李景芬，黃偉光

(廣晟有色金屬股份有限公司，廣州 510630)

韶關某銅硫礦是以鐵銅為主的大型多金屬礦山，多金屬礦床上部為風化淋濾型褐鐵礦床，中部為層狀菱鐵礦床，下部為銅、鉛、鋅、硫鐵礦床以及斑巖型鉬礦床和矽卡巖型鉬多金屬礦床。從二十世紀八十年代中期起，該礦開始頻繁出現(xiàn)民采、民選和民洗，且規(guī)模逐漸擴大，屢禁不止。民采、民選和民洗產生的貧礦和廢石任意堆放，因為含有一定量的黃鐵礦，露天棄置后迅速產酸，造成周圍土壤酸化，植被毀壞殆盡，重金屬含量升高，導致了嚴重的環(huán)境問題，即形成了存在嚴重土壤重金屬污染的廢棄礦區(qū)。

針對該廢棄礦區(qū)的生態(tài)環(huán)境問題，采用國際領先的“原位微生物基質改良+直接植被”土壤修復技術體系，用生態(tài)學的思想解決環(huán)境問題[1]。該技術不改變廢棄礦區(qū)的地形與土壤結構，無需客土，柔性改良土壤結構，通過調控微生物群落與控制產酸微生物類群，重建一個人工或半人工的生態(tài)系統(tǒng)[2]，從而控制土壤酸化。通過植物穩(wěn)定重金屬，降低重金屬的遷移性，達到環(huán)境污染治理的目標，實現(xiàn)源頭控制重金屬污染[3-4]。

1 污染情況

該廢棄礦區(qū)采礦場、排土場等占地面積大，地表形變范圍大且程度較嚴重。因廢棄區(qū)排土場、露采場等含有硫以及重金屬等污染物，在降水條件下低價硫容易氧化并產生酸性水，加劇重金屬不斷溶出，土壤明顯存在酸化與重金屬污染，pH值均值低達2.60，重金屬含量總鉛、總鋅、總銅、總鎘分別達到了5 516、745、654、1.0 mg/kg，有效態(tài)重金屬(Pb、Zn、Cu、Cd)分別高達100、48、28、0.29 mg/kg，這種強酸性且重金屬污染嚴重的土壤環(huán)境嚴重抑制植物生長，普通方式種植的植物完全不能存活，嚴重阻礙生態(tài)恢復，進而致使周邊環(huán)境生態(tài)功能退化嚴重。

2 礦山土壤修復工程措施

2.1 土壤原位微生物基質改良措施

原位微生物基質改良方案是指對整理后的種植條溝、表土采用物理、化學、生物的方法進行包括表層與深層基質土壤改良，撒施酸堿中和劑、土壤改良復合基質、微生物菌劑等土壤改良物質作改良基質，進行土壤改良，調整土壤pH值，增加土壤有機質含量及降低土壤重金屬毒性，改良土壤結構[5-6]。

其中，物理、化學方法主要采用石灰、土壤改良基質、土壤改良調節(jié)劑等；生物方法主要采用微生物菌劑、無機肥、微生物菌種等材料，利用微生物細胞表面吸附和沉淀、吸收和富集、生物轉化、氧化還原等作用，持續(xù)改良土壤酸堿度并降低重金屬污染。對不同區(qū)域、不同地帶、不同類型土壤進行分區(qū)，土壤改良材料的用量依照土壤檢測分析結果進行調整，適時適地選擇配方。

2.2 植被修復品種

按照“適地適樹、適地適草”的原則，在樹草種選擇上：長期植物選擇當?shù)貎?yōu)勢鄉(xiāng)土野生植物，選擇速生、再生能力強、易繁殖、固氮能力強、適合重金屬污染土壤的修復植物，篩選出10種以上修復植物品種，禾本科植物主要有狗牙根、寬葉雀稗、狗尾草、百喜草等；豆科植物主要有木豆、豬屎豆、田菁等；菊科主要有野菊花、蒿等；其他科植物主要有松樹、大葉女貞、苧麻等。

3 礦區(qū)土壤修復效果評估

為了準確及時掌握修復后區(qū)域內土壤修復的效果，在實施修復措施約10個月后，依據(jù)取樣樣品最大可能代表實際土壤情況的原則，在顯著異質性的代表性地段取得樣品，共采集5個土壤樣品，每個樣品均由3～5個子樣品混合而成，采集深度為0～20 cm。

3.1 土壤樣品測試因子及方法

1)測試因子：土壤樣品除去植物殘體和石塊后，置于通風處風干。風干之后進行研磨，過20目和100目篩，然后進行理化指標檢測，包括 pH、NAG-pH(Net Acid Generation pH，即凈產酸 pH)、總鉛、總鋅、總銅、總鎘等。

2)測定方法：

(1)pH：采用玻璃電極測定土壤懸濁液的pH值。

(2)NAG-pH：用于測定土壤酸化的潛力，利用過氧化氫的氧化進行測定。

(3)重金屬總量(鉛、鋅、銅、鎘)：參考《土壤和沉積物 金屬元素總量的消解 微波消解法》(HJ 832—2017)和《固體廢物 22 種金屬元素的測定電感耦合等離子體發(fā)射光譜法》(HJ781—2016)的方法進行重金屬消解和測定。

