陈帮金，赵晨阳，瞿广飞，吴丰辉，宁 平，李志顺成，刘 珊，刘亮亮，李军燕
(1.昆明理工大学 环境科学与工程学院，昆明 650500；
2.冶金及化工行业废气资源化国家地方联合工程研究中心，昆明 650500)
2021年正式开启全面建设社会主义现代化国家新征程的中国仍将是在全球经济衰退后拉动经济增长的主要动力，作为能源和工业主要原料的矿产资源需求将持续增长[1]。我国矿产资源种类多、储量大，随着需求增加、低品位矿石过量开采、冶炼技术进步，大量堆积的尾矿不仅加大了矿山生态恢复难度，而且铜、砷、铬、汞等有毒污染物经复杂的迁移转化后释放到环境中，严重威胁矿山及周边地区生态安全[2-3]。加强污染防治和生态建设、加大生态环境治理力度、严格土壤污染源头防控、推进生态系统保护和修复仍将是我国生态文明建设的重点方向。
土壤是地球表层系统中生物多样性最丰富、能量交换和物质循环最活跃的生命层，是有毒污染物的缓冲带和过滤器，但它也是有毒金属污染物的聚集地[4]。以重金属污染土壤修复为基础的热脱附[5]、淋洗[6]、电动处理[7]、微生物修复[8]等单一或联合修复技术应用于尾矿重金属去除将降低其综合利用风险，以相关用土目标及标准为参考，向去除重金属后的尾矿添加改性材料进一步使重金属稳定化和改善理化特性可实现土壤化利用，对缓解土源压力和大量消纳尾矿具有重要意义。
1.1 尾矿成因与危害
采矿后的裸露剥离区、尾矿坝和废石堆积区是矿山环境主要污染源，特别是低有机质、高酸度以及含大量低稳定性重金属(镉、铜、锰、铅等)和氰化物的尾矿坝容易对生态系统造成严重破环，威胁人类健康[9-10]。尾矿重金属常以含硫化物和氧化物形式存在，当环境酸碱条件变化时容易形成高毒物质向环境中迁移，且不同价态、形态重金属的迁移转化差异显著，受尾矿尾砂粒径、pH、含水率等理化性质影响较大[11-12]；
大量尾矿堆积一段时间后会产生高温厌氧环境，导致植物繁殖体和其他土著微生物显著减少或死亡，生态功能难以恢复和重建[13]；
此外，选矿过程中添加的有毒有害化学药剂也是环境污染的潜在来源[14]。
尾矿库是在初始结构初期坝和排洪系统的基础上随选矿逐步堆积加高的，我国自2001年以来，由于设计、选址不合理，加高过程中偏离设计施工、施工质量差以及受自然因素影响等造成的溃坝和尾矿泄漏占到尾矿总事故数量的96.33%[15]。2015年甘肃陇南尾矿库大量矿浆泄漏，造成甘肃、陕西和四川三省境内严重的水污染，严重威胁嘉陵江流域内的饮水安全和生态安全[16-17]。近年来，巴西发生的两起Fundão和Córrego do Feijão尾矿坝溃坝是其境内最严重的环境事故，引起了河段内生物生化和形态变化，甚至矿浆在流域内沉降造成了严重的持续性污染[18]。尾矿堆存除了存在溃坝、泄露及塌方等安全隐患外，还占用了大量土地资源，其中重金属易造成难以逆转的生态环境污染，对农业安全产生难以预见的影响。
1.2 尾矿综合利用情况
尾矿是矿石分选后残留的典型大宗固体废物，矿石的尾矿产生量可超60%，根据我国生态环境部发布的大中城市固体废物污染环境防治年报，2013年以来全国新增尾矿累积堆存量已超50亿t，综合利用率却不足36%，并常年处于较低水平[19]。图1整理了2013—2019年以来生态环境部公布的全国大中城市固体废物污染环境防治年报的相关数据，可以看出，尾矿综合利用率呈现逐年降低的趋势，这可能是与基础设施建设密切相关的黑色金属尾矿逐年增加，并且有色金属尾矿利用难度大有关，多年累积下来对环境造成了不可忽视的影响。总的来说，我国历史遗留尾矿库风险防控任务艰巨，堆存量仍在不断增加，降低尾矿中重金属等污染物的浸出毒性成为综合处理处置的必然要求。
