花潔，王健媛，陳運(yùn)帷，王健，陳征，劉洋洋

1.生態(tài)環(huán)境部土壤與農(nóng)業(yè)農(nóng)村生態(tài)環(huán)境監(jiān)管技術(shù)中心

2.中國(guó)環(huán)境科學(xué)研究院

3.煙臺(tái)拉楷管理咨詢有限公司

隨著經(jīng)濟(jì)的迅速發(fā)展，能源消耗急劇增加。中國(guó)作為全球最大的煤炭生產(chǎn)和消費(fèi)國(guó)，其煤炭累計(jì)儲(chǔ)量超過70 億t[1]。隨著煤炭資源的不斷開采，大量有毒污染物排放到礦區(qū)周邊的土壤環(huán)境中，對(duì)人體健康造成威脅[2]。煤礦礦區(qū)周邊土壤污染物主要包括重金屬和多環(huán)芳烴（PAHs）。重金屬污染具有潛在毒性、持久性和生物積累性[3-4]，土壤中積累的重金屬會(huì)通過食物鏈進(jìn)入人體，危害人體健康[5]。PAHs因其對(duì)自然環(huán)境和人類健康造成危害而受到廣泛關(guān)注，已被美國(guó)國(guó)家環(huán)境保護(hù)局和國(guó)際癌癥研究機(jī)構(gòu)定義為致癌物質(zhì)[6]。此外，隨著苯環(huán)數(shù)量的增加，PAHs 在環(huán)境中的降解度逐漸增加，毒性也迅速增大，致癌性增強(qiáng)。不容忽略的是礦區(qū)周邊土壤環(huán)境污染特征各不相同[7]。因此，明確礦區(qū)周邊土壤污染特征及其修復(fù)手段對(duì)礦區(qū)環(huán)境治理和安全生產(chǎn)意義重大。

土壤污染修復(fù)技術(shù)主要包括植物修復(fù)、生物修復(fù)和物理化學(xué)修復(fù)等，但各技術(shù)在實(shí)際應(yīng)用中存在不同的優(yōu)缺點(diǎn)。目前，治理修復(fù)污染土壤的工作主要集中于對(duì)農(nóng)田土壤中重金屬污染的處理，而對(duì)煤礦區(qū)重金屬和PAHs 污染土壤的研究相對(duì)不足，尤其是針對(duì)礦區(qū)PAHs 的污染。因此，筆者以煤礦區(qū)土壤重金屬和PAHs 污染作為主要研究對(duì)象，總結(jié)了礦區(qū)土壤污染特征及來源，并從生物修復(fù)、植物修復(fù)和物理化學(xué)修復(fù)以及多技術(shù)聯(lián)用4 個(gè)方面進(jìn)行分析，以期為礦區(qū)重金屬和PAHs 污染土壤的治理修復(fù)提供新的思路及科學(xué)依據(jù)。

1 煤礦礦區(qū)土壤污染物類型

1.1 重金屬污染來源及危害

煤炭資源開采導(dǎo)致煤礦區(qū)地表覆蓋物（尾礦堆、矸石堆、廢石和被破壞的地表土壤）中含有高濃度的重金屬，污染周圍土體[8]，使礦區(qū)周邊土壤重金屬濃度明顯高于背景值[9-10]。重金屬污染主要通過粉塵遷移沉降、風(fēng)蝕淋溶以及煤礦區(qū)酸性廢水外排等方式產(chǎn)生[11]。已有研究表明，60%的癌癥患者與重金屬污染密切相關(guān)，其中對(duì)人類健康威脅最大的重金屬元素分別為Pb、Hg、Cd、Cr 和As[12]，這5 種重金屬也被列為煤礦礦區(qū)土壤中危害較大的重金屬污染物[13-14]。通過統(tǒng)計(jì)全球122 個(gè)地點(diǎn)的煤炭工業(yè)用地相關(guān)土壤中As、Ni、Cu、Cd、Cr、Pb、Zn 和Hg 的濃度發(fā)現(xiàn)，土壤中重金屬Cd 和Hg 的濃度遠(yuǎn)高于Cr 和Pb，其中Hg 濃度最高、污染程度最大[2]。此外，許多學(xué)者對(duì)中國(guó)淮南礦區(qū)周邊土壤中的重金屬污染進(jìn)行了大量研究[15-19]，均發(fā)現(xiàn)礦區(qū)周邊土壤中的重金屬濃度超過背景值，污染嚴(yán)重。不難發(fā)現(xiàn)，不同地區(qū)煤礦的開采均會(huì)給周邊土壤帶來不同程度的重金屬污染，并且重金屬元素易于在土壤中富集，自然條件下難以降解，導(dǎo)致其在生物體中累積，最終威脅動(dòng)植物健康。因此，鑒于重金屬對(duì)環(huán)境的嚴(yán)重污染和人體健康的危害，選擇合適的治理修復(fù)技術(shù)尤為重要。

