礦產(chǎn)資源是人類社會發(fā)展的重要物質基礎，在其開發(fā)和利用過程中引發(fā)的環(huán)境問題不容忽視。礦山開采是目前最大規(guī)模改變土地利用方式和損壞陸地生態(tài)系統(tǒng)的有組織人類活動，這一活動嚴重破壞了礦區(qū)原有的自然生態(tài)系統(tǒng)，使生態(tài)系統(tǒng)功能減弱甚至喪失，造成土地退化、景觀破壞、環(huán)境污染等問題。

在礦山開采過程中，大量土地因失去利用價值而成為廢棄地，如露天采場、廢石場、尾礦庫、塌陷區(qū)等。據(jù)國土部門統(tǒng)計，截至2007年底，全國礦山開發(fā)占用和損壞的土地面積為165.8萬hm2，其中，尾礦堆放占地90.9萬hm2，露天采坑占地52.2萬hm2，采礦塌陷占地20.3萬hm2，以及為礦山服務的廠房建筑、道路等輔助設施所占用的土地。采礦業(yè)中各類型占地的百分比為采場占59%，排土場占20%，尾礦庫占13%，廢石場占5%，塌陷區(qū)占3%。而全國礦山廢棄地復墾率僅為13.3%，這與發(fā)達國家復墾率達75%有很大差距。

在自然條件下，礦山廢棄地經(jīng)過自然演替恢復生境大約需要100年以上。因此，通過人工干預恢復礦山廢棄地的生態(tài)環(huán)境顯得尤為必要。20世紀60年代，我國開始了礦山復墾實踐，大多是在廢石場或閉庫的尾礦庫上進行簡單的平整和覆土綠化。由于礦山廢棄地受其生境惡劣、基質有毒、缺乏土壤等因素限制，其復墾率還停留在較低的水平。隨著我國礦山復墾工作的逐步推進，礦山廢棄地生態(tài)修復技術的研究也得到廣泛關注。

1金屬礦山廢棄地類型及特征

礦山廢棄地指在采礦過程中破壞的、未經(jīng)處理而無法使用的土地。根據(jù)廢棄地的產(chǎn)生原因劃分為５種類型。

1.1露天采場

露天礦山開采后形成的采礦作業(yè)面。一般為深凹露天坑，深度達幾十至幾百米，采坑邊坡穩(wěn)定性差，巖石裸露且缺少土壤覆蓋，保水能力差。

1.2廢石場

由剝離表土、挖掘覆巖和低品位礦石堆積而成的廢石堆積地。廢石粒徑較大，通常在幾百甚至幾千毫米，難以在短時間內粉碎風化，堆積體松散裸露，邊坡不穩(wěn)定，金屬礦山廢石場常呈酸性且含有重金屬污染物，植物無法生長。

1.3尾礦庫

礦石經(jīng)過選礦工藝后產(chǎn)生尾砂，堆存至尾礦庫。尾砂顆粒較細，粒徑在0.5~1mm，表層干燥松散，結構性差，持水性低，而且由于選礦投加了各種藥劑，使尾礦含有大量有毒有害物質，不利于植物成活。

1.4塌陷區(qū)

地下采礦形成的塊狀、帶狀塌陷地面，地表破碎且疏松，起伏不平，難以利用?？逅鷩乐貢r，可形成幾米至幾十米的塌陷深坑，坑內常有積水。

1.5壓占區(qū)

礦山建設時修筑的廠房建筑物、辦公生活樓、道路等輔助設施占用的土地，在礦山結束生產(chǎn)后這些區(qū)域被水泥建筑所覆蓋，無法直接恢復為農(nóng)業(yè)或林業(yè)用地。

2金屬礦山廢棄地對環(huán)境的影響

2.1對土地資源的影響

礦產(chǎn)資源開發(fā)不僅破壞土地資源，造成土地貧瘠，水土流失嚴重。而且開采過程產(chǎn)生的廢石、尾礦等固體廢物堆放需要占用大量土地，使土地喪失原有功能，其中的有毒物質長期堆存并經(jīng)雨淋、風化、滲流等作用進入土壤，破壞土壤的團粒結構，造成土壤板結。

2.2對水環(huán)境的影響

由于金屬礦山的礦石和圍巖中多含有金屬硫化物，大量廢石、尾礦堆放于露天，在微生物的催化氧化和徑流作用下，形成含有金屬離子的酸性廢水。其一旦進入水體，會使水體pH值降低，而且金屬和重金屬污染物均不能被降解，長期累積將引起藻類、浮游生物、魚類的死亡，對水環(huán)境和水生態(tài)產(chǎn)生嚴重危害。

