凡口鉛鋅礦尾礦庫(kù)廢棄地生態(tài)恢復(fù)實(shí)踐

王俊，張金桃，楊濤濤，劉威，張懿達(dá)

（1.深圳市中金嶺南有色金屬股份有限公司凡口鉛鋅礦，廣東韶關(guān)512325；2.廣東桃林生態(tài)環(huán)境有限公司，廣東韶關(guān)512005；3.中山大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院，廣東廣州510275）

凡口鉛鋅礦尾礦庫(kù)廢棄地生態(tài)恢復(fù)實(shí)踐

王俊1，張金桃2，楊濤濤3，劉威1，張懿達(dá)1

（1.深圳市中金嶺南有色金屬股份有限公司凡口鉛鋅礦，廣東韶關(guān)512325；2.廣東桃林生態(tài)環(huán)境有限公司，廣東韶關(guān)512005；3.中山大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院，廣東廣州510275）

在凡口鉛鋅礦2號(hào)尾礦庫(kù)建立生態(tài)恢復(fù)試驗(yàn)樣地.研究結(jié)果表明：未經(jīng)改良的對(duì)照區(qū)前后則無明顯變化，而尾砂區(qū)和覆土區(qū)在生態(tài)恢復(fù)3個(gè)月后，在pH、EC、NAG-pH方面與恢復(fù)前相比有顯著改善，但尾砂區(qū)和覆土區(qū)兩者間比較則并無顯著差異.恢復(fù)后試驗(yàn)區(qū)植被覆蓋度達(dá)到90%以上，植物種類多達(dá)14種.其中黑麥草、高羊茅、斑茅、苧麻、紫花苜蓿、白三葉在試驗(yàn)區(qū)生長(zhǎng)植物中占主要優(yōu)勢(shì)，可以作為尾礦庫(kù)生態(tài)恢復(fù)先鋒物種的候選植物.該研究能夠?yàn)榉部阢U鋅礦尾礦庫(kù)以及其他同類礦業(yè)廢棄地的生態(tài)修復(fù)工作提供參考.

凡口鉛鋅礦；尾礦庫(kù)廢棄地；生態(tài)恢復(fù)

礦業(yè)廢棄地是指因采礦活動(dòng)所造成破壞和占用的，非經(jīng)治理便無法再次使用的土地［1］.尾礦庫(kù)廢棄地代表了一類主要的礦業(yè)廢棄地，它是由礦石經(jīng)提煉后產(chǎn)生的尾礦堆積形成.我國(guó)尾礦排放量巨大，以有色金屬礦山為例，有色金屬礦山每采出1 t礦石平均約產(chǎn)出0.92 t尾砂，尾砂年產(chǎn)生量達(dá)7 780萬t，累計(jì)量約11億t，除了少部分尾砂得到應(yīng)用外，相當(dāng)數(shù)量的尾砂都堆存在尾礦庫(kù)中［2］，造成了極大的土地占用和破壞.據(jù)統(tǒng)計(jì)，截至2005年底，全國(guó)采礦活動(dòng)破壞的土地總面積已經(jīng)多達(dá)400萬hm2，并且每年以大約4.67萬hm2的速度增長(zhǎng)［3］，其中尾礦庫(kù)廢棄地在采礦業(yè)占地比例達(dá)到13%［4］.不僅如此，尾礦庫(kù)廢棄地還能造成嚴(yán)重的土壤、水體重金屬污染，對(duì)環(huán)境造成嚴(yán)重危害.因此，尾礦庫(kù)廢棄地的修復(fù)一直是人們關(guān)注和研究的熱點(diǎn)問題.

