随着工业的迅速发展, 人类对矿产资源的开采规模日益扩大。然而, 由于生产工艺落后, 开采过程中产生的固体废弃物及尾矿处置不当, 露天堆存, 形成的这些废弃地不仅占用了大量土地资源, 而且破坏了景观, 污染了周围环境。如何有效地治理这类废弃地, 充分利用矿业土地资源, 恢复和重建森林植被, 改善矿区生态环境, 是林业生态工程和国土治理的重要课题。在污染土壤的改良和治理方面, 国际上曾采用物理化学方法, 如客土法、石灰改良法、淋滤法、吸附固定法, 生物还原法等, 这些方法虽然具有一定的理论意义, 但很难大面积推广。近年来发展起来的植物修复技术具有安全、廉价的特点, 成了研究和开发的热点(姚斌等, 2005;章家恩等, 1999;涂从等, 2000;张志权等, 1994)。本文对湖南湘潭锰矿废弃地的土壤理化性质进行研究, 探讨该土壤生态系统的退化机制, 为重金属污染矿区土壤的复垦、抗性植物的筛选等提供理论依据。

1 试验区概况

试验区设在湖南湘潭市北郊的湘潭锰矿区(112°45′—112°55′E, 27°53′—28°03′N), 丘陵地带, 海拔62~165 m。属亚热带大陆性气候, 气候湿润, 四季分明, 年均气温17.4 ℃, 年均降雨量1 431.4 mm, 年均蒸发量为1 321.7 mm。矿藏以沉积碳酸锰及次生氧化锰矿为主, 还有部分石灰石、白云石、煤、石英砂岩及石膏等非金属矿藏。

湘潭锰矿目前堆存的矿业废弃地形成于20世纪60年代, 它可分为2类:一类为剥离表土, 是由开采的废石和低品位矿石以及煤气灰、铁渣、山体泥、生活垃圾等堆积而成的矿渣地, 面积约134 hm²; 另一类为选出精矿物后排放出的剩余物形成的尾矿地, 面积为100 hm²以上。这2类废弃地均三面低山环绕。在废弃地内, 自然定居植被稀少, 覆盖度1%以下, 且以草本植物为主, 如白茅(Imperata cylindrical)、一年蓬(Exigeron annuuc)、狗牙根(Cynodon dactylon)、雀稗(Papalum ethunbergii)、荩草(Arthraxon hispidus)、野茼蒿(Gynura crpidioides)、商陆(Phytolacca acinosa)、灯心草(Juncus effuses)、白背叶(Mallotus apelta)、土荆芥(Chenopodium ambrosioides)。在山坡与废弃地交界处还有极少量矮小的木本植物, 如千年桐(Aleurites montana)、枸骨(Hex comuta)、冬青(Ilex purpurea)、樟树(Cinnamomun camphora)、枫杨(Peerocarya sten)。

2 研究方法 2.1 样品采集

在尾矿地和矿渣地的中央地段分别划分0.67 hm²的采样区, 在采样区内按方格网式布设9个采样点, 在每个采样点内将土壤分层(0~15、16~30和31~45 cm), 每层采样2个, 共采54个供试土样。

在距矿业废弃地200 m处的非矿业废弃地内, 选择有少量植被覆盖(盖度5%以下)的空旷地, 随机设置采样点9个, 分层(0~15、16~30和31~45 cm)采取土样27个, 作为对照。

土壤样品经风干、碾碎, 过80目尼龙筛备用。在废弃地内及周围山坡采集植物样品, 供化学分析用。植物样品带回实验室后, 用自来水和蒸馏水洗涤干净, 置105 ℃烘箱中杀青2 h, 然后置于80 ℃烘箱中烘干至恒重, 研磨粉碎备用。

2.2 研究方法

土壤物理性质测定:颗粒组成用比重计法; 密度用环刀法; 土粒密度用比重瓶法; 最大吸湿水用烘干法; 总孔隙由土壤密度和土壤颗粒密度计算; 渗透系数用环刀法并采用公式K₁₀=K_t/(0.7+0.3 t)计算。式中:K₁₀为10 ℃时的渗透系数, K_t为t℃时的渗透系数, t为测定时水的温度, 0.7和0.3为经验常数。

