蛇屋山金矿生态环境损害与尾矿植被恢复模式

安俊珍，蔡崇法，罗进选，李朝霞，高雅玉

(1.甘肃省水土保持科学研究所，730020，兰州;2.华中农业大学资源与环境学院，430070，武汉)

人类在发展进步的同时，对矿产资源进行了大规模的开发。矿山开采作为一项基础产业，在国民经济和社会发展中发挥了十分重要的作用。同时，随着采矿规模的不断扩大，矿山开发造成的生态问题日渐凸显。矿山开采占压大量土地资源，破坏地表景观，造成对水文和微气候扰动，导致水质、大气、土壤等环境污染和退化，加剧了矿区水土流失和生物多样性损失［1-5］。有研究表明，我国因采矿直接破坏的森林面积累计达106万hm2，破坏草地面积为26.3万hm2，因采矿、尾矿、废石堆积直接破坏和占用土地140万～200万hm2，并以每年2万hm2的速度增加［6］。矿业是除农业外扰动土地最多的行业。如果用级别定量表示各行业对生态施加的综合影响程度，则矿业对环境的影响居于首位［7］。与此同时，矿山开采导致有毒有害物质进入区域生境，形成限制植物生长和发育的限制因子［8-9］。矿业废弃地和尾矿废弃地的生态恢复，近年来越来越受广大国内外专家学者的关注并成为研究热点。国外对矿山废弃地生态恢复的研究始于20世纪80年代，我国对矿山废弃地生态恢复的研究虽起步较晚，但近年来也取得了较为丰硕的研究成果［10-18］。蛇屋山金矿是“亚洲第一，世界第二”的大型风化型红黏土富金矿，研究金矿开采对矿区的生态环境损害，认识其土壤特性和有毒物质质量分数的变化规律，建立适合矿区特点的植被恢复模式，对于今后更好地利用金矿尾矿土地资源、维护和改善矿区生态环境具有重要的理论和现实意义。

1 研究区概况

蛇屋山金矿位于湖北省咸宁市嘉鱼县城南西15 km 处。地理坐标为 E 113°45′13″～ 113°46′28″，N 29°53′23″～ 29°53′57″。矿区地处鄂南丘陵山地与江汉平原过渡地带，属残丘—湖盆堆积地貌，气候属亚热带湿润型季风气候，具有四季分明、气候温和、湿度大、日照足、雨热同季、无霜期长等特点。矿区最大年降水量1 812.8 mm，最小年降水量849.2 mm。土壤以红壤和石灰土为主。植物区系属中亚热带常绿阔叶林向北亚热带阔叶林过渡的地带，常绿阔叶林和落叶阔叶林混交是全区典型的植被类型。主要树种有油松(Pinus tabulaeformis Carr.)、马尾松(Pinus massoniana Lamb.)、柏木(Cupressus funebris Endl.)、泡桐(Paulownia tomentosa(Thunb.)Steud)、杨树(Populus Linn.)、刺槐(Robinia Linn.)、紫穗槐(Amorpha fruticosa Linn.)等，自然草类主要有茅草(Imperata cylindrica(Linn.)Beauv)和黄背草(Themeda triandra Forsk.var.Japonica(Willd.)Makino)，人工草类以狗牙根(Cynodon dactylon(Linn.)Pers.)、紫花苜蓿(Medicago sativa Linn.)、三叶草(Trifolium Linn.)和百喜草(Paspalum notatum Flugge)为主。

2 研究方法

采取野外调查、取样和实验室分析方法研究金矿开采对矿区土壤资源的损害。依据尾矿区工程平整后的特点确定尾矿土样采样点，以尾矿年限为序列，在尾矿库顶部、边坡和底部分别按照近似“S”形和“随机”多点混合的原则进行采样。用T06～T09表示2006至2009年生成的尾矿土壤，Tf表示已种植树种、草种的2006年尾矿林下土壤，并采取了矿区内未扰动区的土壤进行对照，用CK表示。

室内实验在华中农业大学资源与环境学院水土保持与农业生态实验室完成，采用传统方法测定试验土壤基本理化性质的基础上，采用HNO3-HClO4(4∶1)硝化、原子吸收分光光度法测定尾矿土壤重金属，用王水-HClO4硝化、原子吸收分光光度法测定植物样重金属，土样中残留氰化物质量分数采用蒸馏+异烟酸-吡唑啉酮光度法测定［19］。

