廢棄鉛鋅礦堆碴邊坡重金屬污染營(yíng)林修復(fù)技術(shù)研究

姚豐平，張飛英，吳益慶，倪榮新，柏明娥，李賀鵬

（1.浙江省慶元林場(chǎng)，浙江 慶元 323800；2.浙江省林業(yè)科學(xué)研究院，浙江 杭州 310023；3.浙江省麗水市林業(yè)技術(shù)推廣總站，浙江 麗水 323000）

我國(guó)是鉛鋅生產(chǎn)大國(guó)，2013 年鉛鋅生產(chǎn)總量共計(jì)987 萬t，鉛、鋅產(chǎn)量分別占世界總產(chǎn)量的42.2%和40.3%[1]，然而礦山的開采對(duì)地質(zhì)環(huán)境會(huì)造成較大的影響[2-4]。我國(guó)鉛鋅礦開采多為硐采，也有露采，但無論是硐采還是露采，均會(huì)產(chǎn)生大量的廢石堆碴，往往形成堆碴邊坡，嚴(yán)重影響自然生態(tài)景觀，并且這些堆碴邊坡通常富含鉛、鋅等重金屬[5-6]。由于缺乏土壤，還要受到重金屬的毒害，裸露的堆碴邊坡草木難生，水土流失嚴(yán)重，經(jīng)雨水淋漓，還會(huì)造成周邊土壤和下游水體重金屬的嚴(yán)重污染[7-12]。因此如何實(shí)現(xiàn)在原地既綠化邊坡又修復(fù)污染的目標(biāo)是當(dāng)前鉛鋅等礦山生態(tài)修復(fù)研究領(lǐng)域中的一個(gè)比較突出的問題，也是當(dāng)前國(guó)土空間生態(tài)修復(fù)中的技術(shù)難題。本研究以浙江省慶元縣廢棄鉛鋅礦山打造城市森林公園為契機(jī)[13]，對(duì)堆碴邊坡重金屬污染狀況進(jìn)行調(diào)查分析并開展?fàn)I林技術(shù)的研究，使重金屬污染的廢棄鉛鋅礦堆碴邊坡實(shí)現(xiàn)森林化景觀和重金屬污染修復(fù)的雙贏目標(biāo)。

1 研究方法

1.1 研究區(qū)概況

研究地點(diǎn)位于浙江省慶元縣城郊結(jié)合部，距離慶元縣城西北方向2.5 km 處的低山丘陵地段，海拔460 m 左右，中心地理位置為119°02′36.06″ E，27°37′48.23″ N，屬亞熱帶季風(fēng)氣候區(qū)，氣候溫暖濕潤(rùn)，四季分明，多年平均氣溫17.4℃，極端最高氣溫41.1℃，極端最低氣溫－9.2℃，無霜期247 d，年降水量1 673 mm，年蒸發(fā)量1 313 mm。1988 年探明慶元縣鉛鋅礦的鉛鋅資源儲(chǔ)量有鉛1.45 萬t、鋅2.76 萬t；1991 年組建為國(guó)有鉛鋅礦山，1992 年6 月正式投產(chǎn)，2003 年4 月由于資源枯竭，同時(shí)為保護(hù)生態(tài)環(huán)境，礦山停采而廢棄，遺留下面積為3 萬m2左右的廢棄堆碴邊坡，包括礦區(qū)東側(cè)堆碴邊坡、西側(cè)堆碴邊坡和PD478 平硐口堆碴邊坡。2006 年，采取了削坡、填方、擋壩、平硐封堵和截排水溝及復(fù)綠的綜合治理[5]。直到2016 年12 月，堆碴邊坡仍然寸草難生，綠化覆蓋率不到5%。

