矿产资源的大规模开发在为社会经济发展作出巨大贡献的同时，也导致了许多诸如地质灾害、土壤污染、粉尘污染、水生态破坏等环境问题。矿山废弃地的土壤往往存在肥力低、结构不良、保水性差、重金属超标、植被难以存活等特点，而矿山生态修复的最大难点在于被破坏土壤的重构及矿山重金属的淋溶污染防治 ^{[ 1]} 。因此，亟需研发一种能够提供蓄水保水能力和充足营养物质的修复基质，以促进矿山土壤质量的恢复与提升。随着固废资源化及“以废治废”理念的兴起，业界在开发传统的矿山生态修复技术之外，也越来越多地关注有机固体废物(尤其是市政污泥稳定化产物)在矿山生态修复中的应用前景 ^{[ 2- 4]} 。市政污泥富含有机质和N、P、K等营养物质，将市政污泥稳定化产物用于矿山废弃地土壤修复，一方面可以为市政污泥产物提供稳定可靠的资源化利用途径，最大限度实现物质循环利用；另一方面可以加快污染土壤的理化性质改善、提高微生物活性，并加速植被生长 ^{[ 5- 6]} 。因此，将市政污泥稳定化产物应用于矿山生态修复将是一种“双赢”选择。但市政污泥属有机废物，其在矿山修复工程中的推广应用面临诸多问题和挑战，如对市政污泥施用效果了解不深、对施用风险和施用量把握不足等问题。这在很大程度上限制了其在矿山修复领域的推广应用。为此，笔者归纳市政污泥稳定产物的应用前景，重点分析将市政污泥稳定产物应用于矿山修复的生态效益和环境风险，并提出相关研究展望，以期为市政污泥处理处置与矿山生态修复协同治理提供理论参考和依据。

1.   市政污泥稳定产物的应用前景

1.1   市政污泥处置需求

2020年，我国县级及以上城市生活污水污泥产生量已达到6 664万t(含水率80%)。市政污泥富含有机质和N、P、K等营养物质，具有很强的资源属性，但因其含有致病菌、重金属和有机污染物等有害物质而同时具有很强的污染性，若未得到妥善处理处置，将会严重影响生态环境 ^{[ 7- 8]} 。目前，市政污泥处理处置方式主要包括焚烧、填埋、热解碳化、建材化利用、厌氧消化或好氧发酵后土地利用等 ^{[ 7]} 。市政污泥稳定化后用于土地修复，可增加土壤肥力、改良土壤结构、促进植物生长，是资源利用率最高的处置方式。现阶段我国市政污泥的土地利用率不足15%，远低于欧盟国家的60% ^{[ 8]} 。据统计，我国市政污泥稳定化产物的有机质质量浓度为21%~48%，总氮、总磷和总钾质量浓度分别为4.0~19.2、5.0~41.0、2.3~54.0 g/kg ^{[ 9]} ，在土地利用方向具有良好的前景，但由于农用的诸多限制，园林绿化和城市废弃地的土壤改良将是污泥稳定化产物的重要消纳方式。

1.2   矿山生态修复需求

目前我国采矿用地面积为227×10 ⁴ hm ²，矿山开采损毁土地总面积达280×10 ⁴ hm ²，未复垦土地面积约231×10 ⁴ hm ²。其中，长江干流及其主要支流两岸50 km范围内，露天矿山侵占土地面积约为63 526 hm ^{2 [ 10]} 。这些矿山的生态修复需要大量的基质用土。以50 cm土壤厚度保守估计，仅长江经济带露天矿山的基质土需求量便高达约3亿m ³，极大地挤占了城市的生态用土空间。另一方面，由于采选冶炼、“三废”排放及尾矿渣淋溶的影响，某些金属矿区周边的土壤和水体中的重金属含量已严重超标，部分酸性矿山更是会引发水体酸化。有学者对长江流域33个矿区的受重金属污染土壤进行分析发现，这些重金属污染物主要来源于矿区生产活动中“三废”的排放 ^{[ 11]} 。目前，国内外对于开采后矿山的重金属和淋溶污染防治技术的研究主要集中在物理修复、化学修复和生物修复3个方面 ^{[ 12]} ，主要包含2个层面：一是改良土壤理化性质，使其能够复林复垦；二是解决土壤重金属污染和酸性淋溶污染等问题，阻断次生污染风险，实现废弃地生态系统的全面修复。现有研究表明，市政污泥发酵产物不仅能够替代普通土壤作为基质土使用，还可以改良矿山土壤性质、阻断淋溶污染、促进植物生长和改良土壤微环境，是矿山生态修复的绝佳材料。利用市政污泥作为矿山生态修复的基质在时间维度上具有可持续性，消纳前景广阔 ^{[ 3- 4]} 。据统计，我国各省份污泥年产量远低于裸露矿山所需基质土质量，两者的比值为0.007%~4.200%，如 图 1所示。

