矿产资源的开发为我国的经济发展做出了巨大的贡献，为国家经济建设提供了能源和原材料，也使矿产开发成为工业经济的重要支柱，促进了社会进步和人类文明.但是在目前的开发技术和管理水平下，矿山开采极大地改变了原生景观生态系统，导致矿区生态退化与环境污染.尤其在金属矿的开采中造成了矿山企业周边地区土壤的严重污染.然而，随着工业需求量的不断增加，生产工艺落后，对尾矿以及金属冶炼过程产生的废弃物处置不当，造成周边地区大气、水及土壤环境污染，部分地区出现土壤板结、粮食减产等现象，土壤生态系统原有的生态平衡也遭到不同程度的破坏^[1-4]，同时土壤污染会使污染物在植(作)物体中积累，并通过食物链富集到人体和动物体中，危害人畜健康，引发癌症和其他疾病等^[5].矿山土地复垦和生态重建已刻不容缓.

1 金属矿山环境现状

土壤重金属污染主要是由于采矿、冶炼、化工、电镀、电子和制革等工业产生的含重金属废弃物进入土壤，以及污灌、农药、化肥、垃圾、粉煤灰和城市污泥的不合理使用引起的.随逐年开采，矿渣、选矿、冶炼及电镀等工业废水不断排放到周围环境中，造成周边土壤Pb，Cd，Cu，Zn，Cr，Hg，As等重金属污染严重.与其他污染物相比，重金属污染具有隐蔽性、毒性大、长期性和不可逆转性的特点.人们正在积极寻找快速、有效的污染土壤的修复途径.因此，土壤重金属污染防治一直是国际上农业环境研究的难点和热点^[6-7].

目前，在治理重金属污染土壤的技术中，重金属污染的修复主要有3种途径^[8]：①改变重金属赋存状态，降低其活性，使其钝化, 脱离食物链, 减小其毒性；②利用特殊植物吸收土壤中的重金属, 然后将该植物除去；③用工程技术将重金属变为可溶态、游离态，再经过淋洗，然后收集淋洗液中的重金属，从而达到回收重金属和减少土壤中重金属的双重目的^[9].

2 改良剂对金属矿区土壤的治理

土壤结构改良剂的研究开始于l9世纪末，距今己有100多年的历史.施用土壤改良剂改良土壤是在现代化工的基础上发展起来的有别于传统土壤改良方法的新方法，土壤改良剂在一定程度上能够松土、保湿、改良土壤理化性状，促进植物对水分和养分的吸收.尤其最近几年，高效低用量土壤改良剂的出现，使用方法的不断改进和成本的逐渐降低，使土壤改良剂在农田的普遍使用成为可能，而且该项技术易于推广、见效快.因此，越来越具有广阔的应用前景.

有关研究表明，土壤中重金属Cd²⁺、Co、Ni、Cu、Pb的溶解度与土壤溶液pH值的高低有很大关系，土壤pH值越低，这些重金属的溶解度越大、活性越高^[10].据研究，土壤改良剂降低重金属生物有效性的机理是通过改变土壤pH值、增加吸附位点或促进重金属离子与土壤其他组分(包括改良剂本身)的共沉淀来实现的.研究表明，石灰在提高土壤pH值的同时能够降低污染土壤中Cd、Zn的活性，减少作物对Cd、Zn的吸收.

改良剂在重金属尾矿的改良修复应用方面取得了一些进展，主要集中于Pb/Zn矿上，同时Cu矿尾矿砂的研究也陆续开展起来.在温室条件下于Pb/Zn矿上施用不同比例的污泥，种植豆科植物Sesbania rostrata和S.cananbina的试验结果表明，这两种植物能够在改良过的Pb/Zn矿上生长80d，并且以污泥施用比例为50 %时效果最好.污泥的加入不但增加了C、N、P和K的总量，而且还减少了矿砂中Pb、Zn、Cd总量以及用DTPA提取的Pb和Cd含量.但是，试验中也发现了污泥的施用导致了矿砂以及植物中的Cu含量增加，这可能是因为污泥本身含有高浓度的Cu^[11].

矿化垃圾是一种填埋8年以上的生活垃圾^[12]，能有效地降解固态有机污染物.矿化垃圾在对污染土壤中的重金属和在有害物质的降解和修复方法应用中，因其成本低，较物理和化学修复技术的高成本^[13]，植物修复方法中动植物生长、生存环境等因素限制，则此技术效果明显而具有较好的应用前景^[14].因此，利用矿化垃圾修复土壤基本不存在重金属污染问题.综合相关研究表明，矿化垃圾是一种性能非常优越的生物介质, 适合降解土壤中的重金属以及有毒有害有机物.