1.2 材料與方法

為打造秀山麗水、養(yǎng)生福地、尋夢(mèng)菇鄉(xiāng)、養(yǎng)生慶元，永葆全國(guó)生態(tài)環(huán)境第一縣，2017 年1 月，慶元縣林業(yè)局開展了慶元廢棄鉛鋅礦山全面提升整治行動(dòng)，擬將廢棄鉛鋅礦山建設(shè)成為城市森林公園，并要求廢棄堆碴邊坡全面實(shí)現(xiàn)森林化。為此，本研究針對(duì)PD478 平硐口堆碴邊坡，于2017 年3 月開展堆碴邊坡水土體污染調(diào)查、造林制約因素分析和營(yíng)林技術(shù)研究。PD478 平硐口堆碴邊坡面積有3 767 m2，坡高在20～ 25 m，坡度為30o左右。于2018 年10 月開始，按營(yíng)林技術(shù)研究方案對(duì)PD478 平硐口堆碴邊坡進(jìn)行重金屬污染的營(yíng)林修復(fù)技術(shù)建設(shè)，主要建設(shè)內(nèi)容包括植生袋圍堰造穴、開鑿小平臺(tái)植生袋找平、全坡面厚層基質(zhì)噴播和種植女貞Ligustrum lucidum，紅葉石楠Photinia×fraseri，類蘆Neyraudia reynaudiana，其中，女貞和紅葉石楠苗木取自慶元當(dāng)?shù)孛缙浴㈩愄J采挖自慶元當(dāng)?shù)匾吧Y源，2019 年10 月完工。所有水土體和植物樣品分析送交浙江省林業(yè)科學(xué)研究院分析測(cè)試中心完成。

1.2.1 土體調(diào)查 建設(shè)前，于2017 年3 月17 日，在PD478 平硐口堆碴邊坡的上、中、下坡位取0～ 20 cm 土層碴土，分別測(cè)定其Pb，Zn，Cd 的重金屬含量和pH、全N、速效N、全P、速效P、速效K、有機(jī)質(zhì)含量及顆粒組成與吸濕水功能。同時(shí)，在PD478 平硐口堆碴邊坡邊線外的左側(cè)、右側(cè)和上側(cè)距離邊線30 m 處的自然林地選取3 個(gè)0～ 20 cm 的自然土樣分析其理化性質(zhì)。

重金屬含量測(cè)定方法按國(guó)標(biāo)GB/T 17141－1997 執(zhí)行，pH 按LY/T1239－1999、全N 按LY/T1228－1999、速效N 按LY/T1229-1999、全P 按LY/T1232－1999、速效P 按LY/T1233－1999、速效K 按LY/T1236－1999、有機(jī)質(zhì)按LY/T1237－1999、吸濕水按LY/T1213－1999 方法執(zhí)行。

1.2.2 水體調(diào)查 施工前，于雨后，在PD478 平硐口堆碴邊坡底部的排水溝中采集水樣，分別測(cè)定其Pb，Zn，Cd 的含量。2019 年10 月造林完成后，于2020 年4 月8 日，同樣于雨后，在PD478 平硐口堆碴邊坡底部的排水溝中原位采集水樣對(duì)其Pb，Zn，Cd 污染物進(jìn)行測(cè)定。測(cè)定方法按國(guó)標(biāo)GB 7475-87 執(zhí)行。

1.2.3 植被調(diào)查 施工前，在PD478 平硐口堆碴邊坡面上，分別在上、中、下坡位布設(shè)4 m×4 m 三個(gè)調(diào)查樣方，調(diào)查記錄樣地中植物的種名、高度、株數(shù)和蓋度，只發(fā)現(xiàn)了6 株高40 cm 左右的馬尾松Pinus massoniana幼苗，并且其中4 株已經(jīng)死亡，剩下的2 株長(zhǎng)勢(shì)也十分衰弱瀕臨死亡。在2012 年，在該邊坡上曾經(jīng)撒播草籽[5]的效果為零，也沒有其他自然植物種類入侵。選取其中1 株死亡的馬尾松幼苗，同時(shí)在非堆碴邊坡附近相距30 m處的原生地選取1 株同等大小并且生長(zhǎng)正常的馬尾松幼苗，分別對(duì)其進(jìn)行重金屬含量的測(cè)定，測(cè)定方法按GB/T 5009.13－2003 方法執(zhí)行。

1.2.4 造林方法 根據(jù)邊坡碴土體重金屬污染情況和碴土體理化性質(zhì)狀況，以及邊坡馬尾松重金屬毒害情況，結(jié)合有關(guān)鉛鋅礦山植物重金屬富集作用和植物生態(tài)修復(fù)研究資料，綜合分析PD478 平硐口堆碴邊坡造林的制約因素和造林的可行性，研究確定采用開鑿小平臺(tái)植生袋圍堰造坑種植喬木樹種+開鑿條帶小平臺(tái)埋置植生袋種植類蘆改良有機(jī)質(zhì)+厚層基質(zhì)噴播覆蓋碴土體+容器苗種植搭配的廢棄鉛鋅礦堆碴邊坡重金屬污染的營(yíng)林修復(fù)技術(shù)工藝并付諸實(shí)施。

