金属矿床露天开采的生态足迹和生态成本.pdf

第34卷 第11期 2012年11月2012， 34 （11） 2133-2138 Resources Science Vol.34， No.11 Nov.， 2012 收稿日期 2012-05-06； 修订日期 2012-08-28 基金项目 国家自然科学基金 （编号 50974041） ； 教育部博士点基金 （编号 0042120040） ； 教育部培育种子基金 （编号 N100401002） ； 教 育部新世纪人才支持计划 （编号 NCET-11-0073） 。 作者简介 王青， 男， 内蒙古兴和人， 教授， 博士生导师， 主要从事环境与矿山生态研究。E-mail 493212755 文章编号 1007-7588 （2012） 11-2133-06 金属矿床露天开采的生态足迹和生态成本 王青 1， 胥孝川1， 顾晓薇1， 刘剑平1,2， 王晓旭2 （1. 东北大学 资源与生态经济研究中心， 沈阳 110004； 2. 东煤沈阳建筑基础工程公司， 沈阳 110016） 摘要 基于生态足迹方法， 构建了反映金属矿床露天开采的生态压力的直接和间接生态足迹模型， 前者度量 露天开采对生态系统的直接损害； 后者度量其能耗产生的CO2排放对生态系统的间接冲击。基于生态足迹和生态 系统的主要生态服务功能， 建立了露天开采的生态成本估算模型， 包括直接生态价值损失、 外生生态价值损失、 复 垦成本和能耗生态成本。针对某露天矿的最终境界和生产计划， 估算了其生态足迹、 生态成本现值和矿山利润现 值。该算例显示， 总生态成本现值是不考虑生态成本时矿山利润现值的78， 不由矿山经营者负担的外生生态价 值损失和能耗生态成本是利润的33。可见， 如果国家强制要求矿山经营者负担全部生态成本的话， 露天矿山的 投资回报将大幅下降， 许多资源条件较差的矿床将不被开发， 这对保护资源有积极作用。 关键词 露天开采； 生态足迹； 生态成本； 复垦 1 引言 在矿产开发项目的经济评价和矿山开采方案 的设计中， 一直是只考虑矿山建设与生产中发生的 各项投资和经营费用， 而矿山生产对生态系统的损 害所造成的生态功能损失， 大部分是 “外生成本” ， 不予考虑。 在可持续发展的时代背景下， 如何在获取社 会、 经济发展所需要的矿产资源的同时， 尽可能降 低对生态系统的损害， 是当代和今后的矿产开发决 策者与采矿工程技术人员必须考虑的问题。包括 我国在内的许多国家已颁布法规， 要求矿产开发者 提交环境评价报告和土地复垦方案。有的国家还 出台了 “最佳实践指南 （Best Practice Guidelines） ” 以 进一步促进对可持续问题的关注和解决， 如加拿大 的 采矿与矿物可持续开发指南与探矿环保指导 （Mining and Minerals Sustainable Development Gui- delines and the Environmental Excellence in Explo- ration Guide） [1]。在学术研究上， 生命周期评价 （LCA） 被广泛应用于评估矿山开采、 选矿、 冶炼等对 环境的影响[2-4]。然而， 开采方案设计与环境评价是 分开进行的， 一方面， 开采方案的优化和选择一般 不考虑生态环境冲击； 另一方面， 环境评价又几乎 不对矿山设计方案发生作用。Molotilov等研究了露 天开采中通过坑内排弃废石减少环境冲击的开采 顺序设计问题， 但只能用于特定矿床赋存条件[5]。 Osanloo等把处理酸性和非酸性废石和尾矿的成本 纳入铜矿的边界品位优化中， 但没有考虑生态功能 损害的价值损失[6]。 很显然， 不同的矿山设计方案具有不同的生态 环境冲击， 只有在方案优化和选择中就考虑其生态 成本， 即把生态成本内生化， 才能从源头上有效降 低矿产开采的生态环境冲击。这就需要量化矿山 生产的生态压力和生态成本。 本文基于生态足迹方法， 建立露天开采的生态 压力模型， 进而建立生态成本估算模型， 为在矿山 规划设计中实现生态成本的内生化奠定基础。通 过实例计算， 证明生态成本是可以估算的， 并在实 例露天矿的净现值中占较高的比例。 第34卷 第11期 资 源 科 学 2 研究方法 2.1 露天开采生态足迹模型 矿山生产的生态足迹是提供矿石生产过程中 消耗和破坏的资源与吸收排放的废弃物所需要的 生态生产性土地的面积， 是矿山生产造成的生态压 力的一种综合度量， 包括直接足迹和能耗足迹。对 于露天开采， 直接足迹是直接破坏的土地面积， 包 括露天采场、 排岩场、 尾矿库， 专用道路， 选矿厂、 办 公区、 专用设施及场地等对土地及其承载的生态系 统的挖损和压占， 其中， 露天采场、 排岩场和尾矿库 占绝大部分； 能耗足迹是吸收能源消耗中排放的温 室气体所需要的林地面积。 2.1.1 直接足迹对于已有详细总图设计的矿山， 直接足迹可以通过在图纸上直接量取上述各项用 地的面积获得。在最终设计前的方案比较 （如不同 开采境界的比较） 中， 一般没有对于每个方案的总 图设计， 而且直接占用足迹随方案的变化主要体现 在露天采场、 排岩场和尾矿库的面积变化， 这三项 主要占地面积可用公式 （1） -公式 （3） 估算。 