成生態環境的破壞。

鑒于此，本文設想把工程棄渣改造為植物生長基質，用于工程創面—巖質坡面的生態恢復，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，解決工程創面的生態恢復問題，還可以降低治理投入，避免二次環境破壞。工程棄渣是經過人為擾動的不成熟土壤，渣多土少、粗骨松散、穩定性差，而且缺乏養分，持水性能差，必須對其進行改造，以適應植物生長。為此，本文開展了工程棄渣與自然土壤的配比生長實驗，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坡面生態恢復實踐提供理論依據和數據支持。

1 實驗材料與方法

1.1 實驗地點自然條件

實驗在北京師范大學地表過程與資源生態國家重點實驗室房山試驗基地（39°30′—39°55′N，115°25′—116°15′E）進行。房山地處北京西南，屬暖溫帶半濕潤大陸性季風氣候區。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%，年平均蒸發量為1 635.3mm。

1.2 實驗設計

實驗于2010年5月—2010年11月進行。將取自吉林蛟河、北京房山、內蒙古赤峰、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，每個盆中均勻撒播30粒高羊茅種子，并用遮陽網遮蓋，定期澆水，種子發芽長到一定高度，撤去遮陽網，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驗將在另一篇文章中討論。

表1 工程棄渣的性質

表2 工程棄渣的機械組成

表3 自然土壤、工程棄渣體積配比

1.3 觀測項目

（1）養分含量：測量兩次，分別是播種前和收獲后。全氮采用半微量開氏法；有效磷采用化學浸提方法；速效鉀采用NH4OAC浸提，火焰光度法；有機質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的環刀取樣，用三相儀測其三相，比較前后兩次三相數據。

（4）吸水性：用環刀取風干土樣，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，此時含水量為最大含水量。

（5）持水性：吸水至飽和土樣，即可進行持水實驗，連續數天（10～12d）每天定時稱重，直到重量不再變化，用前一天重量減去當天稱取的重量數，計算當天各配方土中水分的蒸發量。

（6）土壤水分常數：田間持水量是采用吸水飽和土樣，經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：發芽率是在播種15d后，開始統計發芽數，計算發芽數占撒播種子數的百分率；保存率是指收獲時，測定在不同配方土壤上生長的草的數目，與總的播種數之比即為保存率；株高是指收獲時，在每個重復選取有代表性的植株5株，用鋼尺進行株高測定，求平均值；生物量指收獲時，將每種配比的植株全部收獲，用水沖洗干凈放在通風處將植株表面的水分吹干，測其鮮重，計算平均值；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，計算平均值。

2 結果與分析

2.1 不同自然土壤和工程棄渣體積配比對機械組成的影響

土壤機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，確定土壤的機械組成對于評價土壤十分重要。在這里，引入機械組成的概念對植物生長基質進行評價，但為了在實際工程中使用方便，用體積百分含量替代質量百分含量。

根據我國土壤顆粒分級標準，粒徑為3mm～1 cm的顆粒為粗礫，1～3mm的顆粒為細礫，0.25～1 mm的顆粒為粗砂粒，＜0.25mm的顆粒為細砂粒、粉粒和黏粒。土壤不同粒徑顆粒對土壤團粒結構的形成和保水保肥的貢獻不同，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［9］。

如圖1所示，各地工程棄渣與自然土壤機械組成差異較大的，混合后機械組成變化明顯，如赤峰，細礫和粗砂粒比例呈下降趨勢，而細砂粒、粉粒和黏粒比例呈上升趨勢，蛟河工程棄渣與表土混合后，細礫變化不明顯，粗砂粒比例呈上升趨勢，而細砂粒、粉粒和黏粒呈下降趨勢；工程棄渣與自然土壤機械組成相近的，混合后機械組成變化不大。顯然，人為調節工程棄渣機械組成是可行的，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的結構和質地，有效增加養分含量具有重要的作用。但這種調節是被動的，受自然土壤機械組成影響巨大，不能夠完全按照人們的意志去實現理想的機械組成。

圖1 不同自然土壤和工程棄渣體積配比對機械組成的影響

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、氣三相物質組成的一種介于固體和液體之間的顆粒性半無限介質，三相之間是相互聯系、相互轉化、相互制約、不可分割的有機整體。在任何尺度上，土壤結構的功能特點都是依賴于孔隙、基質在三維空間的連通、扭曲和異質性［10－11］，三相比的變化決定土壤結構的差異，進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為一種規律性，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，上升趨勢緩和，含水量較高時上升趨勢顯著。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系。在工程棄渣體積比例處于30%～60%范圍時，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，因為澆水而發生沉降，顆粒間的結合變得緊密，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顆粒變得緊密，而植物根系能把粘重的植物生長基質分割成小的顆粒，也能把分散的顆粒粘結成團粒結構，同時促進有機質和腐殖質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間的差異縮小（圖2）。

