多金属矿山废弃地污染成因及系统修复技术研究

程 睿

（深圳市如茵生态环境建设有限公司，深圳 518057）

我国金属类矿产资源大多为多金属硫化物伴（共）生矿床［1］，所产生的废石和尾矿中普遍含有硫化矿，如黄铁矿（FeS2）、黄铜矿（CuFeS2）、闪锌矿（ZnS）、磁黄铁矿（Fe1-xS）和毒砂（FeAsS2）等。其中，以黄铁矿最为普遍，几乎可见于所有地质体中［2］。硫化矿长期暴露于地表，与大气圈、水圈及微生物圈相互作用会发生氧化溶解反应而产酸［3］，当废矿产酸潜力（Acid Production Potential，APP）超过了自身或环境的酸性中和能力（Acid Neutralization Capacity，ANC）时，就会不断向外部释放酸性矿山废水（Acid Mine Drainage，AMD），并溶出多种重金属形成AMD复合污染流污染矿区环境，威胁下游群众的生产生活安全。

AMD复合污染流是全球金属矿山普遍存在的环境污染问题［4］。目前，公认的治理矿区污染、防止污染扩散、美化矿区环境的最佳途径就是重建植被修复生态。然而，矿山普遍存在土壤、水利、气候、地形及AMD污染等［5］众多环境限制因子，严重阻碍了植物生长甚至存活。矿山生态修复的综合性、复杂性和专业性，决定了单一的修复方法或措施难以对矿区污染达到标本兼治、长效修复的效果。因此，本文通过探析矿山污染成因，提出了系统修复的思路和方法，并构建了相应的修复技术体系和治理模式，为开展同类矿山废弃地污染防控和生态修复实践提供借鉴。

1 金属矿山废弃地污染成因及影响因素

1.1 AMD污染成因及影响因素

目前，对于黄铁矿氧化形成 AMD 的机理在学界已基本形成共识，即AMD是由暴露于潮湿环境中的黄铁矿在Fe3+、O2和微生物的共同作用下氧化形成，其主要化学反应公式如下［6-7］：

上述反应中，O2和Fe3+是促使黄铁矿氧化产酸过程中最重要的2种氧化剂。在酸性反应体系中，O2和Fe3+浓度越高，黄铁矿的氧化溶解反应速率则越快［8］。其中，Fe3+氧化黄铁矿的速率不仅比O2高出多个数量级，而且在酸性反应介质中其氧化活性也高于中性或碱性反应介质［9］。另外，在上述反应中，化能自养细菌，如Acidithiobacillus ferrooxidans（嗜酸氧化亚铁硫杆菌）、Leptospirillum ferrooxidans（氧化亚铁钩端螺旋菌）等微生物起到催化加速氧化的作用。在反应过程中，微生物通过分泌含有多种官能团的胞外聚合物吸附在矿物表面并破坏黄铁矿晶格，多种生物酶或代谢产物可直接将FeS2溶解为Fe2+和SO42-来加速氧化而无需其他氧化剂［10-11］。此外，微生物还能加快Fe2+被氧化为Fe3+的反应速率，通过维持较高的Fe3+浓度来间接加速黄铁矿的氧化［12-13］。因此，大气、水文、微生物及酸性介质等均是促使或加速黄铁矿氧化产生AMD的环境诱因，不仅产量大，持续时间长，可达数年甚至数十年，而且还会随矿区气候和降雨呈季节性、周期性波动。

此外，根据对多个矿山的长期跟踪调查，在露采采坑裸岩表面及尾砂表层酸性富铁和富硫酸盐环境中广泛沉积有富含SO42-的水合羟基铁氧化物（水溶后呈强酸性）。根据分子轨道理论研究［14］，黄铁矿中的S22-首先转变成在酸性条件下不稳定的S2O32-及其他SnO62-，如反应式（4）所示；S2O32-再持续氧化、水解最终生成SO42-，如反应式（5）所示；在弱酸及Thiobacillus ferrooxidans催化氧化等条件下，S2O32-也可经歧化反应先生成S0和S2O32-并最终被氧化成为SO42-。电化学理论研究［15］也表明：黄铁矿氧化过程中伴随有S0生成，且随着电位升高S0会被氧化成SO42-。