图1 2013—2019年全国大、中城市尾矿累积堆存及综合利用情况Fig.1 Accumulation，stacking and comprehensive utilization of tailings in big and medium cities of China during 2013—2019
1.3 尾矿重金属去除技术
尾矿重金属毒性和理化特性直接影响到尾矿综合利用率和矿山的生态重建与恢复，其中重金属形态、含量及迁移转化特征都是制约其资源化利用的关键因素。虽然已有许多材料能明显改善尾矿理化性质和限制重金属向周围环境迁移转化，但是对于尾矿中不同金属及类金属的作用各不相同，复合作用下甚至可能增加其有效性，从而威胁人类健康及生态安全，重金属去除成为尾矿资源化利用至关重要的环节。
1)热脱附技术
热脱附是一种通过直接或间接热交换把污染物加热到一定温度后使其分离的技术，适用于处理大多数挥发性和半挥发性污染物，除了能去除多环芳烃、多氯联苯、石油烃等有机污染物外，对汞、砷或硒去除效果较好，国外早已经开始使用热脱附技术修复受污染土壤[20]。根据尾矿重金属不同形态选择相对应的去除温度能有效提取出不同形态的汞，添加不同材料可以减少热处理过程中其它重金属的浸出[21]。然而，热脱附可能通过改变土壤有机质、其它重金属形态及其与有机质的结合而提高重金属的生物有效性和浸出毒性，使用时应衡量其生物效应。异位热脱附技术在美国西部某农药厂已有处理含汞土壤规模达26 000 t的实际应用案例，根据处置规模、土壤性质及污染浓度有不一样的处置费用，国外对于2万t以下的中小型场地处理成本约为860～2 600元/t，对于2万t以上的大型场地处理成本可低至400元/t，国内也有以滚筒式热脱附为主的少量工程应用，处置费用约为600～2 000元/t。
2)淋洗技术
重金属淋洗的作用机制在于利用淋洗液或化学助剂与污染物结合，通过解吸、螯合、溶解等化学作用来达到重金属去除的目的。国内淋洗工程技术基本是使用如图2所示的以颗粒筛分、淋洗处理、固液分离、废液处理以及挥发性气体控制为主的异位化学淋洗工艺，一般情况下，淋洗也兼有清洗的作用。然而淋洗技术不宜用于细粒(粘/粉粒)含量高于25%的尾矿，根据尾矿性质差异淋洗处理周期约为3～12个月，美国处理成本为460～3 640美元/t，欧洲处理成本为150～4 600欧元/t，平均1 180欧元/t，国内处理成本为800～4 020元/t，国内仍应加强高效淋洗剂和废液处理与回收方面的工程应用研究。
图2 含重金属尾矿淋洗去除流程Fig.2 Leaching and removal process of heavy metal tailings
大量的无机浸出剂、螯合剂、表面活性剂、复配浸出剂、氧化还原剂等淋洗剂已有用于控制土壤重金属污染的记录[22]。液固比为10∶1，盐酸淋洗25分钟可去除67%的锌，使用0.5 mol/L的磷酸溶液浸出120分钟能去除24.5%的砷[23-24]，KE等[25]发现，使用浓度为0.1 mol/L、pH为5的柠檬酸对冶炼厂土壤重金属的去除率为89.1% Cd、26.8% Pb、41.7% Zn、14.2% Cu，对重金属可交换性、碳酸盐结合态和氧化物结合态去除效果较好，离子液体和纳米材料也常用作尾矿重金属去除材料。WU等[26]使用[Hmim]SbF6和纳米铁(H/Fe)的复合物作为吸附剂对溶液中砷的去除率可达99%。虽然淋洗剂复合联用、添加淋洗助剂等优化措施对重金属去除作用更加有效，但上述淋洗剂可能会导致土壤矿物质和有机物大量流失，部分试剂较为昂贵甚至可能造成二次污染。目前正研究比酸溶液具有更高金属提取率的螯合剂及和其它金属盐类联用后能降低对pH、总氮、可交换性钙等性质影响，同时开发低廉绿色的螯合剂能降低淋洗成本和环境危害，进而推进淋洗技术的应用。
3)电动处理技术
