姚豐平，張飛英，吳益慶，倪榮新，柏明娥，李賀鵬

（1.浙江省慶元林場，浙江 慶元 323800；2.浙江省林業(yè)科學(xué)研究院，浙江 杭州 310023；3.浙江省麗水市林業(yè)技術(shù)推廣總站，浙江 麗水 323000）

我國是鉛鋅生產(chǎn)大國，2013 年鉛鋅生產(chǎn)總量共計987 萬t，鉛、鋅產(chǎn)量分別占世界總產(chǎn)量的42.2%和40.3%[1]，然而礦山的開采對地質(zhì)環(huán)境會造成較大的影響[2-4]。我國鉛鋅礦開采多為硐采，也有露采，但無論是硐采還是露采，均會產(chǎn)生大量的廢石堆碴，往往形成堆碴邊坡，嚴(yán)重影響自然生態(tài)景觀，并且這些堆碴邊坡通常富含鉛、鋅等重金屬[5-6]。由于缺乏土壤，還要受到重金屬的毒害，裸露的堆碴邊坡草木難生，水土流失嚴(yán)重，經(jīng)雨水淋漓，還會造成周邊土壤和下游水體重金屬的嚴(yán)重污染[7-12]。因此如何實現(xiàn)在原地既綠化邊坡又修復(fù)污染的目標(biāo)是當(dāng)前鉛鋅等礦山生態(tài)修復(fù)研究領(lǐng)域中的一個比較突出的問題，也是當(dāng)前國土空間生態(tài)修復(fù)中的技術(shù)難題。本研究以浙江省慶元縣廢棄鉛鋅礦山打造城市森林公園為契機[13]，對堆碴邊坡重金屬污染狀況進(jìn)行調(diào)查分析并開展?fàn)I林技術(shù)的研究，使重金屬污染的廢棄鉛鋅礦堆碴邊坡實現(xiàn)森林化景觀和重金屬污染修復(fù)的雙贏目標(biāo)。

1 研究方法

1.1 研究區(qū)概況

研究地點位于浙江省慶元縣城郊結(jié)合部，距離慶元縣城西北方向2.5 km 處的低山丘陵地段，海拔460 m 左右，中心地理位置為119°02′36.06″ E，27°37′48.23″ N，屬亞熱帶季風(fēng)氣候區(qū)，氣候溫暖濕潤，四季分明，多年平均氣溫17.4℃，極端最高氣溫41.1℃，極端最低氣溫－9.2℃，無霜期247 d，年降水量1 673 mm，年蒸發(fā)量1 313 mm。1988 年探明慶元縣鉛鋅礦的鉛鋅資源儲量有鉛1.45 萬t、鋅2.76 萬t；1991 年組建為國有鉛鋅礦山，1992 年6 月正式投產(chǎn)，2003 年4 月由于資源枯竭，同時為保護(hù)生態(tài)環(huán)境，礦山停采而廢棄，遺留下面積為3 萬m2左右的廢棄堆碴邊坡，包括礦區(qū)東側(cè)堆碴邊坡、西側(cè)堆碴邊坡和PD478 平硐口堆碴邊坡。2006 年，采取了削坡、填方、擋壩、平硐封堵和截排水溝及復(fù)綠的綜合治理[5]。直到2016 年12 月，堆碴邊坡仍然寸草難生，綠化覆蓋率不到5%。