图  1  不同省份矿山开采及市政污泥使用情况

Figure  1.  Mining and municipal sludge utilization in different provinces

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2.   市政污泥稳定产物用于矿山修复的生态效益

2.1   改良矿山土壤理化性质

土壤的各项理化指标可以准确反映土壤环境的优劣，是评测土壤生态的重要参数。矿山废弃地由于长期开采和破坏，表土层往往营养物质匮乏，而市政污泥的施入直接影响着土壤的理化性质和养分含量 ^{[ 2, 5- 6, 13- 14]} 。随着市政污泥发酵产物的施用，土壤中有机质和有效N、有效P的浓度会得到显著提升，而土壤密度会显著下降，且由于矿山土壤性质、市政污泥性质和添加量的不同，变化幅度的波动较大，如有机质质量分数增加量就在0.5%~8.0%波动，见 表 1。

表  1  市政污泥改良矿山土壤理化性质案例

Table  1.  Cases of improving mining soil properties using municipal sludge

矿山类型	施用比例或施用量	实验期限/月	pH值			有机质质量分数/%			密度/(g·cm -3)			有效氮浓度/(mg·kg -1)			有效磷浓度/(mg·kg -1)			速效钾浓度/(mg·kg -1)		参考文献序号
			施用前	施用后		施用前	施用后		施用前	施用后		施用前	施用后		施用前	施用后		施用前	施用后
铜矿	1%~8%	8.0				1.980	2.620~4.480		1.60	1.13~1.41		36.2	69.1~145.0		17.30	36.30~120.00		56.1	17.8~39.2	[ 5]
金属矿	17%~38%	1.0	6.8	6.6		1.020	4.630~8.490					33.0	258.0~450.0		69.60	123.00~170.00		79.4	99.4~146.0	[ 6]
稀土	40%	4.0	4.3	4.5		0.793	9.530		1.23	0.89		17.4	757.0		2.85	675.00		105.0	866.0	[ 14]
铁矿	75 t/hm 2	27.0	8.6	7.9		0.305	2.450					3.9	122.0		2.50	87.00		50.7	132.6	[ 2]
磷矿	5.5%~22.0%	36.0	6.0	7.3		2.930	4.070		1.30	0.98		7.0	14.8		30.00	33.50		16.0	16.0	[ 13]

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由 表 1可见，施用量变化幅度极大，说明市政污泥的施用量需要根据矿山类型、矿山土壤实际情况和施用期限等因素进行配比。部分案例中，添加市政污泥后，矿山土壤中速效K浓度会有所降低，这一方面是由于供试土壤本身速效K浓度较高，另一方面则是长期的植物种植吸收了土壤中的速效K ^{[ 5, 13]} 。但速效K浓度的变化对植物生长的影响尚不清晰。对于弱碱性矿山，施用市政污泥后土壤pH值会小幅下降，而酸性矿山则恰恰相反，这体现了市政污泥较强的酸碱缓冲能力 ^{[ 2]} ，可用于过酸性或过碱性土壤的改良。除了以上指标外，市政污泥的添加还会显著提升矿山土壤的入渗率、田间持水量、CEC(阳离子交换量)和保水保肥能力 ^{[ 3, 14]} 。整体而言，随着市政污泥施用量的加大，以上理化性质会逐渐改善，但考虑到次生污染的风险因素，目前研究中市政污泥的施用量基本都会控制在40%以内(质量比)。此外，现阶段的研究中还缺少对更为广泛的土壤指标的监测，如微生物群落、腐殖酸含量、盐含量、有机污染物等，这些指标对于评估市政污泥施用后的效果同样重要，需要进一步深入研究。