1.2.5 數(shù)據(jù)分析 數(shù)據(jù)采用Excel 2010 軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析；不同指標(biāo)間的差異性分析采用SPSS13.0 獨(dú)立樣方T檢驗(yàn)（Independent-Samples T test）。

2 結(jié)果與分析

2.1 土體重金屬污染狀況

由表1 表明，PD478 平硐口堆碴邊坡碴土的Pb，Zn，Cd 含量均非常高，取樣點(diǎn)（包含上坡、中坡和下坡）碴土Pb，Zn，Cd 的平均含量分別達(dá)10 013.0 mg·kg-1，5 802.2 mg·kg-1，72.91 mg·kg-1，分別是國(guó)家《土壤環(huán)境質(zhì)量》（GB15618－2018）其他農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)篩選值（Pb≤80 mg·kg-1，Zn≤200 mg·kg-1，Cd≤0.3 mg·kg-1）限值的125.16 倍、29.01 倍和243.03 倍。

表1 PD478 平硐口堆碴邊坡碴土重金屬含量Table 1 Heavy metal content in slag on slope of footrill No PD478

2.2 水體重金屬污染狀況

由表2 表明，PD478 平硐口堆碴邊坡下方水溝水體的Pb，Zn 和Cd 含量也非常高，分別為0.300 5，69.585 0和 1.959 1 mg·kg-1，遠(yuǎn)超《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》（GB3838-2002）Ⅴ類水Pb≤0.1 mg·kg-1，Zn≤1.5 mg·kg-1和Cd≤0.01 mg·kg-1的限值，并且分別是國(guó)家地表Ⅴ類水限值的3.005 倍、46.39 倍和195.91 倍，意味著Pb，Zn，Cd 對(duì)下游水體造成嚴(yán)重的污染。

表2 PD478 平硐口堆碴邊坡下方水體重金屬含量Table 2 Heavy metal content in water body underneath slope of footrill No PD478

2.3 土體理化性質(zhì)

由表3 表明，PD478 平硐口堆碴邊坡土體的pH 為4.75，與原生自然土樣pH 4.71 相差不大；全N 含量邊坡碴土體比原生土低1 倍以上，兩者之間差異顯著（P<0.05）；速效N 低近2 倍，兩者間差異達(dá)極顯著水平（P<0.01）；速效K 低1 倍以上；吸濕水低近1 倍；有機(jī)質(zhì)含量低達(dá)20 倍，兩者間差異達(dá)顯著水平（P<0.05）；但碴土體的全P 和速效P 含量均高于自然土體，其中，速效P 含量是原生土體的7.9 倍，但兩者間差異不顯著。而由表4表明，碴土體>1mm 的石礫含量占比達(dá)74.23%＜0.05 mm 的粉粒和粘粒只占17.38%，而周邊原生土體則相反，>1 mm 的石礫含量只占5.65%＜0.05 mm 的粉粒和粘粒占比達(dá)80.01%。這反映了碴土體的吸濕水功能相對(duì)較低。

表3 PD478 平硐口堆碴邊坡碴土體與周邊原生土體化學(xué)性質(zhì)比較Table 3 Comparison of chemical properties of slag on slope of footrill No PD478 and surrounding soil

表4 PD478 平硐口堆碴邊坡碴土體與周邊原生土體顆粒組成和吸濕水比較Table 4 Comparison on particle composition and hygroscopic water rate between slag on slope of footrill No PD478 and surrounding soil

2.4 馬尾松重金屬含量

由表5 表明，正常馬尾松植株平均Pb，Zn 和Cd 的含量分別為0.084 6，0.118 1 和0.010 1 mg·g-1；而堆碴邊坡上死亡的馬尾松植物平均Pb，Zn 和Cd 的含量分別為0.161 9，0.795 3 和0.117 0 mg·g-1，全部高于正常植株，分別是正常植株的1.93 倍、6.73 倍和11.58 倍。馬尾松是一種非常耐干旱和瘠薄的先鋒樹種，在堆碴邊坡上死亡是一種非正常的現(xiàn)象，其死亡的原因很有可能是被堆碴邊坡上的重金屬毒害致死[14]。