生態(tài)恢復(fù)是一種解決尾礦庫(kù)廢棄地生態(tài)環(huán)境問題的有效途徑，它具有環(huán)境友好、經(jīng)濟(jì)有效、效果持久等特點(diǎn)［5-6］.它可被定義為通過使用微生物、綠色植物以及它們產(chǎn)生的酶和其他一些措施來使得被破壞的生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)到其初始狀態(tài)的一個(gè)過程［7］.基質(zhì)改良和植被重建兩大部分可以認(rèn)為是尾礦庫(kù)廢棄地生態(tài)恢復(fù)的核心內(nèi)容.然而，由于尾礦庫(kù)廢棄地常表現(xiàn)為表面高溫、高重金屬毒性以及營(yíng)養(yǎng)元素嚴(yán)重匱乏［8］，特別的，尾礦庫(kù)廢棄地往往還具有極端的酸性，這些不利植物生長(zhǎng)的條件都限制生態(tài)恢復(fù)在尾礦庫(kù)廢棄地中的應(yīng)用.因此，就目前而言，這種極端酸性尾礦庫(kù)廢棄地的生態(tài)恢復(fù)仍然是一個(gè)巨大的挑戰(zhàn).本研究通過在凡口鉛鋅礦尾礦庫(kù)廢棄地建立生態(tài)恢復(fù)試驗(yàn)區(qū)，并對(duì)生態(tài)恢復(fù)前后的土壤理化指標(biāo)進(jìn)行了簡(jiǎn)單監(jiān)測(cè)與分析，同時(shí)詳細(xì)調(diào)查了恢復(fù)3個(gè)月后生長(zhǎng)的植物種類情況，為凡口鉛鋅礦尾礦庫(kù)廢棄地的大面積生態(tài)恢復(fù)及國(guó)內(nèi)其他礦業(yè)廢棄地的恢復(fù)提供參考依據(jù).

1　材料與方法

1.1研究地點(diǎn)概況

研究地點(diǎn)位于廣東省韶關(guān)市凡口鉛鋅礦2號(hào)尾礦庫(kù)（25°2′57.5″N，113°39′34.1″E）.該區(qū)域?qū)儆趤啛釒Ъ撅L(fēng)氣候，年平均氣溫19.7℃，年平均降雨量為1 858.6 mm.該礦2號(hào)尾礦庫(kù)于1975年投入使用，1999年2月停用，距今已有17年.尾砂庫(kù)區(qū)域表面平坦，尾砂為粉末狀，下層則密實(shí)粘連，部分區(qū)域表面形成致密的鐵氧化層，板結(jié)現(xiàn)象十分嚴(yán)重；基本無植物生長(zhǎng)，表面溫度高，尾砂保水性差，嚴(yán)重阻礙了植物的生長(zhǎng)定居.尾礦庫(kù)標(biāo)示牌下方有一塊面積約7 000 m2的覆土區(qū)域，土層厚度約為10～30 cm，是早期由凡口鉛鋅礦從外圍運(yùn)輸土壤鋪設(shè)形成，距今已有數(shù)年，同樣未有植物生長(zhǎng).

1.2試驗(yàn)區(qū)建立及樣品采集

2015年10月在凡口鉛鋅礦2號(hào)尾礦庫(kù)建立生態(tài)恢復(fù)試驗(yàn)區(qū)樣地.試驗(yàn)區(qū)包括覆土恢復(fù)區(qū)域（簡(jiǎn)稱覆土區(qū)）和尾砂恢復(fù)區(qū)域（簡(jiǎn)稱尾砂區(qū)），同時(shí)設(shè)置對(duì)照區(qū).覆土區(qū)面積為3 500 m2，劃分為5個(gè)（70 m×10 m）的平行小區(qū)，編號(hào)為1#～5#；尾砂區(qū)面積為1 500 m2，劃分為3個(gè)（10 m×50 m）平行小區(qū)，編號(hào)為6#～8#；對(duì)照區(qū)也是原始尾礦，面積約為100 m2.各區(qū)塊之間采用人工挖溝、人行道分隔，可以兼起到排水的作用；小區(qū)內(nèi)部也設(shè)置30 cm×20 cm的小型人工溝排水.相同區(qū)域的各平行小區(qū)處理一致，試驗(yàn)區(qū)處理情況見表1.

分兩次進(jìn)行樣品采集，分別是恢復(fù)前和生態(tài)恢復(fù)3個(gè)月后.在覆土區(qū)和尾砂區(qū)各平行小區(qū)隨機(jī)設(shè)置2個(gè)采樣點(diǎn)，采集表層覆蓋土或尾砂；在對(duì)照區(qū)則設(shè)置3個(gè)采樣點(diǎn)，以上樣品采集深度均為0～20 cm，每個(gè)樣品由3～5個(gè)子樣品混合而成.每次采集19個(gè)樣品，兩次共采集38個(gè)樣品.采集覆蓋土?xí)r，如果土層厚度不足20 cm，則在避免采集到土層下面尾砂的前提下采集最大深度的覆蓋土.采樣生態(tài)恢復(fù)后的樣品時(shí)，首先剝離表面的改良基質(zhì)和石灰以避免造成污染，影響結(jié)果準(zhǔn)確性.樣品運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室后，首先放置在干燥通風(fēng)處風(fēng)干，剔除石塊和植物殘?bào)w，過20目篩后儲(chǔ)存，用于后續(xù)的理化分析.