植被调查采用样方调查的方法，选取10 m×10 m的样方调查乔木、灌木的物种种类、数量、树高、冠幅、成活率等指标，5 m×5 m的样方调查草本植物，样方内设计1 m×1 m小样方分析计算植物的物种多样性指数，确定优势植物。在样方内设置1 m×1 m的小样方，调查灌草层的植被物种的种名、高度、盖度、多度、频度等指标，并计算样方内灌草层植被的多样性指数。

植被恢复改良土壤性质通过对比分析已种植树、草种尾矿区林下土壤与未落实林草措施区尾矿土壤理化性质进行分析讨论。

3 结果与分析

3.1 土壤损害分析

3.1.1 导致土壤物理结构不良 尾矿土壤物理性质测试结果见表1。结果显示:尾矿土壤密度介于1.61～1.74 g/cm3之间，从 T09～T06，其值呈减小趋势，各年尾矿土壤密度与CK间差异比较明显。各年尾矿土壤的饱和含水量均低于CK，与CK差异明显，尾矿土壤之间饱和含水量差异不明显;饱和入渗率除Tf值高于T09～T06外，总体变化趋势与饱和含水量相似;机械组成上，尾矿土壤的黏粒平均质量分数24.4%，粉粒质量分数为36.3%，均低于对照土壤，砂粒质量分数高于CK值。金矿开采破坏了土壤物理结构，导致尾矿土壤物理性质差异很大，这是因为开采导致尾矿基质过于松散或紧实，土壤持水、保水、透水能力发生截然变化。

表1 尾矿土壤物理性质Tab．1 Physical properties of tailings soil

3.1.2 引起土壤碱化和肥力下降 尾矿土壤的化学性质测试结果见表2。可知:测试土壤除CK呈弱酸性外，尾矿土壤均呈碱性，pH值在8.18～8.79之间，pH值的增加是由于在喷淋过程中，为达到喷淋最好效果，防止颗粒间黏结拌入了大量水泥所致;土壤有机质质量分数总体较低，除Tf外，质量分数均在15.5 g/kg左右，远远低于对照土CK的土壤有机质质量分数(26.07 g/kg);全N、全P、全K质量分数均较低，其中全P质量分数在整个工艺过程中比较稳定，全N、全K质量分数在所测土壤中变化较大。所测各项指标中，尾矿土壤各指标值与CK间差异比较明显，有机质、全N、全K质量分数在各年限尾矿间差异也比较明显。

表2 尾矿土壤主要化学性质Tab．2 Chemical properties of tailings soil

3.1.3 引起土壤污染的重金属污染和有毒物质残留 测定的不同年限Pb、Cd、Cu、Ni、Zn重金属与残留氰化物在尾矿土壤中的质量分数见表3。结果显示，不同年限尾矿土壤中5种重金属质量分数差异比较明显，不同的重金属在尾矿土壤中质量分数随尾矿时间的变化不同，但从T09到T06总体均呈下降趋势，各年尾矿中的重金属质量分数均高于已人工恢复植被区林下土壤Tf和矿区未扰动自然植被区CK的质量分数，且T09到T08下降趋势最为明显。这是因为尾矿形成初期未进行平整处理，土体比较疏松，受风力、降雨等作用发生了迁移，尾矿整理完毕后，随着时间的变化，野生植物物种不断侵入，人工林草措施得到落实，不同植物对重金属元素进行吸收富集，降低了尾矿中重金属的质量分数。与同类矿山相比，该矿区重金属污染相对较轻，这可能是金矿土壤在喷淋过程中重金属离子与氰根之间发生了一系列复杂的化学反应所致。对比国家土壤环境质量标准［20］，在所测的5 种重金属中，Pb、Cu、Zn 的质量分数在国家土壤环境二级标准之内，均低于国标;Cd、Ni质量分数超过了国家土壤环境质量二级标准。

堆浸—喷淋的特殊金矿开采工艺导致氰化物在尾矿土壤中残留。氰化物，包括简单氰化物、络合氰化物和有机氰化物(有机腈类)是一类含有氰基的强毒性环境污染物。考虑到蛇屋山金矿堆浸—喷淋NaCN浓度和实验室条件，采用异烟酸—吡唑啉酮分光光度法测定了尾矿中的残留氰化物质量分数。结果显示，不同年限尾矿土壤中残留氰化物质量分数差异比较明显，且从T09到T06呈下降趋势，且较为明显。

同时对尾矿土壤中重金属与残留氰化物质量分数进行线性回归分析，结果显示，尾矿土壤中几种重金属质量分数与残留氰化物质量分数之间呈较好的正相关，其中，与Pb、Cu 2种重金属质量分数相关性最好。