表5 堆碴邊坡馬尾松死亡植株與周邊正常植株重金屬含量的比較Table 5 Comparison on heavy metal content in dead and normal P.massoniana on slope and surrounding

2.5 造林制約因素和可行性分析

2.5.1 制約因素分析 堆碴土體吸濕水能力差，只有原生土樣的75%左右。除P 外，堆碴土體全N 和速效N 含量分別是原生土體的43%和33%，速效K 含量是原生土體的48%，特別是有機(jī)質(zhì)含量只有原生土體的5%，因此肥力低，并且易受重金屬污染，而過量的重金屬均對(duì)苗木有毒害作用[15-19]。分析認(rèn)為，堆碴邊坡持水能力差、肥力低和易受重金屬污染是堆碴邊坡造林的3 個(gè)主要制約因素，因此增加有機(jī)質(zhì)含量以改良碴土體結(jié)構(gòu)并提高肥力，同時(shí)采取隔離根系回填功能性客土的技術(shù)方法是克服造林制約因素的關(guān)鍵技術(shù)。

2.5.2 可行性分析 許多研究者通過對(duì)鉛鋅礦區(qū)自然生長(zhǎng)植物的調(diào)查以尋找修復(fù)礦區(qū)重金屬污染的植物[20-22]，因此，可以選擇具有富集作用的植物來修復(fù)受污染的碴土體。但在鉛鋅礦區(qū)成功應(yīng)用的案例仍然較少，大多局限于調(diào)查和試驗(yàn)分析及設(shè)計(jì)探討方面的研究[23-27]。李貴等[28]在湖南水口山有色金屬有限責(zé)任公司鉛鋅礦豹市嶺廢棄尾沙壩采用實(shí)地栽植方法進(jìn)行植物原位阻截重金屬的試驗(yàn)，種植3 年后的效果表明，女貞等植物可降低地表水中Zn 負(fù)荷輸出74.99%～ 78.35%，還可使鉛鋅尾礦區(qū)尾沙中Pb，Zn，Cd 和As 分別降低27.31%，27.59%，39.52%和33.47%?？梢娕懯侵亟饘傥廴径巡赀吰略炝值膬?yōu)良樹種。因此，分析認(rèn)為，可以通過選擇耐重金屬污染樹種，改良并提高碴土體有機(jī)質(zhì)，在早期盡可能隔離污染物，喬、灌、草合理搭配等綜合性營(yíng)林技術(shù)來實(shí)現(xiàn)邊坡森林化和修復(fù)重金屬污染的堆碴邊坡。同時(shí)，考慮到要打造城市森林公園，因此，還要注重與周邊森林及公園功能相融合的植被景觀。

2.6 營(yíng)林綜合技術(shù)

最后確定采用開鑿小平臺(tái)植生袋圍堰造坑種植喬木樹種+開鑿條帶小平臺(tái)埋置植生袋種植類蘆改良有機(jī)質(zhì)+厚層基質(zhì)噴播覆蓋碴土體+容器苗種植搭配的PD478 平硐口廢棄鉛鋅礦堆碴邊坡重金屬污染的綜合性營(yíng)林修復(fù)技術(shù)工藝。

2.6.1 植生袋圍堰造穴、回填功能性客土，避讓根系的重金屬毒害 在堆碴邊坡面上按水平距2 m×2 m 開挖小平臺(tái)，小平臺(tái)寬為1 m、底盤為60 cm 成座坑形，在平臺(tái)外緣疊置高40 cm 用綠色編織物制作的植生袋圍堰成種植穴，袋內(nèi)裝入具有10%以上商品有機(jī)肥的種植土，穴內(nèi)按泥炭10%：種植土80%：商品有機(jī)肥10%質(zhì)量比例配制回填功能性客土至平順，然后插上竹簽標(biāo)記備后定位種植。

2.6.2 開鑿條帶狀小平臺(tái)然后植生袋找平，為種植類蘆打好基礎(chǔ) 在堆碴邊坡面上開鑿條帶狀小平臺(tái)然后植生袋找平，為種植類蘆增加碴土體有機(jī)質(zhì)打好基礎(chǔ)。雖然類蘆具有富集重金屬的作用[29-30]，但直接種植會(huì)遭受到重金屬毒害。條帶寬為30 cm，自上而下按1 m 水平間距開鑿形成條帶式平臺(tái)，再在條帶平臺(tái)上用裝有具10%以上商品有機(jī)肥種植土的綠色編織物袋找平。

