蛇屋山金礦生態(tài)環(huán)境損害與尾礦植被恢復(fù)模式

安俊珍，蔡崇法，羅進(jìn)選，李朝霞，高雅玉

(1.甘肅省水土保持科學(xué)研究所，730020，蘭州;2.華中農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，430070，武漢)

人類在發(fā)展進(jìn)步的同時，對礦產(chǎn)資源進(jìn)行了大規(guī)模的開發(fā)。礦山開采作為一項基礎(chǔ)產(chǎn)業(yè)，在國民經(jīng)濟(jì)和社會發(fā)展中發(fā)揮了十分重要的作用。同時，隨著采礦規(guī)模的不斷擴(kuò)大，礦山開發(fā)造成的生態(tài)問題日漸凸顯。礦山開采占壓大量土地資源，破壞地表景觀，造成對水文和微氣候擾動，導(dǎo)致水質(zhì)、大氣、土壤等環(huán)境污染和退化，加劇了礦區(qū)水土流失和生物多樣性損失［1-5］。有研究表明，我國因采礦直接破壞的森林面積累計達(dá)106萬hm2，破壞草地面積為26.3萬hm2，因采礦、尾礦、廢石堆積直接破壞和占用土地140萬～200萬hm2，并以每年2萬hm2的速度增加［6］。礦業(yè)是除農(nóng)業(yè)外擾動土地最多的行業(yè)。如果用級別定量表示各行業(yè)對生態(tài)施加的綜合影響程度，則礦業(yè)對環(huán)境的影響居于首位［7］。與此同時，礦山開采導(dǎo)致有毒有害物質(zhì)進(jìn)入?yún)^(qū)域生境，形成限制植物生長和發(fā)育的限制因子［8-9］。礦業(yè)廢棄地和尾礦廢棄地的生態(tài)恢復(fù)，近年來越來越受廣大國內(nèi)外專家學(xué)者的關(guān)注并成為研究熱點。國外對礦山廢棄地生態(tài)恢復(fù)的研究始于20世紀(jì)80年代，我國對礦山廢棄地生態(tài)恢復(fù)的研究雖起步較晚，但近年來也取得了較為豐碩的研究成果［10-18］。蛇屋山金礦是“亞洲第一，世界第二”的大型風(fēng)化型紅黏土富金礦，研究金礦開采對礦區(qū)的生態(tài)環(huán)境損害，認(rèn)識其土壤特性和有毒物質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)的變化規(guī)律，建立適合礦區(qū)特點的植被恢復(fù)模式，對于今后更好地利用金礦尾礦土地資源、維護(hù)和改善礦區(qū)生態(tài)環(huán)境具有重要的理論和現(xiàn)實意義。

1 研究區(qū)概況

蛇屋山金礦位于湖北省咸寧市嘉魚縣城南西15 km 處。地理坐標(biāo)為 E 113°45′13″～ 113°46′28″，N 29°53′23″～ 29°53′57″。礦區(qū)地處鄂南丘陵山地與江漢平原過渡地帶，屬殘丘—湖盆堆積地貌，氣候?qū)賮啛釒駶櫺图撅L(fēng)氣候，具有四季分明、氣候溫和、濕度大、日照足、雨熱同季、無霜期長等特點。礦區(qū)最大年降水量1 812.8 mm，最小年降水量849.2 mm。土壤以紅壤和石灰土為主。植物區(qū)系屬中亞熱帶常綠闊葉林向北亞熱帶闊葉林過渡的地帶，常綠闊葉林和落葉闊葉林混交是全區(qū)典型的植被類型。主要樹種有油松(Pinus tabulaeformis Carr.)、馬尾松(Pinus massoniana Lamb.)、柏木(Cupressus funebris Endl.)、泡桐(Paulownia tomentosa(Thunb.)Steud)、楊樹(Populus Linn.)、刺槐(Robinia Linn.)、紫穗槐(Amorpha fruticosa Linn.)等，自然草類主要有茅草(Imperata cylindrica(Linn.)Beauv)和黃背草(Themeda triandra Forsk.var.Japonica(Willd.)Makino)，人工草類以狗牙根(Cynodon dactylon(Linn.)Pers.)、紫花苜蓿(Medicago sativa Linn.)、三葉草(Trifolium Linn.)和百喜草(Paspalum notatum Flugge)為主。