(4)重金屬有效態(tài)(指以水溶態(tài)和離子交換態(tài)存在，可有效影響土壤微生物的代謝活性的有效態(tài)重金屬)：參考《土壤8種有效態(tài)元素的測定二乙烯三胺五乙酸浸提-電感耦合等離子體發(fā)射光譜法》(HJ 804—2016)的方法進行測定。

3.2 土壤產酸潛勢變化

由表1可以看出，pH、NAG-pH等指標與修復前相比均有顯著改善。具體來說，對于pH值，修復后的土壤樣品pH均值由修復前的2.60上升至7.08。當土壤pH值大于4.0時，大多數(shù)植物已經(jīng)基本能夠在這種pH條件下定居生長，所以該礦區(qū)的pH已經(jīng)能夠滿足大多數(shù)植物的生長要求。對于NAG-pH指標，修復后的土壤樣品NAG-pH均值由修復前的2.62上升至4.63，土壤產酸潛力由高度產酸變?yōu)榈投犬a酸，產酸情況已得到較好改善。

表1 修復前后酸化數(shù)據(jù)統(tǒng)計結果(均值)

3.3 土壤重金屬含量及有效態(tài)變化

由表2可以看出，修復后的土壤樣品的重金屬總量相比修復前稍有降低。考慮到前后測定的土壤重金屬總量有一定差異，選擇使用重金屬有效態(tài)來比較土壤修復前后重金屬的溶出情況。在有效態(tài)重金屬上，修復前后差異顯著，土壤中的有效態(tài)鉛、有效態(tài)鋅、有效態(tài)銅、有效態(tài)鎘從修復前的100、48、28、0.29 mg/kg，分別下降至51、26、9.1、0.12 mg/kg，降幅大部分在50%以上，甚至有效態(tài)銅降幅高達67.5%。由此看出，通過礦山土壤修復工程措施的實施，顯著降低了土壤中鉛、鋅、銅、鎘等重金屬元素的溶出，有效地控制了土壤重金屬污染。

表2 修復前后重金屬總量及有效態(tài)數(shù)據(jù)統(tǒng)計結果(均值)

3.4 土壤酸化及重金屬有效態(tài)變化機理分析

微生物菌劑在土壤修復中通過反硝化、甲烷生成作用、硫還原作用以及鐵、錳還原作用消耗弱堿性物質產生強堿，進一步中和土壤酸度，進而實現(xiàn)土壤pH值、NAG-pH值雙升高的效果，降低土壤酸化程度。

3.5 礦區(qū)土壤修復效果

根據(jù)土壤修復措施實施10個月后的數(shù)據(jù)來看，土壤pH均值升至7.08，NAG-pH均值升至4.63，土壤產酸潛力由高度產酸變?yōu)榈投犬a酸，土壤鉛、鋅、銅、鎘的有效態(tài)下降范圍為49%～67.5%，重金屬污染已被有效控制，土壤環(huán)境已經(jīng)達到了適宜植物生長的條件，而土壤修復措施實施10個月后的植被生長情況也印證了這點。

土壤修復措施實施10個月后，修復區(qū)域已初步形成多種植物匹配互長的生長態(tài)勢，生物多樣性高，已記錄的植物品種達到32種，涵蓋喬木、灌木、草本、蕨類等，區(qū)域內植物平均株高約65 cm，植物根系已穿過改良基質層長入廢棄地土壤，深度約6 cm，區(qū)域植被的整體覆蓋度高達95%；各植物品種的根系已縱橫交錯、互補，形成控制地表土壤流失的根系網(wǎng)絡，可有效地防止水土流失問題；在植物根際微生物及植物根系共同作用下，廢棄地土壤環(huán)境已明顯改善(圖1)。

圖1 礦區(qū)土壤修復工程前后對比圖

4 結論與討論

1)在污染治理效果方面，該廢棄礦區(qū)修復區(qū)域土壤酸化和重金屬污染情況得到了有效治理。土壤pH值顯著升高，由原始最低2.60升至7.08，NAG-pH均值由修復前的2.62上升至4.63，土壤潛在產酸能力明顯下降；鉛、鋅、銅、鎘等重金屬有效態(tài)均值降低達到了45.3%，降低范圍為49%～67.5%，最高達67.5%，顯著地降低了重金屬元素的溶出。

2)在植被修復效果方面，項目區(qū)域現(xiàn)已被綠色覆蓋，初步形成多種植物匹配互長的生長態(tài)勢，已記錄的植物品種達到32種，涵蓋喬木、灌木、草本、蕨類等，區(qū)域內植物平均株高約65 cm，整體覆蓋度高達95%，自維持、不退化的植被系統(tǒng)已初步成型。

4)通過該礦區(qū)生態(tài)修復工作的開展，整體的修復效果顯著，項目(一期)治理面積25 萬m2，有效解決了礦山歷史遺留礦區(qū)的各種污染問題，通過栽種大量植被、采取因地制宜的修復原則，實現(xiàn)生態(tài)環(huán)境的全面修復。