表1　試驗(yàn)區(qū)處理設(shè)計(jì)

1.3理化指標(biāo)分析及植物調(diào)查

pH、EC：稱取4 g過20目篩的土壤樣品，加入10 mL純水，磁力攪拌器攪拌3 min，pH采用電位法測(cè)定，EC則采用電導(dǎo)法.

NAG-pH：稱取2.5 g過20目篩的土壤樣品于500 mL錐形瓶中，加入250 mL 15%的H2O2，放置于通風(fēng)櫥中充分反應(yīng)24 h，加熱煮沸去除殘留的H2O2，冷卻后測(cè)定pH值，即為NAG-pH［9］.

植物蓋度采用目測(cè)法.植物種類是通過采集植物制成標(biāo)本，并拍攝照片，參考《中國(guó)植物科屬檢索表》確定植物種類名稱.多度采用德魯捷（Drude）等級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，劃分為極多（soc）、很多（cop3）、多(cop2)、尚多(cop1)、尚少(sp)、少(sol)、個(gè)別(un)等七個(gè)層次［10］.

1.4數(shù)據(jù)分析

數(shù)據(jù)分析均采用SPSS19.0版本進(jìn)行.不同處理間的差異分析使用單因素方差分析，設(shè)置顯著水平為P<0.05，使用LSD檢驗(yàn).作圖軟件使用Sigmaplot12.5版本.

2　結(jié)果與分析

2.1尾礦庫(kù)廢棄地試驗(yàn)區(qū)原始情況調(diào)查

圖1　各區(qū)域恢復(fù)前后pH、EC、NAG-pH均值對(duì)比

試驗(yàn)區(qū)原始情況見圖1.首先，對(duì)于對(duì)照區(qū)和尾砂區(qū)，pH均值為2.4和2.4，屬于強(qiáng)酸性土壤.由于大多數(shù)植物適宜生長(zhǎng)在接近中性的土壤中，所以這種強(qiáng)酸性土壤對(duì)植物的生長(zhǎng)有強(qiáng)烈的抑制作用.這種強(qiáng)酸性除了對(duì)植物的生長(zhǎng)有抑制作用以外，還會(huì)加劇重金屬溶出和毒性，同時(shí)導(dǎo)致土壤養(yǎng)分不足.此外，在酸性條件下，大量的重金屬離子和毒性鹽進(jìn)入土壤，會(huì)影響土壤微生物和土壤酶活性，進(jìn)而影響植物根系對(duì)營(yíng)養(yǎng)和水分的吸收［11］.EC的均值分別為1 252 μS/cm和1 388 μS/cm，都遠(yuǎn)超正常土壤EC值.土壤電導(dǎo)率是測(cè)定土壤水溶性鹽的指標(biāo)，而土壤水溶性鹽是土壤的一個(gè)重要屬性，是判定土壤中鹽類離子是否限制作物生長(zhǎng)的因素.高EC值顯示出土壤中存在高濃度的游離離子，這類土壤，干旱時(shí)返鹽現(xiàn)象明顯，土壤板結(jié)嚴(yán)重，而降雨時(shí)酸性物質(zhì)和鹽極易溶解，可強(qiáng)烈抑制植物定居和生長(zhǎng)，極其不適宜普通植物生存.對(duì)照區(qū)和尾砂區(qū)NAG-pH均值分別為2.5和2.7，具有中高度產(chǎn)酸潛力.NAG-pH是檢測(cè)土壤是否具有繼續(xù)酸化能力的一項(xiàng)指標(biāo)［9］，當(dāng)條件合適時(shí)，這些潛在酸就有可能變?yōu)閷?shí)在酸，在試驗(yàn)地土壤原本呈現(xiàn)強(qiáng)酸性的背景下進(jìn)一步加劇其酸化問題，帶來更為嚴(yán)重的一系列環(huán)境問題.

另外，對(duì)于覆土區(qū)，可以發(fā)現(xiàn)其pH、EC以及NAG-pH等數(shù)據(jù)與對(duì)照區(qū)、尾砂區(qū)并無顯著差異，分別為2.5，1 218 μS/cm以及2.7.這表明覆土區(qū)表面的土壤層也由于長(zhǎng)期與尾砂接觸也發(fā)生了嚴(yán)重的酸化.這提醒在尾礦庫(kù)覆土以后，必須立即采取有效措施例如植被重建等進(jìn)行處理，否則，隨著時(shí)間的延長(zhǎng)，酸性尾砂長(zhǎng)期對(duì)表面覆蓋的土層進(jìn)行影響，原來土壤條件良好的覆土層也會(huì)發(fā)生嚴(yán)重的酸化，造成覆蓋土層隔離作用的喪失，影響后續(xù)的尾礦庫(kù)修復(fù)工作.