表3 土壤重金属与残留氰化物质量分数Tab．3 Contents of heavy metal and residue cyanide in tailings soil mg/kg

3.2 植被损害与特征分析

3.2.1 导致物种减少和丧失 尾矿区植被组成及与未开挖扰动区植被组成对比结果见表4和表5。可知，金矿开采造成矿区植被严重退化，生物多样性减少、丧失和群落结构简单化。金矿未开挖扰动自然植被区共有46种植物，隶属于25科43属，其中菊科8种，占总数的17.4%，禾本科7种，占总数的15.2%，壳斗科、茄科各3种，玄参科、柏科、豆科、蔷薇科各2种，其他物种均为单科种，单科种植物累计占总数的37.0%。相比之下，尾矿区植被种类相对比较单一，共24种植物，隶属于14科23属，其中禾本科5属5种、菊科4属5种，各占总数的20.8%，玄参科、茄科各2属2种，占总数的8.33%，此外，木犀科1属1种、毛茛科1属1种、蓼科1属1种、蝶形花科1属1种、唇形科1属1种，胡麻科的芝麻(Sesamum indicum Linn.)、十字花科的萝卜(Raphanus sativus Linn.)、桑科的构树(Broussonetia papyrifera(Linn.)Vent.)在尾矿底部地区偶有分布。

表4 尾矿区植被物种组成Tab．4Vegetation composition in gold tailing area

表5 尾矿区与未开挖扰动区植被组成对比Tab．5 Comparison of vegetation species composition between undisturbed and tailings areas

对比未开挖扰动区植被组成，尾矿区植被减少11科 20属 22种，其中紫萁(Osmunda japonice Thunb.)和井栏边草(Pteris multifida Poir.)2类蕨类植物丧失，乔木减少3科4属4种，灌木减少6科7属7种，草本减少8属9种。若不计人工种植物种，已恢复植被区仅为10科19属20种灌木和草本组成的简单灌草群落结构。

3.2.2 灌草层植被特征分析 尾矿区灌草层植被特征见表6。结果显示:尾矿人工植被恢复区样方内植物隶属9科17属，主要以禾本科和菊科2类草本植物为主，其中禾本科5种，占人工群落总数的29.4%，菊科4种，占人工群落物种总数的23.5%;已恢复植被区灌草层仅有10种植物，除人工种植的狗牙根外，其余物种的重要值均较低。

表6 尾矿区灌草层植被特征分析Tab．6 Analysis of vegetation under tree layer in tailings area

3.3 已恢复区植被现状与改良土壤性质分析

2006年以前的尾矿整地后进行了简单人工植被恢复。选择木本植物有加杨、桂花、侧柏，草本植物有狗牙根，在尾矿库顶部平地上，采用侧柏与桂花隔行混交，行株距2.5 m×2.0 m，林下种植狗牙根;尾矿库边坡台阶和底部，造林方式为加杨、侧柏、桂花混交，行距2.5 m，加杨株距2.5 m，桂花株距2.0 m。样方调查显示，加杨成活率高，生长迅速，桂花成活率低，生长缓慢，侧柏的生长情况介于二者之间。人工种植的狗牙根和野生草本尤其是菊科类植物长势良好。对长势良好的加杨、野蒿、狗牙根测定其对重金属的富集作用，结果显示，3种植物对重金属元素均具有一定的富集能力，大小顺序为Cd＞Zn＞Cu＞Pb＞Ni，其中对Cd平均富集系数达3.38。3种恢复树种的生长情况与优势树种重金属富集情况见表7和图1。

表7 恢复树种的生长情况Tab．7 Growth of major recovery species

基于上述研究，选用T06与Tf数据，对比分析人工植被恢复对土壤性质的改良作用。结果显示，植被恢复后，土壤密度、pH值、重金属元素质量分数降低，含水量与入渗率、养分质量分数增加。植被恢复对土壤基质具有一定的改良作用，土壤理化性质向良性方向发展。

4 尾矿植被恢复模式

图1 优势物种重金属质量分数比较Fig．1 Comparison of heavy metals in dominant species

植被恢复对尾矿基质改良与土壤污染治理作用显著，但通过对已恢复植被的研究发现，现有植被恢复物种相对单一，恢复模式简单，且物种选择上缺乏科学指导。例如:矿区所在的咸宁市是全国桂花生产的五大基地之一，但桂花在该尾矿土壤上成活率低，生长状况不良。桂花的生态习性为不耐干旱瘠薄，在板结贫瘠的土壤上生长特别缓慢，有周期性的枯顶现象，甚至整株死亡，因此，不宜作为植被恢复树种。为做好矿区后续植被恢复工作，在此就恢复模式进行讨论。

