程 睿

深圳市如茵生態(tài)環(huán)境建設(shè)有限公司，深圳 518057

當(dāng)前，我國(guó)正處于工業(yè)化中期，對(duì)礦產(chǎn)資源需求量不斷增長(zhǎng)。據(jù)《中國(guó)礦產(chǎn)資源報(bào)告2021》（中華人民共和國(guó)自然資源部，2021），我國(guó)作為全球第一大礦產(chǎn)資源生產(chǎn)和消費(fèi)國(guó)，包括十種有色金屬在內(nèi)的多種礦產(chǎn)資源產(chǎn)消量均居全球首位。然而，礦產(chǎn)資源開發(fā)帶來(lái)了嚴(yán)重的生態(tài)破壞、環(huán)境污染、土地占損等問(wèn)題（韓煜等，2016；張進(jìn)德和郗富瑞，2020）。我國(guó)重點(diǎn)金屬礦山中約90%都是露天開采，土地壓占和土壤破壞問(wèn)題尤為嚴(yán)重，其中約占礦業(yè)廢棄地兩成多的排土場(chǎng)更是礦區(qū)污染的最主要源頭之一。研究表明：礦山污染范圍可達(dá)其占地面積的10倍左右（黃銘洪，2003）。因此，開展污染修復(fù)和生態(tài)復(fù)墾工作成為礦山可持續(xù)發(fā)展的關(guān)鍵。

我國(guó)金屬礦山多為原生硫化物礦床，因廢棄地長(zhǎng)期裸露造成土壤酸性和重金屬污染的問(wèn)題普遍存在（韓玉立等，2015）。多污染因素疊加且水平極端、營(yíng)養(yǎng)極度貧瘠、立地條件復(fù)雜多變成為金屬礦山土壤破壞的典型特征，也顯著增加了礦山生態(tài)復(fù)墾的難度。其中，酸性礦山廢水（AMD）不僅是礦山普遍面臨的最嚴(yán)重的污染問(wèn)題，更是阻礙其生態(tài)自然恢復(fù)的最大難題。礦山生態(tài)復(fù)墾的終極目標(biāo)是重建生態(tài)系統(tǒng)，恢復(fù)其生態(tài)功能，而修復(fù)礦區(qū)污染、重構(gòu)土壤環(huán)境是生態(tài)重建的基礎(chǔ)。增加人工植被，強(qiáng)化土壤和植被聯(lián)合演替是恢復(fù)礦山生態(tài)系統(tǒng)的關(guān)鍵（王洪丹等，2016）。近年來(lái)，國(guó)內(nèi)外學(xué)者在礦山土壤修復(fù)和生態(tài)復(fù)墾領(lǐng)域取得了新的研究進(jìn)展（韓煜等，2016；Flores-Alvarez et al，2018；胡夢(mèng)淩等，2020）。Ran?elovi? et al（2014）發(fā)現(xiàn)銅礦廢棄地土壤質(zhì)地及復(fù)墾技術(shù)能顯著影響植物定植和植被組成。Damian et al（2018）發(fā)現(xiàn)有機(jī)沸石對(duì)銅礦排土場(chǎng)土壤改良和植被恢復(fù)具有積極意義。Golos et al（2019）和Golos et al（2021）發(fā)現(xiàn)利用表土改良廢石場(chǎng)土壤能促進(jìn)植被恢復(fù)。張瑤等（2018）發(fā)現(xiàn)施用石灰改良酸性土壤的效果最好。Jambhulkar and Kumar（2019）發(fā)現(xiàn)采用綜合生物技術(shù)法更利于在礦山排土場(chǎng)建立一個(gè)能自我維持的土壤-植物系統(tǒng)。對(duì)于普遍存在硫化物等活性礦物的礦山，采用生物控制潛在污染和逆轉(zhuǎn)硫化物氧化成為一種效費(fèi)比更好和更生態(tài)化的策略（Valente et al，2012），而必要的技術(shù)干預(yù)顯然能強(qiáng)化自然植被修復(fù)AMD污染的效果（Kalinand Wheeler，2011；張進(jìn)德和郗富瑞，2020）。目前，國(guó)內(nèi)基于生物控制或修復(fù)礦區(qū)污染的干預(yù)技術(shù)仍以單一的土壤改良措施或生物修復(fù)策略為主（劉勇等，2019；曾秀君等，2020；張瑩等，2020），對(duì)AMD污染嚴(yán)重、養(yǎng)分極度貧瘠、土壤微生態(tài)環(huán)境破壞徹底的富硫化物排土場(chǎng)的修復(fù)效果不僅有限而且不可持續(xù)，難以有效地兼顧解決AMD的存量污染和潛在增量污染以及土壤環(huán)境重構(gòu)等一系列問(wèn)題。本研究選取德興銅礦楊桃塢排土場(chǎng)開展了基于生態(tài)復(fù)墾的污染土壤修復(fù)效應(yīng)實(shí)驗(yàn)，旨在研究綜合改良修復(fù)方法和植被群落快速重建模式對(duì)排土場(chǎng)土壤污染修復(fù)、主要理化性質(zhì)改良，以及重建能夠穩(wěn)定維持和正向演替的土壤-微生物-植被系統(tǒng)的必要性和有效性，為生物控制或修復(fù)同類型礦區(qū)污染提供依據(jù)。