2.6.3 全坡面掛網(wǎng)釘網(wǎng)并進(jìn)行厚層基質(zhì)噴播 在堆碴邊坡面上，掛網(wǎng)釘網(wǎng)進(jìn)行厚層基質(zhì)噴播，噴附基質(zhì)厚度≥15 cm，做到全坡面覆蓋，讓植物種子在發(fā)芽和幼苗期間不直接接觸重金屬污染邊坡，并提供一個(gè)緩沖適應(yīng)期。首先，在堆碴邊坡面上，采用綠色包塑鐵絲網(wǎng)進(jìn)行掛網(wǎng)釘網(wǎng)，要求鐵絲直徑為4 mm，網(wǎng)孔為5 cm×5 cm，網(wǎng)片用長(zhǎng)為30 cm、直徑為6 mm 的鋼筋作錨釘將網(wǎng)片固定在堆碴邊坡面上，錨釘每平方米不少于5 個(gè)。然后將配制好的植物生長(zhǎng)基質(zhì)和種子經(jīng)攪拌機(jī)充分拌合，通過專用噴附機(jī)械將配制好的基質(zhì)（表6）和種子（表7）一起噴附在掛有網(wǎng)片的堆碴邊坡工作面上。噴播后，及時(shí)覆蓋遮陽網(wǎng)，并澆水養(yǎng)護(hù)，促進(jìn)種子發(fā)芽。

表6 植生基質(zhì)配制Table 6 Composition of substrate spraying on slope

2.6.4 苗木種植 （1）當(dāng)噴播苗總體長(zhǎng)到3～ 4 cm 高時(shí)，及時(shí)揭除遮陽網(wǎng)，并在竹簽標(biāo)記的植生袋圍堰種植穴上拔去竹簽、剪除鋪掛在穴上的網(wǎng)片，種植高1.5～ 1.6 m，地徑＞2.0 cm 的帶土球全冠型女貞。（2）在條帶植生袋上，按株距1 m 種植類蘆。類蘆為叢植，一叢5～ 6 個(gè)植株，離地基30 cm 處截干種植。（3）在邊坡面上按左右水平距2 m、上下坡面距2.5 m 的株行距種植苗高40～ 45 cm 的紅葉石楠容器苗。

2.7 修復(fù)效果

試驗(yàn)于2019 年10 月完工（圖1），完工時(shí)地表植被覆蓋率達(dá)100%，種植的女貞和紅葉石楠成活率均達(dá)100%，其中，女貞高1.7～ 1.8 m，蓋度15%左右，紅葉石楠高60～ 70 cm，蓋度40%左右，初步顯示出邊坡森林化效果。2020 年4 月8 日雨后，在PD478 平硐口堆碴邊坡下方水溝中原位采集水樣進(jìn)行測(cè)定，將測(cè)定結(jié)果與修復(fù)前的測(cè)定數(shù)據(jù)進(jìn)行比較。由表8 結(jié)果表明，水體中的Pb 含量由修復(fù)前的0.300 5 mg·L-1降到修復(fù)后的0.005 0 mg·L-1，并達(dá)到國(guó)家地表水I 類限值0.01 mg·L-1以下，Zn 含量由修復(fù)前的69.585 0 mg·L-1降到修復(fù)后的0.700 0 mg·L-1，并達(dá)到國(guó)家地表水Ⅱ類限值1.0 mg·L-1以下，Cd 含量由修復(fù)前的1.959 1 mg·L-1降到修復(fù)后的0.001 7 mg·L-1，并達(dá)到國(guó)家地表水Ⅱ類限值0.005 mg·L-1以下，取得了非常明顯的修復(fù)效果。

表7 植物種子配制Table 7 Preparation of plant seeds

圖1 PD478 平硐口堆碴邊坡營(yíng)林修復(fù)技術(shù)效果樣圖Figure 1 Rendering of green recovery on slag on slope of footrill No PD478

表8 PD478 平硐口堆碴邊坡下方水體修復(fù)后重金屬含量Table 8 Heavy metal content in water body underneath slope of footrill No PD478 after green recovery