传统的电动处理主要是用于修复重金属污染土壤，特别是对高黏低渗透性土壤有较好的去除效果。重金属通常被吸附在细颗粒中，可通过电流引起电极和被污染的基质之间的反应而有助于提取和溶解金属离子(图3)。Groningen的一个油漆厂最先使用电动处理技术处理了300 m3的黏土，其中Cu的去除率达99.6%，Pb的去除率达72%以上，国内外已将其广泛用于Ni、Zn、Cr、Cd、PAN等污染物的去除。RODRIGO等[27]发现在H2SO4溶液和电场2 V/cm时铜矿尾矿中锰、锌的电迁移有所增强，其去除率分别为31.88%和17.95%。电压梯度对金属离子迁移浓缩有决定性的影响，可通过增加电压梯度、电流强度和电渗透流量来强化其过程[28]。然而，金属离子易与阴极电解反应产生的氢氧根离子结合沉淀，并且在阴极极化现象的影响下严重削弱了电动去除效果，脉冲电流周期性地流过阴极可减弱极化现象，通过影响pH和电导率来减少金属沉淀[29-30]。大多数植物生长所需微量元素可能会在处理过程中被去除，受土壤特性、污染条件和电极配置影响的电能消耗也成为应用障碍的主要原因之一，总去除成本主要包括电极的制造和安装、电能、人工和其他固定成本等，电动—微生物、电动—化学氧化还原、电动-植物等联合技术的发展在提高去除效率的同时也在一定程度上能降低去除成本。
图3 含重金属尾矿电动处理原理Fig.3 Principle of electrokinetic treatment of heavy metal tailings
4)微生物去除技术
微生物是尾矿生物中最活跃的组分，其数量、种群组成、多样性等构成了尾矿发育及其特点的关键要素，参与了系统中物质循环、能量转换以及重金属迁移转化等一系列重要生态过程，对维持尾矿重金属稳定性和促进矿山生态恢复有重要作用。
尾矿中土著菌种对重金属具有较高耐受性，将其从尾矿中分离驯化后再投入到尾矿治理中是一种经济可行的方法，主要通过胞外络合、沉淀以及胞内积累等达到微生物稳定及去除的目的。BABU等[31]将分离的耐重金属真菌-木霉PDR-28用于尾矿修复，显著提高了植物根系和地上部分生物量，植物根系重金属含量分别增加了25%(Cu)、62%(Cd)，地上部分重金属含量增加 35%(Cu)、64%(Pb)。LI等[32]从锑矿土壤中分离出抗锑细菌，研究发现其具有较强的锑抗性和锑氧化能力，NGUYEN等[33]也从锑污染土壤中分离得到能在营养有限的条件下能氧化锑的细菌，并且在厌氧和好氧条件下都对As和Sb表现出氧化性，对尾矿As、Sb去除具有较大的应用潜力。利用耐重金属植物或者是超富集植物，可使土壤中重金属活性降低，减少重金属迁移转化，RIZWAN等[34]研究发现，香丝草营养积累能力较强，并且对矿区重金属表现出较高的耐性。与植物根系相关的一些根际微生物群落除了自身的相互作用外，还会与植物发生相互作用，虽然耐性植物能在尾矿上生长，但是接种根际微生物能显著降低植物根际重金属的有效性，促进植物生长和植被恢复。
由于目前大多是基于条件比较理想化的实验室微生物研究，将其实际应用到现场时受复杂因素干扰可能会出现低效甚至无效的处理结果，因此目前国内微生物去除技术的工程应用极少，要想达到高效去除必须融合环境工程、水利学、环境化学等多学科知识创造适合的修复条件。
5)多物理场强化去除技术