A w Q wγw ρwH w sw（1） 式中A w为排岩场生态足迹 （hm 2） ； Q w为境界中废 石量 （万t） ；γw为废石沉实后的膨胀系数；ρw为废 石的平均原地体重 （t/m3） ；H w为排岩场高度 （m） ；sw 为排岩场形态系数 （取13， 柱体取1， 锥体取3） 。 A p Q o ρo Q w ρw H p sp（2） 式中A p为露天采场生态足迹 （hm 2） ； Q o为境界中矿 石量 （万t） ；ρo为矿石的平均原地体重 （t/m3） ；H p为 采场深度 （m） ；sp为采场形态系数。 A t Q t ρtH ts t （3） 式中A t为尾矿库生态足迹 （hm 2） ； Q t为尾矿量 （万 t） ；ρt为尾矿沉实后的体重 （t/m3） ；H t为尾矿库深 度 （m） ；st为尾矿库形态系数。 露天矿的总直接足迹A d为 A dAwApAtAo （4） 式中Ao为其他直接足迹， 即矿山专用道路， 选矿 厂、 办公区和专用设施及场地等的占地面积之和。 2.1.2 能耗足迹能耗足迹只考虑为吸收能源消耗 中排放的CO2需要的林地的面积。矿山生产中直接 使用的能源形式有两大类 一次化石能源 （主要是 柴油和汽油） 与电力， 其生态足迹分别由公式 （5） 和 公式 （6） 计算。能耗足迹是从生态补偿的角度度量 能耗的生态压力， 即假设要吸收能源使用中排放的 CO2， 就必须有面积等于能耗足迹的林地。由于树 木在其生长期的每年都具有CO2吸收能力 （公式中 的Yc） ， 而树木的生长期一般都有几十年， 可以认为 树木的生长期足以覆盖矿山的开采寿命。因此， 在 公式中以矿山的年平均能耗来计算能耗足迹。 A f i qiviηiα 10000Yc （5） 式中A f i为第i种一次化石能源消耗的生态足迹 （hm2） ；qi为该种能源的平均年消耗量 （t/a） ；vi为 该种能源的单位重量的热值 （418.4万J/t） ；ηi为该 种能源的单位热值的碳排放量 （即碳排放系数， 2390t/J） ； α为碳到二氧化碳的转换系数 （3.6667） ；Yc 为当地林地的CO2年吸收能力 （t / （hm2 a） ） 。 A e qercecvcηcα 10 7Y c （6） 式中A e为电力消耗的生态足迹 （hm 2） ； qe为年均用 电量 （kWh/a） ；rc为火力发电量占总发电量的比例 （根据辽宁省统计局数据[7]， 为0.8） ；ec为单位发电 量标准煤消耗量 （ kg/kW h ） （根据国家统计局数据[8]， 0.404） ；vc为单位重量标准煤的热值 （418.4万J/t） （292.88亿J） ；ηc为煤炭的碳排放系数 （2390 t/J） 。 设矿山使用的一次化石能源的种类数为m， 总 能耗足迹为 A E Ae∑ i 1 m A f i （7） 2.2 露天开采生态成本模型 矿产开采的生态成本包括四大项 直接价值损 失 （如林地的林木价值损失、 农田的农作物收益损 失等） 、 外生生态价值损失 （即除生产具有交易价值 的生物质外， 生态系统为人类提供的各类其他生态 服务的价值损失） 、 复垦成本和能耗生态成本， 前三 项是对应于直接足迹A d的生态成本， 第四项是对 2134 2012年11月 王青等 金属矿床露天开采的生态足迹和生态成本 应于能耗足迹A E的生态成本。由于金属矿山一般 地处山区， 破坏的绝大部分为林地生态系统， 这里 以林地为例建立生态成本计算模型。 2.2.1 直接价值损失直接价值损失的现值PVd 为 PVd A dVd 1 d N -1 d 1 d N （8） 式中Vd为林地的单位面积年收益 （元/ （hm2 a） ） ；d 为折现率；N为矿山开采寿命加上复垦和植被恢复 期的时间长度 （a） 。由于土地的征地价格体现了 土地出让者对土地未来收益的现值估计， 所以，PVd 也可用现时的征地价格p估算 PVd A dp （9） 2.2.2 外生生态价值损失除生产具有交易价值的 生物质外， 生态系统还为人类提供很多其他生态服 务。人类对生态系统的服务功能的认识尚不全 面。在已经认识到的生态服务功能中， 某些功能 （如气温调节和降低噪音） 对于市区环境有重要作 用， 但对于地处山区的矿区作用微小； 另一些功能 （如基因库、 野生动物多样性、 文化等） 很难量化。 本文估算了森林生态系统的七项重要外生生态价 值。 （1） 固碳价值。森林通过光合和呼吸作用与大 气进行CO2和O2交换， 固定大气中的CO2， 释放O2。 森林的年固碳价值Vc可用下式估算 Vc A dPφCO2CCO2 （10） 式中P为林地的净初级生产力 （Net Primary Pro- ductivity, NPP） （t/ （hm2 a） ） ；φCO 2为林木的CO2固定 系数， 即单位净初级生产量能够固定的CO2量， 根据 光合作用反应式，φCO 21.62； CCO 2为二氧化碳处理 成本 （元/t） 。 （2） 释氧价值。