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值是土壤的一個重要屬性，是土壤在其形成過程中受生物、氣候、地質、水文等因素綜合作用所產生的重要屬性［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值均屬強堿性（＞8.5），而四地自然土壤pH中，房山最大為強堿性（＞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、風化強度以及降雨量有關，鹽基成分含量高的巖石（如房山的石灰巖等）風化后產生氫氧離子，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整體上仍呈堿性。種植植物后，房山植物生長基質的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分的影響

土壤pH值對微生物的活性、礦物質的有效性和有機質的分解起到重要作用，因而影響土壤養分的釋放、固定和遷移等［15］。土壤pH值和大部分養分元素的有效性存在較好的相關性［14］，但土壤是一個復雜的功能體，其pH值對有效養分的影響因土壤條件不同而不一致［16］。這與本實驗的結果基本相符，有機質和N，P，K等養分都隨著植物生長基質的pH值升高而降低，整體呈負相關。北方高產旱作土壤的養分標準為：有機質含量一般在15～20g／kg以上，全氮含量達到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，只有強風化的蛟河工程棄渣能夠滿足此標準。種植后，由于降水攜帶和植物生長消耗，各種養分都比種植前有所下降，尤其是有機質、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，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均能提高渣石攔水能力，減小滲水系數［17］，工程棄渣與自然土壤配比意味著不同粒徑的顆粒進行重新組合，從而導致植物生長基質結構、養分含量和有機質含量等發生變化，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，且兩者符合對數函數關系；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關系；有機質含量越多，田間持水量和凋萎持水量越大，且兩者符合對數關系［18］。隨著工程棄渣體積比例減小，有機質增加，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雜，赤峰和房山的凋萎持水量變化與容重呈正相關，與有機質呈負相關，而徐水和蛟河凋萎持水量與容重呈負相關，與有機質呈正相關。由于本實驗沒有單獨測量黏粒的含量，而是把細砂粒、粉粒和黏粒作為一個整體測算，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

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

圖3是固定體積（100ml）風干植物生長基質吸水量隨吸水時間的變化曲線，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含水量可以達到田間持水量的30%，50%，80%，90%和101%以上。植物生長基質的含水量為田間持水量的65%時，植物吸水困難，生長受到阻滯，此時的含水量稱為毛管破裂含水量，低于此含水量，植物生長基質處于干旱，高于此含水量，植物生長基質處于濕潤［21］。因此，大部分工程棄渣與自然土壤配比的植物生長基質要滿足植物生長需要的水分，至少需要吸水時間在2h以上。植物生長基質無法在短時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，植物生長基質可以在40～60 min內吸水達到田間持水量的50%以上，說明對于短時間的降雨，這些配比的植物生長基質可以迅速補充水分。

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%之間時出現。四地中，以徐水的吸水速率最快，在24h后達到最大持水量，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抗旱保墑性能優劣的一個重要指標。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持水量變化速率差別不大，這與四地的植物生長基質機械組成變化（圖1）基本一致，主要是粒徑＜0.25mm的土壤顆粒影響毛管系統從而導致毛管水變化。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持水性最好，蒸發18d還沒有到達持水量最低點，赤峰和房山次之，蒸發18d時已經到達持水量最低點，徐水最差，在蒸發16d時已經到達持水量最低點。

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芽率與植株保存率的影響 植物生長基質中礦物營養元素和有機質的含量，是植物持續健康生長的根本。pH值過高或過低，不僅會直接影響植物生長，同時會使植物必需營養元素的生物有效性發生變化，從而導致植株某元素失調［22］。工程棄渣與自然土壤的不同體積配比導致植物生長基質機械組成、三相、pH值、養分和土壤水分常數的差異，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，種子發芽率達到峰值80%，此后直至工程棄渣體積比例降為0，種子發芽率都沒有大的變化。種子發芽后，在生長過程中植株會因降雨、干旱、養分缺乏等影響而死亡，最終的植株數會與種子發芽數有很大的差別，不能真實反映植物的生長效果。因此，引入植株保存率概念，以一段時期內植株的存活狀況來反映植物生長基質對植物生長的影響。除工程棄渣體積比例為100%的植物生長基質植株保存率較小外，其他處理的植物生長基質的植株保存率均在60%～80%范圍內波動。

