礦山廢棄地生態(tài)環(huán)境恢復治理進展

陳偉，寧平，黎慧娟，游萍，朱安玲

1.昆明理工大學環(huán)境科學與工程學院，云南 昆明 650504 2.湖南有色金屬研究院，湖南 長沙 410100

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礦山廢棄地生態(tài)環(huán)境恢復治理進展

陳偉1,2，寧平1*，黎慧娟2，游萍2，朱安玲2

1.昆明理工大學環(huán)境科學與工程學院，云南 昆明 650504 2.湖南有色金屬研究院，湖南 長沙 410100

礦產(chǎn)資源是我國經(jīng)濟社會發(fā)展的重要物質基礎，但其開發(fā)帶來了侵占耕地、破壞生態(tài)、污染環(huán)境、地質災害等嚴重問題，礦山廢棄地生態(tài)環(huán)境恢復越來越受到專家學者和政府部門的重視。對我國礦山資源開發(fā)現(xiàn)狀及問題、相關政策及修復現(xiàn)狀進行了概述，分析了礦山廢棄地的特點及生態(tài)環(huán)境恢復目標。著重介紹了現(xiàn)階段礦山生態(tài)修復涉及的基質改良、生態(tài)系統(tǒng)修復手段，并指出各類技術在礦山廢棄地生態(tài)修復實踐中的適用性和優(yōu)缺點。最后，針對礦山廢棄地生態(tài)修復存在的投入資金不足、不到位、技術缺乏等問題提出可行性方法，以期為礦山廢棄地生態(tài)環(huán)境修復提供參考。

礦山；廢棄地；修復現(xiàn)狀；基質改良；生態(tài)系統(tǒng)修復

礦產(chǎn)資源是經(jīng)濟社會發(fā)展的重要物質基礎，我國一次性能源、工業(yè)原料和農(nóng)業(yè)生產(chǎn)資料來自于礦產(chǎn)資源的比例分別高達95%、80%、70%以上[1]，開發(fā)利用礦產(chǎn)資源是現(xiàn)代化建設的必然要求。我國礦產(chǎn)資源豐富且產(chǎn)量巨大。2005—2011年，我國礦產(chǎn)資源總產(chǎn)量從54.8億t增至93.7億t，增長了近1倍；2014年，我國粗鋼、10種有色金屬、黃金產(chǎn)量均居全球首位[2]。但是礦產(chǎn)資源的開發(fā)，特別是不合理的開發(fā)，對礦山及其周圍環(huán)境造成了污染，誘發(fā)地質災害及破壞生態(tài)環(huán)境。

我國對礦區(qū)生態(tài)環(huán)境修復工作十分重視：1988年國務院頒布了《土地復墾規(guī)定》；2011年，進一步修訂為更詳細和嚴格的《土地復墾條例》；2013年，環(huán)境保護部頒發(fā)了《礦山生態(tài)環(huán)境保護與恢復治理技術規(guī)范(試行)》，規(guī)范了礦產(chǎn)資源開發(fā)過程中的生態(tài)環(huán)境保護與恢復治理工作，促進礦區(qū)生態(tài)環(huán)境保護，規(guī)定了礦區(qū)生態(tài)環(huán)境保護與恢復治理的指導性技術要求；近期，國務院公布的《土壤污染防治行動計劃》，為打好大氣、水、土壤污染防治“三大戰(zhàn)役”提供了有力武器，為應對土壤污染問題提供了行動綱領。然而，我國還有大量的礦山亟待修復。

中國經(jīng)濟發(fā)展進入“新常態(tài)”，國內生產(chǎn)總值(GDP)雖然維持在中高速增長階段，但對大宗礦產(chǎn)仍保持較高需求，高新技術產(chǎn)業(yè)對相關礦產(chǎn)資源的需求量也在快速增長。因此，在生態(tài)文明建設提出了綠色礦業(yè)要求的背景下，探索礦區(qū)的生態(tài)環(huán)境修復變得十分必要。

1 礦產(chǎn)資源開發(fā)及環(huán)境影響現(xiàn)狀

1.1 礦產(chǎn)資源開發(fā)現(xiàn)狀

目前，我國10余萬家礦山企業(yè)，每天采掘出礦產(chǎn)品3 000萬t，每年向國家輸送礦產(chǎn)品近100億t，為國家經(jīng)濟發(fā)展作出了重大貢獻。統(tǒng)計數(shù)據(jù)表明[2]，2005—2013年，中國礦業(yè)呈快速發(fā)展趨勢，整體集中度不斷提高，礦山企業(yè)數(shù)量呈下降趨勢，從12.8萬個降至10萬個；建材企業(yè)和煤炭企業(yè)數(shù)量分別由5.5萬和2.4萬個降至3.9萬和1.2萬個，是過去10年中國礦山企業(yè)總量下降的主要影響因素。與此同時，油氣、鐵礦、銅礦、鉛礦、銀礦、鎳礦和鋁土礦等礦山企業(yè)數(shù)量卻呈上升趨勢，各礦產(chǎn)資源企業(yè)數(shù)量見表1。

表1 2013年礦山企業(yè)數(shù)量Table 1 Number of mining enterprises in 2013

我國主要的礦業(yè)大省多數(shù)分布在中部，依次為山西、內蒙古、山東、陜西、安徽、河南、河北、貴州、云南和遼寧，這10個省(區(qū))固體礦產(chǎn)產(chǎn)值占全國的73%，其中，山西、內蒙古、山東、陜西等主要是煤炭資源豐富。新疆、西藏等地區(qū)雖然礦產(chǎn)資源稟賦較好，但是礦產(chǎn)產(chǎn)業(yè)發(fā)展相對落后。

統(tǒng)計表明[2]，2013年我國固體礦山企業(yè)總數(shù)量為99 536個，主要分布在云南、湖南、四川、貴州、江西、陜西、內蒙古、山西、新疆以及河北，10個省(區(qū))固體礦山企業(yè)占全國的58%。礦產(chǎn)企業(yè)多的省份主要是有色金屬分布廣泛的地區(qū)，如云南、湖南、貴州、江西等省，山西、陜西、內蒙古、新疆等煤炭省(區(qū))的排名相對靠后，說明有色金屬企業(yè)數(shù)量眾多(表2)。

表2 2013年我國礦山企業(yè)分布Table 2 Distribution of mining enterprises in China in 2013

1.2 環(huán)境影響現(xiàn)狀

礦山開發(fā)造成的環(huán)境問題主要分為地質環(huán)境問題、生態(tài)環(huán)境問題、環(huán)境污染問題三大類(表3)[3]。

表3 礦山開發(fā)造成的主要環(huán)境問題Table 3Main environmental problems caused by mine exploitation

