矿产资源是人类社会发展的重要物质基础，在其开发和利用过程中引发的环境问题不容忽视。矿山开采是目前最大规模改变土地利用方式和损坏陆地生态系统的有组织人类活动，这一活动严重破坏了矿区原有的自然生态系统，使生态系统功能减弱甚至丧失，造成土地退化、景观破坏、环境污染等问题。

在矿山开采过程中，大量土地因失去利用价值而成为废弃地，如露天采场、废石场、尾矿库、塌陷区等。据国土部门统计，截至2007年底，全国矿山开发占用和损坏的土地面积为165.8万hm²，其中，尾矿堆放占地90.9万hm²，露天采坑占地52.2万hm²，采矿塌陷占地20.3万hm²，以及为矿山服务的厂房建筑、道路等辅助设施所占用的土地。采矿业中各类型占地的百分比为采场占59%，排土场占20%，尾矿库占13%，废石场占5%，塌陷区占3%。而全国矿山废弃地复垦率仅为13.3%，这与发达国家复垦率达75%有很大差距。

在自然条件下，矿山废弃地经过自然演替恢复生境大约需要100年以上。因此，通过人工干预恢复矿山废弃地的生态环境显得尤为必要。20世纪60年代，我国开始了矿山复垦实践，大多是在废石场或闭库的尾矿库上进行简单的平整和覆土绿化。由于矿山废弃地受其生境恶劣、基质有毒、缺乏土壤等因素限制，其复垦率还停留在较低的水平。随着我国矿山复垦工作的逐步推进，废弃地生态修复技术的研究也得到广泛关注。

矿山废弃地指在采矿过程中破坏的、未经处理而无法使用的土地。根据废弃地的产生原因划分为５种类型。

露天矿山开采后形成的采矿作业面。一般为深凹露天坑，深度达几十至几百米，采坑边坡稳定性差，岩石裸露且缺少土壤覆盖，保水能力差。

由剥离表土、挖掘覆岩和低品位矿石堆积而成的废石堆积地。废石粒径较大，通常在几百甚至几千毫米，难以在短时间内粉碎风化，堆积体松散裸露，边坡不稳定，金属矿山废石场常呈酸性且含有重金属污染物，植物无法生长。

矿石经过选矿工艺后产生尾砂，堆存至尾矿库。尾砂颗粒较细，粒径在0.5~1mm，表层干燥松散，结构性差，持水性低，而且由于选矿投加了各种药剂，使尾矿含有大量有毒有害物质，不利于植物成活。

地下采矿形成的块状、带状塌陷地面，地表破碎且疏松，起伏不平，难以利用。垮塌严重时，可形成几米至几十米的塌陷深坑，坑内常有积水。

矿山建设时修筑的厂房建筑物、办公生活楼、道路等辅助设施占用的土地，在矿山结束生产后这些区域被水泥建筑所覆盖，无法直接恢复为农业或林业用地。

矿产资源开发不仅破坏土地资源，造成土地贫瘠，水土流失严重。而且开采过程产生的废石、尾矿等固体废物堆放需要占用大量土地，使土地丧失原有功能，其中的有毒物质长期堆存并经雨淋、风化、渗流等作用进入土壤，破坏土壤的团粒结构，造成土壤板结。

由于金属矿山的矿石和围岩中多含有金属硫化物，大量废石、尾矿堆放于露天，在微生物的催化氧化和径流作用下，形成含有金属离子的酸性废水。其一旦进入水体，会使水体pH值降低，而且金属和重金属污染物均不能被降解，长期累积将引起藻类、浮游生物、鱼类的死亡，对水环境和水生态产生严重危害。

金属矿山的废石场、尾矿库等固废堆存场，由于堆积面裸露，加之表面风化物、颗粒物松散，在干燥起风的条件下，易产生大量风蚀扬尘，对周边的空气造成污染。

金属矿山的开采方式分为露天开采和地下开采。露天开采以剥离挖损土地为主，改变地表形态和破坏植被，明显地改变了地表景观；地下开采将矿石采出后，其上覆岩层失去支撑，岩体内部应力平衡受到破坏，从而导致采空区上覆岩层发生位移、变形直至破坏，从而形成裂缝、塌陷，严重破坏了地表自然景观。

矿山开采需要剥离表层土石，清除原有植被，破坏了物种的原生生境，使大型的植被群落破碎为小型斑块，影响群落整体功能的发挥。乡土植物群落受到破坏后，植被将发生逆向演替过程。这些改变会造成物种数量和种类减少，生物多样性降低，生物多样性丧失之后，废弃地的生态系统将难以恢复。