1)限制性因子分析:上述研究可知，土壤物理结构、土壤肥力、土壤pH值、重金属和有毒物质是限制该金矿植被恢复的主要因子。

2)树种选择原则:选择对尾矿适应性最强的先锋植物是该尾矿植被恢复的关键和首要任务。考虑该尾矿土壤特性，树种选择应以根系发达、生长迅速、改善土壤结构良好、增强养分自给能力显著的先锋树种为主。结合上述限制性因子，蛇屋山矿区植被恢复树种的选择原则为:适应性强，速生易成活，耐瘠薄，耐盐碱，对立地条件要求低;根系发达，萌蘖能力强，保持水土与改良土壤能力显著，对重金属与有毒物质的吸收富集能力强;重视乡土树种的作用。

3)基于生长习性与环境修复能力的树种确定:在基于上述原则和“适地适树”基础之上，结合矿区尾矿的地理位置与气候条件，参照当地树木志，坚持以乡土树种为主，详细了解适于当地植被恢复物种的形态特征与生长习性，选定刺槐、紫穗槐、加杨、侧柏、构树、臭椿(Ailanthus altissim(Mill.)Swingle)、木槿(Hibiscus syriacus Linn.)、海桐(Pittosporum tobira(Thunb.)Ait.)、苎麻(Boehmeria nivea(Linn.)Gaud)、香根草(Vetiveria zizanioides Linn.)、蜈蚣草(Nephrolepiscordifolia(Linn.)Presl)、黑麦草(Lolium perenneLinn.)、类 芦 (Neyraudia reynaudiana(kunth.)Keng)等几种适合该区域生长的植物物种，所选树种具有根系发达，生长迅速，萌芽萌蘖力强，耐干旱、水涝、瘠薄与盐碱，适应性、抗逆性、穿透性强，对土壤和立地条件要求低，在环境污染严重地区生长状况良，治理水土流失效果好的生态学习性，其环境修复能力主要体现为对有毒气体、粉尘和重金属具有强抗性和强吸收能力，受害后萌发能力强。通过不同物种间的合理搭配，以增加尾矿区生物和景观的多样性。

4)配置模式与初植密度:尾矿土壤物理结构差，肥力低下，考虑灌草具有“耗水少、对立地条件要求低、生长迅速、繁育再生能力强、投资小、成林时间短、郁闭度高、根基穿插缠绕能力强、枯枝落叶分解改善土壤肥力快等”优点，在配置上，确定“乔灌草搭配、灌草先行”的模式，乔木树种的定植应采用“穴植+移苗”的方法，移栽前对土地进行松土，保证造林质量，并加强幼林期的抚育管理。树种的初植密度为

式中:N为初植密度，株/hm2;S为单元面积，hm2;D为树种要求达到郁闭年限的冠幅投影面积，m2;C为要求的郁闭度。

5)植被恢复过程:蛇屋山金矿开采尾矿经历了“堆放—平整—种植”阶段，事先没有进行表土的剥离与储备，且尾矿土壤基质受到了严重的破坏和污染，人工植被恢复在短期内只是生态系统的局部修补，如要达到原有景观状态，还需经历长期的恢复过程。尾矿植被是会不断自然演替的，通过尾矿植被调查得知，尾矿区植被14科23属24种物种中，自然野生物种占植物种总数的79%。植被的自然演替作用可以促进生态系统的恢复，增加生物多样性，因此，尾矿植被恢复应坚持人工恢复与自然演替的结合，恢复过程应为首先先锋植物(人工选择草本植物)+自然生长草种，然后是灌木，其次是乔木。

5 结论

1)蛇屋山金矿开采对生态环境造成了严重的损害，导致土壤结构不良，养分流失，尾矿土壤重金属质量分数增加和氰化物残留，植被严重退化，生物多样性减少、丧失，群落结构简单化。

2)现有植被恢复对土壤基质有一定的改良作用，但物种单一，模式简单，且物种选择缺乏科学指导，改良效果未能充分发挥。

3)确定蛇屋山植被恢复主要物种为刺槐、紫穗槐、加杨、侧柏、构树、臭椿、木槿、海桐、苎麻、香根草、蜈蚣草、黑麦草、类芦，提出植被配置模式为乔灌草搭配、灌草先行、人工恢复与自然演替相结合，植被恢复过程为首先先锋植物(人工选择草本植物)+自然生长草种，然后是灌木，其次是乔木。

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