目前，我國礦山環(huán)境總體不容樂觀。據(jù)統(tǒng)計，截至2012年底，我國合法采礦用地面積226.7×104hm2(3 400萬畝)，歷史遺留礦山開采損毀土地總面積280.4×104hm2(4 206萬畝)，其中未復墾土地面積約230.8×104hm2(3 462萬畝)[4]；而據(jù)專家估計，我國約有0.8×108hm2(12億畝)國土面積賦存有煤炭資源，其中煤炭資源保有儲量與耕地分布范圍重疊率約10.8%，有近1.3×107hm2(2億畝)耕地將受到采煤的影響。目前因采煤損毀土地面積已達133.3×104hm2(2 000萬畝)。國土資源部數(shù)據(jù)表明[4]，煤炭礦山環(huán)境問題嚴重的占19.54%，較嚴重的占48.53%；有色金屬礦山環(huán)境問題嚴重的占21.66%，較嚴重的占43.42%；建材和一般的非金屬礦山環(huán)境問題較嚴重以上的占20.85%。2014年公布的《全國土壤污染狀況調查公報》數(shù)據(jù)表明，在調查的70個礦區(qū)(不含采油區(qū))的1 672個土壤點位中，超標點位高達33.4%，主要污染物為鎘、鉛、砷和多環(huán)芳烴。有色金屬礦區(qū)周邊土壤鎘、砷、鉛等污染較為嚴重。

2 國家政策和修復現(xiàn)狀

2.1 國家法律和政策

1989年，國務院針對采礦等造成土地破壞的生產(chǎn)建設活動專門出臺了與《土地管理法》配套實施的《土地復墾規(guī)定》，對破壞土地的復墾做了規(guī)劃和指導；2011年，在吸收國外優(yōu)秀經(jīng)驗的基礎上，國務院出臺了《土地復墾條例》，提出許多新的具體措施，其中把土地復墾方案編制和復墾費用及保證金繳納納入采礦許可證制度，有效地推動了礦山廢棄地的修復工作；為了合理利用土地和嚴格保護耕地，加強礦山環(huán)境恢復，2012年，國土資源部發(fā)布了《關于開展工礦廢棄地復墾利用試點工作的通知》，開展歷史遺留礦山廢棄地復墾試點工作，經(jīng)過3年實踐，2015年國土資源部根據(jù)生態(tài)文明建設等新形勢、新要求制定了《歷史遺留工礦廢棄地復墾利用試點管理辦法》，有效期5年。

在政策指導和引導方面，近幾年，為了推動礦產(chǎn)資源節(jié)約和綜合利用，國土資源部針對主要的20個礦種開采發(fā)布了綜合利用評價指標標準；在礦產(chǎn)資源綜合利用、資源枯竭型城市礦山地質環(huán)境治理方面，優(yōu)選出159項先進適用技術予以推廣；為有效落實綠色礦業(yè)發(fā)展，通過嚴格審核，國土資源部批準661家礦山企業(yè)為國家級綠色礦山試點單位。對綠色礦山企業(yè)，國家將進行政策扶持和激勵約束，如稅收減免、礦產(chǎn)資源補償費和資源稅與綠色礦山建設情況掛鉤、優(yōu)先獲得環(huán)境修復治理等專項資金支持等。與此同時，為了改善礦區(qū)環(huán)境、實現(xiàn)礦區(qū)經(jīng)濟可持續(xù)發(fā)展，國土資源部已經(jīng)批準建設了72座國家礦山公園，投入資金22.94億元，實現(xiàn)了礦山環(huán)境保護、治理和利用，創(chuàng)造了生態(tài)效益、經(jīng)濟效益和社會效益。此外，對在計劃經(jīng)濟時期形成的或責任人已經(jīng)滅失的礦山廢棄地，中央財政提供了環(huán)境恢復治理專項資金，到目前為止，累計安排專項基金近千億元。

2.2 修復現(xiàn)狀

近年來，我國在礦山廢棄地環(huán)境修復方面加大了資金投入力度：2000—2006年，投入24億元組織實施礦山環(huán)境修復治理項目797個；此后，國家治理力度進一步加大，到2014年底，已累計投入的礦山環(huán)境修復資金已達901億元。據(jù)國土資源部數(shù)據(jù)[4]，截至2014年，全國累計毀損土地達303萬hm2，已完成治理恢復土地僅81萬hm2，治理率為26.7%，遠低于國際礦山復墾率。目前，國際上礦山復墾率已經(jīng)達到50%～70%，其中，美國和德國的復墾率分別達到85%和90%以上[5]。

然而，我國礦山廢棄地環(huán)境治理歷史欠賬比較多，治理壓力比較大，目前主要依靠政府財政撥款，但全國近10萬家礦山企業(yè)，只有百余家能夠得到財政補貼，更多的企業(yè)需要自行承擔修復成本。國土資源部最新的統(tǒng)計數(shù)據(jù)表明，全國有70%以上的礦山未得到有效治理。盡管2006年財政部、國土資源部和國家環(huán)境保護總局聯(lián)合發(fā)布了《關于逐步建立礦山環(huán)境治理和生態(tài)恢復責任機制的指導意見》(以下簡稱保證金)，據(jù)國土資源部統(tǒng)計，截至2014年12月，全國有86.76%的礦山繳納了保證金，但總繳保證金僅為應繳總額的40.02%，采礦權人完成治理義務返還(使用)保證金數(shù)額僅占已繳保證金的35.4%。而2011年后，隨著原材料價格的下跌，我國礦業(yè)形勢持續(xù)低迷，礦山企業(yè)更不愿意投入資金做礦山的后期生態(tài)修復，甚至不少礦山企業(yè)寧可放棄此前上交的礦山修復保證金，直接申請破產(chǎn)也不愿背負后期治理的巨大包袱。

缺乏良好的商業(yè)模式，政府投資未能吸引社會資本的加入是導致目前礦山廢棄地修復困境的主要原因。目前，在環(huán)保市場，土壤污染修復〔分為場地(指工業(yè)地塊，集中在城市)、耕地和礦區(qū)修復〕中，場地修復由于修復后的地塊具有較高的商業(yè)價值，因此其商業(yè)模式已基本形成，在技術和市場方面已開始走向成熟，也是目前土壤修復的主要市場。耕地由于直接關系到食品安全問題，政府已經(jīng)開始進行大面積工程示范，而礦區(qū)地塊由于地理位置相對偏僻、生態(tài)環(huán)境較差，一直未能探索到好的市場模式。但從土壤環(huán)境角度來說，礦山污染土地的危害非常大，而且這種危害是緩慢積累的、隱蔽的，具有不可逆性，礦山環(huán)境修復與治理勢在必行。

