麻陽銅礦廢棄地土壤重金屬污染現狀及修復研究

葉 漪，劉 浩，梁 娟，

(1.民族藥用植物資源研究與利用湖南省重點實驗室;2.懷化學院 生命科學系，湖南 懷化 418008)

礦山開采過程中所產生的尾砂、廢礦石等大量固體廢棄物不僅需要大面積的堆置場地，而且對原有生態環境造成了嚴重破壞.它們一方面直接侵占并破壞土地，影響植被生長，另一方面尾砂、廢礦石的長期堆放導致重金屬元素通過地表徑流、大氣飄塵等污染土壤，并通過食物鏈影響人體健康[1-4].因此，開展礦區廢棄地土壤重金屬污染及修復研究，既是緩解人地矛盾和礦區環境建設的需要，同時又是促進礦區可持續發展的有效途徑[5].但礦區廢棄地土壤結構性差，有機質含量及植物必需的養分元素(尤其是氮、磷、鉀)缺乏，同時重金屬含量高，不利于植物生長及其它生物活動，恢復起來十分困難[6].

麻陽銅礦為湖南省最大的銅礦，開采歷史久遠，產生了大量的廢棄地，如尾砂庫和廢石場，對當地土壤和植物產生了不同程度的影響[7].本研究通過調查麻陽銅礦廢棄地土壤重金屬污染現狀，對比分析人工修復區和非人工修復區土壤及植被狀況，探索其土壤修復的方法，以期為麻陽銅礦廢棄地的生態修復提供一定的基礎資料.

1 研究方法

1.1 研究區概況

麻陽銅礦位于湖南西部麻陽縣和辰溪縣交界處(27°56'N，110°04'E)，平均海拔160 m.含銅礦物以自然銅為主，占85%以上，其次為輝銅礦，氧化礦物以赤銅礦、孔雀石為主.麻陽銅礦具有日采選銅礦石600 噸，年產電解銅3 000 噸生產能力，系湖南省最大的銅礦[8].麻陽銅礦開采歷史久遠，現已形成兩個大的尾砂庫(舊尾砂庫、新尾砂庫)以及多個廢石場，曾對尾砂庫與廢石場進行過人工修復，其中舊尾砂庫部分區域進行過客土覆蓋，廢石場部分區域進行了植物種植.

1.2 采樣點設置

共調查了舊尾砂庫、新尾砂庫、廢石場、舊尾砂庫人工修復區以及廢石場人工修復區等5個地類，其中，舊尾砂庫人工修復區是在尾砂上覆蓋了一層土壤(約5 cm 厚)，廢石場人工修復區是在廢石場上直接進行植物的栽植.每一地類采用對角線法進行表層土壤的多點混合采樣及重金屬含量測定，所采集土壤均帶回實驗室進行后續分析.

1.3 土壤重金屬含量測定

采用INNOV-X 便攜式重金屬分析儀對各地類土壤重金屬元素(如Cr、Cu、Zn 等)進行測定.

1.4 土壤重金屬污染評價

采用《土壤環境標準質量(GB15612—1995)》中的3級評價標準[9]，對土壤重金屬污染進行評價，如表1.

表1 土壤環境質量3級標準值(mg/kg)

評價方法采用中國綠色食品發展中心1994年編制的《綠色食品產地環境質量現狀評價綱要 (試行)》中推薦的單項污染指數法[10].

單項污染指數法:Pi=Ci/Si

式中:Pi為污染指數;Ci為污染物實測值;Si為污染物的標準值;i代表某種污染物.

根據P值變幅，將土壤質量劃分等級，具體土壤質量分級標準見表2.

表2 土壤中各元素污染程度分級標準

1.5 土壤理化性質的分析

對所采集回來的土壤進行土壤pH值、有機質含量的測定，其中土壤pH值測定采用水土比2.5:1 酸度計法，土壤有機質采用重鉻酸鉀容量法[11].

1.6 各地類植被調查

對比調查舊尾砂庫及其人工修復區的植被組成情況.

2 結果與分析

2.1 各地類土壤重金屬含量及評價

各地類土壤重金屬含量見表3，由此可以看出，舊尾砂庫、新尾砂庫、廢石場Cu 含量極高，均超過了標準值，其中含量最高的是新尾砂庫，Cu 含量為1 605.8 mg/kg，是標準值的4倍，其次是舊尾砂庫.而尾砂庫人工修復區和廢石場人工修復區的Cu 含量均未超出三級標準.其它重金屬元素Zn、As、Pb、Cr 等含量在各地類均比較低，均未超出三級標準.

表3 麻陽銅礦廢棄地各地類土壤重金屬含量

分析各元素的單項污染指數(表4)，發現大部分地類存在不同程度的Cu 污染，其中新尾砂庫Cu元素單項污染指數大于3，表現為重度污染，舊尾砂庫表現為中度污染，廢石場表現為輕度污染，但尾砂庫人工修復區和廢石場人工修復區Cu元素單項污染指數均小于1，表現為非污染.其他重金屬元素Zn、As、Pb、Cr的污染指數均小于1，表現為非污染.