调查发现，富SO42-水合羟基铁氧化物在采坑裸岩上主要沿碎裂的岩缝裂隙沉积聚集，而在尾砂上则主要在干裂的表皮或断坎面沉积聚集。尽管采坑裸岩和堆积的尾砂质地不同，但分析仍可发现这种富SO42-水合羟基铁氧化物在采坑裸岩及尾砂沉积聚集现象具有共性特征：一是沉积处一般多为比表面较大的碎裂、松散面，利于接触空气、水及微生物繁殖活动；二是易受积水或浸水影响但滤水或蒸发一般较块，尤其是干湿交替式更有利于富SO42-水合羟基铁氧化物沉积；三是暴露时间越长，环境酸化越严重，其沉积越广泛。显然，松散透水透气且长期呈半湿润或干湿交替的酸性环境更有利于其沉积。

1.2 重金属复合污染成因及影响因素

废矿物中的重金属主要通过溶解、解析和离子交换等作用向环境释放和迁移，并与其赋存形态密切相关［16］。废矿中的重金属主要以无机结合态赋存其中，具体形态取决于矿物组分［17］。黄铁矿氧化过程中，重金属（Men+）在黄铁矿表面也会与黄铁矿及其氧化产物之间通过化学吸附、置换、表面络合、共沉淀等反应被活化释放［18-19］，反应式如下：

上述反应是水体溶解态重金属含量的主要控制因素［20］，受到黄铁矿及其氧化产物的影响。在AMD酸浸环境下，附着于矿物颗粒表面或间隙的可溶性重金属盐类及其他固态矿物成分在矿物—水—气—微生物等共同作用下，则主要以可交换态、氧化态、硫化物、碳酸盐结合态及氢氧化物等发生溶解反应为主［21-22］，反应式如下：

上述反应中，酸性介质环境是促使重金属溶解释出的必要条件。赋存于矿物中的重金属释放过程大致经历快速释放和慢速释放2个阶段［21，23］，其中快速释放阶段主要是矿物表面静电吸附的可交换态重金属离子被H+快速解吸、置换溶出，H+浓度越高则其吸附竞争能力越强，即pH值越低则矿物表面的重金属解吸和溶解作用越强；而慢速释放阶段则主要是矿物内部专性吸附的重金属离子逐步地溶解释放。在长期酸蚀作用下，矿物内部相对稳定的氧化态重金属逐渐被溶蚀并因此导致部分离子吸附点位损失，进而促使重金属缓慢溶解并释放到AMD中。随着长期的氧化淋溶及微生物活动等相互作用，更稳定的还原态、铁锰氧化态和有机结合态重金属也将被缓慢释放出来［24］。因此，矿区重金属的释放既有短期的爆发性，也有长期的缓释性。此外，矿物颗粒越细、比表面积越大、堆积越松散，均会提高重金属浸出率［25］。在AMD溶蚀溶解、离子交换及淋滤冲刷等作用下，废矿中的重金属被大量活化释放并发生迁移，成为矿区直接也是最主要的污染源头。同时，在降雨、风力和人为活动的持续作用下，矿区污染呈现出由点到片、由片到面、由面到域的典型污染特征，逐步向周围环境扩散。其中，降雨及地下水是形成AMD复合污染流并促使污染物扩散的主要来源。

1.3 侵蚀性污染成因及影响因素

侵蚀性污染一般包括直接侵蚀和间接侵蚀污染。直接侵蚀污染是指矿区AMD复合污染流受外力侵蚀作用向外扩散或输出造成的直接污染，而间接侵蚀污染则是潜在的污染物（废矿物等）受外力侵蚀作用扩散或输出到原点位以外区域成为新的潜在污染源，在受到多种环境因素综合作用下被逐步活化释放所造成的。矿山植被覆盖度普遍较低，存在大面积岩土松散且长时间裸露的废弃地，因原有土地利用方式被改变、功能丧失，导致地表物质的可蚀性被人为改变，在多种自然因素的合力作用下极易引发一系列侵蚀性污染的现象。

