鉛鋅礦區生態環境現狀及其綠化修復研究進展

姚豐平，李賀鵬，吳益慶，張飛英，柏明娥，倪榮新，徐高福，張建和

（1.浙江省慶元縣永青國有林場，浙江 慶元 323800；2.浙江省林業科學研究院，浙江 杭州 310023；3.麗水市林業技術推廣總站，浙江 麗水 323000；4.浙江省淳安縣新安江開發總公司，浙江 淳安 311700；5.浙江元成園林集團股份有限公司，浙江 杭州 310016）

我國是鉛鋅礦生產大國，2013 年，鉛、鋅總產量共計987 萬t，鉛、鋅產量分別占世界總產量的42.2%和40.3%[1]。全國有2 347 處鉛鋅礦產地，主要分布在河南、湖南、云南、湖北和江西5 省[2]，浙江、福建、海南、廣東、廣西、貴州、四川、遼寧、甘肅等省也產，幾乎遍及全國。鉛鋅礦產的開采利用給國民經濟和社會發展提供了大量的物質財富，同時也給生態環境帶來了負面影響，不僅森林植被遭到破壞，景觀破碎[3]，還會誘發塌陷等地質災害及環境重金屬污染等問題[4-7]。許多研究表明植物對重金屬具有良好的富集和修復作用[8-10]，在鉛鋅礦區重金屬耐性和富集植物篩選及植物修復研究也取得了一定的進展[11-12]。因此，利用綠色植物對鉛鋅礦區進行生態治理，不僅有利于恢復礦區森林植被和改善礦區綠化環境，而且也是實現對礦區重金屬污染進行修復的一條有效路徑。但是過量重金屬污染的立地條件會引起植物生長不良或毒害作用[13-14]，這給鉛鋅礦區的綠化增加了很大的技術難度，甚至面臨新的挑戰。

為實現鉛鋅礦山開發利用與生態環境保護相協調發展，本文在分析鉛鋅礦山地質環境和重金屬污染問題基礎上，著重綜述近20 年來有關鉛鋅礦山綠化與生態修復的研究進展，以期為鉛鋅礦區重金屬污染生態治理提供技術支持。

1 鉛鋅礦山主要生態環境問題

鉛鋅礦山開采及加工冶煉過程往往導致礦區地質環境惡化、土壤環境污染、水資源污染與破壞等，這一系列礦山環境問題已經成為制約礦區可持續發展、威脅人民生命財產安全的重大問題。

1.1 地質環境惡化

礦山地質環境問題是采礦活動對地質環境產生的破壞現象，主要包括礦區地面塌陷、地裂縫、崩塌、滑坡、泥石流、含水層破壞、地形地貌景觀破壞等[15]。我國鉛鋅礦的開采多為硐采，也有露采。硐采的生產工藝一般為表土剝離、巷道掘進、鉆孔、爆破、采掘及運輸（包括井下運輸和提升）、礦石堆場、外運至選礦廠；有些礦山為采選聯合體，將礦石直接運送至選礦廠，并將尾礦排放于專門設置的尾礦庫。由此帶來一系列的地質環境問題，諸如采空區可能引發的地裂縫和地面塌陷，道路開拓和辦公生活區等臨時構筑物引起的表土剝離和植被破壞及地形地貌景觀破壞，大量的廢石堆場壓占土地并破壞植被引起的水土流失，固體廢礦渣堆放可能引發的滑坡和泥石流等地質災害，開采時對地下水進行疏干排水引發地下水含水量和結構變化而導致地下水資源均衡失調，選礦生產加工產生的大量尾礦渣堆置在尾礦庫中可能引發尾礦壩破損坍塌而影響下游農田和水利設施甚至威脅居民的生命財產安全等[16-19]；此外，還包括露天開采礦山導致邊坡的崩塌、滑坡等地質災害隱患和穩定性問題，以及采礦活動引發的水土體環境污染等生態問題[20-21]。