2 研究方法

采取野外調(diào)查、取樣和實驗室分析方法研究金礦開采對礦區(qū)土壤資源的損害。依據(jù)尾礦區(qū)工程平整后的特點確定尾礦土樣采樣點，以尾礦年限為序列，在尾礦庫頂部、邊坡和底部分別按照近似“S”形和“隨機(jī)”多點混合的原則進(jìn)行采樣。用T06～T09表示2006至2009年生成的尾礦土壤，Tf表示已種植樹種、草種的2006年尾礦林下土壤，并采取了礦區(qū)內(nèi)未擾動區(qū)的土壤進(jìn)行對照，用CK表示。

室內(nèi)實驗在華中農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院水土保持與農(nóng)業(yè)生態(tài)實驗室完成，采用傳統(tǒng)方法測定試驗土壤基本理化性質(zhì)的基礎(chǔ)上，采用HNO3-HClO4(4∶1)硝化、原子吸收分光光度法測定尾礦土壤重金屬，用王水-HClO4硝化、原子吸收分光光度法測定植物樣重金屬，土樣中殘留氰化物質(zhì)量分?jǐn)?shù)采用蒸餾+異煙酸-吡唑啉酮光度法測定［19］。

植被調(diào)查采用樣方調(diào)查的方法，選取10 m×10 m的樣方調(diào)查喬木、灌木的物種種類、數(shù)量、樹高、冠幅、成活率等指標(biāo)，5 m×5 m的樣方調(diào)查草本植物，樣方內(nèi)設(shè)計1 m×1 m小樣方分析計算植物的物種多樣性指數(shù)，確定優(yōu)勢植物。在樣方內(nèi)設(shè)置1 m×1 m的小樣方，調(diào)查灌草層的植被物種的種名、高度、蓋度、多度、頻度等指標(biāo)，并計算樣方內(nèi)灌草層植被的多樣性指數(shù)。

植被恢復(fù)改良土壤性質(zhì)通過對比分析已種植樹、草種尾礦區(qū)林下土壤與未落實林草措施區(qū)尾礦土壤理化性質(zhì)進(jìn)行分析討論。

3 結(jié)果與分析

3.1 土壤損害分析

3.1.1 導(dǎo)致土壤物理結(jié)構(gòu)不良 尾礦土壤物理性質(zhì)測試結(jié)果見表1。結(jié)果顯示:尾礦土壤密度介于1.61～1.74 g/cm3之間，從 T09～T06，其值呈減小趨勢，各年尾礦土壤密度與CK間差異比較明顯。各年尾礦土壤的飽和含水量均低于CK，與CK差異明顯，尾礦土壤之間飽和含水量差異不明顯;飽和入滲率除Tf值高于T09～T06外，總體變化趨勢與飽和含水量相似;機(jī)械組成上，尾礦土壤的黏粒平均質(zhì)量分?jǐn)?shù)24.4%，粉粒質(zhì)量分?jǐn)?shù)為36.3%，均低于對照土壤，砂粒質(zhì)量分?jǐn)?shù)高于CK值。金礦開采破壞了土壤物理結(jié)構(gòu)，導(dǎo)致尾礦土壤物理性質(zhì)差異很大，這是因為開采導(dǎo)致尾礦基質(zhì)過于松散或緊實，土壤持水、保水、透水能力發(fā)生截然變化。