林地的年释氧价值VO 2可用下 式估算 VO 2 A dPφO2CO2 （11） 式中φO 2为林木的释氧系数， 即单位净初级生产力 能够释放的O2量， 根据光合作用反应式，φO 21.20； CO 2为氧气成本 （元/t） ， 可以取氧气的工业成本。 （3） 涵养水源价值。用森林生态系统的蓄水效 应来衡量其涵养水分的功能。林地的年涵养水源 价值VO 2H 可用下式估算 VH 2O 10A dJK RCH2O （12） 式中J为计算区域年平均降雨量 （mm/a） ；K为计算 区产生径流降雨量占降雨总量的比例；R为林地与 裸地 （或皆伐迹地） 比较， 减少径流的系数；CH 2O 为 水源单价 （元/m3） ， 可采用替代工程法估价， 如取水 库蓄水成本。 （4） 土壤保持价值。森林的土壤保持价值可用 因控制土壤侵蚀而减少土地废弃所产生的经济效 益估算， 如把土壤保持量换算为农田面积， 再根据 农田收益计算其价值。这样， 林地的年土壤保持价 值Vs oi l可用下式估算 Vs oi l A dS 10000ρh v（13） 式中S为林地的土壤保持能力 （t/（hm2 a） ） ；ρ为土 壤容重 （t/m3） （农田的土壤容重一般为1.11.4） ；h 为机会成本计算中虚拟土地用途对应的土壤厚度 （m） （农田的土壤厚度一般取0.5m） ；v为假设把保 持的土壤转换为某种用地 （如农田） 的单位面积年 收益 （元/hm2） 。 （5） 空气净化价值。森林的空气净化功能主要 体现在吸纳SO2、 NOX和滞尘， 其价值可以根据这些 污染物的净化量及其处理成本估算。林地的年空 气净化价值Va为 Va A d YSO 2CSO2 YNOXCNOX YDCD（14） 式中YSO 2 、YNO X 、YD分别为林地的SO2、 NOX和灰尘 的净化量能力 （t/ （hm2a） ） ；CSO 2 、CCO 2 、CD分别为 SO2、 NOX的处理成本和除尘成本 （元/t） 。 （6） 养分循环价值。森林的养分循环价值可依 据其参与循环的营养元素量及其价格估算。根据 森林养分循环功能的服务机制， 可以认为构成森林 净初级生产力的营养元素量即为参与循环的养分 量。氮、 磷、 钾是森林植物体含量较大的营养元素， 所以只估算这三种营养元素量， 其价值可用化肥价 格计算。据此， 林地的年养分循环价值VNPK为 VNPK A dP kNpN kPβpP kKpK（15） 式中kN、kP、kK分别为林地净初生产量中的氮、 2135 第34卷 第11期 资 源 科 学 磷、 钾含量比例；β为P到P2O5转换系数 （2.2903） ； pN、pP、pK分别为氮肥、 磷肥 （P2O5） 、 钾肥的价格 （元/t） （根据网上资料， 分别为2200， 650， 2259） 。 （7） 灭菌价值。森林具有杀菌作用， 可以减少 空气中细菌的含量。根据林地的杀菌能力和杀菌 素价格估算其年灭菌价值Vger m Vger m A dMger mCger m （16） 式中M ger m 为林地生态系统杀菌素分泌能力 （t/ （hm2 a） ） ；C ger m为杀菌素市场价格 （元/t） 。 （8） 总外生生态价值损失。综合上述各项， 矿 山直接破坏的林地总外生生态价值的现值PVe为 PVe Vc VO 2 VH2O Vs oi l Va VNPK Vger m 1 d N -1 d1 d N （17） 2.2.3 复垦成本假设矿山开采结束即开始复垦， 矿山开采寿命为L年， 复垦施工和养护时间为n 年， 复垦成本的现值可用下式估算 PVr∑ t L 1 L n A t∙Cr 1 d t （18） 式中A t为第t年的复垦面积 （∑At Ad） （hm 2） ； C r 为林地的平均单位复垦成本 （元/hm2） 。 2.2.4 能耗生态成本为了吸收能耗产生的CO2排 放， 就得在矿山投产前种植面积相当于能耗足迹A E 的森林。所以， 以现时的 “模拟造林” 成本估算能耗 的生态成本现值PVE PVE A ECf （19） 式中Cf为现时单位面积造林成本 （元/hm2） 。 3 实证分析 某露天铁矿地处辽宁境内， 根据该矿的初步境 界设计， 境界中废石量6725万t， 矿石量4692万t， 预 计开采10年， 年均采矿量469.2万t。根据采剥计划 优化结果， 10年的剥岩量分别为 630万t、 882万t、 688万t、 677万t、 643万t、 682万t、 980万t、 600万t、 545万t、 398万t； 年均剥岩量为672.5万t； 尾矿总量 为1960万t。采场年均消耗汽油47t、 柴油6468t、 电 1370万kWh， 选矿厂年均用电1.3372亿kWh。 3.1 生态足迹计算 露天采场的占地面积从设计的境界平面图直 接量取， 为52 hm2。排岩场和尾矿库的占地面积运 用公式 （1） 和公式 （3） 估算， 其中， 废石沉实后的膨 胀系数为1.25， 废石的平均原地体重2.7 t/m3； 排岩 场高度50m， 排岩场形态系数1.8； 尾矿沉实后的体 重1.75 t/m3， 尾矿库深度70m， 尾矿库形态系数1.5， 得出排土场和尾矿库的占地面积分别为112 hm2和 24 hm2。