2.3對大氣環(huán)境的影響

金屬礦山的廢石場、尾礦庫等固廢堆存場，由于堆積面裸露，加之表面風化物、顆粒物松散，在干燥起風的條件下，易產(chǎn)生大量風蝕揚塵，對周邊的空氣造成污染。

2.4對地表景觀的影響

金屬礦山的開采方式分為露天開采和地下開采。露天開采以剝離挖損土地為主，改變地表形態(tài)和破壞植被，明顯地改變了地表景觀；地下開采將礦石采出后，其上覆巖層失去支撐，巖體內部應力平衡受到破壞，從而導致采空區(qū)上覆巖層發(fā)生位移、變形直至破壞，從而形成裂縫、塌陷，嚴重破壞了地表自然景觀。

2.5對生物多樣性的影響

礦山開采需要剝離表層土石，清除原有植被，破壞了物種的原生生境，使大型的植被群落破碎為小型斑塊，影響群落整體功能的發(fā)揮。鄉(xiāng)土植物群落受到破壞后，植被將發(fā)生逆向演替過程。這些改變會造成物種數(shù)量和種類減少，生物多樣性降低，生物多樣性喪失之后，廢棄地的生態(tài)系統(tǒng)將難以恢復。

3金屬礦山廢棄地生態(tài)修復技術

3.1基質改良技術

3.1.1物理改良礦山廢棄地生態(tài)恢復的主要限制因子是基質結構性差、養(yǎng)分缺失和重金屬毒性，因此基質改良是生態(tài)修復的前提條件。物理改良主要包括表土回填、客土法等。按照《礦山生態(tài)環(huán)境保護與治理技術規(guī)范》的要求，排土場、采場、尾礦庫、礦區(qū)專用道路等各類礦山場地建設前，應對表土進行剝離。這樣可以盡量減少對土壤結構、營養(yǎng)元素以及土壤種子庫的破壞，待工程結束后再將表土分層回填至待修復場地。這一方法不僅簡單、容易操作，成本較低，而且可以利用土壤種子庫的作用促進植被恢復。但是，對于短期內不能進行回填的礦山，需要采取合理的方式堆放和保存表土。

金屬礦山廢棄地由于重金屬污染，土層過薄甚至完全沒有土壤層，使客土法成為基質改良的常用方法。覆土厚度根據(jù)基質成分、理化性質和恢復利用的方向確定，通?；謴蜑檗r(nóng)業(yè)用地時覆土厚度為50~100cm，恢復為林業(yè)用地時覆土厚度為10~30cm。Holmesetal研究表明，覆土厚度為10cm時，植物的蓋度能提高50%，覆土厚度為30cm時，植物蓋度能提高70%。雖然客土法對基質改良的效果較好，但是受取土來源和運輸成本的限制，只能在有條件的礦山使用，而且該方法需要異地取土，對土地資源造成了破壞，不能從本質上解決礦山的土源問題。對于缺乏土源的礦山，可以考慮利用谷殼、秸稈、稻草等農(nóng)作物粉碎、發(fā)酵后作為土壤替代物進行基質改良，不僅可以改善基質結構，還有利于增加養(yǎng)分含量。

3.1.2化學改良多數(shù)金屬礦山廢棄地存在酸堿化問題，對于堿性廢棄地，宜采用硫酸亞鐵、碳酸氫鹽和石膏等進行改良。石膏可以將土壤中的鈉離子替化成鈣離子減輕土壤堿化程度，從而增強土壤中水的滲透能力改善土壤基質。對于酸性廢棄地，可以在基質中投入碳酸氫鹽和石灰中和廢棄地的酸性。胡宏偉等在鉛鋅礦尾礦庫鋪蓋生活垃圾和石灰進行改良，不但可以降低基質酸性，而且可以有效防止下層尾礦的酸化。當基質的酸性較高或產(chǎn)酸較持久時,應少量多次施用碳酸氫鹽或石灰，要考慮基質的潛在酸度和未風化的硫鐵礦進一步氧化產(chǎn)酸。