亢亢等[22]采用層次分析法（AHP）對位于云南省昭通市彝良縣毛坪鎮境內礦區面積為14.41 km2的毛坪鉛鋅礦山進行地質環境質量的模糊評判，根據地質背景、地質災害、水土環境破壞、礦產開發、水文植被五個因素的23 個指標，將整個礦區的地質環境質量劃分為好、較好、較差和差4 個等級。劉玥等[23]以陜南鉛鋅礦為例，根據地質環境、地質災害、環境污染、礦產開發、水文植被五個因素的18 個指標進行地質環境質量的模糊評判，將陜南鉛鋅礦的8 個礦點的地質環境質量分別劃定5 個優、1 個良和2 個差。鄧錕[24]利用遙感技術和人機交互式解譯方法，對陜西省寶雞市鳳縣鉛鋅礦區33 處礦山的地質環境提取廢渣和廢石堆及尾礦庫等固體廢棄物堆場、泥石流和塌陷坑及滑坡等地質災害點、擋墻和攔壩及排水溝渠治理三個方面的信息，進行了地質環境問題的調查研究。這些研究均為鉛鋅礦山地質環境保護和恢復治理規劃提供了依據。

1.2 土壤污染

隨著鉛鋅工業的高速發展，礦產資源的開采與加工往往使其周邊土壤遭受Pb、Zn、Cd 等重金屬的嚴重污染[25-26]。黃順紅等[27]測得湖南某鉛鋅冶煉廠周邊土壤Pb、Cd、As 的平均含量分別達到2 908.27、434.78、320.48 mg·kg-1，遠超國家標準限值，污染程度為廢渣堆場＞住宅區＞閑置區＞菜地。孫建德[28]對湖南郴州某鉛鋅礦區94 個表層土樣的重金屬含量進行分析，發現Pb、Zn、Cd、As 的平均含量分別為876.83、1 018.83、7.69、89.73 mg·kg-1，均存在較大的安全風險。張振磊等[29]測得海南省昌化鉛鋅礦56 個廢棄地土壤樣品的Pb、Zn、Cd 含量 分別達3 222.50、1 849.02、18.17 mg·kg-1，均超過國家三級標準值。覃朝科等[30]測得廣西某廢棄鉛鋅礦區73 個采樣點的土壤Pb、Zn、Cd、Hg、As 平均含量分別為232.92、1 967.71、10.27、0.86、11.56 mg·kg-1，最大值分別達3 099.6、19 093、100.7、5.76、68.2 mg·kg-1，污染非常嚴重。謝永等[31]在甘肅徽洛壩鉛鋅礦測得坑口廢渣臺地廢棄3 a 的土壤Pb、Zn、Cd 含量分別達6 298、13 420、2.078 mg·kg-1。王志國[32]對浙江省慶元縣廢棄鉛鋅礦地質環境綜合治理前的10 份土壤樣品分析表明，廢土場和尾礦庫土壤均有不同程度的Pb、Zn、Cd 含量超標，其中，Pb 含量平均超標750%，Zn 含量平均超標550%，Cd 含量平均超標18 倍，礦區泥石流流通區的Pb 和Cd 含量分別超標6 倍和10 倍，污染十分嚴重。

1.3 水體污染

鉛鋅礦大規模開采會使周邊水環境遭受不同程度的重金屬污染。李永華等[33]從鉛鋅礦廠部開始沿小溪順流而下采集了3 個飲用和9 個非飲用的地表水樣進行重金屬含量測定，結果顯示水樣中的Pb 含量為嚴重污染，Zn 含量為輕度污染，Hg 含量為中度污染。劉玥等[34]分別對鉛鋅礦區上游、中游和下游地表水中的Pb、Zn、Cd、Cu、Cr 含量進行測定，結果表明這5 種重金屬在上游地表水中的平均含量分別為0.027、0.284 5、0、0.016 5、0.072 mg·L-1，在中游地表水中的平均含量分別為0.043、1.016、0.068、0.01、0.071 mg·L-1，在下游地表水中的平均含量分別為1.291、2.345 5、0.88、0.014、0.103 5 mg·L-1，除Cu 外，其余重金屬已嚴重污染下游地表水。王志國[32]在浙江省慶元縣廢棄鉛鋅礦區進行地質環境綜合治理前對治理區9 組地表水樣的水化學分析表明，僅兩組水樣為Ⅴ類水質，其他水樣均有不同程度的Pb、Zn、Cu、Cr 含量超標。鉛鋅礦山的開發不僅會引起周邊水體中Pb 和Zn 含量超標，而且還會導致其他重金屬（如Cd、Cu、Cr 等）污染。由于鉛鋅礦山的開采會不同程度地造成礦山周邊水環境的重金屬復合污染，因此，需要加大治理力度，尤其是位于飲用水源地周邊的礦區更亟需進行綜合整治。