1.2 PAHs 污染來源及危害

研究發(fā)現(xiàn)煤礦區(qū)PAHs 的污染來源均與當(dāng)?shù)氐拿喉肥兔喝紵嘘P(guān)，PAHs 可通過皮膚和呼吸道等進(jìn)入人體，損害人體免疫系統(tǒng)[20]。例如淮北典型礦區(qū)PAHs 主要來源于煤和煤矸石，并且發(fā)現(xiàn)煤顆粒的致癌風(fēng)險(xiǎn)較高[21-22]；徐州6 個(gè)礦山的PAHs 主要來源于原煤和煤燃燒[23]。此外，地下采礦活動(dòng)和機(jī)械設(shè)備中排放或泄漏的潤(rùn)滑劑和乳化劑等物質(zhì)也會(huì)導(dǎo)致PAHs 進(jìn)入土壤環(huán)境造成污染[24]。因此，鑒于PAHs所具有的致癌性、致畸性和誘變性[25]，查清其在煤礦區(qū)的分布及來源至關(guān)重要。

研究發(fā)現(xiàn)馬家溝廢棄煤礦表層土壤中PAHs 平均濃度為（170.3±99.8）ng/g[26]，而淮北煤田表層土壤和煤矸石中烷基PAHs（APAHs）的濃度分別高達(dá)2835和7782μg/kg[27]，可見廢棄煤田土壤污染程度要低于正在運(yùn)行煤田表層土壤。馬清義等對(duì)葛泉礦煤矸石周圍PAHs 的分布特征研究發(fā)現(xiàn)，隨著遠(yuǎn)離煤矸石區(qū)域，樣品中的飽和烴由低碳向高碳轉(zhuǎn)變，PAHs在煤矸石附近的富集程度較高，表明煤矸石周圍存在有機(jī)污染[28]。Xu等[22]研究表明淮北礦區(qū)煤矸石中低環(huán)PAHs 更容易分解到環(huán)境介質(zhì)中，而高環(huán)PAHs在風(fēng)化煤矸石中易被保留和富集。然而，煤炭生產(chǎn)過程中造成不同區(qū)域有機(jī)污染物的成分、濃度等千差萬別。因此，通過分析礦區(qū)污染物污染程度及來源可為煤炭開采區(qū)PAHs 的污染防治提供參考。

2 煤礦礦區(qū)污染土壤修復(fù)技術(shù)

煤礦礦區(qū)周邊土壤修復(fù)技術(shù)主要包括生物修復(fù)、植物修復(fù)和物理化學(xué)修復(fù)。然而不同修復(fù)手段只能去除特定的重金屬或PAHs 污染，并且不同修復(fù)技術(shù)各具優(yōu)缺點(diǎn)。表1 為近年不同修復(fù)技術(shù)和多修復(fù)技術(shù)聯(lián)用對(duì)土壤重金屬和PAHs 污染修復(fù)治理的匯總，以便根據(jù)土壤的污染特征，通過選擇單一或多種修復(fù)技術(shù)聯(lián)用進(jìn)行治理。

表1 礦區(qū)周邊土壤重金屬和PAHs 污染的修復(fù)技術(shù)Table 1 Remediation technologies for heavy metals and PAHs contamination of soils around mining sites