表1 尾礦土壤物理性質(zhì)Tab．1 Physical properties of tailings soil

3.1.2 引起土壤堿化和肥力下降 尾礦土壤的化學(xué)性質(zhì)測試結(jié)果見表2?？芍?測試土壤除CK呈弱酸性外，尾礦土壤均呈堿性，pH值在8.18～8.79之間，pH值的增加是由于在噴淋過程中，為達(dá)到噴淋最好效果，防止顆粒間黏結(jié)拌入了大量水泥所致;土壤有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)總體較低，除Tf外，質(zhì)量分?jǐn)?shù)均在15.5 g/kg左右，遠(yuǎn)遠(yuǎn)低于對照土CK的土壤有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)(26.07 g/kg);全N、全P、全K質(zhì)量分?jǐn)?shù)均較低，其中全P質(zhì)量分?jǐn)?shù)在整個工藝過程中比較穩(wěn)定，全N、全K質(zhì)量分?jǐn)?shù)在所測土壤中變化較大。所測各項指標(biāo)中，尾礦土壤各指標(biāo)值與CK間差異比較明顯，有機(jī)質(zhì)、全N、全K質(zhì)量分?jǐn)?shù)在各年限尾礦間差異也比較明顯。

表2 尾礦土壤主要化學(xué)性質(zhì)Tab．2 Chemical properties of tailings soil

3.1.3 引起土壤污染的重金屬污染和有毒物質(zhì)殘留 測定的不同年限Pb、Cd、Cu、Ni、Zn重金屬與殘留氰化物在尾礦土壤中的質(zhì)量分?jǐn)?shù)見表3。結(jié)果顯示，不同年限尾礦土壤中5種重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)差異比較明顯，不同的重金屬在尾礦土壤中質(zhì)量分?jǐn)?shù)隨尾礦時間的變化不同，但從T09到T06總體均呈下降趨勢，各年尾礦中的重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)均高于已人工恢復(fù)植被區(qū)林下土壤Tf和礦區(qū)未擾動自然植被區(qū)CK的質(zhì)量分?jǐn)?shù)，且T09到T08下降趨勢最為明顯。這是因為尾礦形成初期未進(jìn)行平整處理，土體比較疏松，受風(fēng)力、降雨等作用發(fā)生了遷移，尾礦整理完畢后，隨著時間的變化，野生植物物種不斷侵入，人工林草措施得到落實，不同植物對重金屬元素進(jìn)行吸收富集，降低了尾礦中重金屬的質(zhì)量分?jǐn)?shù)。與同類礦山相比，該礦區(qū)重金屬污染相對較輕，這可能是金礦土壤在噴淋過程中重金屬離子與氰根之間發(fā)生了一系列復(fù)雜的化學(xué)反應(yīng)所致。對比國家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)［20］，在所測的5 種重金屬中，Pb、Cu、Zn 的質(zhì)量分?jǐn)?shù)在國家土壤環(huán)境二級標(biāo)準(zhǔn)之內(nèi)，均低于國標(biāo);Cd、Ni質(zhì)量分?jǐn)?shù)超過了國家土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)。

堆浸—噴淋的特殊金礦開采工藝導(dǎo)致氰化物在尾礦土壤中殘留。氰化物，包括簡單氰化物、絡(luò)合氰化物和有機(jī)氰化物(有機(jī)腈類)是一類含有氰基的強(qiáng)毒性環(huán)境污染物?？紤]到蛇屋山金礦堆浸—噴淋NaCN濃度和實驗室條件，采用異煙酸—吡唑啉酮分光光度法測定了尾礦中的殘留氰化物質(zhì)量分?jǐn)?shù)。結(jié)果顯示，不同年限尾礦土壤中殘留氰化物質(zhì)量分?jǐn)?shù)差異比較明顯，且從T09到T06呈下降趨勢，且較為明顯。

同時對尾礦土壤中重金屬與殘留氰化物質(zhì)量分?jǐn)?shù)進(jìn)行線性回歸分析，結(jié)果顯示，尾礦土壤中幾種重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)與殘留氰化物質(zhì)量分?jǐn)?shù)之間呈較好的正相關(guān)，其中，與Pb、Cu 2種重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)相關(guān)性最好。