3 礦山生態(tài)環(huán)境修復技術

3.1 生態(tài)修復目標

礦山生態(tài)修復需要解決礦產(chǎn)開采過程中產(chǎn)生的地質問題、環(huán)境污染問題和生態(tài)問題，修復的土地類型及特征詳見表4[6]。

表4 礦山廢棄地特點Table 4 Characteristics of mining wasteland

在自然條件下，礦山廢棄地經(jīng)過自然演替可以恢復上述地質問題、環(huán)境污染問題和生態(tài)問題，但需要100年以上，因此，通過人工干預在相對較短的時間內盡快恢復礦山廢棄地的生態(tài)環(huán)境顯得尤為必要。對于生態(tài)修復的目標，專家學者逐漸形成了更完善的認識。20世紀90年代，美國科學家提出生態(tài)修復是使一個退化生態(tài)系統(tǒng)恢復到接近干擾前狀態(tài)[7]。目前，學者們認為，生態(tài)環(huán)境修復不是簡單的復綠，不僅是植被恢復和生物多樣性的修復，而是要建立一個完整的自然生態(tài)系統(tǒng)，恢復其自然功能，并要因地制宜地考慮其經(jīng)濟、社會和文化功能，要保持生態(tài)系統(tǒng)和人類傳統(tǒng)文化功能的持續(xù)性[8-9]。

3.2 礦山生態(tài)環(huán)境修復技術

Li[10]統(tǒng)計了1994—2004年中國知網(wǎng)和Science Direct上發(fā)表的有關于礦區(qū)生態(tài)恢復的原創(chuàng)性研究，結果顯示，中國礦山生態(tài)恢復剛開始研究并不多，10年期間發(fā)表的研究論文為149篇，其中英文論文21篇。在時間分布上，1994年僅有2篇論文發(fā)表，1999年發(fā)表論文達到17篇，隨著第十個“五年計劃”的推進，政府加大對礦區(qū)生態(tài)恢復項目的經(jīng)濟投入和技術研究，在2000—2004年平均每年發(fā)表18篇相關論文。據(jù)中國知網(wǎng)搜索資料統(tǒng)計，2005—2016年從事我國的礦區(qū)生態(tài)恢復研究的機構有40個，參與基金項目39個，相關論文288篇，其中，30.6%是綜述，40.6%是技術研究，16.0%是應用實例研究，12.9%是法律政策研究。由此可見，在環(huán)保成為我國熱點行業(yè)的大背景下，礦山廢棄地生態(tài)修復研究關注度相對較少。

3.2.1 基質改良、土地重構及地貌重塑

物理法主要是通過表土或客土回填?！兜V山生態(tài)環(huán)境保護與恢復治理技術規(guī)范》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，應對表土進行剝離并妥善堆存，防止水土流失，其將作為后續(xù)修復的回填用土。

生態(tài)修復前，生態(tài)修復區(qū)地表裸露，土壤層缺失，地形陡峭，邊坡不穩(wěn)定，幾乎沒有植被。蘆迪等[11]對南京10多年前的修復礦山進行評估研究發(fā)現(xiàn)，幕府山生態(tài)修復采用客土覆蓋法治理礦山廢棄地(采礦區(qū)與堆渣區(qū))，覆蓋土壤主要是建筑棄土與建筑垃圾、玄武湖隧道建設施工棄土與湖底清淤產(chǎn)生的淤泥，修復區(qū)平均增厚土層1.3 m，最厚的覆土達7 m。生態(tài)修復前，用玄武湖隧道建設施工棄土與湖底清淤產(chǎn)生的淤泥覆土，有效提高了土壤有機質含量，從而改善了土壤結構，為植物生長提供了良好的基礎。

在地質方面還需要進行邊坡穩(wěn)定措施和截排水措施。尾渣廢棄地中，礦主體為各種已礦化及氧化的中細?；◢弾r，結構松散，強度低，含砂石多，非常貧瘠，持水能力差，抗軟化能力弱，抗剪切強度低，故邊坡的穩(wěn)定性相對較差。該類廢棄地修復的第一步是固坡。采取分級削坡和修筑馬道削坡，減緩上部陡坡，通過削坡取碴，減輕滑坡體上部的荷載和減小滑體的體積，然后將其反壓在下部緩坡(阻滑體)上，形成自然安息角，增加阻滑體的阻滑力量，防止上部邊坡向下滑動。進行排碴邊坡水路引導工程，減小地表水對邊坡的沖刷，主要有邊坡周邊截水和坡面徑流引流2種方法。邊坡周邊截水法是在邊坡邊界設置截流溝，充分利用斜坡坡頂現(xiàn)有的平臺和道路，并對坡頂馬道進行硬化，用混凝土加固外側擋墻，在馬道與擋墻間形成U形排水溝，將馬道、道路面修成內低外高的斜面，以利于內側的排水溝匯集水流。坡面徑流分流法是在每級邊坡頂部修建擋水墻和截流溝，引流上部邊坡匯水，目的是不讓邊坡頂部的匯水沖刷邊坡，同時，在邊坡合適位置修建消能臺階，減少水流的貫性，防止匯水流速過快、過猛，沖刷邊坡。

化學法是通過添加化學物質改善土壤酸堿度，或通過化肥、堆肥、生活垃圾、城市污泥和畜禽糞便等有機質來提供土壤的持水力和持肥力。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[12]；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[13]。但在工程項目中，要考慮成本及實施的可操作性和效果，該方法可能更適用于局部地區(qū)的恢復污染。如紫金山金銅礦的銅礦堆浸場pH為2.0，并含有大量銅離子，后期如果與水接觸會有很強的產(chǎn)酸潛力，由于銅礦的堆積面積大，且礦渣堆積厚度深，施用石灰的話，很難保證下層的銅礦渣反應完全，且用量大，恢復成本較高[14]。

生物改良也是基質改良中常用的一種技術，如土壤動物蚯蚓、菌根、酶和微生物等的存在可以改良土壤結構，增加土壤保水保肥能力[15]，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。