2 重金屬的富集植物篩選與綠化植物修復研究

目前，由鉛鋅礦山開采或加工冶煉等所造成的環境介質污染除了導致Pb、Zn 含量超標外，還會產生Cd、Cu、Cr、As 等復合污染。為了減少重金屬污染對生態系統的影響，對重金屬污染區進行生態治理顯得尤為必要。目前，有關環境（土壤、沉積物、地表水和地下水）重金屬污染的修復技術主要包括化學法、物理法和生物法。傳統的重金屬修復方法包括化學淋洗、溶劑浸提、化學氧化/還原、原位玻璃化、改土法、沖洗絡合法、物理分離、離子交換、土壤清洗、土壤沖洗、電動修復等[35-36]，但是這些物理和化學方法往往投資昂貴、修復成本極高，改變土壤性質和干擾土壤微生物區系等，而且化學法也會造成二次污染等問題[37]。

廣義的生物修復主要包括動物修復、植物修復和微生物修復，而狹義的生物修復是指微生物修復。其中，微生物修復包括原位修復（包括投菌法、生物培養法和生物通氣法等）和異位修復（包括預制床技術、生物反應器技術、厭氧處理和常規堆肥法）[38]；動物修復主要是利用動物富集重金屬，相關研究證實蚯蚓Lumbricussp.對As[39]、Cu 和Se[40]有較強的富集能力；植物修復基本上是應用植物和相關的土壤微生物來減少環境中污染物的濃度或毒性[41]，這是一種新興、高效、環境和生態友好、就地適用、太陽能驅動的綠色生物技術，通過植物根系直接吸收環境中大量重金屬元素，結合收獲植物地上部分進而達到修復被污染環境的目的[37,42-43]。因此，自20 世紀90 年代以來，國內外學者在利用綠色植物修復環境重金屬污染方面進行了大量研究，植物修復已成為目前國際環境研究領域的熱點。

2.1 重金屬元素的富集植物篩選研究

植物具有積累或富集重金屬的作用。許多研究通過對鉛鋅礦區自然生長植物的調查以尋找修復礦區污染的植物種類。植物地上部重金屬含量的高低可作為鑒別植物是否具有植物修復最大潛力的重要標準[44]。超富集植物是指能超量吸收環境中的重金屬并將其轉運到地上部（莖、葉），而地上部能夠較普通植物多累積10～ 500倍某種重金屬元素的植物，即植物葉片或地上部（干質量）Cd、Se 含量達到100 mg·kg-1以上，Cu、Pb、Ni、Co、Cr、Fe 含量達到1 000 mg·kg-1以上，Mn 和Zn 含量達到10 000 mg·kg-1以上的植物為超富集植物（或超積累植物）；同時，這些植物的轉運系數（TF：地上部與地下部重金屬含量的比值）>1.0[35,45-46]。針對鉛鋅礦帶來的環境重金屬污染問題，國內外學者從數千種植物中篩選出具有富集重金屬潛力的115 種植物[47-87]，隸屬于47 科，其中，菊科Asteraceae 植物最多，達24 種，禾本科Poaceae 植物次之，有12 種，楊柳科Salicaceae 和豆科Fabaceae 植物各有5 種，景天科Crassulaceae、十字花科Brassicaceae、石竹科Caryophyllaceae 各有4 種（詳見表1 至表5）。