设矿山专用道路、 选矿厂和办公区共占地 4 hm2。因此， 该矿直接用地面积 （直接足迹） 为192 hm2。 汽油和柴油的热值分别为 430.95 亿 J/t 和 426.77 亿 J/t； 汽油和柴油的碳排放系数分别为 1981t/J和2036t/J， 煤炭的碳排放系数为2545t/J； 林 地二氧化碳吸收能力10.627t/ （hm2 a） 。根据这些数 据以及三种能源的年均消耗量， 运用公式 （5） -公式 （7） 计算得出能源生态足迹为1.4209万 hm2。 3.2 生态成本计算 计算中所用数据源于当地实际情况和最近市 场行情调研以及相关参考文献[9-15]。矿山所在地区 的林地种类为温带常绿针叶林和落叶阔叶林， 其净 初级生产力为 6.56 t/ （hm2a） ， 土壤保持能力为 60.29t/ （hm2 a） ， SO2、 NOX和灰尘的净化量能力分别 为0.15， 0.38， 21.66 t/ （hm2 a） ， 净初生产量中的氮、 磷、 钾含量比例分别为0.33， 0.04， 0.23； 区域年平均 降雨量800mm， 产生径流降雨量占降雨总量的比例 为0.4， 与裸地 （或皆伐迹地） 比较林地减少径流的 系数为0.26； 农田的土壤厚度取0.5m， 土壤容重取 1.3t/m3， 林地保持的土壤转换为农田的单位面积收 益估计为2.2656万元/hm2； 二氧化碳处理成本441 元/t； 氧气制造成本 701.40 元/t； 水源蓄水成本取 1.25元/m3； SO2和NOX的处理成本以及除尘成本分 别为1116.18元， 1.6万元， 316.25元/t； 林地的杀菌素 分泌能力10.95t/ （hm2 a） ， 杀菌素市场价格150元/t； 开采结束后用两年复垦， 每年复垦96hm2， 林地的平 均单位复垦成本40万元/hm2； 造林成本2.25万元/ hm2； 当地矿山现时的征地价格为240万元/hm2； 折 现率取7。 运用本文的生态成本计算模型估算得四大项 生态成本的现值为 直接价值损失4.61亿元， 外生 生态价值损失0.46亿元， 复垦成本0.38亿元， 能耗 生态成本3.20亿元。可见， 直接经济损失和能耗生 2136 2012年11月 王青等 金属矿床露天开采的生态足迹和生态成本 态成本占主导地位， 分别占总生态成本的53和 37。按精矿售价700元/t、 采矿成本24元/t、 剥离 成本15元/t、 选矿成本135元/t， 采矿回收率95， 选 矿回收率82， 原矿平均品位25， 精矿品位66， 废石混入率0.035计算， 矿山利润 （不计基建投资） 的现值为11.1亿元。可以看出， 生态破坏成本是利 润值的78， 不由矿山经营者负担的外生生态价值 损失和能耗生态成本是利润的33。因此， 如果国 家强制要求矿山担负起全部生态成本的责任的话， 那么露天矿山的投资回报将大幅下降， 许多资源条 件较差矿床将不被开发， 这对保护资源有积极 作用。 4 结论 本文是对量化矿产开采的生态压力尤其是生 态成本的一次尝试。由于人类对生态系统功能及 其作用机制的了解还很不完全， 生态成本的量化是 一大难题； 即使是对于那些已有较好界定的生态功 能， 由于视角的不同和由此引起的估算方法的不同 （如替代成本法、 机会成本法、 补偿成本法等） ， 不同 研究者对同一对象的生态成本的估算结果也会大 相庭径。尽管如此， 本文的研究表明矿产开采的生 态成本 （或相当一部分） 是可以估算的。 本文对外生生态价值损失的估算趋于保守， 因 为未考虑生态系统在基因库保存、 野生动物多样 性、 文化、 景观等以及人类还未认知的生态服务功 能的价值。尽管如此， 本文的算例表明， 露天开采 的生态成本是不容忽视的； 除直接价值损失在征地 中得以体现、 复垦成本由矿山经营者负担外， 其他 生态成本在实践中被忽略。如果国家强制要求矿 山负担全部可估算的生态成本， 那么露天矿山的投 资回报率将大幅下降， 这对避免由于 “成本外溢” 造 成的资源破坏和浪费也许具有重要政策意义。 参考文献 （References） [1 ]Odell, C J. Integration of sustainability into the mine design process[D]. Vancouver University of British Columbia, 2004. [2 ]Azapagic, A, Clift, R. Life cycle assessment as a tool for impro- ving process perance A case study on boron products[J]. International Journal of Life Cycle Assessment, 1999, 4（3） 133-142. [3 ]Durucan, S, Korre, A, Munoz-Melendez, G. Mining life cycle modelingAcradle-to-gateapproachtoenvironmental