2.1 生物檢測(cè)與修復(fù)技術(shù)

2.1.1 土壤重金屬污染的生物修復(fù)

生物修復(fù)技術(shù)主要是利用微生物自身的新陳代謝來降低土壤中重金屬的濃度或抑制重金屬在土壤中的活性，從而降低礦區(qū)周邊土壤重金屬污染（圖1）。其中，修復(fù)所需的微生物通常是從煤礦污染土壤中篩選，這是由于在長(zhǎng)期的污染環(huán)境中，微生物對(duì)重金屬產(chǎn)生了一定的修復(fù)能力。Upadhyay 等[29]從煤礦污染土壤中分離出枯草芽孢桿菌（Bacillus subtilis）菌株，發(fā)現(xiàn)其對(duì)Cr 的抗性最強(qiáng)，能夠?qū)r6+還原成毒性較小的Cr3+，從而降低Cr6+的毒性；高空芽孢桿菌（Bacillus altitudinis）和暹羅芽孢桿菌（Bacillus siamensis）對(duì)Pb 也展示出較高的耐受性[30]。Roy等[31]從露天煤矸石中分離出一種抗重金屬的細(xì)菌Delftiasp.，該菌株可以促進(jìn)植物的生長(zhǎng)，進(jìn)而增強(qiáng)植物對(duì)礦區(qū)周邊土壤重金屬污染的修復(fù)，特別是對(duì)Pb 展示出很好的吸附效果。Wahsha 等[52]開發(fā)了一種基于微生物酶活性檢測(cè)的早期預(yù)警工具，該工具能夠及時(shí)對(duì)重金屬污染物的富集進(jìn)行檢測(cè)，可以有效阻止重金屬進(jìn)一步富集。氧化微桿菌（Microbacterium oxydans）CM3 和CM7 的混合培養(yǎng)在適宜的pH 下也展現(xiàn)出較高的Pb 生物修復(fù)能力[32]。因此采用生物修復(fù)重金屬污染土壤時(shí)可借助微生物物種之間的互利共生關(guān)系。然而，鑒于微生物群落的復(fù)雜性及對(duì)環(huán)境的敏感性，采用生物修復(fù)手段時(shí)要綜合考慮多種因素（例如污染物類型、污染土壤性質(zhì)、氣候和環(huán)境因素等）。此外，與單一處理相比，通過植物-微生物聯(lián)合修復(fù)技術(shù)處理Cd 污染土壤具有相對(duì)破壞性小、修復(fù)高效且對(duì)環(huán)境無二次污染等優(yōu)勢(shì)[48]。近年來，微生物-電動(dòng)聯(lián)合修復(fù)技術(shù)對(duì)Cd、Cu、Pb、Zn、Co、As 等重金屬污染土壤也表現(xiàn)出良好的修復(fù)效果[49]。

圖1 重金屬和PAHs 污染土壤的生物修復(fù)Fig.1 Bioremediation of soil contaminated with heavy metals and PAHs

2.1.2 土壤PAHs 污染的生物修復(fù)

