礦產(chǎn)資源是人類社會發(fā)展的重要物質(zhì)基礎(chǔ)，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(wù)的廠房建筑、道路等輔助設(shè)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(fù)墾率僅為13.3%，這與發(fā)達國家復(fù)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(fù)生境大約需要100年以上。因此，通過人工干預(yù)恢復(fù)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(fù)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(zhì)有毒、缺乏土壤等因素限制，其復(fù)墾率還停留在較低的水平。隨著我國礦山復(fù)墾工作的逐步推進，廢棄地生態(tài)修復(fù)技術(shù)的研究也得到廣泛關(guān)注。

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。

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。

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(nèi)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。

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(jié)構(gòu)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(zhì)，不利于植物成活。

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(nèi)常有積水。

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

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(zhì)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(jié)構(gòu)，造成土壤板結(jié)。

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。

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。

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(nèi)部應(yīng)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。

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(fù)。

3.1.1　物理改良　   礦山廢棄地生態(tài)恢復(fù)的主要限制因子是基質(zhì)結(jié)構(gòu)性差、養(yǎng)分缺失和重金屬毒性，因此基質(zhì)改良是生態(tài)修復(fù)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(shù)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(shè)前，應(yīng)對表土進行剝離。這樣可以盡量減少對土壤結(jié)構(gòu)、營養(yǎng)元素以及土壤種子庫的破壞，待工程結(jié)束后再將表土分層回填至待修復(fù)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(fù)。但是，對于短期內(nèi)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(zhì)改良的常用方法。覆土厚度根據(jù)基質(zhì)成分、理化性質(zhì)和恢復(fù)利用的方向確定，通常恢復(fù)為農(nóng)業(yè)用地時覆土厚度為50~100cm，恢復(fù)為林業(yè)用地時覆土厚度為10~30cm。Holmes et al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(zhì)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(zhì)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、稻草、稻草等農(nóng)作物粉碎、發(fā)酵后作為土壤替代物進行基質(zhì)改良，不僅可以改善基質(zhì)結(jié)構(gòu)，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(zhì)。對于酸性廢棄地，可以在基質(zhì)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(zhì)酸性，而且可以有效防止下層尾礦的酸化。當基質(zhì)的酸性較高或產(chǎn)酸較持久時, 應(yīng)少量多次施用碳酸氫鹽或石灰，要考慮基質(zhì)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(zhì)對重金屬的吸附、沉淀、絡(luò)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(zhì)等植物生長所需的營養(yǎng)物質(zhì)，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(zhì)含量也高達30%以上。將城市污泥應(yīng)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(jié)構(gòu)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(yīng)用城市污泥之前必須對污泥的性質(zhì)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(zhì)改良中常用的一種技術(shù)，土壤動物蚯蚓的存在可以改良土壤結(jié)構(gòu)，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(nèi)的富集量也在增加。蚯蚓對土壤重金屬的適應(yīng)和凈化能力是自身機能對環(huán)境變化做出的反應(yīng)，將蚯蚓引入廢棄地修復(fù)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(yīng)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(zhì)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(fù)結(jié)合使用，而且不適用于缺乏土壤物質(zhì)、極端貧瘠的廢棄地。