1 材料和方法

1.1 研究區(qū)概況

德興銅礦位于江西省德興市泗洲鎮(zhèn)，是我國(guó)最大的露采斑巖銅礦，伴生鉬（Mo）、硫（S）、金（Au）、銀（Ag）等元素。研究區(qū)域（圖1）位于德興銅礦楊桃塢排土場(chǎng)+200 — +246的坡面，面積約1 hm2。研究區(qū)域內(nèi)地形起伏不定，坡度在15° — 50°，高差30 — 45 m，由采礦剝離的碎石廢渣堆積而成，主要組成是風(fēng)化蝕變的千枚巖及亞黏土，金屬硫礦物含量較多。土壤結(jié)構(gòu)性差，養(yǎng)分貧瘠，產(chǎn)酸微生物活躍，極端的AMD污染使排土場(chǎng)幾無(wú)植被，坡面遍布“V”型侵蝕溝壑，呈現(xiàn)金屬礦山排土場(chǎng)典型的污染和破壞特征。雨季常有暗紅色AMD浸出甚至積聚，Cu2+、Zn2+、Fe3+、Cd2+、Al2+、Pb2+等多種有害重金屬離子被持續(xù)浸出并向環(huán)境釋放。本研究選取研究區(qū)超標(biāo)較為嚴(yán)重的Cu2+、Zn2+、Cd2+、Pb2+作為研究對(duì)象。

圖1 德興銅礦區(qū)位及研究區(qū)域衛(wèi)星圖Fig. 1 Satellite map of Dexing Copper Mine location and research area

1.2 實(shí)驗(yàn)方法

1.2.1 土壤原位綜合改良及生態(tài)復(fù)墾方法

原位綜合改良是在機(jī)械修整排土場(chǎng)地形地貌并構(gòu)筑必要截排水設(shè)施的基礎(chǔ)上，沿坡面縱向每隔50 cm沿等高線橫向人工開挖臺(tái)階，對(duì)坡面松土備耕。之后分步按35 t · hm-2用量沿坡面均勻撒施石灰粉（CaO），按350 m3· hm-2用量撒施烘干的半腐熟態(tài)的純雞糞，按750 kg · hm-2用量撒施鈣鎂磷肥（P2O515%，CaO 45%，SiO220%，MgO 12%），各改良材料劑量均是基于大量復(fù)墾實(shí)踐證明能夠確保修復(fù)效果的較佳劑量。改良材料撒施完后對(duì)10 — 15 cm表土層進(jìn)行人工松耙，將改良材料與表土混拌后，再噴施可溶性土壤修復(fù)菌劑。土壤修復(fù)菌劑為市場(chǎng)購(gòu)買的成品，主要成分包括放線菌（Actinomycetes）、光合細(xì)菌（Photosynthetic bacteria）、芽孢桿菌（Bacillus）、酵母菌（Saccharomyces）、乳酸菌（Lactic acid bacteria）、硅酸鹽細(xì)菌（Silicate bacteria）、假單胞菌（Pseudomonas adaceae）等菌群，有效活菌數(shù)≥2 × 1010cfu · g-1，用量為7.5 kg · hm-2。最后采用栽植喬灌木袋苗（株高0.5 — 1 m）+混播喬灌草種子模式恢復(fù)植被，并用稻草（3 t · hm-2）遮蓋以保溫保濕防鳥啄。所用喬灌木袋苗主要是濕地松（Pinus elliottii）、長(zhǎng)葉女貞（Ligustrum compactum）、大花梔子（Gardenia jasminoides ‘Grandiflorum’）、錦繡杜鵑（Rhododendron×pulchrum）、紅葉石楠（Photinia×fraseri）等，平均栽植密度約 2 —3 株 · m-2；先鋒草本主要是狗牙根（Cynodon dactylon）、黑麥草（Lolium perenne）、長(zhǎng)柔毛野豌豆（Vicia villosa），種子用量0.5 — 1 g · m-2不等；喬灌木種子主要是多花玉蘭（Yulania multiflora）、鹽麩木（Rhus chinensis）、刺槐（Robinia pseudoacacia）、苧麻（Boehmeria nivea）等，用量2 — 5 g · m-2不等。直接栽植喬灌木袋苗+混播種子的植被快速建植技術(shù)一般只需2 — 3個(gè)月即可重建起喬灌草立體型植被群落，若單純依靠播種則需要2 — 3 a甚至更久。土壤改良所用干雞糞化學(xué)性質(zhì)見表1。