3.1.1　物理改良　   矿山废弃地生态恢复的主要限制因子是基质结构性差、养分缺失和重金属毒性，因此基质改良是生态修复的前提条件。物理改良主要包括表土回填、客土法等。按照《矿山生态环境保护与治理技术规范》的要求，排土场、采场、尾矿库、矿区专用道路等各类矿山场地建设前，应对表土进行剥离。这样可以尽量减少对土壤结构、营养元素以及土壤种子库的破坏，待工程结束后再将表土分层回填至待修复场地。这一方法不仅简单、容易操作，成本较低，而且可以利用土壤种子库的作用促进植被恢复。但是，对于短期内不能进行回填的矿山，需要采取合理的方式堆放和保存表土。

金属矿山废弃地由于重金属污染，土层过薄甚至完全没有土壤层，使客土法成为基质改良的常用方法。覆土厚度根据基质成分、理化性质和恢复利用的方向确定，通常恢复为农业用地时覆土厚度为50~100cm，恢复为林业用地时覆土厚度为10~30cm。Holmes et al研究表明，覆土厚度为10cm时，植物的盖度能提高50%，覆土厚度为30cm时，植物盖度能提高70%。虽然客土法对基质改良的效果较好，但是受取土来源和运输成本的限制，只能在有条件的矿山使用，而且该方法需要异地取土，对土地资源造成了破坏，不能从本质上解决矿山的土源问题。对于缺乏土源的矿山，可以考虑利用谷壳、稻草、稻草等农作物粉碎、发酵后作为土壤替代物进行基质改良，不仅可以改善基质结构，还有利于增加养分含量。

3.1.2　化学改良　  多数金属矿山废弃地存在酸碱化问题，对于碱性废弃地，宜采用硫酸亚铁、碳酸氢盐和石膏等进行改良。石膏可以将土壤中的钠离子替化成钙离子减轻土壤碱化程度，从而增强土壤中水的渗透能力改善土壤基质。对于酸性废弃地，可以在基质中投入碳酸氢盐和石灰中和废弃地的酸性。胡宏伟等在铅锌矿尾矿库铺盖生活垃圾和石灰进行改良，不但可以降低基质酸性，而且可以有效防止下层尾矿的酸化。当基质的酸性较高或产酸较持久时, 应少量多次施用碳酸氢盐或石灰，要考虑基质的潜在酸度和未风化的硫铁矿进一步氧化产酸。

对于废弃地的重金属毒性，可以利用改良剂和化学物质对重金属的吸附、沉淀、络合等作用改变重金属的形态，降低其生物有效性和迁移性，从而减轻重金属毒性。施用CaCO₃或CaSO₄时，溶液中重金属离子毒性由于Ca²⁺的存在而趋于缓和，这种作用称为离子拮抗，Ca²⁺的存在能显著地降低植物对重金属的吸收。黄凯利用试验的方法在铅锌矿的尾砂中加入有机肥、泥炭，观测到改良剂的加入使重金属的有效性降低，稳定性增加，从而达到降低重金属危害的目的。

由于大部分矿山废弃地缺乏氮、磷、钾、有机质等植物生长所需的营养物质，可以利用化肥、堆肥、生活垃圾、城市污泥、家畜粪便等有机物进行改良。文献研究表明，在铅锌尾矿库上施用37.8t/hm²粪肥和2t/hm²石灰对尾砂的改良效果明显，降低了尾矿的酸性和重金属含量，植物长势良好。城市污泥是城市污水经过处理之后产生的固体废物，不仅含有丰富的氮、磷、钾，有机质含量也高达30%以上。将城市污泥应用到矿山废弃地的土壤改良中，不仅可以提高土壤肥力，且污泥黏性较强，有利于促进土壤团粒结构的形成，改善土壤的蓄水性。城市污泥本身是一种固体废弃物，把其作为改良剂使用可以减少对污泥的处置成本，实现废物的资源化利用，达到以废治废的目的。但是，应用城市污泥之前必须对污泥的性质进行检测分析，不能使用重金属、盐分含量超标的污泥，避免对废弃地造成二次污染。

3.1.3　生物改良　  生物改良也是基质改良中常用的一种技术，土壤动物蚯蚓的存在可以改良土壤结构，增加土壤保水保肥能力。文献研究发现，蚯蚓对重金属铅、铜有较强的富集作用，且随着浓度的增加，蚯蚓体内的富集量也在增加。蚯蚓对土壤重金属的适应和净化能力是自身机能对环境变化做出的反应，将蚯蚓引入废弃地修复的前提要对蚯蚓的种类和重金属耐受性进行筛选和驯化。另外，还可以应用菌根、酶等微生物对废弃地进行改良，由于真菌和酶增加了土壤微生物菌群的活性，改善了根际周围的微生物环境，可以明显促进植物的生长发育。虽然生物措施对废弃地的基质改良能起到一定作用，但是由于改善作用较小，效果非常缓慢，往往要和植物修复结合使用，而且不适用于缺乏土壤物质、极端贫瘠的废弃地。

