废弃铅锌矿堆碴边坡重金属污染营林修复技术研究

姚丰平，张飞英，吴益庆，倪荣新，柏明娥，李贺鹏

（1.浙江省庆元林场，浙江 庆元 323800；2.浙江省林业科学研究院，浙江 杭州 310023；3.浙江省丽水市林业技术推广总站，浙江 丽水 323000）

我国是铅锌生产大国，2013 年铅锌生产总量共计987 万t，铅、锌产量分别占世界总产量的42.2%和40.3%[1]，然而矿山的开采对地质环境会造成较大的影响[2-4]。我国铅锌矿开采多为硐采，也有露采，但无论是硐采还是露采，均会产生大量的废石堆碴，往往形成堆碴边坡，严重影响自然生态景观，并且这些堆碴边坡通常富含铅、锌等重金属[5-6]。由于缺乏土壤，还要受到重金属的毒害，裸露的堆碴边坡草木难生，水土流失严重，经雨水淋漓，还会造成周边土壤和下游水体重金属的严重污染[7-12]。因此如何实现在原地既绿化边坡又修复污染的目标是当前铅锌等矿山生态修复研究领域中的一个比较突出的问题，也是当前国土空间生态修复中的技术难题。本研究以浙江省庆元县废弃铅锌矿山打造城市森林公园为契机[13]，对堆碴边坡重金属污染状况进行调查分析并开展营林技术的研究，使重金属污染的废弃铅锌矿堆碴边坡实现森林化景观和重金属污染修复的双赢目标。

1 研究方法

1.1 研究区概况

研究地点位于浙江省庆元县城郊结合部，距离庆元县城西北方向2.5 km 处的低山丘陵地段，海拔460 m 左右，中心地理位置为119°02′36.06″ E，27°37′48.23″ N，属亚热带季风气候区，气候温暖湿润，四季分明，多年平均气温17.4℃，极端最高气温41.1℃，极端最低气温－9.2℃，无霜期247 d，年降水量1 673 mm，年蒸发量1 313 mm。1988 年探明庆元县铅锌矿的铅锌资源储量有铅1.45 万t、锌2.76 万t；1991 年组建为国有铅锌矿山，1992 年6 月正式投产，2003 年4 月由于资源枯竭，同时为保护生态环境，矿山停采而废弃，遗留下面积为3 万m2左右的废弃堆碴边坡，包括矿区东侧堆碴边坡、西侧堆碴边坡和PD478 平硐口堆碴边坡。2006 年，采取了削坡、填方、挡坝、平硐封堵和截排水沟及复绿的综合治理[5]。直到2016 年12 月，堆碴边坡仍然寸草难生，绿化覆盖率不到5%。

1.2 材料与方法

为打造秀山丽水、养生福地、寻梦菇乡、养生庆元，永葆全国生态环境第一县，2017 年1 月，庆元县林业局开展了庆元废弃铅锌矿山全面提升整治行动，拟将废弃铅锌矿山建设成为城市森林公园，并要求废弃堆碴边坡全面实现森林化。为此，本研究针对PD478 平硐口堆碴边坡，于2017 年3 月开展堆碴边坡水土体污染调查、造林制约因素分析和营林技术研究。PD478 平硐口堆碴边坡面积有3 767 m2，坡高在20～ 25 m，坡度为30º左右。于2018 年10 月开始，按营林技术研究方案对PD478 平硐口堆碴边坡进行重金属污染的营林修复技术建设，主要建设内容包括植生袋围堰造穴、开凿小平台植生袋找平、全坡面厚层基质喷播和种植女贞Ligustrum lucidum，红叶石楠Photinia×fraseri，类芦Neyraudia reynaudiana，其中，女贞和红叶石楠苗木取自庆元当地苗圃、类芦采挖自庆元当地野生资源，2019 年10 月完工。所有水土体和植物样品分析送交浙江省林业科学研究院分析测试中心完成。

1.2.1 土体调查 建设前，于2017 年3 月17 日，在PD478 平硐口堆碴边坡的上、中、下坡位取0～ 20 cm 土层碴土，分别测定其Pb，Zn，Cd 的重金属含量和pH、全N、速效N、全P、速效P、速效K、有机质含量及颗粒组成与吸湿水功能。同时，在PD478 平硐口堆碴边坡边线外的左侧、右侧和上侧距离边线30 m 处的自然林地选取3 个0～ 20 cm 的自然土样分析其理化性质。

重金属含量测定方法按国标GB/T 17141－1997 执行，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、有机质按LY/T1237－1999、吸湿水按LY/T1213－1999 方法执行。