對于廢棄地的重金屬毒性，可以利用改良劑和化學物質對重金屬的吸附、沉淀、絡合等作用改變重金屬的形態(tài)，降低其生物有效性和遷移性，從而減輕重金屬毒性。施用CaCO3或CaSO4時，溶液中重金屬離子毒性由于Ca2+的存在而趨于緩和，這種作用稱為離子拮抗，Ca2+的存在能顯著地降低植物對重金屬的吸收。黃凱利用試驗的方法在鉛鋅礦的尾砂中加入有機肥、泥炭，觀測到改良劑的加入使重金屬的有效性降低，穩(wěn)定性增加，從而達到降低重金屬危害的目的。

由于大部分礦山廢棄地缺乏氮、磷、鉀、有機質等植物生長所需的營養(yǎng)物質，可以利用化肥、堆肥、生活垃圾、城市污泥、家畜糞便等有機物進行改良。文獻研究表明，在鉛鋅尾礦庫上施用37.8t/hm2糞肥和2t/hm2石灰對尾砂的改良效果明顯，降低了尾礦的酸性和重金屬含量，植物長勢良好。城市污泥是城市污水經(jīng)過處理之后產(chǎn)生的固體廢物，不僅含有豐富的氮、磷、鉀，有機質含量也高達30%以上。將城市污泥應用到礦山廢棄地的土壤改良中，不僅可以提高土壤肥力，且污泥黏性較強，有利于促進土壤團粒結構的形成，改善土壤的蓄水性。城市污泥本身是一種固體廢棄物，把其作為改良劑使用可以減少對污泥的處置成本，實現(xiàn)廢物的資源化利用，達到以廢治廢的目的。但是，應用城市污泥之前必須對污泥的性質進行檢測分析，不能使用重金屬、鹽分含量超標的污泥，避免對廢棄地造成二次污染。

3.1.3生物改良生物改良也是基質改良中常用的一種技術，土壤動物蚯蚓的存在可以改良土壤結構，增加土壤保水保肥能力。文獻研究發(fā)現(xiàn)，蚯蚓對重金屬鉛、銅有較強的富集作用，且隨著濃度的增加，蚯蚓體內的富集量也在增加。蚯蚓對土壤重金屬的適應和凈化能力是自身機能對環(huán)境變化做出的反應，將蚯蚓引入廢棄地修復的前提要對蚯蚓的種類和重金屬耐受性進行篩選和馴化。另外，還可以應用菌根、酶等微生物對廢棄地進行改良，由于真菌和酶增加了土壤微生物菌群的活性，改善了根際周圍的微生物環(huán)境，可以明顯促進植物的生長發(fā)育。雖然生物措施對廢棄地的基質改良能起到一定作用，但是由于改善作用較小，效果非常緩慢，往往要和植物修復結合使用，而且不適用于缺乏土壤物質、極端貧瘠的廢棄地。

3.2植物修復技術

植物修復是礦山廢棄地生態(tài)修復中應用前景最好的技術。通過在廢棄地上建立適宜、穩(wěn)定的植物群落，不僅可以有效控制廢棄地的各種污染，改善受損的生態(tài)環(huán)境，還可以利用植被恢復的更新、促進作用，逐漸恢復土地的功能，改良和美化景觀，增加生物多樣性，最終使生態(tài)系統(tǒng)進入良性循環(huán)狀態(tài)。

植物修復技術包括植物提取技術和植物穩(wěn)固技術。植物提取是利用植物體對重金屬的富集或超富集作用，將土壤中的重金屬轉移到植物的地上部分（莖、葉和地上組織），最終將地上部分收割后集中處理。Baker將遏藍菜屬（ThlaspiL.）作為修復植物，通過試驗觀測到，一個生長季內其對土壤中Zn的吸收量為30kg/hm2。植物穩(wěn)固技術是利用重金屬耐性植物將重金屬吸收、累積或遷移到植物體根部，從而使重金屬固定。朱佳文等通過對鉛鋅尾礦庫自然植被群落的研究表明，定居的先鋒植物可以改變重金屬形態(tài)，使重金屬由穩(wěn)定態(tài)轉化為有效態(tài)，增加了重金屬的遷移能力。