利用双穗雀稗(Paspalum distichum)的重金属耐性生态型，结合土壤、垃圾和石灰改良尾矿，束文圣等^[15]在广东乐昌进行了为期1年的尾矿植被重建的野外试验.结果表明，双穗雀稗可以在乐昌Pb/Zn尾矿正常生长，而尾矿覆盖5 cm的土壤或垃圾则可大幅度提高它的生物量.施用石灰不仅促进植物的生长，同时可抑制植物对重金属的吸收.除了TDL处理(尾矿+5cm垃圾+石灰)，第二次收割双穗雀稗的生物量较第一次收割有着极显著的提高，但各处理组植物体内的重金属含量普遍有所降低.试验证明利用耐性植物可在经轻度改良的尾矿上成功定居.

Zorpas等^[16]研究了沸石在污泥腐熟过程中吸附重金属的情况，结果发现随着混合物中天然沸石含量(0~30 %)的增加，腐熟后混合物中重金属的浓度明显降低，这是因为沸石吸附了污泥中交换态和碳酸盐结合态的重金属.添加0.5%和1.0 %的沸石在90d内可显著降低污泥中可移动的Zn，同时也显著降低土壤中重金属向黑麦草的迁移^[17].

施用石灰可降低或显著降低土壤中Hg、Cd、Pb的植物可利用性^[18].随着石灰用量增加，Hg、Cd、Pb在莴苣体内含量呈下降趋势.当石灰的施加量为22.5 kg/hm²时，土壤中Hg、Cd的残留态明显增加，使植物吸收Hg、Cd的量下降^[19].

Ye等^[20-21]利用石灰和猪粪改良酸性Pb/Zn矿取得了很好的效果，不仅提高了尾矿砂的pH值，还减少了其电导(EC)和DTPA提取态的Pb和Zn含量.另外，他们^[22]还用猪粪、蘑菇渣、煤渣、粉尘以及未受污染的表层土壤作为Pb/Zn矿的改良材料，其中以煤渣加表土以及粉尘加30 cm表土的效果比较好.

对于尾矿废弃地来说，加入改良剂并不能达到根本治理目的，废弃地的修复还必须要有植物的参与，使植物能够在废弃地环境中成功定居，因此需要选择耐旱、耐贫瘠以及耐重金属毒性的植物，同时也要加入一些植物生长所需要的养分等.

3 植物对金属矿区土壤的治理

对重金属污染土壤的生物修复，植物和微生物的修复技术都是绿色修复方法，其中植物修复具有成本低、操作简便等优势，土壤重金属污染的植物修复得到广泛应用，不仅可以对土壤中的重金属进行了吸收，而且对环境影响小，能有效地提高土壤有机质的含量，增加土壤肥力.

植物修复方面，聂汉平等用盆栽试验发现，香根草对铅、锌的吸收量比百喜草高，而百喜草对铜的吸收量比香根草高^[23-25].英国的Bradshaw^[26]长期致力于矿山废弃地的生态恢复研究工作，最早利用当地的耐性植物对矿山土地进行了修复，并且成功地开发出可商业化应用的针对不同重金属矿山废弃地的耐性品种系列.Kumar在含铅625mg/kg的土壤盆栽处理中种植Brassica(印度芥菜).三个星期后使淋溶液中的铅含量由740μg/mL下降到22μg/mL.Lena等在美国中部发现的一种蕨类植物能超量积累As，当土壤中As浓度为15000 mg/kg时，生长两周后，该植物叶中As浓度可达158600 mg/kg，并且生长迅速，可以有效地降低矿区土壤中As的含量^[27].如Li等^[28]意外发现相对较低的pH值降低了两种Alyssum植物对Ni的吸收，但Co的吸收有明显提高，而相对较高的pH值反而有利于Ni的提取，植物生长也得到了促进^[29].束文胜等^[30]通过调查，首次报道鸭跖草是铜的超富集植物，综合植物分布区土壤中的铜含量和植物体的铜含量，认为铜绿山海洲香薷、鸭跖草、蝇子草、头花蓼、滨蒿种群都可用于富铜土壤(如矿业废弃地的植被重建)，而超富集植物鸭跖草可用于铜污染土壤的植物修复. 2004年，中国科学院南京土壤研究所宋静基于土培试验，验证海州香薷为铜的耐性植物，可用于铜污染土壤的植物固定^[31].水培试验、土培试验中大部分Cu滞留在根部，对地上部影响较小.Cu为80 mg/kg，种植海州香薷可有效降低污染土壤NH4OAc提取态Cu浓度^[32].