1.2.2 水体调查 施工前，于雨后，在PD478 平硐口堆碴边坡底部的排水沟中采集水样，分别测定其Pb，Zn，Cd 的含量。2019 年10 月造林完成后，于2020 年4 月8 日，同样于雨后，在PD478 平硐口堆碴边坡底部的排水沟中原位采集水样对其Pb，Zn，Cd 污染物进行测定。测定方法按国标GB 7475-87 执行。

1.2.3 植被调查 施工前，在PD478 平硐口堆碴边坡面上，分别在上、中、下坡位布设4 m×4 m 三个调查样方，调查记录样地中植物的种名、高度、株数和盖度，只发现了6 株高40 cm 左右的马尾松Pinus massoniana幼苗，并且其中4 株已经死亡，剩下的2 株长势也十分衰弱濒临死亡。在2012 年，在该边坡上曾经撒播草籽[5]的效果为零，也没有其他自然植物种类入侵。选取其中1 株死亡的马尾松幼苗，同时在非堆碴边坡附近相距30 m处的原生地选取1 株同等大小并且生长正常的马尾松幼苗，分别对其进行重金属含量的测定，测定方法按GB/T 5009.13－2003 方法执行。

1.2.4 造林方法 根据边坡碴土体重金属污染情况和碴土体理化性质状况，以及边坡马尾松重金属毒害情况，结合有关铅锌矿山植物重金属富集作用和植物生态修复研究资料，综合分析PD478 平硐口堆碴边坡造林的制约因素和造林的可行性，研究确定采用开凿小平台植生袋围堰造坑种植乔木树种+开凿条带小平台埋置植生袋种植类芦改良有机质+厚层基质喷播覆盖碴土体+容器苗种植搭配的废弃铅锌矿堆碴边坡重金属污染的营林修复技术工艺并付诸实施。

1.2.5 数据分析 数据采用Excel 2010 软件进行统计分析；不同指标间的差异性分析采用SPSS13.0 独立样方T检验（Independent-Samples T test）。

2 结果与分析

2.1 土体重金属污染状况

由表1 表明，PD478 平硐口堆碴边坡碴土的Pb，Zn，Cd 含量均非常高，取样点（包含上坡、中坡和下坡）碴土Pb，Zn，Cd 的平均含量分别达10 013.0 mg·kg-1，5 802.2 mg·kg-1，72.91 mg·kg-1，分别是国家《土壤环境质量》（GB15618－2018）其他农用地土壤污染风险筛选值（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 平硐口堆碴边坡碴土重金属含量Table 1 Heavy metal content in slag on slope of footrill No PD478

2.2 水体重金属污染状况

由表2 表明，PD478 平硐口堆碴边坡下方水沟水体的Pb，Zn 和Cd 含量也非常高，分别为0.300 5，69.585 0和 1.959 1 mg·kg-1，远超《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）Ⅴ类水Pb≤0.1 mg·kg-1，Zn≤1.5 mg·kg-1和Cd≤0.01 mg·kg-1的限值，并且分别是国家地表Ⅴ类水限值的3.005 倍、46.39 倍和195.91 倍，意味着Pb，Zn，Cd 对下游水体造成严重的污染。

表2 PD478 平硐口堆碴边坡下方水体重金属含量Table 2 Heavy metal content in water body underneath slope of footrill No PD478

2.3 土体理化性质

由表3 表明，PD478 平硐口堆碴边坡土体的pH 为4.75，与原生自然土样pH 4.71 相差不大；全N 含量边坡碴土体比原生土低1 倍以上，两者之间差异显著（P<0.05）；速效N 低近2 倍，两者间差异达极显著水平（P<0.01）；速效K 低1 倍以上；吸湿水低近1 倍；有机质含量低达20 倍，两者间差异达显著水平（P<0.05）；但碴土体的全P 和速效P 含量均高于自然土体，其中，速效P 含量是原生土体的7.9 倍，但两者间差异不显著。而由表4表明，碴土体>1mm 的石砾含量占比达74.23%＜0.05 mm 的粉粒和粘粒只占17.38%，而周边原生土体则相反，>1 mm 的石砾含量只占5.65%＜0.05 mm 的粉粒和粘粒占比达80.01%。这反映了碴土体的吸湿水功能相对较低。

表3 PD478 平硐口堆碴边坡碴土体与周边原生土体化学性质比较Table 3 Comparison of chemical properties of slag on slope of footrill No PD478 and surrounding soil

表4 PD478 平硐口堆碴边坡碴土体与周边原生土体颗粒组成和吸湿水比较Table 4 Comparison on particle composition and hygroscopic water rate between slag on slope of footrill No PD478 and surrounding soil