表3 土壤重金屬與殘留氰化物質(zhì)量分?jǐn)?shù)Tab．3 Contents of heavy metal and residue cyanide in tailings soil mg/kg

3.2 植被損害與特征分析

3.2.1 導(dǎo)致物種減少和喪失 尾礦區(qū)植被組成及與未開挖擾動區(qū)植被組成對比結(jié)果見表4和表5。可知，金礦開采造成礦區(qū)植被嚴(yán)重退化，生物多樣性減少、喪失和群落結(jié)構(gòu)簡單化。金礦未開挖擾動自然植被區(qū)共有46種植物，隸屬于25科43屬，其中菊科8種，占總數(shù)的17.4%，禾本科7種，占總數(shù)的15.2%，殼斗科、茄科各3種，玄參科、柏科、豆科、薔薇科各2種，其他物種均為單科種，單科種植物累計占總數(shù)的37.0%。相比之下，尾礦區(qū)植被種類相對比較單一，共24種植物，隸屬于14科23屬，其中禾本科5屬5種、菊科4屬5種，各占總數(shù)的20.8%，玄參科、茄科各2屬2種，占總數(shù)的8.33%，此外，木犀科1屬1種、毛茛科1屬1種、蓼科1屬1種、蝶形花科1屬1種、唇形科1屬1種，胡麻科的芝麻(Sesamum indicum Linn.)、十字花科的蘿卜(Raphanus sativus Linn.)、?？频臉?gòu)樹(Broussonetia papyrifera(Linn.)Vent.)在尾礦底部地區(qū)偶有分布。

表4 尾礦區(qū)植被物種組成Tab．4Vegetation composition in gold tailing area

表5 尾礦區(qū)與未開挖擾動區(qū)植被組成對比Tab．5 Comparison of vegetation species composition between undisturbed and tailings areas

對比未開挖擾動區(qū)植被組成，尾礦區(qū)植被減少11科 20屬 22種，其中紫萁(Osmunda japonice Thunb.)和井欄邊草(Pteris multifida Poir.)2類蕨類植物喪失，喬木減少3科4屬4種，灌木減少6科7屬7種，草本減少8屬9種。若不計人工種植物種，已恢復(fù)植被區(qū)僅為10科19屬20種灌木和草本組成的簡單灌草群落結(jié)構(gòu)。

3.2.2 灌草層植被特征分析 尾礦區(qū)灌草層植被特征見表6。結(jié)果顯示:尾礦人工植被恢復(fù)區(qū)樣方內(nèi)植物隸屬9科17屬，主要以禾本科和菊科2類草本植物為主，其中禾本科5種，占人工群落總數(shù)的29.4%，菊科4種，占人工群落物種總數(shù)的23.5%;已恢復(fù)植被區(qū)灌草層僅有10種植物，除人工種植的狗牙根外，其余物種的重要值均較低。

表6 尾礦區(qū)灌草層植被特征分析Tab．6 Analysis of vegetation under tree layer in tailings area

3.3 已恢復(fù)區(qū)植被現(xiàn)狀與改良土壤性質(zhì)分析

2006年以前的尾礦整地后進(jìn)行了簡單人工植被恢復(fù)。選擇木本植物有加楊、桂花、側(cè)柏，草本植物有狗牙根，在尾礦庫頂部平地上，采用側(cè)柏與桂花隔行混交，行株距2.5 m×2.0 m，林下種植狗牙根;尾礦庫邊坡臺階和底部，造林方式為加楊、側(cè)柏、桂花混交，行距2.5 m，加楊株距2.5 m，桂花株距2.0 m。樣方調(diào)查顯示，加楊成活率高，生長迅速，桂花成活率低，生長緩慢，側(cè)柏的生長情況介于二者之間。人工種植的狗牙根和野生草本尤其是菊科類植物長勢良好。對長勢良好的加楊、野蒿、狗牙根測定其對重金屬的富集作用，結(jié)果顯示，3種植物對重金屬元素均具有一定的富集能力，大小順序為Cd＞Zn＞Cu＞Pb＞Ni，其中對Cd平均富集系數(shù)達(dá)3.38。3種恢復(fù)樹種的生長情況與優(yōu)勢樹種重金屬富集情況見表7和圖1。