3.2.1植物篩選技術植物修復技術的關鍵是篩選適宜的物種，植物能夠用于礦山廢棄地的修復依賴于植株對重金屬的直接吸收和累積。目前，關于重金屬耐性植物、富集或超富集植物的研究已經(jīng)廣泛開展。Cu富集能力最強的是高山甘薯（Ipomoeaalpina），累積銅的含量可高達12300mg/kg，鴨跖草（Commelinacommunis）地上和地下部分含銅量可達2200mg/kg。此外，海州香薷（Elsholtziahaichowensis）、酸模（Rumexacetosa）、小頭蓼（Polygonummicrocephalum）葉片的含銅量為200~500mg/kg。Pb超富集植物有高山漆菇草（Minuaritiaverna），地上部分含鉛量高達11400mg/kg，羽葉鬼針草（BidensanximawicziamaOett）、東南景天（Sedumalfredii）地上部分對Pb的累積量可達1000mg/kg以上。Zn超富集植物主要是遏藍菜屬植物，對Zn的最高累積量可達3000mg/kg。Cd超富集植物主要有天藍遏藍菜（Thlaspicaerulescens）、龍葵（SolanumnigrumL.）、寶山堇菜（Violabaoshanensis）、忍冬（LonicerajaponicaThunb.）、印度芥菜（Brassicajuncea）等。當前，用于礦山廢棄地修復的植物多以草本為主，草本植株矮小，地上生物量較少，而且以草本植物為主的植被群落抗逆性較差，在極端氣候條件下容易全部死亡。

與之相比，木本植物是植被系統(tǒng)的重要組成部分，不僅地上部分生物量大，而且根系發(fā)達，抗性較強，將成為重金屬耐性植物篩選的研究趨勢。楊柳科植物通過植物提取或固定的方法，對土壤中重金屬具有較強的吸收富集能力。文獻研究表明在一個生長期內，北京楊（Populus×beijingensis）、加拿大楊（Populus×canadensis）和健楊（Populus×canadensis‘Robusta’）枝部對鎘的吸收量為21.3~26.8mg/kg，葉部對鎘的吸收量為24.3~35.8mg/kg，其幼林可使土壤中鎘含量削減0.6~1.2mg/kg。此外，楊對重金屬汞也有較強的耐受性，加拿大楊體內汞的耐受閾值約為95~100mg/kg，最高富集量可達233.77mg/kg。旱柳（Salixmatsudana）對銅有較強的富集能力，利用銅礦尾砂試驗210天后，其根系中銅的含量高達1649.06mg/kg，而植株并沒有發(fā)現(xiàn)明顯的毒害作用。柳樹經(jīng)過兩年生長后對土壤中鎘和鋅有較高的提取效率，分別為47~57g/hm2和2.0~2.4kg/hm2。

除了楊柳科植物外，其他木本植物對重金屬耐性和修復作用的研究也逐漸受到關注。木本豆科植物銀合歡（Leucaenaleucocephala）能在鉛鋅尾礦庫上成功定居，其所吸收的重金屬鉛含量80%蓄積在根、莖和葉。桑樹（MorusalbaL.）在七寶山礦區(qū)污染試驗地生長5個月后對土壤中Cu、Pb、Cd的削減量分別為1.21、0.74、0.21mg/hm2。臭椿（Ailanthusaltissima）在土壤中Cu含量為50~90mg/kg時，植株組織年均累積銅約20mg。雖然木本植物對重金屬的富集優(yōu)勢不及草本植物，但是草本植物不宜生長于貧瘠環(huán)境，且生物量很少，由于根系不發(fā)達，對廢棄地深層土壤的修復效果不明顯，而選擇木本植物進行生態(tài)修復能克服這些不足。

3.2.2植物修復強化技術植物修復技術也存在一定的局限性，首先，耐性植物雖然可以在污染的廢棄地上生存，但是其生長速度緩慢，而且大多超富集植物個體矮小，生物量小，修復歷時較長。其次，由于廢棄地中重金屬多為難溶態(tài)，可以被植物吸收利用的生物有效性低，而植物修復的最終目的是利用植物盡可能多的去除重金屬。因此，需要通過植物修復強化技術提高重金屬的活性、促進植物對重金屬的吸收?？梢岳糜袡C肥、施加螯合劑、引入土壤動物等措施促進植物修復，研究發(fā)現(xiàn)，將EDTA、DTPA等螯合劑加入污染土壤中，通過與金屬離子形成可溶絡合物可以明顯提高植物中重金屬含量的累積，促進植物的提取修復。需要注意的是，螯合劑一般難以分解，殘留期較長，易引起土壤或水體的二次污染，且價格昂貴，對于大面積的礦山廢棄地修復而言，成本過高。