2.2   阻断矿山淋溶污染

酸性矿山(煤矿、硫铁矿等)由于硫化物的不断氧化，往往伴随着大量酸性矿山废水(Acid mine drainage, AMD)。从源头上阻断硫化物的氧化，阻止AMD的形成，是解决酸性冲淋污染最高效的方法 ^{[ 4, 15]} 。现有研究表明，市政污泥及其附加产物是源头治理AMD的有效材料 ^{[ 15- 19]} 。一方面，市政污泥稳定产物，如厌氧消化产物，具有很低的屏障渗透系数, 呈现出良好的水力屏障特性，压实后可取代黏土或人工合成材料，作为阻断屏障基材铺设在矿山表面，阻断硫化物与空气和水的接触，避免AMD的产生和扩散 ^{[ 15]} 。HERRMANN等 ^{[ 16]} 研究发现，市政污泥厌氧消化产物与粉煤灰的混合物经过重型击实后，渗透系数比废弃物处置场顶部盖层渗透系数的要求还要低1个数量级，可满足防渗要求。另一方面，可以利用市政污泥稳定产物中的大量厌氧微生物活动引起的还原反应，降低矿山表面的氧逸度和抑制嗜酸硫杆菌的活性，阻断硫离子的氧化 ^{[ 15, 17]} 。在密闭的废弃场地中，厌氧微生物的生物活动导致的强烈还原环境可有效控制硫离子的氧化过程，进而使除了Fe、Mn之外几乎所有的重金属都得到有效固定 ^{[ 15]} 。

市政污泥稳定产物在用于受重金属污染的土壤修复时，对部分重金属具有较好的固化效果。有研究表明，在重金属污染土壤中加入质量分数为30%(湿重)的碱性市政污泥发酵产物后，Zn、Pb和Cd的浸出量分别减少99.54%、99.60%、99.85% ^{[ 18]} 。与粉煤灰共同发酵后的市政污泥施用于污染土壤后，其中Cu、Pb、Zn、Mn的可交换态和有机结合态的含量明显下降，而铁锰氧化物结合态和残渣态含量则会提高 ^{[ 19]} 。目前关于市政污泥稳定产物固定重金属的机理研究并不清晰，但有学者认为市政污泥的添加改变了土壤的pH-Eh，使得体系中发生了吸附反应、沉淀反应及硫酸盐还原反应，导致重金属被污泥或者其他化学物沉淀吸附 ^{[ 9]} 。厘清重金属固化的关键性影响因素及机理，如市政污泥酸碱度、微生物组成、腐殖酸含量、辅料种类等参数对固化重金属的影响，将有助于研发市政污泥用于重金属高效固化的技术和产品。

2.3   强化矿山植被恢复和植物修复效果

矿山植物修复是利用植物耐受性和对特定重金属的超累积效应来治理矿山土壤重金属污染的技术。相较于物理法和化学法，植物修复技术往往效果好、成本低，且修复过程不易造成二次污染，是目前矿山修复应用前景较好的技术 ^{[ 12, 20]} 。但是该技术也存在一定的局限性：一方面，修复进展主要依赖于植物的生长速度和对重金属的亲和性，修复周期漫长；另一方面，重金属从不易吸收的有机结合态、碳酸盐结合态或铁锰氧化物结合态向易吸收的离子态之间的转化缓慢，严重影响着植物的吸收效率，如ROBINSON等 ^{[ 21]} 指出当生物积累系数为10时，若要将土壤中金属浓度降低50%，需要约25 a的时间。

基于以上问题，市政污泥强化植物对矿山土壤的修复效果主要体现在2个方面。一是促进植物快速生长和提升单位面积生物量，以增加重金属吸收量。刘强等 ^{[ 22]} 研究发现，当施用堆肥市政污泥的质量比例为0~10%(干重)时，随着比例增加，高羊茅株高度可由12.5 cm提高到35.0 cm，生物量(干重)可由4.28 mg增加到13.50 mg。二是可以显著提升植物对重金属的富集程度，加快富集速度。市政污泥施入土壤后，重金属向植物上部富集的速率与土壤性质、重金属形态和植物种类密切相关 ^{[ 23]} ，见 表 2。