植物修复是矿山废弃地生态修复中应用前景最好的技术。通过在废弃地上建立适宜、稳定的植物群落，不仅可以有效控制废弃地的各种污染，改善受损的生态环境，还可以利用植被恢复的更新、促进作用，逐渐恢复土地的功能，改良和美化景观，增加生物多样性，最终使生态系统进入良性循环状态。

植物修复技术包括植物提取技术和植物稳固技术。植物提取是利用植物体对重金属的富集或超富集作用，将土壤中的重金属转移到植物的地上部分（茎、叶和地上组织），最终将地上部分收割后集中处理。Baker将遏蓝菜属（Thlaspi L.）作为修复植物，通过试验观测到，一个生长季内其对土壤中Zn的吸收量为30kg/hm²。植物稳固技术是利用重金属耐性植物将重金属吸收、累积或迁移到植物体根部，从而使重金属固定。朱佳文等通过对铅锌尾矿库自然植被群落的研究表明，定居的先锋植物可以改变重金属形态，使重金属由稳定态转化为有效态，增加了重金属的迁移能力。

3.2.1　植物筛选技术  　植物修复技术的关键是筛选适宜的物种，植物能够用于矿山废弃地的修复依赖于植株对重金属的直接吸收和累积。目前，关于重金属耐性植物、富集或超富集植物的研究已经广泛开展。Cu富集能力最强的是高山甘薯（Ipomoea alpina），累积铜的含量可高达12300mg/kg，鸭跖草（Commelina communis）地上和地下部分含铜量可达2200mg/kg。此外，海州香薷（Elsholtzia haichowensis）、酸模（Rumex acetosa）、小头蓼（Polygonum microcephalum）叶片的含铜量为200~500mg/kg。Pb超富集植物有高山漆菇草（Minuaritia verna），地上部分含铅量高达11400mg/kg，羽叶鬼针草（Bidens anximawicziama Oett）、东南景天（Sedum alfredii）地上部分对Pb的累积量可达1000mg/kg以上。Zn超富集植物主要是遏蓝菜属植物，对Zn的最高累积量可达3000mg/kg。Cd超富集植物主要有天蓝遏蓝菜（Thlaspi caerulescens）、龙葵（Solanum nigrum L.）、宝山堇菜（Viola baoshanensis）、忍冬（Lonicera japonica Thunb.）、印度芥菜（Brassica juncea）等。当前，用于矿山废弃地修复的植物多以草本为主，草本植株矮小，地上生物量较少，而且以草本植物为主的植被群落抗逆性较差，在极端气候条件下容易全部死亡。

与之相比，木本植物是植被系统的重要组成部分，不仅地上部分生物量大，而且根系发达，抗性较强，将成为重金属耐性植物筛选的研究趋势。杨柳科植物通过植物提取或固定的方法，对土壤中重金属具有较强的吸收富集能力。文献研究表明在一个生长期内，北京杨（Populus×beijingensis）、加拿大杨（Populus×canadensis）和健杨（Populus×canadensis ‘Robusta’）枝部对镉的吸收量为21.3~26.8mg/kg，叶部对镉的吸收量为24.3~35.8mg/kg，其幼林可使土壤中镉含量削减0.6~1.2mg/kg。此外，杨对重金属汞也有较强的耐受性，加拿大杨体内汞的耐受阈值约为95~100mg/kg，最高富集量可达233.77mg/kg。旱柳（Salix matsudana）对铜有较强的富集能力，利用铜矿尾砂试验210天后，其根系中铜的含量高达1649.06mg/kg，而植株并没有发现明显的毒害作用。柳树经过两年生长后对土壤中镉和锌有较高的提取效率，分别为47~57g/hm²和2.0~2.4kg/hm²。

除了杨柳科植物外，其他木本植物对重金属耐性和修复作用的研究也逐渐受到关注。木本豆科植物银合欢（Leucaena leucocephala）能在铅锌尾矿库上成功定居，其所吸收的重金属铅含量80%蓄积在根、茎和叶。桑树（Morus alba L.）在七宝山矿区污染试验地生长5个月后对土壤中Cu、Pb、Cd的削减量分别为1.21、0.74、0.21mg/hm²。臭椿（Ailanthus altissima）在土壤中Cu含量为50~90mg/kg时，植株组织年均累积铜约20mg 。虽然木本植物对重金属的富集优势不及草本植物，但是草本植物不宜生长于贫瘠环境，且生物量很少，由于根系不发达，对废弃地深层土壤的修复效果不明显，而选择木本植物进行生态修复能克服这些不足。