由重力、水力及风力等外力引起的侵蚀性污染已成为矿区由片到面甚至域污染的主要诱因之一，而废矿物的堆积裸露状态及其岩土构成、质地等都是影响地表可蚀性的重要因素。其中，重力侵蚀主要受废矿物的堆积状态影响，如排土场在终了之前持续处于逐层滚动堆排中，堆体结构及地表岩土始终处于动态变化的不稳定状态，在外力作用下易发生重力失衡，从而诱发崩塌、滑坡甚至泥石流等重力侵蚀现象，促使废矿物向下游环境扩散而扩大污染源。水力侵蚀的影响因素一般较多，如复杂地形条件下松散、裸露及细软风化状态的地表岩土更易受到降水、地表及地下径流等水力侵蚀。尤其在暴雨季节，废矿渣常以泥石流的形式被裹挟向下游流失并沿途沉积成为新的污染源。由水力侵蚀形成的污染在矿区最为严重，并随当地降雨呈现季节性和年际变化。风力侵蚀易受地形地貌、岩土质地及风化崩解程度等因素的影响，如长期裸露会加速地表岩土风化崩解，在受到高速风力冲击时极易出现长距离的跃移，遇地形突变风速还易切变形成涡旋，局部发生扬尘、沙暴等现象。这种长年累月因风力侵蚀对矿区及周边环境造成的污染，其距离更远、范围更广。此外，作为地上植被自然更新和恢复的重要“种源”的土壤种子库，也会因为土壤侵蚀而加速流失并导致种子活性下降，阻碍植被的自然恢复［26］。

2 矿区废弃地污染系统修复总体思路及原理

2.1 源头治理以消除污染诱因

含硫废矿渣及裸露面是矿区主要的潜在污染源，而降雨、大气、微生物等外部环境因素是促使硫矿物氧化产生AMD及其酸浸作用的内在诱因，其中AMD是矿区复合污染流的主要载体，而水力、风力等外力因素则是造成直接和间接侵蚀污染的诱因，并与岩土松散、地表裸露及地形条件等密切相关。因此，矿区污染治理既要治理污染表征，更要消除污染诱因。污染表征治理主要是对AMD复合污染流集中收集，统一处理，将其有效控制在矿区内特定点或片范围内，就地解决污染隐患，防止风险外溢。污染诱因治理则通过消除诱发污染的外部环境因素，从源头上阻止污染产生，确保潜在的污染物就地、稳定、持久的“封存”。

目前，国内外治理AMD复合污染流的技术较多，包括沉淀法、氧化还原法、电解法、离子交换法、溶剂萃取法、生物法等［27］，通过严格的清污分流、分级拦截、分类收集后，根据AMD污染特征对其进行合理调控、分质处理或回收利用。将AMD复合污染流就地解决对消减矿区污染尤其是污染直接扩散具有重要意义，但并不能从根本上解决矿区污染持续产生及侵蚀性污染造成的污染直接或间接扩散问题，也无益于损毁的矿区生态系统的重建及土壤系统自净功能的恢复。想要杜绝矿区AMD复合污染流的产生，坚持源头治理，消除污染诱因才是根本之策。

2.2 生物协同修复矿区污染

从源头消除诱发污染的外部环境因素，首要的就是阻断大气，防止矿区裸露面的地表硫矿物触氧发生氧化；其次是抑制释酸微生物活动或消除其生存条件，抑制嗜酸微生物催化产酸反应；第三是分流调控，阻断降水、地下水等对废矿堆的水浸作用；第四是改变地表土壤结构和理化性质，降低裸露面土壤的可侵蚀性。尽管覆盖复合土或其他土工材料能显著降低废石堆中的氧气浓度，或使用表面活性剂、杀菌剂能抑制废石堆中的嗜酸微生物，并促进厌氧菌繁殖，均能有效减缓硫矿物的氧化速度［27］，但都是短期性强化或辅助性治理技术，其可持续性差。