表  2  市政污泥促进植物修复案例

Table  2.  Cases of sewage sludge promoting phytoremediation

重金属类别	植物、作物类别	发酵污泥施用质量比例/%	实验期限/月	施用发酵污泥的效果	参考文献序号
Zn	高羊茅	0~20	2.5	随着发酵市政污泥施用量提高，株高提升112%~180%，Zn富集量提升111%~250%；但当施用量达到20%时，种子发芽率会显著降低	[ 22]
Cr、Ni	万寿菊	0~20	2.5	株高提升86%~113%，Cr富集量提升260%~632%，Ni富集量提升218%~626%；但当施用量超过10%时，效果会显著降低	[ 22]
Cd	玉米	0~50	1.0	添加量为1%~5%时，株高提升115%~122%，Cd富集量提升50%~83%；但当施用量超过5%时，玉米株高和重金属富集系数开始降低	[ 24]
Cu、Pb	鸭跖草	0~60	3.0	当市政污泥添加比例为15%时，鸭跖草的生长情况最为良好，污染土壤中Cu、Pb的去除率可分别提升约420%、600%	[ 25]
Cu、Cr、Ni	波斯菊	10	2.0	与空白对照组相比，添加10%发酵市政污泥后，波斯菊中Cr、Cu和Ni含量增加比例分别为22.4%、46.5%、92.3%	[ 26]
Cu、Zn	芥菜	0~10	1.4	当添加6%的发酵市政污泥时，芥菜生物量和金属吸收效率均达到最大，对Cu、Zn的吸收效率分别增高26.4%、27.3%	[ 27]

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由 表 2可看出，针对不同的重金属污染，在施用市政污泥和选种相应的富集植物后，重金属的富集程度和植物的生物量，都有了显著提升，如市政污泥添加量为10%(干重)时，万寿菊对Cr的富集量可提升632%之多 ^{[ 22]} 。但同时，这些研究都显示出一个极为重要的特点，即随着市政污泥量的增加，植物的生长速率和重金属富集效率都会显著降低，甚至会低于空白对照组，施用的最佳质量比例一般为5%~20% ^{[ 22, 25- 27]} 。

市政污泥促进植物吸收重金属的机理，一般认为是污泥中的组分改变了土壤的理化性质，导致了重金属的活化，进而提高了植物的吸收效率 ^{[ 6, 28- 29]} 。刘爽等 ^{[ 6]} 研究发现土壤的脲酶活性会随着市政污泥施加量的加大而提高，而脲酶活性是影响土壤中各重金属可交换态含量的关键因素。此外，市政污泥中含有大量的富里酸和小分子有机酸，可与金属离子形成可溶性络合物，从而增强金属离子的活性和移动性 ^{[ 28- 29]} 。需要注意的是，经石灰稳定化处理或者添加磷尾矿渣的发酵，市政污泥反而会将重金属进一步固定，从而显著降低植物对重金属的吸收量 ^{[ 26, 30]} 。如果选择在矿山进行简单的植物复绿，而非重金属超累积去除，那么选择具有重金属钝化效果的市政污泥配方，会有更佳的效果。

3.   市政污泥稳定产物应用于矿山修复的环境风险分析

3.1   重金属污染环境风险

次生污染风险是市政污泥土地利用过程中需要面对的问题，而对于亟待解决重金属污染的矿山土壤来说，避免市政污泥中的重金属加大矿山污染风险是市政污泥在该场景中安全使用的前提。有研究表明，当市政污泥产物按15%~60%湿重比例与矿山土壤混合后，土壤中的Pb、Zn、Cd质量分数分别增加了4.01%~5.69%、6.16%~20.67%、1.58%~5.98%，其中，当市政污泥施用比例不超过15%时，重金属含量增幅较小 ^{[ 31]} 。金树权等 ^{[ 32]} 通过马尼拉草坪盆栽试验发现，草坪基质的Cr、Cd和Hg含量会随市政污泥添加比例的增高而显著提高。由此可见，市政污泥的施用在一定程度上会造成矿山土壤中重金属的进一步累积。因此，如何控制市政污泥施用后的重金属累积风险就极为重要。除了控制施用量外，笔者认为，还可以从两方面入手：一是源头控制，即控制市政污泥本身的重金属含量，提高市政污泥稳定产物的品质；二是选择对重金属抗逆性较强的植物(如超积累植物)，并结合重金属固化技术，降低矿山土壤重金属的溶出风险。