management in the minerals industry[J]. Journal of Cleaner Production, 2006, 14 1057-1070. [4 ]Golonka, K A, Brennan, D J. Application of life cycle assessment to process selection for pollutants treatment A case study of sulphur dioxide emissions from Australian metallurgical smelters [J]. Process Safety and Environmental Protection, 1996, 74（2） 105-119. [5 ]Molotilov, S G, Norri, V K, Cheskidov, V I, et al. Nature-oriented open coal mining technologies using mined-out space in an open pit. Part I Analysis of the current mineral mining s[J]. Journal of Mining Science, 2006, 42 （6） 622-627. [6 ]Osanloo, M, Rashidinejad, F, Rezai, B. Incorporating environ- mental issues into optimum cut-off grades modeling at porphyry copper deposits[J]. Resources Policy, 2008, 33 （4） 222-229. [7 ]张晶. 辽宁省统计年鉴[M]. 北京 中国统计出版社, 2011. [8 ]一顿标准煤发电量是多少 [EB/OL]. question/74582677.html, 2008-11-06/2012-05-16. [9 ]Ma Xiaozhe, Wang Zheng. Estimation of provincial forest carbon sink capacities in Chinese mainland[J]. Chinese Science Bulletin, 2011, 56 （9） 883-889. [10] 柳云龙, 朱建青, 施振香, 等. 上海城市绿地净化服务功能及其 价值评估[J]. 中国人口 资源与环境, 2009, 19 （5） 28-32. [11] 苏美蓉, 杨志峰, 张迪. 城市生态系统服务功能价值评估方法 初探[J]. 环境科学与技术, 2007, 30 （7） 52-56. [12] 赵敏,丁慧勇,高峻. 城市森林固定CO2价值评估[J]. 生态经济, 2007,（8） 143-145. [13] 赵同谦, 欧阳志云, 郑华,等. 中国森林生态系统服务功能及其 价值评价[J]. 自然资源学,2004,19 （4） 480-491. [14] 夏本安, 谭著明. 湖南省森林生态效益评估初探[J]. 湖南林业 科技, 2009, 36 （2） 74-76 [15] 郎奎建, 李长胜, 殷有, 等. 林业生态工程10种森林生态效益计 量理论和方法[J]. 东北林业大学学报, 2000, 28 （1） 1-7. [16] 闵剑, 加璐. 我国碳捕集与封存技术应用前景分析 [J]. 石油石 化节能与减排, 2011 （2） 21-27. 2137 第34卷 第11期 资 源 科 学 Ecological Footprint and Ecological Costs in Open-Pit Metal Mining WANG Qing1, XU Xiaochuan1, GU Xiaowei1, LIU Jianping1,2, WANG Xiaoxu2 1. Resources and Ecological Economics Research Center, Northeastern University, Shenyang 110004, China； 2. Dongmei Foundation Company of Shenyang, Shenyang 110016, China Abstract Net present value NPV has been the main criterion in mining project uation and production plan optimization. It is common practice in NPV calculations to take into account only the tangible cost items in the corporate accounting system. The costs incurred due to damage to the local ecosystem