1.2 材料與方法

為打造秀山麗水、養(yǎng)生福地、尋夢菇鄉(xiāng)、養(yǎng)生慶元，永葆全國生態(tài)環(huán)境第一縣，2017 年1 月，慶元縣林業(yè)局開展了慶元廢棄鉛鋅礦山全面提升整治行動，擬將廢棄鉛鋅礦山建設(shè)成為城市森林公園，并要求廢棄堆碴邊坡全面實現(xiàn)森林化。為此，本研究針對PD478 平硐口堆碴邊坡，于2017 年3 月開展堆碴邊坡水土體污染調(diào)查、造林制約因素分析和營林技術(shù)研究。PD478 平硐口堆碴邊坡面積有3 767 m2，坡高在20～ 25 m，坡度為30o左右。于2018 年10 月開始，按營林技術(shù)研究方案對PD478 平硐口堆碴邊坡進(jìn)行重金屬污染的營林修復(fù)技術(shù)建設(shè)，主要建設(shè)內(nèi)容包括植生袋圍堰造穴、開鑿小平臺植生袋找平、全坡面厚層基質(zhì)噴播和種植女貞Ligustrum lucidum，紅葉石楠Photinia×fraseri，類蘆Neyraudia reynaudiana，其中，女貞和紅葉石楠苗木取自慶元當(dāng)?shù)孛缙?、類蘆采挖自慶元當(dāng)?shù)匾吧Y源，2019 年10 月完工。所有水土體和植物樣品分析送交浙江省林業(yè)科學(xué)研究院分析測試中心完成。

1.2.1 土體調(diào)查 建設(shè)前，于2017 年3 月17 日，在PD478 平硐口堆碴邊坡的上、中、下坡位取0～ 20 cm 土層碴土，分別測定其Pb，Zn，Cd 的重金屬含量和pH、全N、速效N、全P、速效P、速效K、有機質(zhì)含量及顆粒組成與吸濕水功能。同時，在PD478 平硐口堆碴邊坡邊線外的左側(cè)、右側(cè)和上側(cè)距離邊線30 m 處的自然林地選取3 個0～ 20 cm 的自然土樣分析其理化性質(zhì)。

重金屬含量測定方法按國標(biāo)GB/T 17141－1997 執(zhí)行，pH 按LY/T1239－1999、全N 按LY/T1228－1999、速效N 按LY/T1229-1999、全P 按LY/T1232－1999、速效P 按LY/T1233－1999、速效K 按LY/T1236－1999、有機質(zhì)按LY/T1237－1999、吸濕水按LY/T1213－1999 方法執(zhí)行。

1.2.2 水體調(diào)查 施工前，于雨后，在PD478 平硐口堆碴邊坡底部的排水溝中采集水樣，分別測定其Pb，Zn，Cd 的含量。2019 年10 月造林完成后，于2020 年4 月8 日，同樣于雨后，在PD478 平硐口堆碴邊坡底部的排水溝中原位采集水樣對其Pb，Zn，Cd 污染物進(jìn)行測定。測定方法按國標(biāo)GB 7475-87 執(zhí)行。

1.2.3 植被調(diào)查 施工前，在PD478 平硐口堆碴邊坡面上，分別在上、中、下坡位布設(shè)4 m×4 m 三個調(diào)查樣方，調(diào)查記錄樣地中植物的種名、高度、株數(shù)和蓋度，只發(fā)現(xiàn)了6 株高40 cm 左右的馬尾松Pinus massoniana幼苗，并且其中4 株已經(jīng)死亡，剩下的2 株長勢也十分衰弱瀕臨死亡。在2012 年，在該邊坡上曾經(jīng)撒播草籽[5]的效果為零，也沒有其他自然植物種類入侵。選取其中1 株死亡的馬尾松幼苗，同時在非堆碴邊坡附近相距30 m處的原生地選取1 株同等大小并且生長正常的馬尾松幼苗，分別對其進(jìn)行重金屬含量的測定，測定方法按GB/T 5009.13－2003 方法執(zhí)行。

1.2.4 造林方法 根據(jù)邊坡碴土體重金屬污染情況和碴土體理化性質(zhì)狀況，以及邊坡馬尾松重金屬毒害情況，結(jié)合有關(guān)鉛鋅礦山植物重金屬富集作用和植物生態(tài)修復(fù)研究資料，綜合分析PD478 平硐口堆碴邊坡造林的制約因素和造林的可行性，研究確定采用開鑿小平臺植生袋圍堰造坑種植喬木樹種+開鑿條帶小平臺埋置植生袋種植類蘆改良有機質(zhì)+厚層基質(zhì)噴播覆蓋碴土體+容器苗種植搭配的廢棄鉛鋅礦堆碴邊坡重金屬污染的營林修復(fù)技術(shù)工藝并付諸實施。