2.2尾礦庫(kù)廢棄地試驗(yàn)區(qū)生態(tài)恢復(fù)效果分析

總體來看，尾砂區(qū)和覆土區(qū)在生態(tài)恢復(fù)后，pH、EC、NAG-pH等指標(biāo)與恢復(fù)前相比均有顯著改善，但兩者間比較則并無顯著差異；而對(duì)照區(qū)在生態(tài)恢復(fù)前后則無明顯變化，故不贅述（圖1）.具體來說，在pH方面，尾砂區(qū)pH均值由恢復(fù)前的2.4上升至5.9，覆土區(qū)pH均值由恢復(fù)前的2.5上升至6.2，當(dāng)土壤pH大于4.0時(shí)，大多數(shù)植物已經(jīng)基本能夠在這種pH條件下定居生長(zhǎng)，所以目前試驗(yàn)區(qū)的pH已經(jīng)能夠滿足大多數(shù)植物的生長(zhǎng)要求；在EC方面，尾砂區(qū)EC均值由恢復(fù)前的1 388 μS/cm下降至736 μS/cm，覆土區(qū)EC均值由恢復(fù)前的1 218 μS/cm下降至708 μS/cm，土壤中水溶性鹽濃度已大幅降低；在NAG-pH方面，尾砂區(qū)NAG-pH均值由恢復(fù)前的2.7上升至3.9，覆土區(qū)NAG-pH均值由恢復(fù)前的2.7上升至4.0，土壤產(chǎn)酸潛力由中高度產(chǎn)酸變?yōu)榈投犬a(chǎn)酸，產(chǎn)酸情況已得到較好改善.可以得出，隨著生態(tài)恢復(fù)的進(jìn)行，試驗(yàn)區(qū)土壤情況已得到顯著改善，能初步滿足植物生長(zhǎng)所需基本條件，能夠預(yù)見的是，隨著恢復(fù)時(shí)間的延長(zhǎng)，土壤的情況將會(huì)越適宜于植物的定居.

2.3尾礦庫(kù)廢棄地試驗(yàn)區(qū)生態(tài)恢復(fù)三個(gè)月后植物統(tǒng)計(jì)

表2統(tǒng)計(jì)了尾礦庫(kù)廢棄地試驗(yàn)區(qū)生態(tài)恢復(fù)三個(gè)月后的植物種類情況.

表2　尾礦庫(kù)廢棄地試驗(yàn)區(qū)恢復(fù)三個(gè)月后植物種類統(tǒng)計(jì)