3.2.2　植物修复强化技术  　植物修复技术也存在一定的局限性，首先，耐性植物虽然可以在污染的废弃地上生存，但是其生长速度缓慢，而且大多超富集植物个体矮小，生物量小，修复历时较长。其次，由于废弃地中重金属多为难溶态，可以被植物吸收利用的生物有效性低，而植物修复的最终目的是利用植物尽可能多的去除重金属。因此，需要通过植物修复强化技术提高重金属的活性、促进植物对重金属的吸收。可以利用有机肥、施加螯合剂、引入土壤动物等措施促进植物修复，研究发现，将EDTA、DTPA等螯合剂加入污染土壤中，通过与金属离子形成可溶络合物可以明显提高植物中重金属含量的累积，促进植物的提取修复。需要注意的是，螯合剂一般难以分解，残留期较长，易引起土壤或水体的二次污染，且价格昂贵，对于大面积的矿山废弃地修复而言，成本过高。

3.2.3　修复植物处置技术　  利用超富集植物修复污染废弃地，当植物生长累积到一定阶段时，需要对植物的组织进行收获，从而产生大量重金属富集植物体。如果对这些植物处置不当，重金属元素可能重新释放到环境中形成二次污染。传统的处置方法有：焚烧法、高温分解法、堆肥法、压缩填埋法、灰化法、液相萃取法等。新兴的处置方法有：植物冶金法、热液改质法、生物解吸法等。目前，修复植物的处置技术尚处于研究阶段，虽然取得了一些成果，但是在处置技术的工艺流程设计、处置效果和资源化利用方面还存在争议，一定程度上阻碍了植物修复技术的工程化应用。

微生物修复技术是通过对废弃地的建植植物接种菌根，利用根际微生物活动，改良土壤微环境的同时，改善植物营养条件，促进植物生长发育，从而对废弃地进行生态修复的一种技术。近年来，菌根技术已成为污染土壤修复的研究趋势，并且取得了较好的效果。王红新等利用铁矿尾砂作为基质接种丛枝菌根，试验结果表明菌根的接种使植物地上部分磷含量增加了2倍，促进了植株对磷的吸收。Ricken et al将菌根接种于锌、镉污染的土壤中，观测到苜蓿体内由根系向地上部分转移的重金属增加。Denny et al也认为菌根菌丝分泌物改变了环境中的重金属有效性，促进了植物对重金属的吸收，提高了植物的抗性。微生物修复技术的基础是对适宜于废弃地的微生物群落进行筛选，可以利用废弃地定居植物根系微生物通过培养和繁殖后用于修复，因为这些微生物在长期的胁迫条件下，能够自然存活，表明其对环境具有较强的适应性和抗逆性。

针对矿山废弃地的特征，除了采取必要的生态修复技术外，还需要辅助一些如边坡稳定、截排水措施等，才能达到生态修复的最佳效果。

边坡稳定技术。由于矿山废弃地多形成高陡边坡，为了保证坡面的稳定，需要采取削坡卸载、挂网加锚杆固定、修建挡土墙等技术使边坡稳定，为生态修复提供必要保证。

截排水措施。为了有效排除坡面降水和减少水土流失，需要在坡顶、坡面设置截排水沟，防止径流和汇水对坡面基质和修复初期植物的冲刷，保证坡面基质的长期稳定，同时降低大量降水进入坡体后产生滑坡的危险。

覆盖措施。利用植物种子修复时，在播种之后可以使用草帘、无纺布等进行覆盖，防止雨水冲刷和大风吹蚀，起到保水保温作用，促进种子的萌发，也可以防止鸟类对种子的取食。

在金属矿山废弃地生态修复过程中，植物修复是应用前景最好的技术，但是为了达到最佳的修复效果，通常需要将上述生态修复技术联合起来使用。基质改良技术是从根本上改变植物生长的限制因子，是植物修复的先决条件，而微生物修复技术又能提高植物的修复作用。有些金属矿山废弃地，在修复完成之初植物生长状况较好，之后会逐渐发生衰退。因此，要系统研究重建植被的动态及种类组成与基质改良措施，营养元素积累和循环、重金属含量和形态变化等的关系，揭示控制群落动态和稳定性的主要因素，为生态系统的稳定性和自我维持提供理论基础。

目前，金属矿山废弃地生态修复技术的研究大多是在温室盆栽、小规模试验地进行的，由于不同区域、不同类型金属矿山的废弃地差异性较大，将这些技术用于实地修复时往往由于环境因子、立地条件发生改变而达不到预期效果。今后的研究应该以金属矿山废弃地修复工程实践为主，通过具体案例研究，归纳总结出因地制宜的生态修复模式，以便在生态修复实践中应用和推广。

金属矿山废弃地生态修复成功与否需要通过修复效果来评估。因此，要开展矿山废弃地生态修复效益评价体系的研究，以污染控制、生态价值、生物多样性、环境效益、景观改良等为指标，评价矿山废弃地重建生态系统的投入产出效益，为合理选择生态修复技术提供支撑。