一些单子叶植物在缺Fe条件下能释放植物高铁载体，促进土壤Fe、Zn、Cu、Mn的溶解.超积累植物也可能分泌金属结合蛋白(类似于金属硫蛋白或植物螯合肽)作为植物的离子载体，还可能分泌某些化合物, 促进土壤中金属溶解^[33].

利用盆栽试验研究了菌株WS34处理下对印度芥菜和油菜生长及富集铅镉能力的影响.结果表明，菌株WS34能促进供试植物生长, 使印度芥菜和油菜的干质量分别比对照增加21.4 %~76.3 %和18.0 % ~23.6 %，铅镉积累量比对照增加9.0 %~46.4 %和13.9 %~32.9 %，且油菜中的增加量大于印度芥菜.盆栽试验结果表明，菌株WS34能明显提高供试植物的生物量和铅镉吸收量, 且油菜中的增加量大于印度芥菜^[34].

不同Ni含量土壤中植物去除Ni能力存在显著差异.在Ni污染最重的元江土壤中，所有植物单季Ni去除率很低，仅为0.5 %；在Ni污染次高的墨江土壤中，A.murale和A.corsicum去除Ni能力最强，单季Ni去除率超过20 %；而在Ni污染较低的信宜土壤中，芥菜去除Ni能力最强，达15 %，远超过A.murale和A.corsicum^[35].

圆锥南芥是一种新的Pb/Zn/Cd多金属超富集植物，地上部外Pb/Zn/Cd平均含量均高于相关标准，且生长状况良好，显示出多金属超富集能力.营养液培养条件下Pb/Zn/Cd最高含量可达14769，77442，3509mg/kg，地上部平均含量也远远超过标准值，且同时高于地下部，说明圆锥南芥能够有效地从地下部向上转运重金属^[36].

采用温室盆栽实验，研究了在不同剂量石灰石改良条件下，大宝山矿强酸性多金属不同污染程度吸收金属特征.研究表明，在低污染酸性土壤中石灰石通过提高土壤pH值降低低污土和高污土中的金属有效态含量，促进麻疯树在强酸性多金属污染土壤中的生长；在低污和高污土中生长的最佳石灰石剂量分别为0.25%和0.5%.石灰石可不同程度地降低麻疯树中各部位的Cd、Cu、Pb、Zn和Al的含量，并基本上呈现随石灰石用量增加而减少的趋势；麻疯树地下部的金属含量高于地上部，并且石灰石对麻疯树地下部金属含量(除Cd外)降低的幅度大于地上部^[37].

施肥是提高重金属污染土壤的植物修复效率的必要强化措施之一.廖晓勇等^[38]通过施用不同类型的磷肥会明显影响蜈蚣草的生长和植株中砷浓度，在应用蜈蚣草进行砷污染土壤的修复中，磷酸二氢钙是首选磷肥类型，根据当地实际情况及土壤特性也可选择施用磷酸二氢铵和钙镁磷肥作磷源.磷肥能一定程度提高砷超富集植物的修复能力，但不同磷肥对其砷去除效率的影响可达数倍之差，磷酸二氢钙是首选磷肥类型.

一般来说，铬超积累植物应该是在其地上部分富集的铬含量 > 1000mg/kg(Diwanetal, 2008).在铬超积累植物的研究过程中，还发现一些植物对铬有超积累效应.张学洪等(2007)在对广西某电镀厂附近的植物和土壤进行野外调查时，发现了湿生铬超积累植物———李氏禾(Leersia hexandra)，通过在营养液中进行培养实验表明，李氏禾对铬具有明显的超积累特性，叶片内平均铬含量达1786.9 mg/kg，变化范围为1084.2~2977.7 mg/kg^[39].

4 微生物动物对金属矿区土壤的治理

微生物修复方面，是指利用微生物的生命代谢活动减少土壤环境中有毒有害物的浓度或使其完全无害化，从而使受污染的土壤环境能够部分或完全地恢复到原始状态的过程^[40].关于重金属污染的微生物修复方面的研究和应用较少，直到最近几年才引起人们的重视.