表7 恢復(fù)樹種的生長情況Tab．7 Growth of major recovery species

基于上述研究，選用T06與Tf數(shù)據(jù)，對比分析人工植被恢復(fù)對土壤性質(zhì)的改良作用。結(jié)果顯示，植被恢復(fù)后，土壤密度、pH值、重金屬元素質(zhì)量分?jǐn)?shù)降低，含水量與入滲率、養(yǎng)分質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加。植被恢復(fù)對土壤基質(zhì)具有一定的改良作用，土壤理化性質(zhì)向良性方向發(fā)展。

4 尾礦植被恢復(fù)模式

圖1 優(yōu)勢物種重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)比較Fig．1 Comparison of heavy metals in dominant species

植被恢復(fù)對尾礦基質(zhì)改良與土壤污染治理作用顯著，但通過對已恢復(fù)植被的研究發(fā)現(xiàn)，現(xiàn)有植被恢復(fù)物種相對單一，恢復(fù)模式簡單，且物種選擇上缺乏科學(xué)指導(dǎo)。例如:礦區(qū)所在的咸寧市是全國桂花生產(chǎn)的五大基地之一，但桂花在該尾礦土壤上成活率低，生長狀況不良。桂花的生態(tài)習(xí)性為不耐干旱瘠薄，在板結(jié)貧瘠的土壤上生長特別緩慢，有周期性的枯頂現(xiàn)象，甚至整株死亡，因此，不宜作為植被恢復(fù)樹種。為做好礦區(qū)后續(xù)植被恢復(fù)工作，在此就恢復(fù)模式進(jìn)行討論。

1)限制性因子分析:上述研究可知，土壤物理結(jié)構(gòu)、土壤肥力、土壤pH值、重金屬和有毒物質(zhì)是限制該金礦植被恢復(fù)的主要因子。

2)樹種選擇原則:選擇對尾礦適應(yīng)性最強(qiáng)的先鋒植物是該尾礦植被恢復(fù)的關(guān)鍵和首要任務(wù)?？紤]該尾礦土壤特性，樹種選擇應(yīng)以根系發(fā)達(dá)、生長迅速、改善土壤結(jié)構(gòu)良好、增強(qiáng)養(yǎng)分自給能力顯著的先鋒樹種為主。結(jié)合上述限制性因子，蛇屋山礦區(qū)植被恢復(fù)樹種的選擇原則為:適應(yīng)性強(qiáng)，速生易成活，耐瘠薄，耐鹽堿，對立地條件要求低;根系發(fā)達(dá)，萌蘗能力強(qiáng)，保持水土與改良土壤能力顯著，對重金屬與有毒物質(zhì)的吸收富集能力強(qiáng);重視鄉(xiāng)土樹種的作用。

3)基于生長習(xí)性與環(huán)境修復(fù)能力的樹種確定:在基于上述原則和“適地適樹”基礎(chǔ)之上，結(jié)合礦區(qū)尾礦的地理位置與氣候條件，參照當(dāng)?shù)貥淠局?，堅持以鄉(xiāng)土樹種為主，詳細(xì)了解適于當(dāng)?shù)刂脖换謴?fù)物種的形態(tài)特征與生長習(xí)性，選定刺槐、紫穗槐、加楊、側(cè)柏、構(gòu)樹、臭椿(Ailanthus altissim(Mill.)Swingle)、木槿(Hibiscus syriacus Linn.)、海桐(Pittosporum tobira(Thunb.)Ait.)、苧麻(Boehmeria nivea(Linn.)Gaud)、香根草(Vetiveria zizanioides Linn.)、蜈蚣草(Nephrolepiscordifolia(Linn.)Presl)、黑麥草(Lolium perenneLinn.)、類 蘆 (Neyraudia reynaudiana(kunth.)Keng)等幾種適合該區(qū)域生長的植物物種，所選樹種具有根系發(fā)達(dá)，生長迅速，萌芽萌蘗力強(qiáng)，耐干旱、水澇、瘠薄與鹽堿，適應(yīng)性、抗逆性、穿透性強(qiáng)，對土壤和立地條件要求低，在環(huán)境污染嚴(yán)重地區(qū)生長狀況良，治理水土流失效果好的生態(tài)學(xué)習(xí)性，其環(huán)境修復(fù)能力主要體現(xiàn)為對有毒氣體、粉塵和重金屬具有強(qiáng)抗性和強(qiáng)吸收能力，受害后萌發(fā)能力強(qiáng)。通過不同物種間的合理搭配，以增加尾礦區(qū)生物和景觀的多樣性。