多物理场作为一个跨学科的研究领域，典型的应用涉及环境修复、冶金、化工等行业，电场能改变矿物颗粒的表面电荷分布，通过促进它们之间的碰撞以及晶格破坏从而改变尾矿颗粒的物相结构，同时产生的氧泡会扰动反应体系进一步提高浸出率[35-37]。超声波作为湿法冶金中的辅助手段在矿石浸出过程中的应用越来越普遍，可归于机械效应、声空化和热效应的超声波能量照射能促进金属离子脱附解吸[38]。相同条件下，超声波浸出的金属比常规方法能增加20%，不仅有效缩短了浸出时间和药剂使用量，而且对有机结合态和残渣态有一定的去除效果[39]。加热条件下能缩短重金属溶解时间，微波加热离子溶液的偶极旋转机制可以降低重金属浸出阻力，ZHANG等[40]采用微波-超声辅助法，在超声波功率1 000 W、微波功率500 W、温度95 ℃、氢氧化钠浓度150 g/L的较优条件下，钒的浸出率可达90%以上。体系中重金属离子受到电场力后形成运动的带电粒子，在与两极垂直的磁场中会受洛伦兹力作用而引起液相旋转，改变了电解槽中的电流分布、电位分布和功率分布，从而引起阴极沉积方向的改变，有利于消除浓差极化现象，LOVAS等[41]通过微波强化磁选铜矿，磁选结束后锑、砷和汞的含量有明显降低。
尾矿细颗粒对重金属有较强的吸附能力，热脱附、淋洗及电动处理等技术提供给污染物迁移的动力，但一般只作用于孔隙溶液中的污染物，对残渣态、铁锰氧化态、有机结合态等形态去除效率低。因此，电动-热解吸、电动-生物技术、电动-淋洗技术以及磁场、微波、超声波等物理场耦合强化去除过程的重金属去除技术为尾矿无害化处理打下了坚实基础。
大量尾矿堆存产生了一系列的社会、环境问题，由此对其重金属进行去除或稳定化处理后用于矿山空场充填[42]、建材生产[43]、生产高附加值材料[44]和再选回收[45]等资源化利用较为广泛，也有将其制备成肥料[46]、土壤改良剂[47]，或通过加入具备促进物质能量循环的微生物、高有机质和含水量大的土壤改良剂改善尾矿理化性质，从而促进尾矿植被复垦[48]。
2.1 矿山空场充填
以矿石采选尾砂、废石等为基料混合水泥、粉煤灰等胶凝剂制备成力学性能较好的充填体回填于矿山采空区，能最大限度地提高采矿工作安全性和降低尾矿库风险，对稳定地下空洞、提高矿石利用率和降低矿山修复成本方面有明显效果[49-50]。随着新型胶凝材料的研发，胶结膏体充填法在矿山充填中有广阔的应用前景，但其充填性能受尾矿初始含水率[51]、粒径分布[52]和胶凝活性[53]等影响较大。目前的矿山空场充填已由传统低强度、低效率的体积性充填向具有载冷、储能、资源储备、核废弃物堆存等功能的功能性充填发展，并逐渐发展了集智能信息处理、反馈和智能控制为-体的矿山智能性充填，目前国内仍是以充填体应力解析和强度设计与实际采矿技术和工艺结合的充填优化技术为主，要想大幅度降低成本并提高充填效率，还需以更开阔的思路研发新技术。
2.2 建材生产
尾矿尾砂主要是含SiO2、Al2O3、CaO、MgO和Fe2O3等化学成分的粉状物料，其组成与建材非常相似，KARHU等[54]以钼、金、石英尾矿为原料开发了莫来石基耐火陶瓷，LYU等[55]研究发现，在水胶比0.45附近，尾矿配制的混凝土的抗压强度、轴向抗拉强度、极限拉应变和压缩弹性模量均远高于自然配制的混凝土，而且有更为优越的热性能。LI 等[56]以细粒低硅铁矿尾矿为主要原料，水化硅酸钙凝胶和钙矾石作为粘结剂，一定条件下固化28 d后成型砖的抗压强度和饱和抗压强度分别为27.2 MPa和24.3 MPa。此外，用金属尾矿辅以胶凝材料和一定的外加剂制备成免烧砖；
以高硅尾矿为骨料，添加水泥和碱激发剂后经脱模切割和高温蒸养可制作成蒸养砖；
富含SiO2、Al2O3、Fe2O3的金属尾矿添加一定的黏土即可进行高温烧结制成烧结砖。受超细特征的限制，尾矿在水泥砂浆、混凝土和路基材料中的掺合率一般不高于15%，在墙体材料和矿物聚合材料方面由于产品质量不高和重金属浸出污染等原因应用推进度仍较低，目前尾矿在建材方面主要是用作水泥生料和水泥混合材，能降低烧成温度100～150 ℃，将来也应趋利避害以实现资源与环境安全协调发展。
2.3 生产高附加值材料