鉛鋅礦或尾礦環境中能夠生長且對Pb 有超富集潛力的植物有30 種（表1），其中作為Pb 超富集植物的分別是Scrophularia s coparia[50]、長毛香薷Elsholtzia p ilosa[51]、水蓼Polygonum hy dropiper[54]、兩面刺Cirsium chlorolepis[51]、接骨草Sambucus javanica[59]等。對Zn 有超富集潛力的植物有14 種，如鬼針草Bidens pilosa[54]、滇紫草Onosma paniculatum[55]、Echinophora platyloba[68]、雀苣Lactuca orientalis[68]等。對Pb、Zn 兩種重金屬同時具有超富集潛力的植物有23 種（表3）。有14 種植物對3 種及以上重金屬元素有超富集潛力，其中同時對Pb、Zn、Cd 3 種元素具有超富集潛力的植物有10 種，而蜈蚣鳳尾蕨Pteris vittata對Pb、Cr、As 均有較強的富集和轉運能力[50,57,77]，苘麻Abutilon theophrasti[79]和野艾蒿Artemisia lavandulifolia[64,81]同時對Pb、Zn、Cd、Cu 有較強的富集和轉運能力，大戟科的Euphorbia macroclada[78]對Pb、Zn、Fe、Mn 等具有較強的富集能力（表4）。對其他重金屬（含Pb 或Zn）有超富集潛力的植物有34 種，其中同時對Pb、Cd 和Zn、Cd 均有較好富集和轉運能力的植物各有4 種；而對Cd 有超富集潛力的植物種類較多，有18 種（表5）。

表1 鉛鋅礦或尾礦環境中對Pb 有超富集潛力的植物種類Table 1 Hyper accumulation of Pb in plants grown on lead-zinc mining or mine tailing area

表2 鉛鋅礦或尾礦環境中對Zn 有超富集潛力的植物種類Table 2 Hyper accumulation of Zn in plants grown on lead-zinc mining or mine tailing area

表3 鉛鋅礦或尾礦環境中對Pb 和Zn 有超富集潛力的植物種類Table 3 Hyper accumulation of Pb and Zn in plants grown on lead-zinc mining or mine tailing area

表4 鉛鋅礦或尾礦環境中對3 種及以上重金屬有超富集潛力的植物種類Table 4 Hyper accumulation of 3 kinds of heavy metal in plants grown on lead-zinc mining or mine tailing area

表5 （續）

表5 鉛鋅礦或尾礦環境中對其他重金屬（含鉛或鋅）有超富集潛力的植物種類Table 5 Hyper accumulation of other heavy metal (including Pb or Zn) in plants grown on lead-zinc mining or mine tailing area

2.2 鉛鋅礦山綠化和植物生態修復研究

鉛鋅礦山的生態修復主要是在消除礦區可能產生的地面塌陷、崩塌滑坡及泥石流等地質災害隱患基礎上進行地貌景觀修復，主要包括礦區綠化及其水體、土壤污染治理。受有效營養（N、P、K 等）和有機質含量低以及多種重金屬污染等特殊立地條件的制約，廢棄鉛鋅礦山的地質環境往往不利于植物生長，這給礦區綠化帶來了很大的難度。盡管有關鉛鋅礦區重金屬富集植物的調查研究較多，但在鉛鋅礦區成功應用的案例仍然較少，大多數局限于調查、試驗分析及設計探討等方面。如謝永等[88]對甘肅省徽縣洛壩鉛鋅礦廢棄3 a、6 a 和11 a 坑口棄渣臺地自然植被演替進行了調查，發現3 a 棄渣臺地有物種12 種，蓋度為5.5%～ 10.5%，優勢種為北艾Artemisia v ulgaris；6 a 棄渣臺地有物種17 種，蓋度為18.5%～ 20.0%，優勢種為北艾、堿菀Tripolium v ulgare和商陸Phytolacca acinosa等；11 a 棄渣臺地有物種40 種，蓋度為25.0%～ 30.0%，優勢種為北艾、堿菀和一年蓬等，還有灌木茅莓Rubus par vifolius及喬木臭椿Ailanthus a ltissima等樹種。齊丹卉等[89]對云南蘭坪鉛鋅礦區植被恢復期土壤種子庫和植被進行了調查，結果表明，在恢復初期魁蒿Artemisia princeps群落和草地早熟禾Poa pratensis人工草地群落的土壤種子庫較地上植被多樣性高，優勢種主要是由易于風播、種子繁殖的菊科、禾本科為主的植物組成，這些植物在尾礦區植被恢復初期起重要作用。施祥等[90]對浙江富陽的廢棄鉛鋅尾礦庫進行了人工植被恢復試驗，發現紫穗槐Amorpha f ruticosa、截葉鐵掃帚Lespedeza c uneata、紫苜蓿Medicago s ativa和榿木Alnus cremastogyne等固氮植物在尾礦庫區生長良好，鹽膚木、旱柳等對Pb、Zn 積累能力較強的樹種可以用于廢棄鉛鋅尾礦庫的治理。原海燕等[91]利用4 種鳶尾屬Iris植物對南京市棲霞山鉛鋅礦區工業污水地表排污口1 km 處的排污渠底泥進行了重金屬修復試驗，發現馬藺Iris lacteavar.chinensis、黃菖蒲I.pseudacorus、花菖蒲I.ensata和溪蓀I.sanguinea能明顯降低土壤重金屬質量分數，其中，馬藺對Pb、Cd 的吸收能力最強，其莖葉中的Pb 質量分數達983 mg·kg-1，轉運系數大于1.0，是一種潛在的Pb 積累植物；黃菖蒲、花菖蒲和溪蓀對Zn 的吸收能力較強，但主要積累在根系。