土壤化学性质测定:pH值用pHSJ-4A型pH计测定; 有机质用重铬酸钾法测定; N用半微量凯氏法测定; P用钼锑抗比色法测定; K、Ca、Mg、Cu、Fe、Zn、Mn、Co、Cd、Ni、Pb用HP3510原子吸收分光光度计测定。

3 结果与分析 3.1 土壤质地特点

土壤质地对土壤水、肥、气、热、耕性和生产性能有很大的影响。从表 1可以看出, 尾矿废弃地的土壤质地以砂粉土为主, 还有部分面砂土。矿渣废弃地以粗砂土为主, 也有细砂土; 对照地则为壤土。物理性砂粒(1~0.01 mm)和物理性粘粒(< 0.01 mm)的颗粒百分比分别为:尾矿地87.23%和12.77%;矿渣地93.77%和6.23%;对照地51.43%和48.47%。对它们平均值差异显著性检验表明:尾矿地和矿渣地的物理性砂粒百分比含量极显著高于对照地(P < 0.01)。从而可知, 尾矿地由于粗粉粒含量太高(57.84%、38.42%、52.03%), 土壤容易板结, 加上颗粒细小、松散, 易发生风扬现象, 又容易被水冲走而发生水蚀现象, 因此, 土壤表层移动性较强, 其调节水、肥、气、热及耕地的能力差; 矿渣地土壤中砂粒含量高(66.57%、73.56%、71.18%), 通气透水, 但不易保水, 且土温变化大, 加之砂粒表面积比小, 吸附有效养分能力差, 保肥力小, 但易于耕作, 植物容易扎根。

3.2 土壤密度特点

由表 2可以看出, 尾矿废弃地土壤密度呈现“低—高—低”的波动变化趋势。选矿过程中, 尾泥持续排入低洼地, 水分不断蒸发和下渗, 在自然条件长期影响下, 上层土壤的孔隙度大而疏松, 土壤密度小; 随着尾泥逐渐转入下层, 孔隙度小而紧实, 土壤密度增大。理论上讲, 随着土层的加深, 土壤密度应该增大, 而尾矿废弃地具有特殊性, 并不遵循这一规律, 至31~45 cm处, 密度又变小了。在矿渣废弃地, 由于矿渣不断风化, 不同层次土壤密度亦呈现波动趋势, 但波动范围没有尾矿废弃地明显。

3.3 土壤总孔隙度状况

从表 2可以看出, 尾矿地由于粉粒含量高, 孔隙数量多, 孔隙度大, 0~15 cm土层的总孔隙度高达85.8%;矿渣地由于砂粉含量高, 孔隙数量相对少, 故总孔隙度较尾矿地小, 尤以第1层(0~15 cm)明显。但2类废弃地总孔隙度均大于对照地, 且对照地土壤上层与下层总孔隙度分布均匀, 波动不大。

3.4 土壤的水文性状

从表 2可知, 尾矿地不同层次(0~15、16~30和31~45 cm)土壤的渗透系数依次为0.143、0.078和0.009 mm·min^-1, 呈现出由高到低的变化趋势。显而易见, 渗透系数小, 直接影响着土壤排水性能, 阴雨会造成地表积水; 在矿渣地, 表层土壤渗透系数大, 第1层(0~15 cm)为1.18 mm·min^-1, 第2、第3层的渗透系数为0.60和0.52 mm·min^-1, 约为第1层的50%, 具有较好的排水性能, 能够避免雨季地表积水, 在一定程度上可减缓土壤水的下渗。

尾矿地最大吸湿水为17.48%, 处于较高水平, 但这部分水是不能自由移动的, 且不能被植物利用, 在干旱情况下容易导致“土壤缺水”, 影响植物的生长发育; 矿渣地土壤的最大吸湿水为8.63%, 但能够被植物利用的有效水分较多, 有利于植物的生长发育。

3.5 土粒密度变化

尾矿废弃地不同层次(0~15、16~30和31~45 cm)土粒密度依次为1.684、2.558和2.458 g·cm^-3, 自上而下呈现出“低—高—较低”的波动变化, 与土壤密度的层次变化趋势相似; 在矿渣地不同层次土粒密度依次为2.634、2.554、2.544 g·cm^-3, 自上而下呈现由高到低的微小变化趋势, 这是由土壤所含固体物质的质量不同造成的, 上层土壤的矿物质量较大, 随着时间推移, 矿物不断风化, 矿物成分和质量发生变化, 造成下层土粒密度小于上层土粒密度(表 3)。