1.2.5 數(shù)據(jù)分析 數(shù)據(jù)采用Excel 2010 軟件進(jìn)行統(tǒng)計分析；不同指標(biāo)間的差異性分析采用SPSS13.0 獨立樣方T檢驗（Independent-Samples T test）。

2 結(jié)果與分析

2.1 土體重金屬污染狀況

由表1 表明，PD478 平硐口堆碴邊坡碴土的Pb，Zn，Cd 含量均非常高，取樣點（包含上坡、中坡和下坡）碴土Pb，Zn，Cd 的平均含量分別達(dá)10 013.0 mg·kg-1，5 802.2 mg·kg-1，72.91 mg·kg-1，分別是國家《土壤環(huán)境質(zhì)量》（GB15618－2018）其他農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險篩選值（Pb≤80 mg·kg-1，Zn≤200 mg·kg-1，Cd≤0.3 mg·kg-1）限值的125.16 倍、29.01 倍和243.03 倍。

表1 PD478 平硐口堆碴邊坡碴土重金屬含量Table 1 Heavy metal content in slag on slope of footrill No PD478

2.2 水體重金屬污染狀況

由表2 表明，PD478 平硐口堆碴邊坡下方水溝水體的Pb，Zn 和Cd 含量也非常高，分別為0.300 5，69.585 0和 1.959 1 mg·kg-1，遠(yuǎn)超《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》（GB3838-2002）Ⅴ類水Pb≤0.1 mg·kg-1，Zn≤1.5 mg·kg-1和Cd≤0.01 mg·kg-1的限值，并且分別是國家地表Ⅴ類水限值的3.005 倍、46.39 倍和195.91 倍，意味著Pb，Zn，Cd 對下游水體造成嚴(yán)重的污染。

表2 PD478 平硐口堆碴邊坡下方水體重金屬含量Table 2 Heavy metal content in water body underneath slope of footrill No PD478

2.3 土體理化性質(zhì)

由表3 表明，PD478 平硐口堆碴邊坡土體的pH 為4.75，與原生自然土樣pH 4.71 相差不大；全N 含量邊坡碴土體比原生土低1 倍以上，兩者之間差異顯著（P<0.05）；速效N 低近2 倍，兩者間差異達(dá)極顯著水平（P<0.01）；速效K 低1 倍以上；吸濕水低近1 倍；有機質(zhì)含量低達(dá)20 倍，兩者間差異達(dá)顯著水平（P<0.05）；但碴土體的全P 和速效P 含量均高于自然土體，其中，速效P 含量是原生土體的7.9 倍，但兩者間差異不顯著。而由表4表明，碴土體>1mm 的石礫含量占比達(dá)74.23%＜0.05 mm 的粉粒和粘粒只占17.38%，而周邊原生土體則相反，>1 mm 的石礫含量只占5.65%＜0.05 mm 的粉粒和粘粒占比達(dá)80.01%。這反映了碴土體的吸濕水功能相對較低。

表3 PD478 平硐口堆碴邊坡碴土體與周邊原生土體化學(xué)性質(zhì)比較Table 3 Comparison of chemical properties of slag on slope of footrill No PD478 and surrounding soil

表4 PD478 平硐口堆碴邊坡碴土體與周邊原生土體顆粒組成和吸濕水比較Table 4 Comparison on particle composition and hygroscopic water rate between slag on slope of footrill No PD478 and surrounding soil

2.4 馬尾松重金屬含量

由表5 表明，正常馬尾松植株平均Pb，Zn 和Cd 的含量分別為0.084 6，0.118 1 和0.010 1 mg·g-1；而堆碴邊坡上死亡的馬尾松植物平均Pb，Zn 和Cd 的含量分別為0.161 9，0.795 3 和0.117 0 mg·g-1，全部高于正常植株，分別是正常植株的1.93 倍、6.73 倍和11.58 倍。馬尾松是一種非常耐干旱和瘠薄的先鋒樹種，在堆碴邊坡上死亡是一種非正常的現(xiàn)象，其死亡的原因很有可能是被堆碴邊坡上的重金屬毒害致死[14]。