表1 干雞糞化學(xué)性質(zhì)Tab. 1 Chemical properties of dried chicken feces

1.2.2 土壤樣品采集

2017年11月20日 至2018年1月25日 完 成治理區(qū)場(chǎng)地修整、截排水、土壤綜合改良及袋苗栽植、種子撒播等生態(tài)復(fù)墾工作后進(jìn)入養(yǎng)護(hù)期。廣泛的生態(tài)復(fù)墾實(shí)踐表明：復(fù)墾的第一年尤為關(guān)鍵，尤其是修復(fù)后的土壤經(jīng)歷第一個(gè)雨季未產(chǎn)生新的AMD污染，并確保植被群落系統(tǒng)能夠持續(xù)、穩(wěn)定的恢復(fù)1 a以上，之后基本不存在因內(nèi)源性AMD污染造成植被恢復(fù)失敗的問(wèn)題。因此，樣品采集時(shí)間安排在土壤改良前、綜合改良后、生態(tài)復(fù)墾1 a后，具體時(shí)間為2017年11月15日、2018年1月5日、2019年3月6日，期 間 經(jīng) 歷最低氣溫- 4℃，最高氣溫33.8℃，累計(jì)降雨量約1900 mm。采用梅花布點(diǎn)法在研究區(qū)域選取5個(gè)土壤采樣點(diǎn)，其中+242設(shè)2個(gè)樣點(diǎn)，+220設(shè)3個(gè)樣點(diǎn)，+200設(shè)2個(gè)樣點(diǎn)，每個(gè)樣點(diǎn)由隨機(jī)采集的3個(gè)土樣混合而成，均一次性采樣。采樣深度為0 — 20 cm，剔除草根、石塊等雜物后，用四分法舍去多余土樣并保留1 kg，隨后將土樣放入自封袋內(nèi)。土樣在室內(nèi)自然風(fēng)干，粉碎、過(guò)篩后低溫保存?zhèn)溆谩?/p>

1.2.3 樣品檢測(cè)及分析

采用電位法測(cè)定土壤pH，醋酸銨法測(cè)定土壤CEC（鮑士旦，2000），重金屬全量檢測(cè)參照GB 36600 — 2018中所述方法。OM、TN、TP、TK分析參照《土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法》（魯如坤，2000）。NAG與ANC測(cè)定分別采用H2O2氧化后標(biāo)準(zhǔn)NaOH溶液滴定法和Sobek酸堿計(jì)數(shù)（ABA）法（Lawrence and Scheske，1997；Miller et al，1997）。

NAG-pH 與 NAG（kg · t-1，以 H2SO4計(jì)）測(cè)定 ：取2.5 g土樣到500 mL錐形瓶并加入250 mL 150 g · L-1的H2O2，通風(fēng)櫥中放置24 h后煮沸l(wèi) h除去殘余H2O2，冷卻后所測(cè)pH即為NAG-pH，再 用0.1 mol · L-1的NaOH滴 定 至pH為7，通 過(guò)公式(1)計(jì)算NAG：

式中：v為NaOH的用量，單位mL；m為土樣重量，單位g。

ANC（kg · t-1，以 H2SO4計(jì)）測(cè) 定：取2 g土樣 于250 mL燒 杯 并 加 入50 mL 0.2 mol · L-1的HCl，80 — 90℃下加熱2 h后冷卻消解1 h，再用0.2 mol · L-1的NaOH滴定過(guò)量的HCl，通過(guò)公式(2)計(jì)算ANC：