3.6 土壤化学性质

从表 4可以看出, 尾矿地土壤pH值为7.42~7.48, 呈中性, 适于多种植物生长; 矿渣地土壤pH值为9.10~9.13, 碱性较强, 不利于植物生长; 对照地pH值为4.45, 呈酸性。尾矿地土壤有机质含量为20.52~40.64 g·kg^-1, 尚存在土壤养分改善的潜力; 矿渣地为2.53~11.30 g·kg^-1, 比尾矿地和对照地(14.22 g·kg^-1)低。尾矿地和矿渣地的N和K元素含量均明显低于对照地; Ca、Mg元素却远远高于对照地, 尤以Ca明显; P元素含量为尾矿地高于对照地, 而矿渣地与对照区相差不大。

3.7 土壤重金属元素含量

重金属污染是矿业废弃地中普遍存在且最为严重的环境问题之一, 土壤中重金属元素含量过高, 对植物的生长发育有抑制和毒害作用, 也是矿业废弃地植被难以恢复的主要原因(姚斌等, 2005;Churl et al., 2001;Alkorta et al., 2001;Richard et al., 2000;Robinson, 1993;Robinson et al., 1998)。从表 5可以看出, 尾矿区土壤中Cu、Fe、Zn、Mn、Co、Cd、Ni和Pb的平均含量分别为88.02、80 445.00、662.30、82 199.00、43.54、9.25、119.31和198.36 mg·kg^-1, 它们的大小顺序为Mn >Fe> Zn> Pb> Ni> Cu>Co>Cd。与对照区比较, Mn、Fe、Zn、Pb、Ni、Co、Cd的平均含量是对照区的167、3、2、3、3、3和3倍。它们对植物的光合作用、叶绿素含量、酶的活性等均有一定的影响。

矿渣区土壤中重金属元素含量与对照区比较, 存在与尾矿区基本一致的规律。

3.8 自然定居植物生长的养分和重金属元素含量

在湘潭锰矿废弃地, 尽管土壤基质特殊对植物生长不利, 但总有一些抗性植物能够定居。废弃地自然定居的草本植物有白茅、一年蓬、商陆、野茼蒿、灯心草、土荆芥、狗牙根、雀稗、荩草和白背叶。在与废弃地交界的山坡上有较矮小的木本植物生长, 它们是千年桐、枫杨、构骨、冬青、樟树。从表 6可以发现, 商陆和荩草的Mn元素含量很高, 分别为10 929.00和10 613.00 mg·kg^-1。超积累植物(hyperaccumlator)是指能超量吸收和积累重金属的植物(唐世荣, 1996), 如果植物体内Mn含量超过了10 000 mg·kg^-1, 那么该植物就属于超积累植物。商陆和荩草就属于这类植物。其他植物虽然Mn含量不高, 但在该地生长旺盛, 长势良好, 狗牙根尤为明显。

3.9 植物生物修复废弃地土壤的可行性分析

我国能源工业不断发展, 矿产资源需求量愈来愈大, 由此引发的矿区生态破坏和环境污染问题愈来愈严重。如何有效复垦已破坏的土地, 重建矿地生态环境愈来愈引起各界的关注(王友保等, 2003;陈芳清等, 2001;章家恩等, 1999), 湖南湘潭锰矿废弃地的复垦与生态重建问题迫切需要解决。

采用物理、化学或生物的方法修复矿区废弃地, 费用高昂, 即使在经济发达地区, 大面积修复也存在一定的困难。湘潭锰矿废弃地的修复只能寻找一条高效率、低投入、无二次污染、不破坏原有生态环境、管理简单方便的途径。许多学者研究认为植物的代谢过程能够转化、矿化或带走污染物, 且成本低, 生态和经济效益可观(王庆仁等, 2001;王友保等, 2004;骆永明, 1999;Chaney et al., 1999;Heaton et al., 1998)。从实际情况出发, 我们对湘潭锰矿废弃地用了既经济又高效的植物生物修复法。其特点为:1)植物自身对污染物吸收、转化与积累; 2)植物为生物修复提供有利条件, 促进土壤微生物对污染物的生物降解; 3)植物生态系统的自身恢复往往较为缓慢, 而人为恢复可缩短其恢复周期。