表5 堆碴邊坡馬尾松死亡植株與周邊正常植株重金屬含量的比較Table 5 Comparison on heavy metal content in dead and normal P.massoniana on slope and surrounding

2.5 造林制約因素和可行性分析

2.5.1 制約因素分析 堆碴土體吸濕水能力差，只有原生土樣的75%左右。除P 外，堆碴土體全N 和速效N 含量分別是原生土體的43%和33%，速效K 含量是原生土體的48%，特別是有機質(zhì)含量只有原生土體的5%，因此肥力低，并且易受重金屬污染，而過量的重金屬均對苗木有毒害作用[15-19]。分析認(rèn)為，堆碴邊坡持水能力差、肥力低和易受重金屬污染是堆碴邊坡造林的3 個主要制約因素，因此增加有機質(zhì)含量以改良碴土體結(jié)構(gòu)并提高肥力，同時采取隔離根系回填功能性客土的技術(shù)方法是克服造林制約因素的關(guān)鍵技術(shù)。

2.5.2 可行性分析 許多研究者通過對鉛鋅礦區(qū)自然生長植物的調(diào)查以尋找修復(fù)礦區(qū)重金屬污染的植物[20-22]，因此，可以選擇具有富集作用的植物來修復(fù)受污染的碴土體。但在鉛鋅礦區(qū)成功應(yīng)用的案例仍然較少，大多局限于調(diào)查和試驗分析及設(shè)計探討方面的研究[23-27]。李貴等[28]在湖南水口山有色金屬有限責(zé)任公司鉛鋅礦豹市嶺廢棄尾沙壩采用實地栽植方法進(jìn)行植物原位阻截重金屬的試驗，種植3 年后的效果表明，女貞等植物可降低地表水中Zn 負(fù)荷輸出74.99%～ 78.35%，還可使鉛鋅尾礦區(qū)尾沙中Pb，Zn，Cd 和As 分別降低27.31%，27.59%，39.52%和33.47%?？梢娕懯侵亟饘傥廴径巡赀吰略炝值膬?yōu)良樹種。因此，分析認(rèn)為，可以通過選擇耐重金屬污染樹種，改良并提高碴土體有機質(zhì)，在早期盡可能隔離污染物，喬、灌、草合理搭配等綜合性營林技術(shù)來實現(xiàn)邊坡森林化和修復(fù)重金屬污染的堆碴邊坡。同時，考慮到要打造城市森林公園，因此，還要注重與周邊森林及公園功能相融合的植被景觀。

2.6 營林綜合技術(shù)

最后確定采用開鑿小平臺植生袋圍堰造坑種植喬木樹種+開鑿條帶小平臺埋置植生袋種植類蘆改良有機質(zhì)+厚層基質(zhì)噴播覆蓋碴土體+容器苗種植搭配的PD478 平硐口廢棄鉛鋅礦堆碴邊坡重金屬污染的綜合性營林修復(fù)技術(shù)工藝。

2.6.1 植生袋圍堰造穴、回填功能性客土，避讓根系的重金屬毒害 在堆碴邊坡面上按水平距2 m×2 m 開挖小平臺，小平臺寬為1 m、底盤為60 cm 成座坑形，在平臺外緣疊置高40 cm 用綠色編織物制作的植生袋圍堰成種植穴，袋內(nèi)裝入具有10%以上商品有機肥的種植土，穴內(nèi)按泥炭10%：種植土80%：商品有機肥10%質(zhì)量比例配制回填功能性客土至平順，然后插上竹簽標(biāo)記備后定位種植。