3.2.2 污染土壤修復技術

污染土壤修復是使遭受污染的土壤恢復正常功能的技術措施，通過轉移、吸收、降解和轉化土壤中的污染物，使其濃度降低到可接受水平，或將有毒有害的污染物轉化為無害的物質。從根本上說，污染土壤修復的技術原理可概括為降低其在環(huán)境中的可遷移性與生物有效性、降低土壤中有害物質的濃度。根據(jù)工藝原理，可分為物理修復、化學修復以及生物修復三大類。

陳前臺走過來，看著魚缸里的三只金魚，說：“這幾只金魚真可憐，從圓形魚缸中看到的世界會變形，歐洲有國家專門立法要用方形魚缸，我給范總建議了好幾回，他就是不聽?！币缓贾皇青培培诺貞吨?，眼睛在身邊的書柜上亂掃。

3.2.2.1 物理修復

物理修復是指用物理方法(如換土、固化、電動力學、熱解吸、熱力學、玻璃化等)進行污染土壤的修復。研究表明[16]，電動力學技術可以同時去除土壤中的多種重金屬污染物，在陰極添加絡合劑EDTA能提高修復過程中的電流，進一步提高修復效率，且EDTA與重金屬的絡合提高了污染物向電極液的遷移效率，從而強化了電動力學修復效果，0.1 molL的EDTA污染土壤中的總銅、總鉛和總鎘的去除率分別為90.2%、68.1%和95.1%。物理修復的優(yōu)點是修復效果好，但成本高，且土壤修復后較難再農(nóng)用，因此，該方法僅適用于污染程度高、污染面積小的情況。

3.2.2.2 化學修復

化學修復是指通過添加各種化學物質使其與土壤中重金屬發(fā)生化學反應(如沉淀、吸附、氧化還原、催化氧化等)，使重金屬在土壤中的水溶性、遷移性和生物有效性降低。含磷材料通過吸附、沉淀、離子交換等作用與鉛離子形成穩(wěn)定的磷氯鉛礦類物質〔Pb5(PO4)3X;X=F, Cl, Br或OH〕，其可作為鉛污染土壤的穩(wěn)定修復劑的特性被廣泛地接受。常用的含磷材料主要有磷酸二氫鈣、磷酸一氫鈣、磷酸鈉、羥磷灰石、正磷酸鹽、磷礦石、過磷酸鈣及羥磷灰石和過磷酸鈣的混合物。石灰、粉煤灰、含磷礦物對Cd、Pb、Cu、Zn等陽離子型重金屬的固定效果明顯[17-19]；鐵鹽、亞鐵鹽、鐵氧化物等，特別是硫酸高鐵和硫酸亞鐵能夠有效降低As的移動性和抑制植物對As的吸收[20-21]；而鐵基與磷基鈍化劑復配可以同時固定土壤中的Pb、Cd、As[22]；焦亞硫酸鈉對鉻污染土壤有還原穩(wěn)定效果及長期穩(wěn)定性，硫化鈣的加入能顯著提高六價鉻去除率以及總鉻和六價鉻的穩(wěn)定化率[23]；EDTA和NTA淋洗能有效去除酸溶態(tài)和可還原態(tài)的重金屬，可降低重金屬的生物有效性和環(huán)境風險，且不會對土壤中微生物群落造成影響，因而EDTA和NTA淋洗對土壤的生產(chǎn)力影響較小[24]；α-淀粉酶是較理想的重金屬絡合劑，對酸提取態(tài)、可還原態(tài)和可氧化態(tài)的重金屬有一定的去除效果[25]。腐植酸是土壤有機質的組分，其表面含有大量的醇羥基、酚羥基、羧基等官能團，可以與重金屬發(fā)生吸附絡合作用，是一種良好的重金屬鈍化劑。研究表明，當投加2%的胡敏素時，土壤中重金屬Cu2+和Pb2+的浸出濃度分別下降45.16%和56.97%，農(nóng)田常用的氮肥、磷肥還能進一步促進胡敏素對鉛的鈍化[26]。該技術易操作、費用合理、效果較好，但最好進行長期的跟蹤監(jiān)測。

3.2.2.3 生物修復

生物修復可分為植物修復和微生物修復。植物修復是利用植物對土壤中重金屬進行吸收提取或穩(wěn)定固定的修復技術。目前國際上報道的重金屬超富集植物有500多種，文獻報道的部分超富集植物如表5所示。

表5 文獻報道的部分超富集植物Table 5 Some plants were reported in the literature

(續(xù)表5)

微生物修復主要是通過其代謝產(chǎn)物對重金屬的溶解、轉化與固定來實現(xiàn)的，從而使土壤重金屬的生物有效性降低，或提高植物對重金屬的吸收效率。如從鉻渣堆場中分離出的Bacillussp.[56]，制革廢物污染土壤中分離出的arthrobactersp.[57]，活性污泥中分離出的generaAcinetobacte和Ochrobactrum，Pannonibacterphragmitetus[58]菌株均能還原Cr(Ⅵ)。柴立元等[59]研發(fā)了鉻渣及渣土筑堆、菌液循環(huán)噴淋浸出治理技術，能有效去除鉻渣及渣土中90%以上的六價鉻，實現(xiàn)其高效治理和長期穩(wěn)定，修復快速、徹底、無二次污染、修復與改良同步，治理后鉻渣及渣土六價鉻浸出毒性濃度低于GB 5085.3—2007《危險廢物鑒別標準 浸出毒性鑒別》限值，鉻污染土壤達到鉻渣污染治理環(huán)境技術規(guī)范中用作路基材料和混凝土骨料的限值。Chanmugathas等[60]發(fā)現(xiàn)，土壤微生物能夠利用有效的營養(yǎng)和能源，在土壤濾瀝過程中通過分泌有機酸絡合并溶解土壤中的重金屬。生物修復成本低，不改變土壤性質，沒有二次污染，但是耗時較長。

3.2.3 生態(tài)系統(tǒng)修復

礦區(qū)生態(tài)系統(tǒng)修復除了實現(xiàn)對污染物的移除、固定，更重要的是對植被的恢復。目前常用的先鋒植物雖然重金屬富集系數(shù)達不到超富集植物的要求，但其具有較強的環(huán)境適應能力，對保護表土、減少侵蝕和水土流失有重要作用。目前常用的先鋒植物大多數(shù)是草本植物和灌木，而喬木較少。據(jù)報道[61-64]，對于中國南部的鉛鋅礦，香根草、雙穗雀稗、百喜草、長喙田菁、銀合歡等作為先鋒植物不僅有很好的耐受性，同時能改良尾礦土壤；對于銅礦，目前有13種植物被應用于生態(tài)修復，常用的先鋒植物有香蒲、彎葉畫眉草、狗牙草、百喜草、狼尾草、香根草等[65]；對于中國北部干旱與半干旱地區(qū)的煤礦，王文英等[66]研究發(fā)現(xiàn)，沙棘是很好的先鋒植物；除此之外，還有一些固氮能力強的植物作為先鋒植物應用于礦區(qū)生態(tài)修復，如豆科植物天藍苜蓿、馬棘、小苜蓿等在銅陵尾礦廢棄地長勢良好[67]，鷹嘴豆和豇豆具有莖瘤和根瘤，是理想的鉛礦生態(tài)修復先鋒植物[68]。