沸石主要是由[SiO4]4-和[AlO4]5-四面体三维网状结构组成的具有微孔结构的纳米无机材料，具有吸附、离子交换和催化等优异性能，硅铝含量相似铁尾矿、锑尾矿等制备成沸石是国内常见的一种高附加值利用方法[57]。PENG等[58]以天然低品位钼矿为原料，在水热合成过程中直接加入纳米氧化铁合成磁性沸石，吸附量高且稳定，理论最大吸附量达204.2 mg Cd/g。一般烧制沸石所用原料硅铝含量较高，尾矿中也含有许多助熔剂成分，赤铁矿在烧结过程中也起到产气的作用，稀土尾矿中稀土元素可以提高吸附活性且可具备吸附阴离子的能力，因此尾矿作为沸石烧结原料或辅料都具有很强的可行性。
2.4 再选回收
随着高品位矿产的过度开采及冶金尾矿物性解析逐渐完全，众多尾矿除了是金属二次来源外还发现了镓、铟、钒、锗、硒、铷、铯等高价值元素，虽然已有许多关于尾矿有价金属提取的研究，但是开发环境友好的回收利用技术仍是必须解决的难题。国内已进行了大量新设备、新药剂的研发，在湿法和热法提取方面皆有重大突破，超声、微波、电场等多物理场的引入也明显提高了提取效率，常用的有价金属提取方法有电解法、热分解、金属热还原和矿石直接还原等，LI 等从含金尾矿中氯化热处理后金回收率达85.99%，但氯化焙烧在一定程度上也会使尾矿中Cu、Pb、Zn等重金属挥发，基于尾矿中有价金属的结构特性和赋存形态对其进行高靶向提取是提高回收率的有效方法[59-60]。
2.5 土壤改良应用
尾矿在土壤方面的主要应用有制备元素肥料、土壤改良剂，在土壤系统功能改善方面具有巨大潜力。尾矿富含Zn、Cu、Mo、B、Fe等维持植物生长和发育所必需的元素，经适当处理后可加工成土壤改良剂或微量元素肥料，能够改善贫瘠土地营养状况，并且对土壤结构和酸碱性具有很好的改良效果[61]。JING等[62]以酸提铜尾矿残渣为原料，以残渣∶CaO∶Na2CO3∶NaOH=1∶0.4∶0.4∶0.2在550～1 150 ℃下进行30 min热活化后制备了硅铁改性剂，并通过土壤培养和温室盆栽试验发现该改良剂能有效降低重金属污染土壤中Cd、Cr、Pb的有效性，促进了植物生长和根内Cd和Cr的积累。
土壤是人类进行生产生活的基础资源，即使我国每年土壤污染防治投入不断增加，但是仍然面临水土流失严重、耕地质量平均等级偏低、土壤荒漠化和沙化严重等问题。除了上述的土地退化外，全国工矿业中矿石冶炼及其尾矿堆积过程中Cu、As、Mn、Zn、Cr、Hg等物质的迁移转化易产生不同程度的环境污染，常使周围土壤重金属含量远高于背景值[63]。对全国193个城市规划区土壤中微量元素的系统研究表明，已有22个城市规划区土壤达到重度污染，5个城市规划区土壤暴露对未成年人具有潜在风险，其污染元素以Cd、Hg、Se等重金属为主，在以潜在酸性较强的喀斯特地貌和红壤为主的西南地区尤为严重[64-65]。此外，我国矿山和重金属污染场地生态修复中常使用的去除或更换表土的方法存在客土土源供给不足、工程量大、投资高等问题[66]。
含低浓度重金属的尾矿是潜在的土壤源。以清洁或农用土壤相关的有机质、水分、容重、团粒结构以及矿物质为目标，通过添加改性材料改善尾矿理化性质和稳定重金属使其满足相关用土标准进而实现土壤化利用，能有效解决尾矿在传统的矿山充填、材料生产、再选回收等方面综合利用率低的问题，对促进尾矿资源化利用和缓解土源压力具有重要意义。
有机废物及工业废物对尾矿土壤形成有积极的影响，施用后能有效改善尾矿总有机碳含量低的问题，调节合适的pH能促进有机-矿石复合物颗粒的形成，加速土壤生态系统功能的建立和恢复[67]。PARDO等[68]将猪粪堆肥联合熟石灰混合到矿山类尾矿土壤中，溶解性有机碳和NKP明显增加并在竖直方向上产生了一定的位移，其pH和氧化还原条件变化成功地降低了金属的流动性，相关的浸出风险有所减少。他们的进一步研究表明，改良剂降低了尾矿土相关风险，提供的养分促进了植物生长，并显著增加了土壤酶活性[69]。LU等[70]对类尾矿土壤长期施用化肥和猪粪，增大了孔隙率。DAI 等[71]在其它施肥量相等的条件下，采用秸秆、沼渣、有机肥和生物炭进行大田试验，土壤有机碳含量和团聚体稳定性显著改善，表明秸秆和畜禽粪便等有机废物对改善尾矿理化性质方面有很大价值。