植物修復(fù)是礦山廢棄地生態(tài)修復(fù)中應(yīng)用前景最好的技術(shù)。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(fù)的更新、促進作用，逐漸恢復(fù)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(fù)技術(shù)包括植物提取技術(shù)和植物穩(wěn)固技術(shù)。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(zhuǎn)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（Thlaspi L.）作為修復(fù)植物，通過試驗觀測到，一個生長季內(nèi)其對土壤中Zn的吸收量為30kg/hm²。植物穩(wěn)固技術(shù)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(zhuǎn)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(shù)  　植物修復(fù)技術(shù)的關(guān)鍵是篩選適宜的物種，植物能夠用于礦山廢棄地的修復(fù)依賴于植株對重金屬的直接吸收和累積。目前，關(guān)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（Ipomoea alpina），累積銅的含量可高達12300mg/kg，鴨跖草（Commelina communis）地上和地下部分含銅量可達2200mg/kg。此外，海州香薷（Elsholtzia haichowensis）、酸模（Rumex acetosa）、小頭蓼（Polygonum microcephalum）葉片的含銅量為200~500mg/kg。Pb超富集植物有高山漆菇草（Minuaritia verna），地上部分含鉛量高達11400mg/kg，羽葉鬼針草（Bidens anximawicziama Oett）、東南景天（Sedum alfredii）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（Thlaspi caerulescens）、龍葵（Solanum nigrum L.）、寶山堇菜（Viola baoshanensis）、忍冬（Lonicera japonica Thunb.）、印度芥菜（Brassica juncea）等。當前，用于礦山廢棄地修復(fù)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(nèi)，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(nèi)汞的耐受閾值約為95~100mg/kg，最高富集量可達233.77mg/kg。旱柳（Salix matsudana）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(fù)作用的研究也逐漸受到關(guān)注。木本豆科植物銀合歡（Leucaena leucocephala）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（Morus alba L.）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（Ailanthus altissima）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(fù)效果不明顯，而選擇木本植物進行生態(tài)修復(fù)能克服這些不足。

3.2.2　植物修復(fù)強化技術(shù)  　植物修復(fù)技術(shù)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(fù)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(fù)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(fù)強化技術(shù)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(fù)，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(luò)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(fù)。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(fù)而言，成本過高。

3.2.3　修復(fù)植物處置技術(shù)　  利用超富集植物修復(fù)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(zhì)法、生物解吸法等。目前，修復(fù)植物的處置技術(shù)尚處于研究階段，雖然取得了一些成果，但是在處置技術(shù)的工藝流程設(shè)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(fù)技術(shù)的工程化應(yīng)用。

微生物修復(fù)技術(shù)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(fù)的一種技術(shù)。近年來，菌根技術(shù)已成為污染土壤修復(fù)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(zhì)接種叢枝菌根，試驗結(jié)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。Ricken et al將菌根接種于鋅、鎘污染的土壤中，觀測到苜蓿體內(nèi)由根系向地上部分轉(zhuǎn)移的重金屬增加。Denny et al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(fù)技術(shù)的基礎(chǔ)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(fù)，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(yīng)性和抗逆性。

針對礦山廢棄地的特征，除了采取必要的生態(tài)修復(fù)技術(shù)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(fù)的最佳效果。

邊坡穩(wěn)定技術(shù)。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(shù)使邊坡穩(wěn)定，為生態(tài)修復(fù)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(shè)置截排水溝，防止徑流和匯水對坡面基質(zhì)和修復(fù)初期植物的沖刷，保證坡面基質(zhì)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(fù)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。

在金屬礦山廢棄地生態(tài)修復(fù)過程中，植物修復(fù)是應(yīng)用前景最好的技術(shù)，但是為了達到最佳的修復(fù)效果，通常需要將上述生態(tài)修復(fù)技術(shù)聯(lián)合起來使用?；|(zhì)改良技術(shù)是從根本上改變植物生長的限制因子，是植物修復(fù)的先決條件，而微生物修復(fù)技術(shù)又能提高植物的修復(fù)作用。有些金屬礦山廢棄地，在修復(fù)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(zhì)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(guān)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(chǔ)。

目前，金屬礦山廢棄地生態(tài)修復(fù)技術(shù)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(shù)用于實地修復(fù)時往往由于環(huán)境因子、立地條件發(fā)生改變而達不到預(yù)期效果。今后的研究應(yīng)該以金屬礦山廢棄地修復(fù)工程實踐為主，通過具體案例研究，歸納總結(jié)出因地制宜的生態(tài)修復(fù)模式，以便在生態(tài)修復(fù)實踐中應(yīng)用和推廣。

金屬礦山廢棄地生態(tài)修復(fù)成功與否需要通過修復(fù)效果來評估。因此，要開展礦山廢棄地生態(tài)修復(fù)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(fù)技術(shù)提供支撐。