在礦區(qū)植被初步恢復的基礎上，還應注重植被搭配，構建完整的生態(tài)過程、物質和能量循環(huán)，再現(xiàn)當?shù)氐纳锒鄻有浴Ｈ绾嘂惾A[69]根據(jù)稀土廢礦區(qū)土壤特點選用香根草、類蘆和鴨拓草等耐旱性強、適應能力強的草種搭配，并套種寬葉雀稗等固氮能力好的植被；黃義雄等[70]研究發(fā)現(xiàn)，對于酸性較強的亞熱帶高嶺土礦區(qū)土壤可選用馬尾松、茶樹、香根草、五節(jié)芒這種喬灌草相結合的群落配置。為了提高修復時期的土地利用價值，常采用搭配具有一定抗污染能力的生態(tài)-經(jīng)濟型植物進行礦區(qū)生態(tài)系統(tǒng)恢復，其建群植物主要為用材、工業(yè)原料與藥用、能源和景觀等，既具有經(jīng)濟效益，同時不會進入食物鏈影響人類健康安全。

4 展望

目前，我國在大力推進生態(tài)文明建設和環(huán)境保護工作，進入環(huán)境效果時代，不僅出臺了史上最嚴的環(huán)保法，而且加強了環(huán)境監(jiān)管執(zhí)法，北京、上海、廣東、廣西和重慶等地2015年開出的環(huán)保罰單均上億元；與此同時，環(huán)保公益訴訟成為環(huán)保利器，環(huán)保法庭逐漸開始發(fā)揮作用。相比于水污染治理和大氣污染治理的萬眾矚目和技術、市場的日益成熟，礦山廢棄地修復公眾關注度較小，技術也還未形成系統(tǒng)體系，因此可以借鑒水和大氣的治理經(jīng)驗，如加強公眾監(jiān)督，建立公眾參與平臺，將全國需要修復的礦區(qū)廢棄地清單(包含名稱、位置、責任人和整改期限等內容)公之于眾。

做好礦山廢棄地的修復，減少廢棄地的產(chǎn)生是重要措施和途徑。在開采過程中要實現(xiàn)源頭控制—過程阻斷—末端修復全過程管理的綠色開采模式，實現(xiàn)節(jié)能減排、資源綜合利用和保護環(huán)境的循環(huán)經(jīng)濟發(fā)展模式。在這個模式中，要加強前期的采選礦技術和后期的修復技術開發(fā)，加強以實際工程應用為終極目標的共性技術和關鍵技術的開發(fā)，在實驗室小試的基礎上重視中試研究，建議國家財政資金資助成立區(qū)域性的產(chǎn)、學、研、用相結合的國家級礦山廢棄地修復工程實驗室，并在此基礎上提供可操作性強的技術指南。

隨著城市化進程的加快和礦產(chǎn)開采規(guī)模的不斷擴大，礦山廢棄地不是僅在深遠的山林，而是離公眾的現(xiàn)實生活越來越近，因此，修復的土地既可以用作農(nóng)用或林用，也可以作為景觀和旅游資源，或商用。成熟和完整的商業(yè)模式鏈是推動市政和工業(yè)廢水治理的重要條件，礦山廢棄地修復也可利用互聯(lián)網(wǎng)思維探索出能有效吸引民間資本進入的商業(yè)模式，積極推動第三方參與，甚至實現(xiàn)通過后期運營獲得盈利的方式。

[1] 周宏春,王瑞江,陳仁義.中國礦產(chǎn)資源形勢與對策研究[M].北京:科學出版社,2005.

[2] 中國礦產(chǎn)資源報告2015[R].北京:國土資源部,2015.

[3] 代宏文.礦區(qū)生態(tài)修復技術[J].中國礦業(yè),2010,19(8):58-61. DAI H W.The techniques of ecogical remediation and rehabilitation for derelict mine land[J].China Mining Magazine,2010,19(8):58-61.

[4] 國土資源十二五規(guī)劃中期評估報告[R].北京:國土資源部,2013.

[5] 張鳳麟.發(fā)達國家礦地復墾保證金制度及對中國的啟示[J].中國礦業(yè),2006,15(9):5-8. ZHANG F L.Comparative analysis of financial bond on reclamation of mined lands between china and some developed countries[J].China Mining Magazine,2006,15(9):5-8.

[6] 韓煜,全占軍,王琦,等.金屬礦山廢棄地生態(tài)修復技術研究[J].環(huán)境保護科學,2016(2):108-113. HAN Y,QUAN Z J,WANG Q,et al.Research of ecological restoration of metal mine abandoned lands[J].Environmental Protection Science,2016(2):108-113.

[7] Jr CAIRNS J.Ecosocietal restoration reestablishing humanity’s relationship with natural systems[J].Environment Science & Policy for Sustainable Development,1995,37(5):4-33..

[8] HOBBS N T,DAN L B,BEAR G D,et al.Ungulate grazing in sagebrush grassland:mechanisms of resource competition[J].Ecological Applications,1996,6(1):200-217.

[9] 高吉喜.國家生態(tài)保護紅線體系建設構想[J].環(huán)境保護,2014,42(增刊1):17-21.

[10] LI M S.Ecological restoration of mineland with particular reference to the metalliferous mine wasteland in China:a review of research and practice[J].Science of the Total Environment,2006,357(123):38-53.

[11] 蘆迪,夏倩,蘆建國.基于南京幕府山12年礦山植被恢復的視覺景觀評估[C]和諧共榮：傳統(tǒng)的繼承與可持續(xù)發(fā)展：中國風景園林學會2010年會議論文集(上冊).北京：住房和城鄉(xiāng)建設部,2010.

[12] 夏國進.硫酸亞鐵-石灰法處理水銀洞金礦高砷堿性選礦廢水的研究及實踐[C]中國黃金工業(yè)改革創(chuàng)新發(fā)展高層論壇.北京: 中國黃金協(xié)會,2010.