研究实践表明，消除污染诱因的根本技术策略在于生物协同修复，即短期立足于恢复植被，长效着眼于生态系统重建。植被冠层、根系层与表土腐植质层不仅能显著改善地表可侵蚀性，还能在地表形成天然的生物耗氧屏障以阻断硫矿物与氧气接触，并能重构健康的土壤微生物生态环境，抑制嗜酸微生物活动，具有永久抑制硫矿物持续氧化释酸、根治矿区污染的优势。群落结构合理的植被群落系统作为矿区生态系统的重要组成部分，不仅能固土护坡、抗击侵蚀、涵养水源、保育土壤，还能促进以土壤—微生物—植被为核心的生态系统正向演替，增强土壤系统的自净化、自维持能力，发挥生物协同修复土壤污染的优势。因此，恢复植被、修复生态、恢复生态系统功能，才是消除污染诱因的长久之计，根治持续污染的长效之策。

2.3 多技术联合重构土壤环境

阻碍矿区污染废弃地植被恢复的主要限制因素除了土壤理化性质差、养分极度贫瘠外，最主要的限制因素就是对土壤生态功能破坏最为严重的极端酸化及重金属污染。此类污染一般分为现存污染和潜在污染，其中现存污染主要是以极端酸化和重金属污染构成的存量污染，而潜在污染则主要是因暴露的硫矿物持续氧化释酸可能引发的增量污染。存量污染往往是矿区植被恢复成功与否的短期决定因素，而增量污染则是植被恢复能否持久的决定因素。

修复存量污染需要结合必要的物理、化学、微生物、农艺等多种措施，联合对污染土壤进行原位修复，改善土壤理化性质。而遏制增量污染还应提高土壤ANC、降低APP，改善土壤生物学特性，提高土壤环境容量（Soil Environmental Capacity，SEC），同时快速恢复植被群落系统，完善土壤—微生物—植被为核心的生态系统结构，促进生态系统正向演替，确保在SEC接近极限前恢复土壤自净功能。因此，确保矿区植被成功恢复的先决条件之一就是通过多技术联合，修复存量污染，有效遏制增量污染，重构土壤环境，尽可能为植物生长提供一个健康、稳定的土壤条件。

2.4 工程措施为先创造立地条件

生物协同修复是以矿区土壤环境重构为基础，以植被群落系统恢复为核心。但稳固的地形是固土保水、恢复植被的前提，能够为植物生长提供稳定的立地条件。矿区废弃地立地条件差，原有地貌景观支离破碎，地形复杂起伏不定，地表粗糙结构松散，而且地势高程空间变异大，极易引发侵蚀性或突变性地质灾害。因此，地表稳定处理及防护工程等也是植被恢复的重要组成部分。影响矿区地表侵蚀性和地形突变性的主要因素有降雨、植被、地形、土壤、水土保持措施等。其中，降雨作为引起土壤侵蚀的动力，主要以背景影响因子服从于矿区气象规律，本身并不受人为活动影响，而植被、土壤、地形、水土保持措施等关键因子则均可受人为活动影响。

植被因子与其覆盖度、群落结构及多样性等密切相关，一般多样性高的乔灌草立体型植被群落对土壤侵蚀的抑制作用最好［28］。土壤因子则与土壤整体状态、理化性状、有机质含量等关系密切；地形因子由坡长和坡度构成，不仅影响降雨的再分配过程和雨滴动能，而且坡长越大、坡度越陡，抗侵蚀能力越差；水保措施因子主要包括清污分流、拦土围堰、截排水工程等措施，对抑制水土侵蚀同样具有重要作用。因此，重构土壤环境、恢复植被群落系统既是生物协同修复矿区污染的重要内容，也是改善矿区地表侵蚀和地形突变条件，防止地质灾害的重要生物措施，但仅靠人工介入改良土壤、增加植被等单纯生物措施显然不够，还要借助工程措施修复地形地貌，稳固地表，改善立地条件，同时完善截排水网络及拦蓄围堰设施。尤其在植被恢复初期植被覆盖率低，根系固土能力差，重塑地形、围堰防护、拦蓄分流及稳定地表等工程措施必不可少。开展矿区污染系统修复，应以生物协同修复措施为要，地表稳定及防护工程措施为先，两者相辅相成，才能在矿区废弃地上创造稳定的立地条件。