2.4 马尾松重金属含量

由表5 表明，正常马尾松植株平均Pb，Zn 和Cd 的含量分别为0.084 6，0.118 1 和0.010 1 mg·g-1；而堆碴边坡上死亡的马尾松植物平均Pb，Zn 和Cd 的含量分别为0.161 9，0.795 3 和0.117 0 mg·g-1，全部高于正常植株，分别是正常植株的1.93 倍、6.73 倍和11.58 倍。马尾松是一种非常耐干旱和瘠薄的先锋树种，在堆碴边坡上死亡是一种非正常的现象，其死亡的原因很有可能是被堆碴边坡上的重金属毒害致死[14]。

表5 堆碴边坡马尾松死亡植株与周边正常植株重金属含量的比较Table 5 Comparison on heavy metal content in dead and normal P.massoniana on slope and surrounding

2.5 造林制约因素和可行性分析

2.5.1 制约因素分析 堆碴土体吸湿水能力差，只有原生土样的75%左右。除P 外，堆碴土体全N 和速效N 含量分别是原生土体的43%和33%，速效K 含量是原生土体的48%，特别是有机质含量只有原生土体的5%，因此肥力低，并且易受重金属污染，而过量的重金属均对苗木有毒害作用[15-19]。分析认为，堆碴边坡持水能力差、肥力低和易受重金属污染是堆碴边坡造林的3 个主要制约因素，因此增加有机质含量以改良碴土体结构并提高肥力，同时采取隔离根系回填功能性客土的技术方法是克服造林制约因素的关键技术。

2.5.2 可行性分析 许多研究者通过对铅锌矿区自然生长植物的调查以寻找修复矿区重金属污染的植物[20-22]，因此，可以选择具有富集作用的植物来修复受污染的碴土体。但在铅锌矿区成功应用的案例仍然较少，大多局限于调查和试验分析及设计探讨方面的研究[23-27]。李贵等[28]在湖南水口山有色金属有限责任公司铅锌矿豹市岭废弃尾沙坝采用实地栽植方法进行植物原位阻截重金属的试验，种植3 年后的效果表明，女贞等植物可降低地表水中Zn 负荷输出74.99%～ 78.35%，还可使铅锌尾矿区尾沙中Pb，Zn，Cd 和As 分别降低27.31%，27.59%，39.52%和33.47%。可见女贞是重金属污染堆碴边坡造林的优良树种。因此，分析认为，可以通过选择耐重金属污染树种，改良并提高碴土体有机质，在早期尽可能隔离污染物，乔、灌、草合理搭配等综合性营林技术来实现边坡森林化和修复重金属污染的堆碴边坡。同时，考虑到要打造城市森林公园，因此，还要注重与周边森林及公园功能相融合的植被景观。

2.6 营林综合技术

最后确定采用开凿小平台植生袋围堰造坑种植乔木树种+开凿条带小平台埋置植生袋种植类芦改良有机质+厚层基质喷播覆盖碴土体+容器苗种植搭配的PD478 平硐口废弃铅锌矿堆碴边坡重金属污染的综合性营林修复技术工艺。

2.6.1 植生袋围堰造穴、回填功能性客土，避让根系的重金属毒害 在堆碴边坡面上按水平距2 m×2 m 开挖小平台，小平台宽为1 m、底盘为60 cm 成座坑形，在平台外缘叠置高40 cm 用绿色编织物制作的植生袋围堰成种植穴，袋内装入具有10%以上商品有机肥的种植土，穴内按泥炭10%：种植土80%：商品有机肥10%质量比例配制回填功能性客土至平顺，然后插上竹签标记备后定位种植。

2.6.2 开凿条带状小平台然后植生袋找平，为种植类芦打好基础 在堆碴边坡面上开凿条带状小平台然后植生袋找平，为种植类芦增加碴土体有机质打好基础。虽然类芦具有富集重金属的作用[29-30]，但直接种植会遭受到重金属毒害。条带宽为30 cm，自上而下按1 m 水平间距开凿形成条带式平台，再在条带平台上用装有具10%以上商品有机肥种植土的绿色编织物袋找平。

2.6.3 全坡面挂网钉网并进行厚层基质喷播 在堆碴边坡面上，挂网钉网进行厚层基质喷播，喷附基质厚度≥15 cm，做到全坡面覆盖，让植物种子在发芽和幼苗期间不直接接触重金属污染边坡，并提供一个缓冲适应期。首先，在堆碴边坡面上，采用绿色包塑铁丝网进行挂网钉网，要求铁丝直径为4 mm，网孔为5 cm×5 cm，网片用长为30 cm、直径为6 mm 的钢筋作锚钉将网片固定在堆碴边坡面上，锚钉每平方米不少于5 个。然后将配制好的植物生长基质和种子经搅拌机充分拌合，通过专用喷附机械将配制好的基质（表6）和种子（表7）一起喷附在挂有网片的堆碴边坡工作面上。喷播后，及时覆盖遮阳网，并浇水养护，促进种子发芽。