4)配置模式與初植密度:尾礦土壤物理結(jié)構(gòu)差，肥力低下，考慮灌草具有“耗水少、對立地條件要求低、生長迅速、繁育再生能力強(qiáng)、投資小、成林時間短、郁閉度高、根基穿插纏繞能力強(qiáng)、枯枝落葉分解改善土壤肥力快等”優(yōu)點，在配置上，確定“喬灌草搭配、灌草先行”的模式，喬木樹種的定植應(yīng)采用“穴植+移苗”的方法，移栽前對土地進(jìn)行松土，保證造林質(zhì)量，并加強(qiáng)幼林期的撫育管理。樹種的初植密度為

式中:N為初植密度，株/hm2;S為單元面積，hm2;D為樹種要求達(dá)到郁閉年限的冠幅投影面積，m2;C為要求的郁閉度。

5)植被恢復(fù)過程:蛇屋山金礦開采尾礦經(jīng)歷了“堆放—平整—種植”階段，事先沒有進(jìn)行表土的剝離與儲備，且尾礦土壤基質(zhì)受到了嚴(yán)重的破壞和污染，人工植被恢復(fù)在短期內(nèi)只是生態(tài)系統(tǒng)的局部修補(bǔ)，如要達(dá)到原有景觀狀態(tài)，還需經(jīng)歷長期的恢復(fù)過程。尾礦植被是會不斷自然演替的，通過尾礦植被調(diào)查得知，尾礦區(qū)植被14科23屬24種物種中，自然野生物種占植物種總數(shù)的79%。植被的自然演替作用可以促進(jìn)生態(tài)系統(tǒng)的恢復(fù)，增加生物多樣性，因此，尾礦植被恢復(fù)應(yīng)堅持人工恢復(fù)與自然演替的結(jié)合，恢復(fù)過程應(yīng)為首先先鋒植物(人工選擇草本植物)+自然生長草種，然后是灌木，其次是喬木。

5 結(jié)論

1)蛇屋山金礦開采對生態(tài)環(huán)境造成了嚴(yán)重的損害，導(dǎo)致土壤結(jié)構(gòu)不良，養(yǎng)分流失，尾礦土壤重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加和氰化物殘留，植被嚴(yán)重退化，生物多樣性減少、喪失，群落結(jié)構(gòu)簡單化。

2)現(xiàn)有植被恢復(fù)對土壤基質(zhì)有一定的改良作用，但物種單一，模式簡單，且物種選擇缺乏科學(xué)指導(dǎo)，改良效果未能充分發(fā)揮。

3)確定蛇屋山植被恢復(fù)主要物種為刺槐、紫穗槐、加楊、側(cè)柏、構(gòu)樹、臭椿、木槿、海桐、苧麻、香根草、蜈蚣草、黑麥草、類蘆，提出植被配置模式為喬灌草搭配、灌草先行、人工恢復(fù)與自然演替相結(jié)合，植被恢復(fù)過程為首先先鋒植物(人工選擇草本植物)+自然生長草種，然后是灌木，其次是喬木。

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