有机废物除了对尾矿营养条件、孔隙率、团粒结构等理化性质改善明显外，在重金属稳定化和增加土壤生物多样性等方面也发挥着重要作用。ALAM等[72]选取铬矿、石英矿、锰矿等矿堆土壤，将蚯蚓粪、园林土、矿堆土壤按1∶1∶1比例混合培育后，Cd、Cr、Pb和Mn浸出量分别减少了32.5%、50.25%、44.50%和42.25%，并且降低了重金属的生物有效性，同时也有研究表明，添加蚯蚓粪能促进尾矿作物植物中粗大根的生长，增大了植物对尾矿重金属、高密度和酸碱度等理化基质的抗逆性[73]。ABAD-VALLE 等[74]用橄榄固废、城市固废堆肥、褐煤和泥炭添加到矿山类尾矿土壤中，可移动锌镉含量的减量效果明显，而且土壤呼吸、酶活性都有明显提高，对土壤微生物功能建立和恢复有较好效果。
尾矿土壤化利用过程中除了添加有机废物外，还常常使用生物炭、碱性或盐类无机材料。生物炭在尾矿土壤化中具有普遍适用性，具有很高的碳含量和稳定性，可以用于尾矿长期固碳，生物炭添加后能提高尾矿微生物酶活性和植物苗初期生长，降低植物对重金属的吸收[75-76]。一般情况下，向尾矿中添加石灰能调节pH，但有研究表明石灰添加后尾矿中的锑更容易浸出，之后的尾矿土壤化利用应该在一定程度上限制石灰的添加并进行长期试验[77-78]。在土壤化过程中微生物群落的建立是不可或缺的内容，重金属污染可以通过影响微生物生物量、多样性和土壤酶活性来降低土壤微生物碳矿化和硝化作用[79]。此外，与植物根系相关的一些根际微生物群落除了自身的相互作用外，还会与植物发生相互作用，通过接种根际微生物或者施加有机肥能显著降低植物根际重金属有效性，提高土壤活性[80]。
基于大量关于尾矿土壤化的基础研究，且随着土壤修复及冶金技术的发展，将其应用于土壤化前期的重金属处理过程，使其基本满足土壤化过程中污染物的控制要求，再通过无机和有机材料改性可制备出符合农、林、牧等种植需求和相关标准的人工土壤，是大量消纳尾矿的有效途径。然而，受尾矿成分复杂、重金属生物毒性强、理化性质差及资源化成本高等因素的限制，除了改善尾矿理化性质外，重金属等污染物的控制仍将是未来尾矿土壤化利用的研究重点。
资源-产品-废弃尾矿发展模式带来的生态环境风险和土地资源浪费给农业安全带来了极大的压力。越来越高的环保要求使传统的填埋和建尾矿库贮存的处理处置方式难以满足污染控制和资源循环利用的可持续发展要求，虽已进行大量矿山空场充填、建材生产、生产高附加值材料及再选回收等方面的资源再利用，但受尾矿物性复杂多变、重金属含量高、生产工艺复杂和社会可接受度低等限制，仍存在综合利用率低和堆存量不断增加的问题。与此同时，我国即使每年增加土壤污染防治投入，但仍然面临土地质量差、水土流失量大、土壤荒漠化和沙化严重等问题。
目前已在传统的重金属污染土壤修复技术的基础上研究出众多针对尾矿有价金属提取及重金属去除的方法和技术，并进行了多种联合优化去除技术的研发。基于低浓度重金属尾矿的资源化利用是提高尾矿综合利用及无害化处理的有效方法，更是进行土壤化利用的必由之路。因此，将去除重金属的尾矿进行改性后制备成符合相关标准和使用要求的土壤以实现尾矿土壤化利用，可从根本上解决尾矿大量堆存、有机固废利用率低等问题，也为解决农用地及矿山用土环境质量差、资源不足等问题提供新途径，对加强污染防治和绿色矿山建设，持续改善环境质量，坚持可持续发展具有重要意义。
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