3 結(jié)論和討論

3.1 結(jié)論

鉛鋅礦山的開采不可避免會(huì)產(chǎn)生大量的棄碴，并且通常堆積在山坡上形成堆碴邊坡，這些棄碴往往含有Pb，Zn，Cd 等重金屬，不僅容易產(chǎn)生泥石流等安全隱患，還引起自然森林景觀的破壞、水土流失和下游水土體重金屬的污染，受持水能力差、土壤肥力低、易受重金屬毒害三重制約，如何實(shí)現(xiàn)原地生態(tài)修復(fù)，是當(dāng)前國(guó)土空間生態(tài)修復(fù)中的一個(gè)技術(shù)難題。本研究以浙江省慶元縣廢棄鉛鋅礦PD478 平硐口下方的堆碴邊坡為例，開展了水土體重金屬污染背景的調(diào)查，分析其造林制約因素，采用開鑿小平臺(tái)植生袋圍堰造坑種植喬木樹種+開鑿條帶小平臺(tái)埋置植生袋種植類蘆改良有機(jī)質(zhì)+厚層基質(zhì)噴播覆蓋碴土體+容器苗種植搭配的營(yíng)林技術(shù)工藝的試驗(yàn)研究，取得了非常明顯的修復(fù)效果，不僅邊坡初步實(shí)現(xiàn)森林化，而且重金屬得到有效修復(fù)，其中，Pb 含量由改造前的0.300 5 mg·L-1降到改造后的0.005 0 mg·L-1，Zn 含量由改造前的69.585 0 mg·L-1降到改造后的0.700 0 mg·L-1，Cd 含量由改造前的1.959 1 mg·L-1降到改造后的0.001 7 mg·L-1。

3.2 討論

礦石生產(chǎn)是推動(dòng)社會(huì)經(jīng)濟(jì)發(fā)展的重要基礎(chǔ)，我國(guó)超過90%的一次性能源、80%的工業(yè)原料、70%的農(nóng)業(yè)生產(chǎn)資料和30%左右的生活用水都來自礦產(chǎn)資源[31]，可以說，沒有礦產(chǎn)資源的開發(fā)利用就沒有社會(huì)經(jīng)濟(jì)的長(zhǎng)足發(fā)展，因此礦產(chǎn)資源一定要開采，但是環(huán)境保護(hù)一定要跟上，實(shí)現(xiàn)礦產(chǎn)資源開采與環(huán)境保護(hù)相協(xié)調(diào)發(fā)展是礦業(yè)經(jīng)濟(jì)健康發(fā)展的長(zhǎng)期任務(wù)。我國(guó)有2 347 處鉛鋅礦產(chǎn)地，產(chǎn)量分布主要在河南、湖南、云南、湖北和江西5 省[32]，浙江、福建、海南、廣東、廣西、貴州、四川、遼寧、甘肅等省區(qū)也產(chǎn)，幾乎遍及全國(guó)，因此鉛鋅礦山廢棄堆碴邊坡生態(tài)修復(fù)的任務(wù)十分艱巨，許多有關(guān)鉛鋅礦山生態(tài)環(huán)境治理的研究均為鉛鋅礦山生態(tài)修復(fù)提供了一定的理論基礎(chǔ)和技術(shù)經(jīng)驗(yàn)[15-28]。本研究提出并且得到有效實(shí)施的采用開鑿小平臺(tái)植生袋圍堰造坑種植喬木樹種+開鑿條帶小平臺(tái)埋置植生袋種植類蘆改良有機(jī)質(zhì)+厚層基質(zhì)噴播覆蓋碴土體+容器苗種植搭配的鉛鋅礦廢棄堆碴邊坡營(yíng)林修復(fù)技術(shù)工藝，根據(jù)圍堰造坑隔離回填功能性客土、種植類蘆改良有機(jī)質(zhì)和厚層基質(zhì)噴播綠化全覆蓋及種植容器苗合理搭配喬灌草修復(fù)功能的機(jī)制，可簡(jiǎn)稱為隔離種植、有機(jī)改良和全覆蓋植被營(yíng)林修復(fù)技術(shù)工藝，對(duì)同類鉛鋅礦的重金屬污染生態(tài)修復(fù)起到參考作用。