式中：v為NaOH的用量，單位mL；m為土樣重量，單位g。

重金屬Cu、Cd、Pb、Zn化學(xué)形態(tài)即酸提取態(tài)（FACID），可還原態(tài)（FRED），可氧化態(tài)（FOX）及殘?jiān)鼞B(tài)（FRES）的提取采用改進(jìn)的歐盟BCR連續(xù)提取法（Cuong and Obbard，2006）。采用SPSS 19.0對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，采用Excel 2007制圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤理化性質(zhì)時(shí)空變化特征

研究區(qū)域的土壤理化性質(zhì)時(shí)空變化特征如表2所示，改良后的土壤pH均值由改良前的2.84顯著上升到7.83，生態(tài)復(fù)墾1 a后則輕微下降到6.72；而改良后的土壤CEC、OM、TN、TP、TK等含量相比改良前分別增加了1.98倍、32.96倍、11.74倍、2.38倍、3.64倍，生態(tài)復(fù)墾1 a后，除TK含量略微降低到改良后的0.95倍外，CEC、OM、TN、TP含量相比剛改良后則分別增加了1.08倍、1.29倍、1.25倍、1.03倍。

表2 土壤理化性質(zhì)時(shí)空變化Tab. 2 Physical and chemical properties of the mine dump soil

另由表2可知：改良前土壤各理化性質(zhì)變異系數(shù)的變化范圍在4.67% — 32.39%，改良后大幅縮小至2.57% — 7.20%，生態(tài)復(fù)墾1 a后其變異系數(shù)變化范圍相對(duì)改良后小幅擴(kuò)大至3.13% — 16.53%。其中，生態(tài)復(fù)墾1 a后，以土壤pH變異系數(shù)變化幅度最小而且是略微縮?。灰酝寥繭M變異系數(shù)變化幅度最大，相比改良后增大了4.04倍；此外，以TK變異系數(shù)變化幅度次之，相比改良后增大了2.29倍，對(duì)比同期的TK含量也是略有下降。

2.2 土壤產(chǎn)酸潛力變化特征

土壤產(chǎn)酸潛力時(shí)空變化特征如表3所示，綜合改良前排土場(chǎng)原始土壤的ANC、NAG-pH都較低，其中ANC為-23.67 kg · t-1，NAG-pH值為2.53。Liao et al（2007）研究表明：2.5＜NAG-pH＜5雖處于低產(chǎn)酸閾值范圍，但排土場(chǎng)原始土壤仍具備持續(xù)酸化的能力。另外，改良前土壤NAG比較高，達(dá)到17.33 kg · t-1，即每噸原始表土徹底氧化后可產(chǎn)生17.33 kg的硫酸，酸化潛力大，加之不具備酸性中和能力，面臨持續(xù)酸化風(fēng)險(xiǎn)。經(jīng)過(guò)綜合改良后，土壤ANC、NAG-pH均顯著提高（P＜0.05），NAG則顯著降低為0；生態(tài)復(fù)墾1 a后，土壤ANC、NAG-pH相比改良后均顯著降低（P＜0.05），其中ANC由改良后的38.33 kg · t-1顯著降低到0.13 kg · t-1，NAG-pH值由改良后的8.43降低到5.90，而生態(tài)復(fù)墾1 a后的NAG則由0 kg · t-1上升到0.37 kg · t-1，但相比改良后變化并不顯著。

表3 土壤產(chǎn)酸潛力變化Tab. 3 Change of soil acid production potential

2.3 土壤重金屬全量及化學(xué)形態(tài)分布變化特征

土壤中的Cu、Zn、Cd、Pb四種重金屬全量檢測(cè)結(jié)果如表4所示：相比原始土壤，綜合改良后Cu、Zn、Cd、Pb全量分別降低了2.5%、1.9%、1.5%、2.8%，生態(tài)復(fù)墾1 a后則分別降低了8.6%、4.7%、6.9%、6.5%。盡管土壤重金屬全量在綜合改良和生態(tài)復(fù)墾1 a后均呈現(xiàn)不同程度的下降，甚至1 a后其下降有擴(kuò)大趨勢(shì)，但分析顯示相比原始土壤均無(wú)顯著性差異（P＞0.05）。