3 矿区废弃地污染系统修复技术

3.1 地形地貌修复技术

矿区废弃地主要包括排土场、采坑边坡、尾砂库等。其中，排土场基本地貌单元由平台—边坡构成，平台受机械车辆反复碾压，基础致密但沉降不均，极易产流汇流，并造成水流分异，在坡面形成大量“V”形侵沟，加之地形复杂，坡面陡峭，地表结构松散，加剧水力侵蚀，使侵沟深可达数米，宽可达十数米，仍有持续加宽、加深趋势。而采坑边坡基岩裸露，几无土壤侵蚀，但边坡高陡，地质复杂，长期受采矿爆破震动影响，岩体结构碎裂，裂隙发育，加之风化、水蚀尤其是酸蚀等环境因素加速了岩体风化崩解，边坡危岩耸立，岩体存在变形崩塌的风险。相比之下，尾矿库多由拦阻坝和山谷地形围合而成，库区由尾砂矿浆在水力冲击下沉积而成，沉积滩整体较为平缓，闭库后库区积水会逐渐排干。但由粗尾砂自然堆积而成的子坝和干滩坝坝体，相比排土场，边坡更易受到水力侵蚀，进而造成溃坝的风险。

修复地形地貌是抗击侵蚀、稳固边坡、防止次生灾害的关键，其技术主要包括场地回填平整、生态围堰、工程加固等（表1）。（1）回填平整技术是修复排土场、强风化失稳边坡及尾砂库区地形地貌的常用技术。一是对坡度过大或存在失稳隐患的边坡进行适当的削坡卸载，降低坡比；二是自上而下刷坡平整坡面，抬高或统一侵蚀基准面，防止沟底下切，对超长坡面构筑缓冲平台或马道分割坡面；三是修整平台地形，构筑拦水梗防止侵蚀沟头前进，并预设2%排水坡度指向截排水沟以利排水。回填平整技术基于依山就势原则，采用机械挖高填沟，平整场地，达到重塑地形地貌，维护地表稳定，消除安全隐患的目的。（2）生态围堰技术是用于边坡坡脚、临时填方坡面或复杂地形条件加固防护和微地形营造的一种非常有效的柔性防护技术，主要是利于生态袋、土埂、竹栅、抗滑木桩等生态化措施重塑地形。如生态袋常用于对不稳定坡脚进行加固，或配合地形条件用于构筑生态型拦土坝，而竹栅、生态袋还可结合抗滑木桩对临时填方坡面进行阶梯式加固或用于拦土围堰等。（3）工程加固技术包括各种抗滑桩、浆砌石骨架、格构梁、锚杆或锚索框架梁，以及挡土墙、主被动型柔性防护网等，主要用于失稳边坡深、浅层防护加固，防止滑坡等次生灾害，或对有滚石、滑塌风险的边坡进行拦挡。

表1 金属矿山废弃地污染系统修复技术

3.2 清污分流式截排水技术

水文及水动力是矿区水土侵蚀、污染扩散的最主要外力。因此，根据矿区地形地貌和径流分布特征，梳理水系、消减径流及拦蓄分流是防止水土侵蚀、污染扩散的关键。梳理水系，首先要详尽调查矿区小流域径流水系、科学划分降水汇水面，精准计算地表径流量，合理设计洪峰流量；其次，结合地形地貌重塑过程，因地制宜、因势利导，合理有序布设清污分流式截排水及拦蓄分流设施；最后，结合地势高差，自上而下逐级构筑纵横向截排水网络系统，分级拦截。截排水网络系统一般由沿坡顶大平台外侧与各级坡面平台内侧构筑的横向截排水沟、拦水埂，各级坡面纵向构筑的梯形跌水沟、急流槽，以及坡脚构筑的消能池、沉砂池等组成，逐层有序截排水，合理调洪分流，梯次消能沉砂。