3.2.3修復植物處置技術利用超富集植物修復污染廢棄地，當植物生長累積到一定階段時，需要對植物的組織進行收獲，從而產(chǎn)生大量重金屬富集植物體。如果對這些植物處置不當，重金屬元素可能重新釋放到環(huán)境中形成二次污染。傳統(tǒng)的處置方法有：焚燒法、高溫分解法、堆肥法、壓縮填埋法、灰化法、液相萃取法等。新興的處置方法有：植物冶金法、熱液改質法、生物解吸法等。目前，修復植物的處置技術尚處于研究階段，雖然取得了一些成果，但是在處置技術的工藝流程設計、處置效果和資源化利用方面還存在爭議，一定程度上阻礙了植物修復技術的工程化應用。

3.3微生物修復技術

微生物修復技術是通過對廢棄地的建植植物接種菌根，利用根際微生物活動，改良土壤微環(huán)境的同時，改善植物營養(yǎng)條件，促進植物生長發(fā)育，從而對廢棄地進行生態(tài)修復的一種技術。近年來，菌根技術已成為污染土壤修復的研究趨勢，并且取得了較好的效果。王紅新等利用鐵礦尾砂作為基質接種叢枝菌根，試驗結果表明菌根的接種使植物地上部分磷含量增加了2倍，促進了植株對磷的吸收。Rickenetal將菌根接種于鋅、鎘污染的土壤中，觀測到苜蓿體內由根系向地上部分轉移的重金屬增加。Dennyetal也認為菌根菌絲分泌物改變了環(huán)境中的重金屬有效性，促進了植物對重金屬的吸收，提高了植物的抗性。微生物修復技術的基礎是對適宜于廢棄地的微生物群落進行篩選，可以利用廢棄地定居植物根系微生物通過培養(yǎng)和繁殖后用于修復，因為這些微生物在長期的脅迫條件下，能夠自然存活，表明其對環(huán)境具有較強的適應性和抗逆性。

3.4輔助修復技術

針對礦山廢棄地的特征，除了采取必要的生態(tài)修復技術外，還需要輔助一些如邊坡穩(wěn)定、截排水措施等，才能達到生態(tài)修復的最佳效果。

邊坡穩(wěn)定技術。由于礦山廢棄地多形成高陡邊坡，為了保證坡面的穩(wěn)定，需要采取削坡卸載、掛網(wǎng)加錨桿固定、修建擋土墻等技術使邊坡穩(wěn)定，為生態(tài)修復提供必要保證。

截排水措施。為了有效排除坡面降水和減少水土流失，需要在坡頂、坡面設置截排水溝，防止徑流和匯水對坡面基質和修復初期植物的沖刷，保證坡面基質的長期穩(wěn)定，同時降低大量降水進入坡體后產(chǎn)生滑坡的危險。

覆蓋措施。利用植物種子修復時，在播種之后可以使用草簾、無紡布等進行覆蓋，防止雨水沖刷和大風吹蝕，起到保水保溫作用，促進種子的萌發(fā)，也可以防止鳥類對種子的取食。

4結論與討論

在金屬礦山廢棄地生態(tài)修復過程中，植物修復是應用前景最好的技術，但是為了達到最佳的修復效果，通常需要將上述生態(tài)修復技術聯(lián)合起來使用?；|改良技術是從根本上改變植物生長的限制因子，是植物修復的先決條件，而微生物修復技術又能提高植物的修復作用。有些金屬礦山廢棄地，在修復完成之初植物生長狀況較好，之后會逐漸發(fā)生衰退。因此，要系統(tǒng)研究重建植被的動態(tài)及種類組成與基質改良措施，營養(yǎng)元素積累和循環(huán)、重金屬含量和形態(tài)變化等的關系，揭示控制群落動態(tài)和穩(wěn)定性的主要因素，為生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定性和自我維持提供理論基礎。

目前，金屬礦山廢棄地生態(tài)修復技術的研究大多是在溫室盆栽、小規(guī)模試驗地進行的，由于不同區(qū)域、不同類型金屬礦山的廢棄地差異性較大，將這些技術用于實地修復時往往由于環(huán)境因子、立地條件發(fā)生改變而達不到預期效果。今后的研究應該以金屬礦山廢棄地修復工程實踐為主，通過具體案例研究，歸納總結出因地制宜的生態(tài)修復模式，以便在生態(tài)修復實踐中應用和推廣。

金屬礦山廢棄地生態(tài)修復成功與否需要通過修復效果來評估。因此，要開展礦山廢棄地生態(tài)修復效益評價體系的研究，以污染控制、生態(tài)價值、生物多樣性、環(huán)境效益、景觀改良等為指標，評價礦山廢棄地重建生態(tài)系統(tǒng)的投入產(chǎn)出效益，為合理選擇生態(tài)修復技術提供支撐。