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 由實驗可知，除了徐水植物株高會隨著植物生長基質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生變化的趨勢并不一致，赤峰植物生物量最高值出現在工程棄渣體積比例為20%時，在20%～70%工程棄渣體積比例范圍內，鮮重變化較小；徐水和蛟河植物生物量均表現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，鮮重小幅度增加，最后在工程棄渣體積比例為10%時達到峰值，蛟河工程棄渣體積比例在30%～90%范圍時，鮮重小幅度波動，后在工程棄渣體積比例為10%時達到峰值。圖4b中，工程棄渣體積比例為20%～80%范圍時，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行不同體積配比生長實驗，以驗證改造工程棄渣為植物生長基質思路的可行性，并確定工程棄渣的適合添加體積比例。以下結論并不一定具有普適性，作者更多地只是想通過這種設計和實驗，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用于工程創面生態恢復，體積比例隨工程棄渣和自然土壤理化性質的不同而有所差異，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出明顯規律變化，但混合物的pH、養分含量、土壤水分常數、抗旱保墑能力等指標隨工程棄渣體積比例變化而規律變化。

（3）工程棄渣與自然土壤混合物對植物生長發育影響主要表現為種子發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律。

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

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

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

［2］ Kwan J C T，Jardine F M.Ground engineering spoil：practices of disposal and reuse［J］.Engineering Geology，1999，53（2）：161－166.

［3］ Krystyna M Skar?yńska.Reuse of coal mining wastes in civil engineering－part2：utilization of minestone［J］.Waste Management，1995，15（2）：83－126.

［4］ Leininger D，Erdmann W，K?hling R，et al.Recent development in the utilization of preparation refuse in the Federal Republic of Germany［M］.Symp.on the Utiliz.of Waste from Coal Mining and Preparation，1983，22.

［5］ BS－6543／1985.British Standards Guide to the Use of In－dustrial By－products and Waste Materials in Building and Civil Engineering［S］.London：British Standards Institute，1985.

［6］ BAST－E9.Verwendbarkeit des Nebengesteins der Steinkohle als Schüttermaterial für den Strassenbau［M］.Bundesanstalt für Strassenwesen，1971.

［7］ WKE－R－78156.De Toepasbaarheid van mijnsteen in de waterbouw［M］.Rijkswaterstaat：Deltadienst Werkgroep Keuring Bouwstoffen voor de Waterbouw，1982.

［8］ ?ermák L.Wykorzystanie odpadów do budowy walów ochronnych［J］.Projekty－Problemy，1972，12：4－9.

［9］ 朱志梅，楊持，曹明明，等.多倫草原土壤理化性質在沙漠化過程中的變化［J］.水土保持通報，2007，27（1）：1－5.

［10］ Yong I M，Crawford J W，Rappoldt C.New methods and models for characterizing structure heterogeneity of soil［J］.Soil and Tillage Research，2001，61（1／2）：33－45.

［11］ Letey J.The study of soil structure science or art［J］.Australian Journal of Soil Research，1991，29（6）：699－707.

［12］ 黃必志，曹文波，陳佐忠.草坪營養與施肥［M］.北京：中國林業出版社，1999.

［13］ 中島宏.道路緑化ハントブック［M］.日本：山海棠株式會社，1999：52.

［14］ 師剛強，趙藝，施澤明，等.土壤pH值與土壤有效養分關系探討［J］.現代農業科學，2009，16（5）：93－94.

［15］ 許自成，王林，肖漢乾.湖南煙區土壤pH分布特點及其與土壤養分的關系［J］.中國生態農業學報，2008，16（4）：830－834.

［16］ 袁可能.植物營養元素的土壤化學［M］.北京：科學出版社，1983：261－544.

［17］ 徐虹.石碴料級配與滲透性的關系研究［J］.四川水利，2004（4）：45－47.

［18］ 賈芳.農田有效水分的試驗研究與預報［D］.太原：太原理工大學，2008.

［19］ 宋海燕，汪有科，汪星，等.保水劑用量對土壤水分的影響［J］.干旱地區農業研究，2009，27（3）：33－36.

［20］ 張俊云，周德培，李紹才，等.厚層基材噴射種植基的物理特性［J］.巖石力學與工程學報，2001，20（增刊1）：1010－1014.

［21］ 魏勝利.田間持水量的測定與早情分析［J］.水科學與工程技術，2005（增刊）：53－54.

［22］ Sims J T.Soil pH effects on the distribution and plant availability of manganese：copper，iron and zinc［J］.Soil Science Society of America Journal，1986，50（2）：367－373.