3.3 土壤环境重构/重建技术

3.3.1 原位生物基质综合改良技术 重构土壤环境既是修复矿区排土场及尾砂库污染的重要环节，又是植被恢复成功与否的决定性因素。由于矿区土壤环境的复杂性和污染的极端性，单一的物理、化学、植物及微生物等方法难以达到理想的修复效果。因此，将多种修复改良技术合理集成，形成系统修复技术体系，通过协同或联合作用才能重构土壤环境。首先，需要采用化学中和法调节土壤pH值：主要是利用石灰、碳酸盐岩等碱性物质原位中和土壤酸性，抑制嗜酸微生物活性，控制AMD的产生，同时钝化重金属离子，抑制矿物氧化溶出［29］。其次，采用原位基质改良改善土壤理化性质：基质包括鸡粪/猪粪发酵有机肥及谷糠等，不仅能调节土壤pH值，改善土壤酸性条件，提高土壤ANC，降低重金属生物有效性，还能增加土壤肥力，改善土壤团聚体结构，提高蓄水保肥能力［30］，营造有益微生物适宜的土壤环境。第三，采用微生物修复法改善土壤生物学特性，即利用微生物复合菌剂快速重建丰富的土壤微生物群落，抑制嗜酸微生物活动，提高土壤酶活性，恢复土壤自净功能，持续改良土壤。此外，多施钙镁磷肥，在提供土壤磷元素的同时，还能有效中和土壤酸性、钝化重金属。

3.3.2 原位固化及土壤系统重建技术 采坑裸岩边坡既不同于其他废弃地，也不同于一般岩质边坡，其地形更复杂，立地条件更差、小气候环境也更恶劣，土、肥、水条件全无，尤其是岩缝裂隙的酸性沉积物在降水或地下水淋滤下造成的污染更为严重。因此，对采坑裸岩表面污染物进行原位固化修复，同时重建有效的土壤系统是采坑植被恢复成功的关键。原位固化修复技术一般采用碱性钝化剂和固结剂喷浆法，对裸岩表面及裂隙的酸性沉积物进行浸透式中和与钝化，同时在硫矿物表面固化封阻以隔绝其与空气、水及微生物接触，可有效修复裸岩表面的存量污染并遏制增量污染。受限于采坑边坡地形条件，其土壤系统重建难度较大，一般涉及营养客土配置、微种植地形营造，客土稳定固持等技术。其中，营养客土主要由植壤土与生物基质组成，并添加适量的有机肥、无机肥、微生物菌剂、土壤调理剂等配置而成，其有机质和养分含量更丰富均衡，理化性质和生物学特性良好。微种植地形营造主要是借助起伏不定的边坡微地形条件，因地制宜地围堰种植及构筑鱼鳞坑、种植穴，或沿坡面构筑“V”形种植槽等用于拦土蓄水，营造较好的种植条件和植物生长空间。客土稳定固持技术包括营养客土回填与喷播技术，其中客土回填用于在各种种植槽回填营养客土，而客土喷播技术虽已非常成熟，但用于采坑高陡边坡还需要借助挂网+植生袋（条）技术或连续纤维丝补强等技术，才能确保足够厚度的营养客土层在采坑边坡持久稳定固持。

3.3.3 营养客土改良修复技术 原位生物基质协同修复无需客土，且修复效果好、成本低，但对立地条件极其恶劣或土层极薄甚至无土的废弃地，可能难以有效重构土壤环境。客土改良作为污染土壤修复中较常用和有效的方法之一，虽然成本高，但见效快、实用性较好。采用客土法在条件恶劣的废弃地回覆一定厚度的营养客土，直接创造能满足植物生长需要的土壤环境条件，有利于快速修复污染，恢复植被。对坡度不超过15°，有效覆土厚度不低于60 cm的废弃地可直接复垦为农用地。

