韶关某铜硫矿废弃矿区土壤修复工程措施及修复效果评估

李景芬，黄伟光

(广晟有色金属股份有限公司，广州 510630)

韶关某铜硫矿是以铁铜为主的大型多金属矿山，多金属矿床上部为风化淋滤型褐铁矿床，中部为层状菱铁矿床，下部为铜、铅、锌、硫铁矿床以及斑岩型钼矿床和矽卡岩型钼多金属矿床。从二十世纪八十年代中期起，该矿开始频繁出现民采、民选和民洗，且规模逐渐扩大，屡禁不止。民采、民选和民洗产生的贫矿和废石任意堆放，因为含有一定量的黄铁矿，露天弃置后迅速产酸，造成周围土壤酸化，植被毁坏殆尽，重金属含量升高，导致了严重的环境问题，即形成了存在严重土壤重金属污染的废弃矿区。

针对该废弃矿区的生态环境问题，采用国际领先的“原位微生物基质改良+直接植被”土壤修复技术体系，用生态学的思想解决环境问题[1]。该技术不改变废弃矿区的地形与土壤结构，无需客土，柔性改良土壤结构，通过调控微生物群落与控制产酸微生物类群，重建一个人工或半人工的生态系统[2]，从而控制土壤酸化。通过植物稳定重金属，降低重金属的迁移性，达到环境污染治理的目标，实现源头控制重金属污染[3-4]。

1 污染情况

该废弃矿区采矿场、排土场等占地面积大，地表形变范围大且程度较严重。因废弃区排土场、露采场等含有硫以及重金属等污染物，在降水条件下低价硫容易氧化并产生酸性水，加剧重金属不断溶出，土壤明显存在酸化与重金属污染，pH值均值低达2.60，重金属含量总铅、总锌、总铜、总镉分别达到了5 516、745、654、1.0 mg/kg，有效态重金属(Pb、Zn、Cu、Cd)分别高达100、48、28、0.29 mg/kg，这种强酸性且重金属污染严重的土壤环境严重抑制植物生长，普通方式种植的植物完全不能存活，严重阻碍生态恢复，进而致使周边环境生态功能退化严重。

2 矿山土壤修复工程措施

2.1 土壤原位微生物基质改良措施

原位微生物基质改良方案是指对整理后的种植条沟、表土采用物理、化学、生物的方法进行包括表层与深层基质土壤改良，撒施酸碱中和剂、土壤改良复合基质、微生物菌剂等土壤改良物质作改良基质，进行土壤改良，调整土壤pH值，增加土壤有机质含量及降低土壤重金属毒性，改良土壤结构[5-6]。

其中，物理、化学方法主要采用石灰、土壤改良基质、土壤改良调节剂等；生物方法主要采用微生物菌剂、无机肥、微生物菌种等材料，利用微生物细胞表面吸附和沉淀、吸收和富集、生物转化、氧化还原等作用，持续改良土壤酸碱度并降低重金属污染。对不同区域、不同地带、不同类型土壤进行分区，土壤改良材料的用量依照土壤检测分析结果进行调整，适时适地选择配方。

2.2 植被修复品种

按照“适地适树、适地适草”的原则，在树草种选择上：长期植物选择当地优势乡土野生植物，选择速生、再生能力强、易繁殖、固氮能力强、适合重金属污染土壤的修复植物，筛选出10种以上修复植物品种，禾本科植物主要有狗牙根、宽叶雀稗、狗尾草、百喜草等；豆科植物主要有木豆、猪屎豆、田菁等；菊科主要有野菊花、蒿等；其他科植物主要有松树、大叶女贞、苎麻等。

3 矿区土壤修复效果评估

为了准确及时掌握修复后区域内土壤修复的效果，在实施修复措施约10个月后，依据取样样品最大可能代表实际土壤情况的原则，在显著异质性的代表性地段取得样品，共采集5个土壤样品，每个样品均由3～5个子样品混合而成，采集深度为0～20 cm。

3.1 土壤样品测试因子及方法

1)测试因子：土壤样品除去植物残体和石块后，置于通风处风干。风干之后进行研磨，过20目和100目筛，然后进行理化指标检测，包括 pH、NAG-pH(Net Acid Generation pH，即净产酸 pH)、总铅、总锌、总铜、总镉等。