[13] 常冬寅,程從坤,張紅梅,等.礦山廢棄地重金屬污染及酸性廢水防治分析:以銅陵新橋硫鐵礦為例[J].中國國土資源經(jīng)濟,2013,26(9):35-40. CHANG D Y,CHENG C K,ZHANG H M,et al.Analysis on heavy metal pollution and prevention and control of acid waste water in abandoned mines:a case of Xinqiao Pyrite in Tongling[J]. Natural Resource Economics of China,2013,26(9):35-40.

[14] 劉珊珊,謝桂芳.探討礦山廢棄地生態(tài)恢復治理技術:以紫金山金銅礦為例[J].低碳世界,2016(13):102-103.

[15] 李歡,杜志勇,劉慶,等.蚯蚓菌根互作對土壤酶活、甘薯根系生長及養(yǎng)分吸收的影響[J].植物營養(yǎng)與肥料學報,2016,22(1):209-215. LI H,DU Z Y,LIU Q,et al.Effect of earthworm-mycorrhiza interaction on soil enzyme activities, root growth and nutrients uptake of sweet potato[J].Plant Nutrition and Fertilizer Science,2016,22(1):209-215.

[16] 周鳴,湯紅妍,朱書法,等.EDTA強化電動力學修復重金屬復合污染土壤[J].環(huán)境工程學報,2014,8(3):1197-1202. ZHOU M,TANG H Y,ZHU S F,et al.EDTA-enhanced electrokinetic remediation of heavy metals co-contaminated soil[J].Chinese Journal of Environmental Engineering,2014,8(3):1197-1202.

[17] TANG X Y,ZHU Y G,CHEN S B,et al.Assessment of the effectiveness of different phosphorus fertilizers to remediate Pb-contaminated soil using in vitro test[J].Environment International,2004,30(4):531-537.

[18] CHEN S,ZHU Y,MA Y B.Effects of phosphate amendments on Pb extractability and movement of phosphorus in contaminated soil[J].Acta Scientiae Circumstantiae,2006,26(7):1140-1144.

[19] BROWN S,CHRISTENSEN B,LOMBI E,et al.An inter-laboratory study to test the ability of amendments to reduce the availability of Cd,Pb,and Zn in situ[J].Environmental Pollution,2005,138(1):34-45.

[20] WARREN G P,ALLOWAY B J,LEPP N W,et al.Field trials to assess the uptake of arsenic by vegetables from contaminated soils and soil remediation with iron oxides[J].Science of the Total Environment,2003,311(123):19-33.

[21] XENIDIS A,STOURAITI C,PAPASSIOPI N.Stabilization of Pb and As in soils by applying combined treatment with phosphates and ferrous iron[J].Journal of Hazardous Materials,2010,177(123):929-937.

[22] 吳寶麟,楊志輝,柴立元,等.磷基及鐵基鈍化劑對Pb、Cd、As復合污染土壤的修復效果及其工藝條件優(yōu)化[J].安全與環(huán)境學報,2015,15(5):314-319. WU B L,YANG Z H,CHAI L Y,et al.Remediation effects of phosphorus and ferric amendments on the soil complexly contaminated by Pb, Cd and As and the process optimization[J].Journal of Safety and Environment,2015,15(5):314-319.

[23] 姜蘋紅,陳燦,向仁軍.鉻污染土壤的單一復合還原處理及其長期穩(wěn)定性研究[J].環(huán)境工程學報,2015,9(10):5091-5095. JIANG P H,CHEN C,XIANG R J.Research on effect of single or compound reductive treatment on chromium contaminated soil and its long-term stability[J].Chinese Journal of Environmental Engineering,2015,9(10):5091-5095.

[24] 夏文斌.選礦尾砂重金屬污染化學修復技術研究[D].長沙:湖南大學,2011.

[25] 林維晟,吳海泉,胡家朋,等.生物酶生態(tài)修復重金屬污染土壤[J].環(huán)境工程學報,2015,9(12):6147-6153. LIN W S,WU H Q,HU J M,et al.Bioremediation of heavy metal contaminated soil by enzymes[J].Chinese Journal of Environmental Engineering,2015,9(12):6147-6153.

[26] 李麗明,丁玲,姚琨,等.胡敏素鈍化修復重金屬Cu(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)污染土壤[J].環(huán)境工程學報,2016,10(6):3275-3280. LI L M,DING L,YAO K,et al.Remediation of heavy metal Cu(Ⅱ), Pb(Ⅱ) contaminated soils using humin[J].Chinese Journal of Environmental Eengineering,2016,10(6):3275-3280.

[27] YANG W H,ZHANG T X,LI S L,et al.Metal removal from and microbial property improvement of a multiple heavy metals contaminated soil by phytoextraction with a cadmium hyperaccumulatorSedumalfrediiH[J].Journal of Soils and Sediments,2014,14:1385-1396.

[28] 楊卓,王偉,李博文,等.高羊茅和黑麥草對污染土壤Cd,Pb,Zn的富集特征[J].水土保持學報,2008,22(2):83-87. YANG Z,WANG W,LI B W,et al.Study on characteristics ofLoliummultiflorumandFestucaarundinaceaabsorbing and accumulation cadmium, lead and zinc from contaminated soil with these metals[J].Plant and Soil,2008,22(2):83-87.

[29] TAMURA H,HONDA M,SATO T,et al.Pb hyperaccumulation and tolerance in common buckwheat (FagopyrumesculentumMoench)[J].Plant Research,2005,118:355-359.

[30] 趙磊.白音諾爾鉛鋅礦鉛超富集植物篩選及其耐性研究[D].呼和浩特:內蒙古農(nóng)業(yè)大學,2009.

[31] 楊遠祥,鄒開貴,朱雪梅,等.鉛鋅脅迫對鉛超富集植物小鱗苔草生理代謝特性的影響[J].陜西農(nóng)業(yè)科學,2009(6):83-85.

[32] 佘瑋,揭雨成,邢虎成,等.湖南冷水江銻礦區(qū)苧麻對重金屬的吸收和富集特性[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報,2010,29(1):91-96. SHE W,JIE Y C,XING H C,et al.Uptake and accumulation of heavy metal by ramie(Boehmerianivea) growing on antimony Lengshuijiang city of Hunan Province[J].Journal of Agro-environment Science,2010,29(1):91-96.

[33] 諶金吾.三葉鬼針草(BidenspilosaL.)對重金屬Cd、Pb脅迫的響應與修復潛能研究[D].重慶:西南大學,2013.