生物修復(fù)方法在去除PAHs 方面展現(xiàn)出較好的安全性、經(jīng)濟(jì)性和環(huán)境可持續(xù)性，從而引起廣泛關(guān)注。早期的研究詳細(xì)解釋了微生物降解PAHs 的生化原理和分解代謝途徑[53]，發(fā)現(xiàn)細(xì)菌最初通過雙加氧酶攻擊芳香環(huán)，生成順式二氫二醇這一二羥基化中間體，之后在氧化的作用下形成環(huán)裂解酶的底物，進(jìn)一步分解代謝產(chǎn)生三羧酸循環(huán)中間體（圖2）。另外，研究發(fā)現(xiàn)多種微生物能夠分解PAHs，包括假單胞菌、微球菌、紅球菌、節(jié)肢桿菌、芽孢桿菌、棒狀桿菌等[33-35]。它們可以通過自身的酶催化將PAHs轉(zhuǎn)換成小分子化合物，最終將其分解為CO2、H2O和CH4等，但分解速度受到土壤pH、溫度、濕度、氧化還原電位和鹽度等因素的影響。然而微生物修復(fù)PAHs 污染過程中可能與其他菌株發(fā)生養(yǎng)分競(jìng)爭(zhēng)，影響其生物修復(fù)性能。為了刺激菌株的生長(zhǎng)，進(jìn)一步促進(jìn)礦區(qū)污染土壤中高分子量PAHs 的降解，則需要額外補(bǔ)充養(yǎng)分[54]。研究發(fā)現(xiàn)使用淀粉作為碳源不僅增加了土壤中細(xì)菌和真菌的豐度，而且顯著提高了PAHs 去除率[55]。同時(shí)發(fā)現(xiàn)使用腐殖酸不僅能夠促進(jìn)PAHs 降解，而且還可以作為表面活性劑和碳源提高微生物活性[56]。因此，在修復(fù)礦區(qū)土壤PAHs 污染時(shí)應(yīng)考慮多種修復(fù)方法聯(lián)合使用，不僅發(fā)揮微生物的優(yōu)勢(shì)，同時(shí)通過添加額外的能量物質(zhì)或特定植物[57]，促進(jìn)微生物活性，增強(qiáng)對(duì)PAHs的去除能力。

圖2 PAHs 氧化的微生物途徑的初始步驟[53]Fig.2 Initial steps in the microbial pathways for oxidation of PAHs

2.2 植物修復(fù)技術(shù)

2.2.1 土壤重金屬污染的植物修復(fù)

植物修復(fù)是指利用具有較強(qiáng)耐受性和富集能力的特定植物對(duì)土壤污染物進(jìn)行提取、吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)以及分解或固定化，從而去除土壤污染的方法[58]。該方法具有成本低廉、不造成二次污染、改善景觀和長(zhǎng)期穩(wěn)定等特點(diǎn)[59-60]。植物對(duì)土壤重金屬的去除主要通過3 個(gè)方面實(shí)現(xiàn)（圖3）：1）植物萃取，即植物從土壤中提取重金屬，并將其轉(zhuǎn)移到植物的莖葉中，以去除礦區(qū)污染區(qū)域的重金屬[61]；2）植物穩(wěn)定，利用可耐受植物的冠層和根系穩(wěn)定或吸收污染土壤中的重金屬，因?yàn)橹参锕趯涌蓽p少粉塵擴(kuò)散，而植物根系可防止因淋濾和水蝕引起的重金屬遷移[62]；3）植物揮發(fā)，主要是Hg 在植物體內(nèi)轉(zhuǎn)化為毒性較小的形式，通過氣孔釋放到大氣中[63]。麻風(fēng)樹（Jatropha curcasL.）可用于修復(fù)含有高濃度Fe 和As 的采礦土壤，經(jīng)過90d 的植物修復(fù)，可使污染土中Fe 和As 的濃度分別下降29%和44%[36]；蒼耳（Xantium strumarium）葉片對(duì)Pb、Cd 和Ni 的吸收能力較強(qiáng)，且主要集中于葉子和根部[37]；羊尾草（Setaria pumila）、狼尾草（Pennisetum sinese）、伴礦景天（Sedum plumbizincicola）和海州香薷（Elsholtzia splendens）4 種植物均可減少土壤中Cu、Cd 的生物有效性和流動(dòng)性，但對(duì)不同重金屬修復(fù)效果存在差異[38]。因此，植物修復(fù)雖然可以處理重金屬污染土壤，但實(shí)際應(yīng)用中需要根據(jù)重金屬污染種類及污染程度選擇不同植物進(jìn)行處理。此外，研究發(fā)現(xiàn)植物-電動(dòng)聯(lián)合修復(fù)技術(shù)通過將低強(qiáng)度電場(chǎng)施加到植物生長(zhǎng)附近的污染土壤中，可促進(jìn)植物對(duì)重金屬（Zn、Cu、Pb、Cd）的吸收與積累[50]。