表4 土壤重金屬含量變化Tab. 4 Change of soil heavy metals content

圖2顯示：四種重金屬的化學(xué)形態(tài)在改良前、改良后和生態(tài)復(fù)墾1 a后呈現(xiàn)出不同的分布趨勢(shì)，但整體呈現(xiàn)殘?jiān)鼞B(tài)（FRES）、可氧化態(tài)（FOX）含量增大，而酸溶態(tài)（FACID）、可還原態(tài)（FRED）含量減小的趨勢(shì)。其中，綜合改良后Cu由改良前以可還原態(tài)為主（占比36%）變?yōu)橐詺堅(jiān)鼞B(tài)為主（占比43%），生態(tài)復(fù)墾1 a后進(jìn)一步增加到46%；Zn在綜合改良前以殘?jiān)鼞B(tài)為主，占比56%，改良后進(jìn)一步增加到61%，生態(tài)復(fù)墾1 a后達(dá)到62%；Cd由改良前以酸溶態(tài)為主（占比40%）變?yōu)楦牧己笠詺堅(jiān)鼞B(tài)為主（占比44%），生態(tài)復(fù)墾1 a后進(jìn)一步增加到46%；Pb在綜合改良前以殘?jiān)鼞B(tài)為主，占比44%，改良后達(dá)到54%，生態(tài)復(fù)墾1 a后則達(dá)到58%。由此可見，不管是綜合改良后還是生態(tài)復(fù)墾1 a后，四種重金屬的殘?jiān)鼞B(tài)占比均呈增大趨勢(shì)，而且也均是其主要賦存形態(tài)。

圖2 土壤重金屬化學(xué)形態(tài)分布特征Fig. 2 Distribution characteristics of chemical forms of soil heavy metals

3 討論

富硫化礦業(yè)廢棄地不僅污染水平極端，而且其污染持續(xù)時(shí)間更是可達(dá)數(shù)十年甚至上百年。盡管利用以植物修復(fù)為主的生物策略控制礦山潛在污染的效費(fèi)比更好也更可持續(xù)，但修復(fù)土壤污染仍是首要問(wèn)題。在人工干預(yù)修復(fù)礦山生態(tài)實(shí)踐中，極端的環(huán)境條件和高產(chǎn)酸潛力留給植被恢復(fù)的“窗口期”較短。在此期間，若存量污染治理不徹底則植被難以恢復(fù)，而增量污染不能及時(shí)遏制則植被恢復(fù)也難以為繼。一般認(rèn)為，修復(fù)酸性土壤的有效途徑就是提高土壤pH，增加土壤鹽基陽(yáng)離子，減少吸附性負(fù)電荷數(shù)量（韓煜等，2016）。由表2可見，排土場(chǎng)污染土壤經(jīng)綜合改良后其pH迅速由強(qiáng)酸調(diào)節(jié)至弱堿狀態(tài)，而生態(tài)復(fù)墾1 a后僅微弱下降至弱酸狀態(tài)。本研究認(rèn)為：在強(qiáng)酸化及富硫化排土場(chǎng)采用綜合改良措施不僅是有效的，而且考慮土壤的高產(chǎn)酸潛力及部分改良材料可能的流失或失效，適當(dāng)?shù)剡^(guò)量使用石灰等酸性中和材料是必要的。另外，綜合改良后土壤CEC、OM、TN、TP、TK等含量明顯提高，生態(tài)復(fù)墾1 a后除TK外其他理化指標(biāo)再次得到不同程度的改善（表2），表明基于有機(jī)、無(wú)機(jī)改良及微生物修復(fù)的綜合措施在短期內(nèi)對(duì)改善土壤主要理化性質(zhì)具有顯著效果，而一年期的植被恢復(fù)也對(duì)土壤保肥及增肥起到了積極作用。前人研究表明：施用石灰及鈣鎂磷肥可以顯著提高酸性土壤pH值和CEC（范美蓉等，2012）。其中，堿性鈣鎂磷肥不僅能提供磷等多種營(yíng)養(yǎng)元素，其酸中和效應(yīng)甚至可達(dá)CaCO3的3倍左右（Wong，2003），對(duì)改良礦區(qū)酸化土壤和促進(jìn)植被恢復(fù)均具有重要作用（Bolan et al，2003）；土壤CEC的增加不僅更利于提高土壤保肥能力（康玲玲等，2003），還與重金屬遷移性密切相關(guān)，一般CEC越高重金屬的遷移能力越差（Yang et al，2009）；微生物群落在改善土壤微生態(tài)循環(huán)系統(tǒng)的同時(shí)還能分泌土壤酶以增加土壤有效養(yǎng)分供給（禹樸家等，2018）?？梢姡磐翀?chǎng)土壤主要理化性質(zhì)在短期內(nèi)得到顯著改善是多種改良措施或材料綜合作用的結(jié)果，綜合改良措施有效地重構(gòu)了土壤環(huán)境，為植被恢復(fù)重建了良好的土壤條件。此外，各理化指標(biāo)的變異系數(shù)在綜合改良后均大幅降低，在生態(tài)復(fù)墾1 a后整體呈小幅變化態(tài)勢(shì)（表2），表明研究區(qū)域內(nèi)的土壤理化性質(zhì)經(jīng)過(guò)短期的綜合改良和一年期的生態(tài)復(fù)墾后整體趨于一致，尤以pH最為明顯。由表2可見：除pH以外其他理化指標(biāo)的變異系數(shù)在生態(tài)復(fù)墾1 a后呈一定幅度的擴(kuò)大趨勢(shì)，尤其是OM和TK變異系數(shù)的擴(kuò)大態(tài)勢(shì)更為明顯。初步認(rèn)為是由排土場(chǎng)邊坡地形因素造成，即不同微地形條件下的土壤保肥、增肥或養(yǎng)分淋溶流失能力可能有所差異，如有機(jī)質(zhì)、枯枝落葉顯然更易向坡體下方或洼地流失，而鉀肥相比氮、磷肥也更易遷移或流失，相比之下土壤pH一般不受地形因素影響，但地形因素對(duì)土壤理化性質(zhì)的改良效果產(chǎn)生多大程度的影響有待深入研究。