2.6.2 開鑿條帶狀小平臺然后植生袋找平，為種植類蘆打好基礎(chǔ) 在堆碴邊坡面上開鑿條帶狀小平臺然后植生袋找平，為種植類蘆增加碴土體有機質(zhì)打好基礎(chǔ)。雖然類蘆具有富集重金屬的作用[29-30]，但直接種植會遭受到重金屬毒害。條帶寬為30 cm，自上而下按1 m 水平間距開鑿形成條帶式平臺，再在條帶平臺上用裝有具10%以上商品有機肥種植土的綠色編織物袋找平。

2.6.3 全坡面掛網(wǎng)釘網(wǎng)并進(jìn)行厚層基質(zhì)噴播 在堆碴邊坡面上，掛網(wǎng)釘網(wǎng)進(jìn)行厚層基質(zhì)噴播，噴附基質(zhì)厚度≥15 cm，做到全坡面覆蓋，讓植物種子在發(fā)芽和幼苗期間不直接接觸重金屬污染邊坡，并提供一個緩沖適應(yīng)期。首先，在堆碴邊坡面上，采用綠色包塑鐵絲網(wǎng)進(jìn)行掛網(wǎng)釘網(wǎng)，要求鐵絲直徑為4 mm，網(wǎng)孔為5 cm×5 cm，網(wǎng)片用長為30 cm、直徑為6 mm 的鋼筋作錨釘將網(wǎng)片固定在堆碴邊坡面上，錨釘每平方米不少于5 個。然后將配制好的植物生長基質(zhì)和種子經(jīng)攪拌機充分拌合，通過專用噴附機械將配制好的基質(zhì)（表6）和種子（表7）一起噴附在掛有網(wǎng)片的堆碴邊坡工作面上。噴播后，及時覆蓋遮陽網(wǎng)，并澆水養(yǎng)護(hù)，促進(jìn)種子發(fā)芽。

表6 植生基質(zhì)配制Table 6 Composition of substrate spraying on slope

2.6.4 苗木種植 （1）當(dāng)噴播苗總體長到3～ 4 cm 高時，及時揭除遮陽網(wǎng)，并在竹簽標(biāo)記的植生袋圍堰種植穴上拔去竹簽、剪除鋪掛在穴上的網(wǎng)片，種植高1.5～ 1.6 m，地徑＞2.0 cm 的帶土球全冠型女貞。（2）在條帶植生袋上，按株距1 m 種植類蘆。類蘆為叢植，一叢5～ 6 個植株，離地基30 cm 處截干種植。（3）在邊坡面上按左右水平距2 m、上下坡面距2.5 m 的株行距種植苗高40～ 45 cm 的紅葉石楠容器苗。

2.7 修復(fù)效果

試驗于2019 年10 月完工（圖1），完工時地表植被覆蓋率達(dá)100%，種植的女貞和紅葉石楠成活率均達(dá)100%，其中，女貞高1.7～ 1.8 m，蓋度15%左右，紅葉石楠高60～ 70 cm，蓋度40%左右，初步顯示出邊坡森林化效果。2020 年4 月8 日雨后，在PD478 平硐口堆碴邊坡下方水溝中原位采集水樣進(jìn)行測定，將測定結(jié)果與修復(fù)前的測定數(shù)據(jù)進(jìn)行比較。由表8 結(jié)果表明，水體中的Pb 含量由修復(fù)前的0.300 5 mg·L-1降到修復(fù)后的0.005 0 mg·L-1，并達(dá)到國家地表水I 類限值0.01 mg·L-1以下，Zn 含量由修復(fù)前的69.585 0 mg·L-1降到修復(fù)后的0.700 0 mg·L-1，并達(dá)到國家地表水Ⅱ類限值1.0 mg·L-1以下，Cd 含量由修復(fù)前的1.959 1 mg·L-1降到修復(fù)后的0.001 7 mg·L-1，并達(dá)到國家地表水Ⅱ類限值0.005 mg·L-1以下，取得了非常明顯的修復(fù)效果。

表7 植物種子配制Table 7 Preparation of plant seeds

圖1 PD478 平硐口堆碴邊坡營林修復(fù)技術(shù)效果樣圖Figure 1 Rendering of green recovery on slag on slope of footrill No PD478