除氧化亚铁硫杆菌能够浸出金属硫化矿外^[41]，其他一些微生物也可以浸出非硫化物中的一些金属元素.在本次研究中，从铝土矿山筛选到一株真菌，编号CSJ-13#.该菌株的最适生长温度为30 ℃，好气生长.在以蔗糖为发酵底物的液体培养基中生长7d，培养基的pH值由初始的6.83下降到1.87，经检测培养液中的草酸含量大于4.5g/L，说明CSJ-13^#菌株具有较强的产生有机酸的能力.在反应温度85 ℃、反应时间6 h的条件下，用CSJ-13^#发酵液浸出含铁铝土矿，矿样中Fe₂O₃的含量由4.96%下降到2.87 %；在CSJ-13^#发酵液中添加2 %的H₂SO₄制备成pH值为0.5左右的浸矿剂后再浸出矿样，可以浸出矿样中92.03 %的杂质铁, 矿样中Fe₂O₃的含量降到0.93 %.经检测，除铁后矿样中含铝矿物晶体结构没有被破坏.研究结果表明CSJ-13^#菌株对铝土矿具有较好的浸矿除铁效果.

丛枝菌根真菌是一类重要的土壤真菌，能够与陆地上80 %以上的植物根系建立共生关系，形成丛枝菌根(arbuscular mycorrhiza, AM).已有的试验表明接种AM真菌可以促进土壤中As(Ⅴ)的解吸附，减少As(Ⅲ)的解吸附，有利于土壤中As以绝对比例量为As(Ⅴ)，而这种形态的As是植物吸收的主要形态.夏运生^[42]认为接种AM真菌主要是通过降低土壤水溶性As及地上部As含量，并增加P的吸收而提高植株P、As比而改善植物生长状况^[43].

5 金属矿区土壤的复合修复

“土壤-微生物-植被系统”有机复合体^[44]，它们形成和演化的过程中形成了互为条件，共同兴衰的、生命力极强的生命功能体.“土壤-微生物-植被系统”也具有双重作用功能，既进行着自身维护和发展，又进行着生态环境的恢复与更新，可应用于矿山生态环境建设项目中.通过土壤基质改良、植物种类筛选和微生物筛选，从这3个方面来构建“土壤-微生物-植被系统”, 其改良方法的选择根据不同的地理环境来进行.以大红山铁矿生态恢复为例，通过对其地理环境的分析，改良方法主要是：稳固斜坡，平整表面复土，下层为心土，上层为表土；对植物种类筛选来看，应选取抗逆性强、生长迅速、改土效果和生态功能明显的种类，并优先选择乡土特种，配与适量的矿区特征种间种，禾草与豆科植物常常是首选的树种，禾草科植物中狗牙根、香根草和百喜草，豆科植物中三叶草、胡枝子和金合欢作为矿山恢复的先锋树种^[45]；对微生物的筛选也应首选乡土种，其一并与植物的种子一起播种，随着植物生长，形成一种共生体.

关于菌根真菌用于植物-微生物联合修复重金属污染的报道较多，Pongrac等(2009)认为利用菌根真菌Capnobotryellasp、Penicillium brevicompactum、Rodotorula aurantiaca及R·slooffiae与Thlaspipraecox (十字花科)联合修复重金属污染土壤具有相当广阔的应用前景^[46].

6 金属矿区土壤治理研究发展趋势展望

解决金属矿区土壤重金属元素的污染问题，应加强重金属元素土壤生态化学行为和修复技术研究，特别是应用前景大的植物技术和微生物技术，寻求多种修复技术的综合运用.在选择修复技术时，应根据污染物的性质、土壤条件、污染的程度、预期的修复目标、时间限制、成本、修复技术的适用范围等因素加以综合考虑，同时加强环境保护力度，避免含重金属元素的废水进人环境，注意重金属尾矿的处置防治，从源头上消除重金属元素对土壤的污染，积极推进生态农业和绿色食品的发展进程.然而，就目前而言，改良剂的修复效果往往受到重金属离子的种类、作物、土壤类型及环境因子的制约.不同改良剂的改良效果也具有很大的差异.因此必须进一步深入系统地研究现有改良剂的化学修复机理，特别是影响改良剂发挥作用的土壤因子.同时在现有研究工作的基础上，借鉴其他领域的最新研究成果，筛选出一种经济、有效、稳定且对环境友好的新型土壤钝化剂，这是改良剂原位修复技术的关键.植物修复技术作为一种新兴高效、绿色廉价的生物修复途径，现已被科学界和政府部门认可和选用，并逐步走向商业化，但目前该技术还处于田间实验和示范阶段.在金属矿山土壤重金属污染的治理实践中，针对矿山的具体情况，在深入了解植物生物学特性与植物修复关系的基础上，采用土壤污染修复技术的综合应用也是必不可少的.到目前为止，国内外已有一些较好的研究成果.如何将已有的研究成果, 通过筛选、提炼优化后用于矿山污染土壤的实际修复中是迫切需要解决的问题.此外，还应将电化法修复、淋溶络合法修复及农业调控措施等综合应用到土壤重金属修复中，取长补短，更好地实现重金属污染土壤的修复.