由表3可知：綜合改良后的土壤酸性中和能力得到了顯著提升，凈產(chǎn)酸潛力也得到明顯改善，甚至使土壤在短期內(nèi)失去凈產(chǎn)酸能力（NAG = 0），NAG-pH值也由2.53顯著上升到8.43，說(shuō)明短期的綜合改良措施有效地解決了AMD存量污染問(wèn)題。生態(tài)復(fù)墾1 a后土壤ANC出現(xiàn)顯著下降，而NAG也出現(xiàn)上升并再次大于0，表明土壤重新具備凈產(chǎn)酸潛力，存在再次酸化風(fēng)險(xiǎn)。本研究發(fā)現(xiàn)：石灰、鈣鎂磷肥等改良劑的酸性中和能力具有一定的時(shí)效性，隨著時(shí)間的推移存在一定程度的流失或失效，然而，根據(jù)表2中生態(tài)復(fù)墾1 a后的土壤pH值仍處于中性環(huán)境來(lái)看，即便土壤酸性中和能力顯著下降并伴隨恢復(fù)凈產(chǎn)酸潛力，但土壤并未出現(xiàn)明顯酸化，表明綜合改良措施加上快速的生態(tài)復(fù)墾措施在一年期內(nèi)有效遏制了潛在的增量污染。據(jù)此說(shuō)明，即便土壤具備一定的凈產(chǎn)酸潛力，但只要修復(fù)措施得當(dāng)未必一定發(fā)生土壤酸化。另外，本研究認(rèn)為：綜合改良措施在富硫化物排土場(chǎng)的短期修復(fù)效果雖好但顯然不具有持續(xù)性，快速的生態(tài)復(fù)墾措施才是鞏固或強(qiáng)化土壤修復(fù)效果的重要舉措。廣泛的復(fù)墾實(shí)踐表明：直接栽植喬灌木營(yíng)養(yǎng)袋苗加同時(shí)混播喬灌草種子的直接植被快速建植模式，僅需要2 — 3個(gè)月即可建立起具備一定多樣性的喬灌草立體型植被群落，其優(yōu)勢(shì)遠(yuǎn)非至少需要2 — 3 a的單純播種復(fù)墾模式所能比。顯然，喬灌草立體型植被群落的快速重建更利于重構(gòu)健康的土壤微生態(tài)環(huán)境并抑制產(chǎn)酸微生物活動(dòng)，進(jìn)而促進(jìn)土壤-微生物-植被系統(tǒng)穩(wěn)定維持并正向演替，同時(shí)加速林下枯枝落葉、有機(jī)質(zhì)及植被根系層與土壤形成新的殘落物層（O層）和泥炭層（H層），促進(jìn)土壤發(fā)育和植被重建。另外，在復(fù)墾實(shí)踐中發(fā)現(xiàn)：當(dāng)植被系統(tǒng)在富硫化物排土場(chǎng)的局部出現(xiàn)裸露斑禿并長(zhǎng)時(shí)間得不到及時(shí)治理時(shí)，其裸露處多會(huì)產(chǎn)生“癌細(xì)胞式”擴(kuò)散效應(yīng)，造成裸露面的持續(xù)擴(kuò)大同時(shí)伴隨土壤的復(fù)酸化?？梢?，快速恢復(fù)植被并重建土壤-微生物-植被系統(tǒng)是生物控制礦山潛在污染的行之有效的方法，對(duì)持續(xù)抑制或延緩礦區(qū)富硫化土壤中的硫礦物氧化酸化具有積極作用，但其抑制機(jī)理仍有待深入研究。