植被重建是礦業(yè)廢棄地生態(tài)恢復(fù)的核心.在礦業(yè)廢棄地的表面覆蓋植物層能夠起到控制重金屬污染，減少對(duì)人類健康威脅的作用［12］.然而，植被重建并不僅僅是在礦業(yè)廢棄地里種上植物這么簡(jiǎn)單，而是需要建立起一個(gè)自維持的穩(wěn)定的植被系統(tǒng).因此，篩選能夠在這種土壤條件下生長(zhǎng)繁殖的植物種類是關(guān)乎到整個(gè)植被重建過程成功與否的關(guān)鍵步驟［13］.從表2可以得出，黑麥草、高羊茅、斑茅、苧麻、紫花苜蓿、白三葉在尾礦庫(kù)廢棄地試驗(yàn)區(qū)占主要優(yōu)勢(shì).其中，黑麥草、高羊茅、斑茅均屬于禾本科植物，紫花苜蓿和白三葉屬于豆科植物.禾本科和豆科植物由于它們對(duì)于寡營(yíng)養(yǎng)環(huán)境的適應(yīng)和較快的生長(zhǎng)速度，成為先鋒植物的良好選擇.并且，多年生的豆科植物能夠與根瘤菌互生，通過固定大氣中的N2促進(jìn)氮素累積，逐漸改善尾礦原有的營(yíng)養(yǎng)匱乏狀態(tài)［1,14-15］.苧麻，又名中國(guó)草，是蕁麻科多年生半灌木，它具有抗逆性強(qiáng)，生長(zhǎng)迅速，根系發(fā)達(dá)等特點(diǎn)，是一種Cd重金屬耐性植物，對(duì)Cd、As、Pb、Sb等重金屬?gòu)?fù)合污染土壤也有一定的耐性［16-18］.礦業(yè)廢棄地的重金屬離子含量往往都很高，而重金屬耐性植物不僅能夠耐重金屬毒性，同時(shí)往往還能適應(yīng)礦業(yè)廢棄地的極端惡劣的環(huán)境，因而在礦業(yè)廢棄地的生態(tài)恢復(fù)中也得到了廣泛應(yīng)用.另外，從統(tǒng)計(jì)的植物種類數(shù)目來看，生長(zhǎng)出的植物種類明顯高于種植的袋苗及種子種類數(shù)目，并且有一些未曾播種的植物種類.這些多出來的植物種類大多是土壤種子庫(kù)所帶來的.土壤種子庫(kù)含有大量的植物種子，并且多為植物系統(tǒng)演替中的先鋒物種和鄉(xiāng)土種，對(duì)于極端惡劣的生長(zhǎng)環(huán)境具有較強(qiáng)的適應(yīng)能力［1,19］.在植被重建過程中施加一些土壤種子庫(kù)，對(duì)于提升植被系統(tǒng)建立的成功率和增加植物種類組成具有較好的效果.張志權(quán)等［20］在廣東省樂昌鉛鋅礦尾礦庫(kù)進(jìn)行土壤種子庫(kù)研究，發(fā)現(xiàn)尾礦地表層20 cm翻耕后施用復(fù)合顆粒肥，再鋪放8 cm厚度的表土，一年后能夠形成較好的植被，共有15種植物定居，覆蓋度達(dá)100%.

3　結(jié)論

凡口鉛鋅礦尾礦庫(kù)廢棄地原始基質(zhì)條件惡劣，具有極端的酸性，同時(shí)具有很高的鹽度和產(chǎn)酸能力.不做任何改良直接進(jìn)行植被，由于尾砂的極端酸性和營(yíng)養(yǎng)貧瘠，植物并不能夠生長(zhǎng).而對(duì)于原始的尾砂區(qū)域和嚴(yán)重酸化的覆土區(qū)域，通過添加石灰以及改良基質(zhì)材料，種植營(yíng)養(yǎng)袋苗、播撒種子和添加土壤種子庫(kù)，能夠形成很好的植物覆蓋，恢復(fù)三個(gè)月后覆蓋度即達(dá)到90%以上，植物種類多達(dá)14種，但兩種不同類型區(qū)域的恢復(fù)效果并無顯著差異.在已生長(zhǎng)的植物中，黑麥草、高羊茅、斑茅、苧麻、紫花苜蓿、白三葉在試驗(yàn)區(qū)占主要優(yōu)勢(shì)，能夠作為凡口鉛鋅礦尾礦庫(kù)廢棄地生態(tài)恢復(fù)的先鋒植物.本項(xiàng)研究能夠?yàn)榉部阢U鋅礦尾礦庫(kù)廢棄地以及其他礦業(yè)廢棄地的生態(tài)修復(fù)工作提供參考.

［1］束文圣，葉志鴻，張志權(quán)，等.華南鉛鋅尾礦生態(tài)恢復(fù)的理論與實(shí)踐[J].生態(tài)學(xué)報(bào)，2003(8)：1629-1639.

［2］龍濤，劉太春，高玉寶.我國(guó)金屬礦山固體廢物污染及其對(duì)策分析[J].中國(guó)礦業(yè)，2010，154(6)：54-56.

［3］魏遠(yuǎn)，顧紅波，薛亮，等.礦山廢棄地土地復(fù)墾與生態(tài)恢復(fù)研究進(jìn)展[J].中國(guó)水土保持科學(xué)，2012，10(2)：107-114.

［4］M iao Z，Marrs R.Ecological restoration and land reclamation in open-cast mines in Shanxi Province，China[J].Journal of Environmental Management，2000，59(3)：205-215.

［5］王英輝，陳學(xué)軍.金屬礦山廢棄地生態(tài)恢復(fù)技術(shù)[J].金屬礦山，2007，372(6)：4-7.

［6］Cooke J A，Johnson M S.Ecological restoration of land w ith particular reference to the m ining of metals and industrial minerals：A review of theory and practice[J].Environmental Review s，2002，10(1)：41-71.

［7］Lei K，Pan H，Lin C.A landscape approach towards ecological restoration and sustainable development of m ining areas[J].Ecological Engineering，2016(90)：320-325.