and environment are treated as externalities and hence left out. Such practice on the one hand underestimates the total cost of a mining operation and, on the other hand, ignores the difference in ecological/environmental impacts between different mine plan alternatives. With growing interest in sustainable development, however, the mineral industry is under increasing pressure to operate mining operations not only based on economic and engineering principles but also in accordance with the principles of sustainability. The ecological costs of mining are estimated based on the areas and type of land e.g. forest land, grazing land, crop land damaged by mining activities and the carbon emissions from fossil fuel consumption. Based on the ecological footprint , direct and indirect ecological footprint models have been developed to reflect the ecological pressure of open-pit metal mining. The er measures the direct damages of open-pit mining to the ecosystem, and the latter the indirect impact of CO2emission from energy consumption on the ecosystem. Based on the ecological footprints and the major eco-service functions of the ecosystem, the ecological costs of open-pit mining are estimated, including lost value of direct eco-services, lost value of indirect eco-services, reclamation costs, and the eco-cost of energy consumption. The present values of ecological costs and profits were estimated based on the ultimate pit and mining schedule designed for a real open-pit mine. Results show that the total present value of ecological costs is 78 of the present value of profits, and the sum of the lost value of indirect eco-services and eco-cost of energy consumption, for which the mine operator is not responsible, is 33 of the present value of profits. It can be seen that, if mine operators were forced by the government to be responsible for all the ecological costs, the returns on investment in open-pit mines would be sharply lowered and many deposits with relatively unfavorable reserve conditions would not be exploited resulting in better resources protection. Key words Open-pit mining; Ecological eootprint; Ecological cost; Reclamation 2138