3.2   盐分及N、P等物质输入风险

除了重金属外，施用市政污泥稳定产物导致的土壤盐分和N、P等物质含量的增高也可能进一步引发环境问题。如含盐量较高的市政污泥产物，在施用后会提高土壤的氯离子浓度和含盐量，进而影响盐敏感植物的生长，且阳离子之间的拮抗作用也会影响植物对营养物质的吸收平衡 ^{[ 25]} 。此外，由于矿山开采破坏了地表岩石结构，使得地表径流很容易携带冲淋物质进入地下水系统。在瑞典Kristineberg铜尾矿区，市政污泥稳定产物施用后，其中的有机质、硝酸盐、磷酸盐被大量释放后进入地下水，造成污染 ^{[ 33]} 。但由于目前除重金属风险之外的研究仍然较少，很难定量分析市政污泥其他组分对矿山环境的影响，且缺少施用后的污染评估方法，需要进行更进一步的研究。

3.3   市政污泥稳定产物用量不明确

市政污泥在废弃矿山的施用除了要求其理化性质达标外，市政污泥稳定产物施用量也应得到科学规范。但现有的标准和规范中很少有针对性的统一要求，仅DBJ/T 45-003—2015《广西城镇污水处理厂污泥产物土地利用技术规范》中提到了市政污泥在废弃矿山的施用标准：在采取有效工程措施的前提下，施用量不用限制。而GB/T 24600—2009《城镇污水处理厂污泥处置土地改良用泥质》中则要求市政污泥用于土壤改良时年施用量不超过30 t/hm ²。对于矿山来说，低于30 t/hm ²的施用量又不适用于矿山土壤贫瘠的现状，无法满足矿山的修复需求。但市政污泥的施用量并非越多越好，当超过某一限值后，植物的存活率和生物量会显著下降，甚至低于不加市政污泥的空白对照组 ^{[ 6, 22, 25]} ，这表明当市政污泥中的有害物质在土壤中逐渐积累时，会产生较大的生态毒性。

不同的研究中，市政污泥用于矿山生态修复的施用量差异较大。在实际的工程实践中，邹惠等 ^{[ 34]} 研究发现，当市政污泥的施用量不超过120 t/hm ²时，引发次生污染的风险较低。在铜矿山和煤矿山等容易产酸的废弃场地中，当发酵市政污泥施用量小于30%(湿重)或者介于15~45 t/hm ²时，均能在控制土壤污染风险的同时，达到良好的植物修复效果。根据前人研究结果和污泥品质差异，在符合GB/T 24600—2009要求的情况下, 小于20%(湿重)是市政污泥施用量的一个相对安全范围 ^{[ 22, 26- 27, 31]} 。此外，现有研究中市政污泥的施用方式，多是直接与矿土混合使用，尚未研究不同施用方式(如沟施、撒施、制成粒肥或棒肥施用等)对植物生长的影响。

4.   结论与展望

市政污泥在矿山生态修复方向具有较大的应用潜力，市政污泥的施用不仅可提升矿山土壤中的营养物质含量、改良土壤理化性质、加速植物生长，还可以强化植物对矿山土壤中重金属的富集效果，并持续阻断酸性淋溶水的产生，从根源上治理矿山的淋溶污染问题。但是在将市政污泥用于矿山生态修复时也需注意次生污染风险，尤其是重金属和盐分累积对植物的毒害效应，以及营养物质淋溶时对水体的富营养化影响。

考虑现有研究中的不足之处，厘清施用市政污泥稳定产物后引发的土壤理化性质变化对植物生长的长期影响、深化市政污泥稳定产物固定重金属的机理研究、定量分析市政污泥组分对矿山地下水的影响、明确市政污泥稳定产物的最佳施用量和施用方式、建立市政污泥稳定产物施用后的污染评估方法等，将成为未来评估市政污泥用于矿山生态修复可行性的重要研究方向。