表8 PD478 平硐口堆碴邊坡下方水體修復(fù)后重金屬含量Table 8 Heavy metal content in water body underneath slope of footrill No PD478 after green recovery

3 結(jié)論和討論

3.1 結(jié)論

鉛鋅礦山的開采不可避免會產(chǎn)生大量的棄碴，并且通常堆積在山坡上形成堆碴邊坡，這些棄碴往往含有Pb，Zn，Cd 等重金屬，不僅容易產(chǎn)生泥石流等安全隱患，還引起自然森林景觀的破壞、水土流失和下游水土體重金屬的污染，受持水能力差、土壤肥力低、易受重金屬毒害三重制約，如何實現(xiàn)原地生態(tài)修復(fù)，是當(dāng)前國土空間生態(tài)修復(fù)中的一個技術(shù)難題。本研究以浙江省慶元縣廢棄鉛鋅礦PD478 平硐口下方的堆碴邊坡為例，開展了水土體重金屬污染背景的調(diào)查，分析其造林制約因素，采用開鑿小平臺植生袋圍堰造坑種植喬木樹種+開鑿條帶小平臺埋置植生袋種植類蘆改良有機質(zhì)+厚層基質(zhì)噴播覆蓋碴土體+容器苗種植搭配的營林技術(shù)工藝的試驗研究，取得了非常明顯的修復(fù)效果，不僅邊坡初步實現(xiàn)森林化，而且重金屬得到有效修復(fù)，其中，Pb 含量由改造前的0.300 5 mg·L-1降到改造后的0.005 0 mg·L-1，Zn 含量由改造前的69.585 0 mg·L-1降到改造后的0.700 0 mg·L-1，Cd 含量由改造前的1.959 1 mg·L-1降到改造后的0.001 7 mg·L-1。

3.2 討論

礦石生產(chǎn)是推動社會經(jīng)濟發(fā)展的重要基礎(chǔ)，我國超過90%的一次性能源、80%的工業(yè)原料、70%的農(nóng)業(yè)生產(chǎn)資料和30%左右的生活用水都來自礦產(chǎn)資源[31]，可以說，沒有礦產(chǎn)資源的開發(fā)利用就沒有社會經(jīng)濟的長足發(fā)展，因此礦產(chǎn)資源一定要開采，但是環(huán)境保護(hù)一定要跟上，實現(xiàn)礦產(chǎn)資源開采與環(huán)境保護(hù)相協(xié)調(diào)發(fā)展是礦業(yè)經(jīng)濟健康發(fā)展的長期任務(wù)。我國有2 347 處鉛鋅礦產(chǎn)地，產(chǎn)量分布主要在河南、湖南、云南、湖北和江西5 省[32]，浙江、福建、海南、廣東、廣西、貴州、四川、遼寧、甘肅等省區(qū)也產(chǎn)，幾乎遍及全國，因此鉛鋅礦山廢棄堆碴邊坡生態(tài)修復(fù)的任務(wù)十分艱巨，許多有關(guān)鉛鋅礦山生態(tài)環(huán)境治理的研究均為鉛鋅礦山生態(tài)修復(fù)提供了一定的理論基礎(chǔ)和技術(shù)經(jīng)驗[15-28]。本研究提出并且得到有效實施的采用開鑿小平臺植生袋圍堰造坑種植喬木樹種+開鑿條帶小平臺埋置植生袋種植類蘆改良有機質(zhì)+厚層基質(zhì)噴播覆蓋碴土體+容器苗種植搭配的鉛鋅礦廢棄堆碴邊坡營林修復(fù)技術(shù)工藝，根據(jù)圍堰造坑隔離回填功能性客土、種植類蘆改良有機質(zhì)和厚層基質(zhì)噴播綠化全覆蓋及種植容器苗合理搭配喬灌草修復(fù)功能的機制，可簡稱為隔離種植、有機改良和全覆蓋植被營林修復(fù)技術(shù)工藝，對同類鉛鋅礦的重金屬污染生態(tài)修復(fù)起到參考作用。