[34] 張少卿.野筒篙在鉛、鋅和鎘脅迫下的耐性和富集特征研究[D].成都:四川農(nóng)業(yè)大學,2011.

[35] 陳紅琳.漢源鉛鋅礦區(qū)Pb、Zn、Cd重金屬富集植物篩選研究[D].成都:四川農(nóng)業(yè)大學,2011.

[36] 白宏鋒,李曉明.超積累植物壺瓶碎米薺的鎘富集[J].江蘇農(nóng)業(yè)學報,2012(1):76-79. BAI H F,LI X M.Cadmium accumulation in hyper accumulatorCardaminehupingshanensis[J].Jiangsu Journal of Agricultural Sciences,2012(1):76-79.

[37] 孫約兵,周啟星,任麗萍.鎘超富集植物球果蔊菜對鎘-砷復合污染的反應及其吸收積累特征[J].環(huán)境科學,2007,28(6):1355-1360. SUN Y B,ZHOU Q X,REN L P.Growth responses ofRorippaglobosaand its accumulation characteristics of Cd and As under the Cd-As combined pollution[J].Environmental Science,2007,28(6):1355-1360.

[38] WANG Y B,YAN A L,DAI J,et al.Accumulation and tolerance characteristics of cadmium inChlorophytumcomosum:a popular ornamental plant and potential Cd hyperaccumulator[J].Environmental Monitoring and Assessment,2012,184:929-937.

[39] 魏樹和,周啟星,王新.超積累植物龍葵及其對鎘的富集特征[J].環(huán)境科學,2005,26(3):167-171. WEI S H,ZHOU Q X,WANG X.Cadmium hyperaccumulatorSolanumnigrumL. and its accumulating characteristics[J].Environmental Science,2005,26(3):167-171.

[40] 孫約兵,周啟星,王林,等.三葉鬼針草幼苗對鎘污染的耐性及其吸收積累特征研究[J].環(huán)境科學,2009,30(10):3028-3035. SUN Y B,ZHOU Q X,WANG L,et al.Characteristics of cadmium tolerance and bioaccumulation ofBidenspilosaL. seedlings[J].Environmental Science,2009,30(10):3028-3035.

[41] 張玲.鋅污染土壤的超積累植物研究[D].西安:陜西師范大學,2011.

[42] HU P J,QIU R L,SENTHILKUMAR P,et al.Tolerance,accumulation and distribution of zinc and cadmium in hyperaccumulatorPotentillagriffithii[J].Environmental & Experimental Botany,2009,66(2):317-325.

[43] KASHEM M A,SINGH B R,KUBOTA H,et al.Zinc tolerance and uptake byArabidopsishallerissp. gemmifera,grown in nutrient solution[J].Environmental Science & Pollution Research,2010,17(5):1174-6.

[44] 楊肖娥,龍新憲,倪吾鐘,等.古老鉛鋅礦山生態(tài)型東南景天對鋅耐性及超積累特性的研究[J].植物生態(tài)學報,2001,25(6):665-672. YANG X E,LONG X X,NI W Z,et al.Zinc tolerance and hyperaccumulation in a new ecotype ofSedumalfrediiHance[J].Acta Phytoecologica Sinica,2001,25(6):665-672.

[45] 雷杰.土荊芥錳富集特性及耐性機制研究[D].長沙:中南大學,2012.

[46] LIU P,TANG X,GONG C,et al.Manganese tolerance and accumulation in six Mn hyperaccumulators or accumulators[J].Plant & Soil,2010,335(1):385-395.

[47] 鄧華,李明順,陳英旭.超富集植物短毛蓼對錳的富集特征[J].生態(tài)學報,2009,29(10):5450-5454. DENG H,LI M S,CHEN Y X.Accumulating characteristics of manganese byPolygonumpubescensblume[J].Acta Ecologica Sinica,2009,29(10):5450-5454.

[48] DWIVEDI S,MISHRA A,KUMAR A,et al.Bioremediation potential of genusPortulacaL. collected from industrial areas in Vadodara,Gujarat,India[J].Clean Technologies & Environmental Policy,2011,14(2):223-228.

[49] 施積炎,陳英旭,田光明,等.海州香薷和鴨跖草銅吸收機理[J].植物營養(yǎng)與肥料學報,2004,10(6):642-646. SHI J Y,CHEN Y X,TIAN G M,et al.Copper uptake mechanism of elsholtzia splendens and commelina communis[J].Plant Nutrition and Fertilizer Sciencem,2004,10(6):642-646.

[50] KIDD P S,MONTERROSO C.Metal extraction byAlyssumserpyllifoliumssp. lusitanicum,on mine-spoil soils from Spain[J].Science of the Total Environment,2005,336(123):1-11.

[51] 張學洪,羅亞平,黃海濤,等.一種新發(fā)現(xiàn)的濕生鉻超積累植物:李氏禾(LeersiahexandraSwartz)[J].生態(tài)學報,2006,26(3):950-953. ZHANG X H,LUO Y P,HUANG H T,et al.LeersiahexandraSwartz:a newly discovered hygrophyte with chromium hyper-accumulator properties[J].Acta Ecologica Sinica,2006,26(3):950-953.

[52] 陳濤濤,高潔,劉志飛.扁穗牛鞭草對鉻的吸收積累特征研究[J].環(huán)境科學與技術,2011,34(12):83-87. CHEN T T,GAO J,LIU Z F.Characteristics of chromium bioaccumulation ofHemarthriacompressa[J].Environmental Science & Technology,2011,34(12):83-87.

[53] KACHENKO A G,BHATIA N P,SINGH B,et al.Arsenic hyperaccumulation and localization in the pinnule and stipe tissues of the gold-dust fern(PityrogrammacalomelanosL.) link var austroamericana (Domin) Farw using quantitative micro-PIXE spectroscopy[J].Plant & Soil,2007,300(12):207-219.

[55] 韋朝陽,陳同斌,黃澤春,等.大葉井口邊草:一種新發(fā)現(xiàn)的富集砷的植物[J].生態(tài)學報,2002,22(5):777-778. WEI C Y,CHEN T B,HUANG Z C,et al.Cretan brake(PteriscreticaL.):an arsenic-accumulating plant[J].Acta Ecologica Sinica,2002,22(5):777-778.

[56] LIU Y G,ZENG X G M,LI X,et al.Cr(Ⅵ) reduction byBacillussp. isolated from chromium landfill[J].Process Biochemistry,2006,41(9):1981-1986.