［8］Tordoff G M，Baker A，Willis A J.Current approaches to the revegetation and reclamation of metalliferous mine wastes[J].Chemosphere，2000，41(1-2)：219-228.

［9］Liao B，Huang L N，Ye Z H，et al.Cut-off net acid generation pH in predicting acid-forming potential in m ine spoils[J].Journal of Environmental Quality，2007，36(3)：887-891.

［10］方精云，王襄平，沈澤昊，等.植物群落清查的主要內(nèi)容、方法和技術(shù)規(guī)范[J].生物多樣性，2009，17(6)：533-548.

［11］唐琨，朱偉文，周文新，等.土壤pH對(duì)植物生長(zhǎng)發(fā)育影響的研究進(jìn)展[J].作物研究，2013，115(2)：207-212.

［12］Wong M H.Ecological restoration of m ine degraded soils，with emphasis on metal contam inated soils[J].Chemosphere，2003(50)：775-780.

［13］Singh A N，Raghubanshi A S，Singh J S.Plantations as a tool for m ine spoil restoration[J].Current Science，2002，82(12)：1436-1441.

［14］張志權(quán)，束文圣，廖文波，等.豆科植物與礦業(yè)廢棄地植被恢復(fù)[J].生態(tài)學(xué)雜志，2002(2)：47-52.

［15］陳明，徐慧，蔡忠萍，等.植物改良礦山廢棄地的研究進(jìn)展[J].有色金屬科學(xué)與工程，2014，24(4)：77-82.

［16］佘瑋，揭雨成，邢虎成，等.湖南石門、冷水江、瀏陽3個(gè)礦區(qū)的苧麻重金屬含量及累積特征[J].生態(tài)學(xué)報(bào)，2011，31(3)：874-881.

［17］徐升，弓曉峰.苧麻修復(fù)重金屬污染土壤及強(qiáng)化措施研究進(jìn)展[J].廣東農(nóng)業(yè)科學(xué)，2014，41(17)：153-159.

［18］曹詣，佘瑋，孫敬釗，等.苧麻修復(fù)重金屬污染土壤研究現(xiàn)狀[J].作物研究，2014，126(6)：775-779.

［19］齊丹卉，劉文勝，李世友，等.蘭坪鉛鋅礦區(qū)植被恢復(fù)初期土壤種子庫(kù)與地上植被關(guān)系的研究[J].西北植物學(xué)報(bào)，2013，33(11)：2317-2325.

［20］張志權(quán)，束文圣，藍(lán)崇鈺，等.引入土壤種子庫(kù)對(duì)鉛鋅尾礦廢棄地植被恢復(fù)的作用[J].植物生態(tài)學(xué)報(bào)，2000(5)：601-607.

Ecological Restoration of Fankou Pb/Zn M ine Tailings W asteland

WANG Jun1，ZHANG Jin-tao2，YANG Tao-tao3，LIU Wei1，ZHANG Yi-da1
（Fankou Pb/Zn Mine，Shaoguan 512325,Guangdong，China; 2.Guangdong Taoling Ecology and EnvironmentCo.,Ltd.，Shaoguan 512005,Guangdong，China；3.Life of School，Sun Yat-sen University，Guangzhou 510275,Guangdong，China）

Studied site of this research was located atNO.2 tailing pond of Fankou Pb/Znmine.The result indicated that no significant variation could be seen in the control plot,while signs of significant improvements were clearly shown in the tailing plots(TP)and soil-covered plots(SP)afterecological restoration.Overall,however,no significant differencewithin pH,electrical conductivity and NAG-pH could be seen between TP and SP.Vegetation coverageof theexperimental site reached up toninety percentafter restoration for threemonthsand fourteen plant species could be observed,within which Lolium perenne,Festuca arundinacea,Saccharum arundinaceum,Boehmeria nivea, Medicago sativa,Trifolium repens were prominent and those plants could be selected as pioneer plants in the mine tailings wasteland restoration.Hopefully,this work could provide some new insights into the restoration of extreme acidic mine tailingswasteland and such likeworks.

Fankou Pb/Znmine；mine tailingswasteland；ecological restoration

Q 89

A

1007-5348（2016）08-0044-06

2016-06-12

王?。?987-），男，廣東吳川人，凡口鉛鋅礦環(huán)保管理中心環(huán)保工程師，碩士；研究方向：環(huán)保治理.

（責(zé)任編輯：邵曉軍）