由表4可知：綜合改良及生態(tài)復(fù)墾一年期的土壤重金屬全量整體處于穩(wěn)定狀態(tài)，并沒(méi)有發(fā)生顯著性的遷移或流失。另由圖2可見：綜合改良和生態(tài)復(fù)墾1 a后，四種重金屬的殘?jiān)鼞B(tài)含量均明顯增加，而酸溶態(tài)含量均明顯降低。由此可見，盡管短期的改良措施并不會(huì)對(duì)土壤重金屬全量產(chǎn)生根本影響，但能顯著提高土壤pH并促使重金屬向穩(wěn)定態(tài)轉(zhuǎn)化。前人研究表明：石灰和堿性鈣鎂磷肥均能鈍化土壤重金屬并降低其生物毒性（田發(fā)祥等，2016；曹勝等，2018）和遷移淋溶能力（劉勇等，2019）；雞糞等有機(jī)肥除富含的羥基、羧基、烷基等活化官能團(tuán)能與重金屬發(fā)生絡(luò)合、螯合、吸附等反應(yīng)（Keiluweit and Kleber，2009；金曉丹等，2019），還能通過(guò)增加土壤表面可變負(fù)電荷，提高土壤膠體對(duì)重金屬的固定化和穩(wěn)定化能力（張瑩等，2020）；另外，在土壤-微生物-植被系統(tǒng)中，植物根系分泌的有機(jī)配體也能與重金屬發(fā)生螯合、絡(luò)合與沉淀反應(yīng)（Seshadri et al，2015）；而微生物既能強(qiáng)化植物修復(fù)重金屬的能力，還能通過(guò)氧化還原反應(yīng)、形成難溶復(fù)合物等方式直接固定重金屬（Kang et al，2015）。因此，基于綜合改良與植被恢復(fù)的生態(tài)復(fù)墾措施對(duì)修復(fù)土壤重金屬污染、降低其生物有效性具有綜合效應(yīng)。

4 結(jié)論

本研究利用原位綜合改良與直接植被技術(shù)，在完全不具備自然修復(fù)能力的礦業(yè)廢棄地上進(jìn)行了生態(tài)復(fù)墾試驗(yàn)，分析了基于人工干預(yù)的生態(tài)復(fù)墾措施對(duì)礦山污染土壤的修復(fù)效應(yīng)。結(jié)果表明：石灰+純雞糞+鈣鎂磷肥+微生物的綜合改良修復(fù)方法能在短期內(nèi)有效地修復(fù)土壤污染，改善土壤主要理化性質(zhì)，重構(gòu)土壤環(huán)境，為植被恢復(fù)創(chuàng)造條件；而栽植喬灌木袋苗加同時(shí)混播喬灌草種子的直接植被建植模式，通過(guò)快速重建喬灌草立體型植被群落系統(tǒng)有效遏制了潛在的增量污染，鞏固甚至強(qiáng)化了排土場(chǎng)污染土壤的修復(fù)效果。因此，借助基于原位綜合改良和直接植被的生態(tài)復(fù)墾技術(shù)，在AMD污染嚴(yán)重且富硫化的礦業(yè)廢棄地上重建可自維持的土壤-微生物-植物系統(tǒng)是非常必要且有效的。