2)测定方法：

(1)pH：采用玻璃电极测定土壤悬浊液的pH值。

(2)NAG-pH：用于测定土壤酸化的潜力，利用过氧化氢的氧化进行测定。

(3)重金属总量(铅、锌、铜、镉)：参考《土壤和沉积物 金属元素总量的消解 微波消解法》(HJ 832—2017)和《固体废物 22 种金属元素的测定电感耦合等离子体发射光谱法》(HJ781—2016)的方法进行重金属消解和测定。

(4)重金属有效态(指以水溶态和离子交换态存在，可有效影响土壤微生物的代谢活性的有效态重金属)：参考《土壤8种有效态元素的测定二乙烯三胺五乙酸浸提-电感耦合等离子体发射光谱法》(HJ 804—2016)的方法进行测定。

3.2 土壤产酸潜势变化

由表1可以看出，pH、NAG-pH等指标与修复前相比均有显著改善。具体来说，对于pH值，修复后的土壤样品pH均值由修复前的2.60上升至7.08。当土壤pH值大于4.0时，大多数植物已经基本能够在这种pH条件下定居生长，所以该矿区的pH已经能够满足大多数植物的生长要求。对于NAG-pH指标，修复后的土壤样品NAG-pH均值由修复前的2.62上升至4.63，土壤产酸潜力由高度产酸变为低度产酸，产酸情况已得到较好改善。

表1 修复前后酸化数据统计结果(均值)

3.3 土壤重金属含量及有效态变化

由表2可以看出，修复后的土壤样品的重金属总量相比修复前稍有降低。考虑到前后测定的土壤重金属总量有一定差异，选择使用重金属有效态来比较土壤修复前后重金属的溶出情况。在有效态重金属上，修复前后差异显著，土壤中的有效态铅、有效态锌、有效态铜、有效态镉从修复前的100、48、28、0.29 mg/kg，分别下降至51、26、9.1、0.12 mg/kg，降幅大部分在50%以上，甚至有效态铜降幅高达67.5%。由此看出，通过矿山土壤修复工程措施的实施，显著降低了土壤中铅、锌、铜、镉等重金属元素的溶出，有效地控制了土壤重金属污染。

表2 修复前后重金属总量及有效态数据统计结果(均值)

3.4 土壤酸化及重金属有效态变化机理分析

微生物菌剂在土壤修复中通过反硝化、甲烷生成作用、硫还原作用以及铁、锰还原作用消耗弱碱性物质产生强碱，进一步中和土壤酸度，进而实现土壤pH值、NAG-pH值双升高的效果，降低土壤酸化程度。

3.5 矿区土壤修复效果

根据土壤修复措施实施10个月后的数据来看，土壤pH均值升至7.08，NAG-pH均值升至4.63，土壤产酸潜力由高度产酸变为低度产酸，土壤铅、锌、铜、镉的有效态下降范围为49%～67.5%，重金属污染已被有效控制，土壤环境已经达到了适宜植物生长的条件，而土壤修复措施实施10个月后的植被生长情况也印证了这点。

土壤修复措施实施10个月后，修复区域已初步形成多种植物匹配互长的生长态势，生物多样性高，已记录的植物品种达到32种，涵盖乔木、灌木、草本、蕨类等，区域内植物平均株高约65 cm，植物根系已穿过改良基质层长入废弃地土壤，深度约6 cm，区域植被的整体覆盖度高达95%；各植物品种的根系已纵横交错、互补，形成控制地表土壤流失的根系网络，可有效地防止水土流失问题；在植物根际微生物及植物根系共同作用下，废弃地土壤环境已明显改善(图1)。

图1 矿区土壤修复工程前后对比图

4 结论与讨论

1)在污染治理效果方面，该废弃矿区修复区域土壤酸化和重金属污染情况得到了有效治理。土壤pH值显著升高，由原始最低2.60升至7.08，NAG-pH均值由修复前的2.62上升至4.63，土壤潜在产酸能力明显下降；铅、锌、铜、镉等重金属有效态均值降低达到了45.3%，降低范围为49%～67.5%，最高达67.5%，显著地降低了重金属元素的溶出。

2)在植被修复效果方面，项目区域现已被绿色覆盖，初步形成多种植物匹配互长的生长态势，已记录的植物品种达到32种，涵盖乔木、灌木、草本、蕨类等，区域内植物平均株高约65 cm，整体覆盖度高达95%，自维持、不退化的植被系统已初步成型。

4)通过该矿区生态修复工作的开展，整体的修复效果显著，项目(一期)治理面积25 万m2，有效解决了矿山历史遗留矿区的各种污染问题，通过栽种大量植被、采取因地制宜的修复原则，实现生态环境的全面修复。