湘潭锰矿虽然所处地域气候条件优越, 有利于植物生长发育, 但植物群落的形成与演替受环境因子的综合影响, 在废弃地这种特殊的立地条件上, 土壤条件成了主要的影响因素(束文圣等, 1997;刘绮等, 1998;蓝崇钰等, 1996)。在尾矿地, 土壤质地以砂粉土为主, 通气透水性能差, 渗透系数小, 易造成地表积水, 引起植物根部组织缺氧。土壤中N、K元素含量偏低, 制约植物养分的补给, 重金属元素主要是Mn和Cu, 其次是Pb和Zn, 不但严重影响植物生长, 而且阻碍植物在本来已经非常贫瘠的土壤中吸收养分, 更加剧了N、K元素的缺乏。为了克服这些不利于生物修复的因素, 采用原位修复法, 可以在不移动或不搅动受污染土壤的情况下, 实施土壤基质改良, 提高通气透水性; 使用复合肥或农家肥补充营养元素; 筛选优良的抗性植物, 再辅以必要的人工管理措施。在矿渣地, 土壤质地以粗砂土为主, 虽然通气透水性能良好, 渗透系数大, 但蓄水量少而蒸发失水强烈; 砂质土毛管较粗, 毛管水上升高度小, 在水位低时不能依靠地下水通过毛管上升作用来湿润地表, 故抗旱力弱; 有机质含量低, N和K元素含量亦偏低, 阻碍了植物对养分的吸收, 重金属Mn、Cu、Pb、Zn等的毒害作用影响了植物正常功能的发挥, 更加重了土壤的贫瘠程度; 土壤的pH值较高, 在一定程度上可以降低Mn元素的生物有效性及其毒害作用, 但是碱性过强, 严重制约了植物的正常生长。这类废弃地土壤的理化性质, 尤其是化学性质严重制约着一般植物的生存。对这类土地的修复, 首先要实施基质改良, 提高保水保肥能力, 其次是追加肥料, 以弥补养分的匮乏, 栽植既适合碱性土壤又能避免重金属毒害的抗性植物。从理论上讲, 可以改良碱性较强的土壤, 在实际操作中却十分困难, 可能在降低土壤碱性的同时, 却导致了其他元素过量, 产生了新的毒害。因此控制土壤碱性的最好办法是选择适生植物, 辅以必要的管理措施, 进行植物生物的原位修复。

综上所述, 矿区废弃地具有极端的生境条件, 影响植物定居的主要因子是土壤理化性质。采用植物生物修复的原位修复法, 利用植物吸收、聚集、降解、固定环境中的污染物, 可以减轻污染物毒害作用, 达到改善矿区生态环境的目的。

4 结论

湖南湘潭锰矿尾矿废弃地土壤理化特性为:不同层次(0~15、16~30、31~45 cm)土壤的密度呈现“低—高—低”的波动变化趋势; 土壤以砂粉土为主, 也有面砂土; 土壤密度1.68~2.56 g·cm^-3; 渗透系数较小, 排水性能低, 最大吸湿水较高, 可达17.8%;pH值为7.45, 土壤呈中性反映; 有机质和P含量丰富, 比N、K元素高, 重金属元素含量过高, Mn、Pb、Zn分别超过对照区的167、3、2倍。

在矿渣废弃地, 不同层次土壤的密度呈现由高到低的变化趋势; 主要为粗砂土; 土粒密度为2.54~2.63 g·cm^-3; 渗透系数较大, 排水性能良好, 最大吸湿水8.63%;pH值为9.18, 呈碱性反映; 有机质含量低, N、K含量更低, 重金属Mn和Pb的含量高, 分别超过对照区的11和5倍。

虽然湘潭锰矿区气候条件优越, 有利于植物生长发育, 但植物群落的形成与演替受环境因子的综合影响。在废弃的尾矿地和矿渣地这种特殊的立地条件上, 土壤条件是主要的影响因素。采用人为干扰的植物生物原位修复法, 实施土壤基质改良, 提高通气透水和持水保肥能力; 使用复合肥或农家肥, 补充营养元素; 栽植优良抗性植物, 利用植物吸收和固定作用, 改善矿区的生态环境, 是既经济又高效的途径。