3.4 植被群落系统快速建植技术

3.4.1 植物选择及群落配置技术 植被修复不仅是矿山生态修复最有效的方法，也是修复矿区污染最高效、最持久的方法。植被因子是仅次于降雨因子影响矿区水土侵蚀的第二大因子，尤其是乔灌草层次结构合理、植物多样性高、针叶阔叶混交型植被系统的保持水土能力更强［31］。矿区生态修复用植物，首先要适应矿区环境；其次要满足植被快速恢复，具备良好的生态功能性，兼具一定经济性及美观性；此外，生态位宽度较大，满足立体植被群落配置和稳定演替的需要。因此，考虑矿区生境及目标植被类型，应优选环境适应性好、对各限制因子耐受力强，以及根系发达、固土护坡效果好的植物种类，尤其是分布范围广、生长良好的乡土植物，或经过多年驯化已经适应矿区环境的植物种类。根据矿区生态修复经验，以乔灌草立体植被群落为恢复目标，植物种类应不少于10种，其中先锋草本植物2～3种为宜、灌木植物4～6种、乔木植物3～5种为宜，并以豆科固氮植物优先，多科属相结合，针叶阔叶植物混搭进行配置，则植被群落的覆盖度高、恢复效果也好，而且层次结构合理，稳定演替能力更强。一些金属矿山废弃地污染系统修复工程实例见表2。

表2 金属矿山废弃地污染系统修复工程实践

3.4.2 直接植被快速建植技术 原位生物基质综合改良后，土壤的理化性质和生物学特性得到全面改善，SEC得到显著提升，但在矿区复杂环境条件下，土壤质量难以单纯依靠自身良性发展甚至长效维持。因此，快速恢复植被群落系统，建立土壤—微生物—植被为核心的生态系统，完善生态系统结构，恢复生态系统功能，才是强化土壤污染修复并促进其良性发展的关键。直接植被建植技术作为一种快速恢复乔灌草立体植被群落系统的人工干预技术，在矿区植被恢复工程中应用广泛。其技术核心就是在经过原位综合改良或营养客土改良后的土壤上，直接栽植多种预先培育的乔灌木营养袋苗，同时混播草种及经催芽处理的其他乔灌木种子。栽植+播种的直接植被快速建植技术仅需很短时间的抚育管养，就能初步建成可稳定演替的乔、灌、草立体植被群落系统。

3.4.3 植被高效抚育技术 矿区气候环境恶劣，首要问题就是干旱缺水，而植被恢复初期对水分需求量大，土壤蓄水能力又不足，自然降水不均，植物自身耐受干旱逆境的能力有限，日常养护工作必不可少。限于矿区复杂的地形条件，植被管养多有不便，面临抚育困难、养护效率低下等问题。因此，因地制宜，充分利用地势高差，开展低人工的节水滴管或喷灌养护是提高矿区植被抚育效率的关键。其技术核心就是先要根据植被分布面积和地势高差，在治理区上游平坦位置构筑适当容量的蓄水池，就近取水，若距离远、高程大时可安装加压泵接力取水，确保水源供应充足；同时将植被区合理划片，各片区根据地势高差逐级安装滴灌或喷灌管网，各级主管网设独立开关以便交替供水，充分利用重力加压进行自流供水养护；此外，为各级管网预留接口，必要时进行人工养护，查漏补缺。除确保植被充足的水分供应外，还要根据植被生长情况及时进行补植、补种、追肥及病虫害防治。

4 结论

（1）AMD复合污染流是金属矿山普遍存在的最大污染问题之一。Fe3+、O2、微生物及降雨等是诱发AMD的主要环境因素，矿物自身ANC、颗粒大小、松散程度等也与其氧化释酸有关，而外力侵蚀作用是诱发矿区污染扩散的主要诱因，与地表物质可侵蚀性密切相关。

（2）矿区污染成因复杂，水平极端，以土壤环境重构为基础，以植被群落系统恢复为核心，以生物协同修复为根本，以重建生态系统为目标，才能彻底消除诱发矿区污染的外部环境因素。

（3）矿山污染系统修复技术是以工程措施控制水利、地形因子，以物化及生物措施控制土壤因子，人工改善植被、小气候因子等，促进生态系统的重建与良性发展，恢复土壤自净功能，其本质特征是一种绿色修复、自我修复、永久修复。