綜合可知，礦區各地類污染程度表現為:新尾砂庫＞舊尾砂庫＞廢石場＞廢石場人工修復區＞尾砂庫人工修復區.

表4 麻陽銅礦廢棄地各地類土壤重金屬污染指數

圖1 麻陽銅礦廢棄地各地類土壤pH值

2.2 各地類土壤肥力狀況

麻陽銅礦廢棄地各地類土壤肥力狀況(pH值、有機質)如圖1、2.從圖1可以看出，各地類土壤pH值在8.19～9.43之間，其中廢石場、舊尾砂庫、新尾砂庫土壤pH值大于8.5，堿性較強，而尾砂庫人工修復區、廢石場人工修復區相對于尾砂庫、廢石場而言pH值都有明顯的降低.

從圖2可以看出，各地類有機質含量在0.12%～0.86%之間，均比較低，尤其是尾砂庫、廢石場以及礦脈地表露頭區.但尾砂庫人工修復區以及廢石場人工修復區土壤有機質含量分別為0.86%、0.65%，兩者均要顯著高于尾砂庫以及廢石場.

表5 麻陽銅礦廢棄地尾砂庫人工修復區植被組成情況

圖2 麻陽銅礦廢棄地各地類土壤有機質含量

綜合可知，礦區廢棄地土壤肥力狀況表現為:尾砂庫人工修復區＞舊尾砂庫，廢石場人工修復區＞廢石場.

2.3 尾砂庫及其人工修復區植被組成特征

調查發現，新尾砂庫中沒有任何植物的分布，舊尾砂庫只有在庫區邊緣地帶有少量白茅、節節草、頭花蓼的分布.而尾砂庫人工修復區植物種類較豐富，共調查到植物44種，隸屬20 科，其中菊科8種、禾本科7種、薔薇科5種、豆科4種、蓼科2種(表5).從生態型來看，以多年生草本(27種)和1年生草本(4種)植物為主，木本植物為13種，主要以低矮的灌木和藤本為主.頭花蓼、野胡蘿卜、地枇杷、酸模、白茅、藎草、牡蒿、豬毛蒿分布較多，為主要的優勢植物.

3 結論與討論

麻陽銅礦廢棄地氣候條件優越，有利于植物生長發育，廢棄地生態修復的主要障礙是土壤因子.尾砂庫中基本上都是純尾砂，保水保肥性差，易干旱，缺乏植物生長所需要的有機質和營養元素，而且尾砂中殘存的重金屬離子對植物造成毒害，這些都是生態修復的不利因素.因此，麻陽銅礦廢棄地生態修復的關鍵是土壤的改良以及植物種類的選擇.

土壤改良在礦山廢棄地的生態修復中占有舉足輕重的地位，而土壤改良最快速、最直接的方法是客土法，即在廢棄地上覆蓋一定厚度的有生產能力的土壤，然后通過種植植物進行土壤的改良[12].我國不少礦山采用這一方法均取得了比較好的效果.例如，中條山的篦子溝銅礦廢棄地[13]、攀枝花礦區廢棄地[14]等，通過表土覆蓋，種植高粱、小麥等農作物，均取得了良好的經濟與環境效益.麻陽銅礦廢棄地舊尾砂庫、新尾砂庫、廢石場等均存在不同程度的Cu 污染，且土壤呈強堿性，有機質含量低，基本沒有植物覆蓋或植物種類稀少.麻陽銅礦舊尾砂庫堆積時間已超過30年，但仍無植物的分布，這顯然與其土壤重金屬含量過高、養分貧乏等因素有關，而尾砂庫人工修復區通過客土覆蓋后，植物種類增加，土壤的肥力狀況有所改善，土壤中Cu元素的含量低于環境質量標準，表現為非污染，說明客土覆蓋是銅礦廢棄地土壤修復的有效途徑，即麻陽銅礦廢棄地可通過客土覆蓋的方式首先進行土壤的改良.

植物種類選擇的適當與否也是礦山廢棄地生態修復成敗的關鍵之一[15].尾砂庫人工修復區植物主要以菊科、蓼科、禾本科、豆科為主，相似現象也多見于其他的銅礦區以及部分鉛鋅礦區[16-17]，原因可能是這4 科植物多為一年生或多年生草本植物，種子數量多且容易傳播，營養生長期以及繁殖期較短，對環境的適應能力比較強.頭花蓼、野胡蘿卜、酸模、地枇杷為人工修復區的優勢植物，其中，頭花蓼和酸模是兩種已知的Cu 指示植物，這兩種植物在Cu 含量較高的礦脈地表露頭區有大量分布.因此，頭花蓼、野胡蘿卜、酸模、地枇杷等優勢植物可以作為麻陽銅礦廢棄地生態修復的優選物種.

麻陽銅礦廢棄地存在不同程度的銅污染，對于尾砂庫，可以采取客土覆蓋，種植頭花蓼、野胡蘿卜、酸模、地枇杷等耐銅能力強的植物進行生態修復.對于廢石場，因其只受到了輕度污染，可采取直接種植對Cu元素有一定耐受能力的木本、草本植物.

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