Yang 等[92]在廣東樂昌鉛鋅尾礦利用香根草、長喙田菁Sesbania rostrata、印度田菁S.sesban進行5 個月的野外恢復研究，結果表明，添加單獨生活垃圾或同時添加生活垃圾和人工肥料的方法可以促進植物成活率和生長速率，但單獨添加人工肥料不能促進植物成活率和生長速率；長喙田菁和印度田菁的莖部對Pb、Zn、Cu、Zn 的富集量明顯高于香根草的莖部，而香根草對重金屬元素主要積累在根部。高喜等[93]利用盆栽方法研究了香根草在不同環境（鉛鋅尾礦、尾礦+復合肥、尾礦+腐殖質+復合肥和廣西陽朔地帶性紅壤）的生長及光合生理特點，發現復合肥和腐殖質的綜合使用可提高香根草對鉛鋅礦尾礦的適應性。李正強等[94]以云南省某鉛鋅礦開采區的尾礦砂為基質并摻入不同數量的紅壤、豬糞進行盆栽試驗，發現尾砂對銀合歡Leucaena l eucocephala的生長具有明顯的抑制作用，重金屬含量過高顯著降低株高、根長和生物量。Titshall 等[95]利用營養含量低、含堿性和高Zn 含量的尾砂（鉛鋅礦）進行5 種草本植物的種植試驗，發現施肥促進了植物生長，其中Cenchrus ciliaris在足量肥料下產量最高，Digitaria eriantha次之；Cenchrus ciliaris、D.eriantha、Eragrostis superba、Fingeruthia africana對Zn 有一定的去除效果，但對Pb 的去除有限。

李貴等[96]采用多種植物栽培和徑流小區收集水樣的方法研究了鉛鋅礦區植物原位阻截土壤廢渣重金屬效果，發現3 a 后構樹等可降低地表徑流水中Pb、Cd 和Cu 負荷輸出分別為9.04%～ 9.64%、67.0%～ 75.86%和52.64%～ 70.97%，女貞Ligustrum lucidum等可降低地表水中Zn 負荷輸出74.99%～ 78.35%；女貞還可使鉛鋅尾礦區尾沙中Pb、Zn、Cd 和As 分別降低27.31%、27.59%、39.52%和33.47%，構樹則分別降低31.87%、38.45%、41.28%和29.48%。林慶富[97]采用一年生東京銀背藤（葛藤）袋苗在具有成片土壤堆積或較寬的石縫處的鉛鋅礦棄渣場上部及邊坡進行種植試驗，發現3 a 后主蔓長為14.18 m、單株覆蓋面積達14.27 m2。

此外，王志國[32]、羅剛[98]、劉歡歡等[99]分別對浙江慶元鉛鋅礦廢棄礦山、內蒙古自治區科爾沁右翼前旗巴根黑格其爾鉛鋅礦區、湖南寧遠九嶷山鉛鋅礦區固廢堆坡封場進行綠化設計研究，主要綠化內容包括撒播草籽、種植綠化、噴播綠化等方法；郭維君等[100]、陸東輝[101]、張月峰等[102]分別針對鉛鋅礦山地質和生態環境恢復治理及土地復墾方法等提出相應的對策措施。