[57] MCLEAN J S,BEVERIDGE T J,PHIPPS D.Isolation and characterization of a chromium-reducing bacterium from a chromated copper arsenate-contaminated site[J].Environmental Microbiology,2000,2(2):611-619.

[58] FRANCISCO R,ALPOIM M C,MORAIS P V.Diversity of chromium-resistant and -reducing bacteria in achromium-contaminated activated sludge[J].Journal of Applied Microbiology,2002,92(5):837-843.

[59] 柴立元,龍騰發(fā),朱文杰,等.鉻渣的生物治理與資源化新技術研究[C]中國環(huán)境保護優(yōu)秀論文集(2005年)(下冊).北京:中國環(huán)境科學學會,2005.

[60] CHANMUGATHAS P,BOLLAG J M.Microbial role in immobilization and subsequent mobilization of cadmium in soil suspensions[J].Soil Science Society of America Journal,1987,51(5):1184-1191.

[61] SHU W S,ZHANG Z Q,HUANG L N, et al.Use of tolerant population ofP.Distichumfor revegetation of a PbZn mine tailings at lechang: field eperiment[J].Acta Scientiarum Naturalium Universitatis Sunyatseni,2000,39(4):94-98.

[62] 楊中藝,袁劍剛,張宏達.長喙田菁-Azorhizobiumcaulinodans共生固氮體系在華南地區(qū)的生長、結瘤、固氮和種子生產(chǎn)[J].應用生態(tài)學報,1998,9(3):291-295. YANG Z Y,YUAN J G,ZHANG H D.Growth nodulation N-fixing and seed production ofSesbaniarostrata-Azorhizobiumcaulinodanssymbiosis in south China[J].Chinese Journal of Applied Ecology,1998,9(3):291-295.

[63] 張敏.銅礦尾礦庫復墾種植牡丹可行性研究[C]新世紀 新機遇 新挑戰(zhàn):知識創(chuàng)新和高新技術產(chǎn)業(yè)發(fā)展(下冊).北京：中國科學技術學會,2001:585-587.

[64] 宋書巧,周興,吳歡,等.城市垃圾肥在錫礦尾砂庫植被重建中的應用[J].生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學報,2004,20(2):59-61. SONG S Q,ZHOU X,WU H,et al Application of municipal garbage compost on re-vegetation of dumping grounds of tin mine tailings[J].Rural Eco-environment,2004,20(2):59-61.

[65] 楊修,高林.德興銅礦礦山廢棄地植被恢復與重建研究[J].生態(tài)學報,2001,21(11):1932-1940. YANG X,GAO L.A study on re-vegetation in mining wasteland of Dexing Copper Mine,China[J].Acta Ecologica Sinica,2001,21(11):1932-1940.

[66] 王文英,白中科.沙棘對黃土高原地區(qū)露天煤礦土地復墾的作用[J].水土保持通報,1999,19(5):7-11. WANG W Y,BAI Z K.Ecological effect ofHippophaerhamnoideson reclamated lands of surface-mined land in loess plateau region[J].Bulletin of Soil and Water Conservation,1999,19(5):7-11.

[67] 田勝尼,孫慶業(yè),王錚峰,等.銅陵銅尾礦廢棄地定居植物及基質理化性質的變化[J].長江流域資源與環(huán)境,2005,14(1):88-93. TIAN S N,SUN Q Y,WANG Z F,et al.Plant colonization on copper tailings and the change of the physio-chemistry properties of substrate in Tongling City, Anhui Province[J].Resources and Environment in the Yangtze Basin,2005,14(1):88-93.

[68] 趙娜,李元,祖艷群.金屬礦區(qū)先鋒植物與廢棄地的植被恢復[J].云南農(nóng)業(yè)大學學報,2008(3):392-395. ZHAO N,LI Y,ZU Y Q.Study on pioneer plant and vegetation restoration of mined wasteland[J].Journal of Yunnan Agricultural Unversity,2008(3):392-395.

[69] 簡麗華.長汀稀土廢礦區(qū)治理與植被生態(tài)修復技術[J].現(xiàn)代農(nóng)業(yè)科技,2012(3):315-317.

[70] 黃義雄,方祖光,林皆敏,等.高嶺土礦區(qū)植被恢復與生態(tài)效應研究[J].福建師范大學學報(自然科學版),2008,24(2):86-91. HUANG Y X,FANG Z G,LIN J M,et al.Study of vegetation restoration on ecological effect in kaolin mining region[J].Journal of Fujian Normal University(Natural Science Edition),2008,24(2):86-91. ?

Advances of eco-environmental remediation of mine wasteland

CHEN Wei1,2, NING Ping1, LI Huijuan2, YOU Ping2, ZHU Anling2

1.College of Environmental Science and Engineering, Kunming University of Science and Technology, Kunming 650504, China 2.Hunan Research Institute of Nonferrous Metals, Changsha 410100, China

Mineral resources are important material bases to support Chinese social and economic development. On the other hand, mining activities have introduced severe environmental pollution and resulted in serious impacts on the surrounding environment, such as the decrease of cultivated areas, destruction of sensitive ecosystems. Therefore, the eco-environmental restoration of mine wastelands is more and more concerned by experts and government departments. The current status of mineral resources exploitation, environmental problems caused by mining activities, related policy, and current restoration situation were reviewed. Meanwhile, the characteristics and ecological restoration objectives of mine wastelands were analyzed, related substrate modification and eco-system restoration technologies introduced, and the application adaptability and advantages and disadvantages of the technologies pointed out. Finally, some potential solutions were proposed aiming at the problems such as lacking of investment funds and technologies, so as to provided reference for the ecological restoration of mine wastelands in the future.

mining area; wasteland; restoration situation; substrate modification; eco-system restoration

2016-07-29

國家“十二五”科技支撐計劃項目(2012BAC09B04)；湖南省環(huán)?？蒲姓n題(湘財建指〔2014〕287號)

陳偉(1975—)，男，研究員級高級工程師，主要從事環(huán)境污染控制技術方面研究，cw_linglong@163.com

*通信作者：寧平(1958—)男，教授，博士，主要從事環(huán)境污染控制技術研究，ningping58@163.com

X53

1674-991X(2017)01-0078-010

10.3969j.issn.1674-991X.2017.01.012

陳偉，寧平，黎慧娟,等.礦山廢棄地生態(tài)環(huán)境恢復治理進展[J].環(huán)境工程技術學報,2017,7(1):78-87.

CHEN W, NING P, LI H J, et al.Advances of eco-environmental remediation of mine wasteland[J].Journal of Environmental Engineering Technology,2017,7(1):78-87.