表6 植生基质配制Table 6 Composition of substrate spraying on slope

2.6.4 苗木种植 （1）当喷播苗总体长到3～ 4 cm 高时，及时揭除遮阳网，并在竹签标记的植生袋围堰种植穴上拔去竹签、剪除铺挂在穴上的网片，种植高1.5～ 1.6 m，地径＞2.0 cm 的带土球全冠型女贞。（2）在条带植生袋上，按株距1 m 种植类芦。类芦为丛植，一丛5～ 6 个植株，离地基30 cm 处截干种植。（3）在边坡面上按左右水平距2 m、上下坡面距2.5 m 的株行距种植苗高40～ 45 cm 的红叶石楠容器苗。

2.7 修复效果

试验于2019 年10 月完工（图1），完工时地表植被覆盖率达100%，种植的女贞和红叶石楠成活率均达100%，其中，女贞高1.7～ 1.8 m，盖度15%左右，红叶石楠高60～ 70 cm，盖度40%左右，初步显示出边坡森林化效果。2020 年4 月8 日雨后，在PD478 平硐口堆碴边坡下方水沟中原位采集水样进行测定，将测定结果与修复前的测定数据进行比较。由表8 结果表明，水体中的Pb 含量由修复前的0.300 5 mg·L-1降到修复后的0.005 0 mg·L-1，并达到国家地表水I 类限值0.01 mg·L-1以下，Zn 含量由修复前的69.585 0 mg·L-1降到修复后的0.700 0 mg·L-1，并达到国家地表水Ⅱ类限值1.0 mg·L-1以下，Cd 含量由修复前的1.959 1 mg·L-1降到修复后的0.001 7 mg·L-1，并达到国家地表水Ⅱ类限值0.005 mg·L-1以下，取得了非常明显的修复效果。

表7 植物种子配制Table 7 Preparation of plant seeds

图1 PD478 平硐口堆碴边坡营林修复技术效果样图Figure 1 Rendering of green recovery on slag on slope of footrill No PD478

表8 PD478 平硐口堆碴边坡下方水体修复后重金属含量Table 8 Heavy metal content in water body underneath slope of footrill No PD478 after green recovery

3 结论和讨论

3.1 结论

铅锌矿山的开采不可避免会产生大量的弃碴，并且通常堆积在山坡上形成堆碴边坡，这些弃碴往往含有Pb，Zn，Cd 等重金属，不仅容易产生泥石流等安全隐患，还引起自然森林景观的破坏、水土流失和下游水土体重金属的污染，受持水能力差、土壤肥力低、易受重金属毒害三重制约，如何实现原地生态修复，是当前国土空间生态修复中的一个技术难题。本研究以浙江省庆元县废弃铅锌矿PD478 平硐口下方的堆碴边坡为例，开展了水土体重金属污染背景的调查，分析其造林制约因素，采用开凿小平台植生袋围堰造坑种植乔木树种+开凿条带小平台埋置植生袋种植类芦改良有机质+厚层基质喷播覆盖碴土体+容器苗种植搭配的营林技术工艺的试验研究，取得了非常明显的修复效果，不仅边坡初步实现森林化，而且重金属得到有效修复，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 讨论

矿石生产是推动社会经济发展的重要基础，我国超过90%的一次性能源、80%的工业原料、70%的农业生产资料和30%左右的生活用水都来自矿产资源[31]，可以说，没有矿产资源的开发利用就没有社会经济的长足发展，因此矿产资源一定要开采，但是环境保护一定要跟上，实现矿产资源开采与环境保护相协调发展是矿业经济健康发展的长期任务。我国有2 347 处铅锌矿产地，产量分布主要在河南、湖南、云南、湖北和江西5 省[32]，浙江、福建、海南、广东、广西、贵州、四川、辽宁、甘肃等省区也产，几乎遍及全国，因此铅锌矿山废弃堆碴边坡生态修复的任务十分艰巨，许多有关铅锌矿山生态环境治理的研究均为铅锌矿山生态修复提供了一定的理论基础和技术经验[15-28]。本研究提出并且得到有效实施的采用开凿小平台植生袋围堰造坑种植乔木树种+开凿条带小平台埋置植生袋种植类芦改良有机质+厚层基质喷播覆盖碴土体+容器苗种植搭配的铅锌矿废弃堆碴边坡营林修复技术工艺，根据围堰造坑隔离回填功能性客土、种植类芦改良有机质和厚层基质喷播绿化全覆盖及种植容器苗合理搭配乔灌草修复功能的机制，可简称为隔离种植、有机改良和全覆盖植被营林修复技术工艺，对同类铅锌矿的重金属污染生态修复起到参考作用。