3 鉛鋅礦山綠化修復研究展望

我國鉛鋅礦山資源量大，開采點多、面廣，環境影響面也大，因此，針對鉛鋅礦山的地質環境問題深入開展礦山綠化與生態修復相結合的植被恢復研究，實現礦山開發利用與自然生態環境保護相協調發展，對于建設綠色礦山、發展綠色礦業、促進現代生態文明建設等具有非常重要的意義，一些研究[88-102]初步證實對鉛鋅礦山實施生態綠化是有效可行的。鑒于有關研究進展，提出以下關于鉛鋅礦山綠化修復的四點展望：

（1）分類指導鉛鋅礦山綠化。鉛鋅礦山可綠化的區域通常包括露天開采的巖質邊坡、硐采的硐口區域、廢棄礦石堆場及其形成的堆場邊坡、選礦廠廢棄的尾礦堆場（尾礦庫）和尾礦壩及其壩體坡面、運輸道路兩側及其受損的山體邊坡，另外，辦公生活區和選廠、炸藥庫和配電房及機修車間旁、沉淀池周邊、排污溝渠旁等可綠化區，以及其他可綠化的區域。由于生產功能和立地條件及環境污染程度的不同，應該實行分類指導，特別是針對重金屬污染程度的不同，選擇適宜的綠化樹種（包括草本、藤本植物）、配置方法和種植技術，實現礦山可綠化區域系統性地全面綠化，努力建設綠色礦山。

（2）廣泛選擇生態綠化樹種。鉛鋅礦區通常受到重金屬的污染，特別是廢渣堆場和尾礦庫，在雨水淋濾和塵埃飄浮影響下可引發面源污染，需要選擇耐重金屬和富集重金屬的適宜綠化樹種。綜合上述耐重金屬和富集重金屬的115 種植物[47-87]，但多數為草本，而木本植物種類偏少，目前僅發現密蒙花、白背葉、新樟、加拿大楊、某種柳Salixsp.、旱柳、S.atrocinerea、中華柳、垂枝樺、構樹、鹽膚木、桃葉杜鵑、Vitex ambigua、大烏泡、加拿大紫荊等。修復研究中大多也為草本植物，如香根草[92,93]、草地早熟禾[89]、紫苜蓿[90]等，木本植物構樹等，但這些樹種通常與周邊自然植被不夠一致，葛藤雖然長得快，但被認定為有害植物[97]。因此廣泛選擇適宜鉛鋅礦山生態綠化樹種，特別是地帶性建群樹種，是鉛鋅礦山生態綠化研究的重要任務。

（3）注重喬灌草的有效配置。研究表明[88-89]，在廢棄鉛鋅礦渣堆場和尾礦庫上，植被自然恢復的10 a 內仍然是以草本植物為主，10 a 后可能會偶見臭椿、茅莓等落葉木本植物，但植被的覆蓋度仍然較低，綠化效果差。為提升鉛鋅礦山的綠化質量，特別是堆渣邊坡等特殊困難立地條件下的生態綠化，可遵循自然植被的演替規律，根據綠化植物的生理生態特性，結合當地自然地理和周邊自然植被的群落結構特征，采取人工促進自然演替的方法，合理配置喬、灌、草立體結構，實現以草養灌、以灌促喬，短時間構建喬灌草復合的綠化群落結構，多層次地改良并修復重金屬對環境的污染，不斷降低礦山重金屬的負荷輸出。

（4）注意客土改良配套種植。盆栽試驗表明[92-95]，植物生長輔助材料的綜合使用可促進植物生長，促進鉛鋅礦山地質環境的改善，從而有效縮短礦山植被群落演替時間。但直接撒播草籽[27]、直接挖穴種植[60]和間接覆土種植[61]等綠化設計，可能對鉛鋅礦山的污染土壤治理效果有限，然而廢棄礦渣堆場及其邊坡進行客土回填可避免根系與礦渣直接接觸，是值得采納的一項配套種植技術，在客土中混合一定數量的腐化秸稈或枯草等有機物對于促進植物生長具有積極的作用，這些鉛鋅礦山客土改良配套種植技術值得進一步地深入研究，以開創鉛鋅礦山生態綠化新局面。