圖3 植物修復(fù)重金屬污染土壤的主要途徑Fig.3 Main pathways of hytoremediation of heavy metals in contaminated soil

2.2.2 土壤PAHs 污染的植物修復(fù)

植物可以直接從礦區(qū)周邊污染土壤中吸收PAHs 污染物，也可以通過促進(jìn)根際微生物的生長(zhǎng)，間接分解PAHs[64]。利用植物本身的特性，通過降低周圍環(huán)境中PAHs 的流動(dòng)性和生物利用度，進(jìn)而限制PAHs 在土壤中的遷移，阻止其進(jìn)入食物鏈，危害人類健康[65]。研究發(fā)現(xiàn)牧草、紫花苜蓿、黑麥草、雀麥草、高羊茅和柳枝稷等植物對(duì)礦區(qū)周邊土壤PAHs 污染有較好的修復(fù)能力[39-40,51]，其中苜蓿和黑麥草對(duì)PAHs 的去除率高達(dá)47%。最近，火鳳凰對(duì)PAHs 的去除受到了關(guān)注，無論是低濃度或高濃度的PAHs 污染，去除率均高于60%[41]。然而，植物修復(fù)所需周期長(zhǎng)，植物的生長(zhǎng)也受到多種自然條件的限制，并且礦山尾礦土壤通常鹽度高，保水能力低，pH 極高，有機(jī)質(zhì)缺乏，對(duì)植物生長(zhǎng)極為不利[62]。目前，利用根際微生物和真菌增強(qiáng)植物根對(duì)PAHs 的去除也取得了不錯(cuò)的效果。該方法主要是通過刺激根際微生物和真菌，促使它們釋放有機(jī)酸、糖、氨基酸、酚類和酶脫鹵酶等對(duì)PAHs 進(jìn)行降解[66]。苜蓿和雀麥草單獨(dú)處理雖然能降低大部分高分子量PAHs 的濃度，但當(dāng)添加淀粉和鐮刀真菌（Fusariumsp.）菌株后，雀麥草+淀粉+Fusariumsp.菌株的組合展現(xiàn)出更高的PAHs 去除率，特別是對(duì)苯并苝的去除率高達(dá)74.85%[51]。因此，植物和微生物的聯(lián)合使用可使煤礦礦區(qū)周邊土壤中PAHs 得到有效去除，植物類型和菌株的組合關(guān)系也影響植物-微生物之間的相互作用，研究植物與微生物修復(fù)方法的聯(lián)用可為提高礦區(qū)PAHs 修復(fù)效率提供重要依據(jù)。

2.3 物理化學(xué)修復(fù)

2.3.1 土壤重金屬污染的物理化學(xué)修復(fù)

物理修復(fù)方法操作簡(jiǎn)單、副作用小，在我國(guó)前期的土壤修復(fù)領(lǐng)域被廣泛應(yīng)用，主要包括土壤覆蓋、客土置換、表土剝離、土壤深耕等方法[67]。表層土壤覆蓋可以快速處理緊急土壤污染事故并阻止重金屬的暴露[42]，但其并不能真正穩(wěn)定重金屬，且成本較高，存在較大的環(huán)境污染隱患。鑒于礦區(qū)周邊土壤污染的復(fù)雜性，其治理方案需考慮多個(gè)因素?；瘜W(xué)修復(fù)方法主要是通過添加化學(xué)試劑固定或鈍化重金屬來降低其污染程度[68]。目前常用的固定劑有生物炭、過磷酸鈣、石灰等[43,69]。固定化方法可以將污染土壤密封在水泥、瀝青或生物炭材料中，使其化學(xué)性質(zhì)更為穩(wěn)定，防止污染物泄漏[70-71]。此外，多技術(shù)修復(fù)方法聯(lián)用對(duì)重金屬污染的去除效果較好。研究發(fā)現(xiàn)，生物炭和電化學(xué)修復(fù)聯(lián)用可以有效修復(fù)重金屬污染土壤。電化學(xué)修復(fù)可以在電場(chǎng)作用下定向遷移污染物[72]，在電動(dòng)處理過程中，重金屬可能會(huì)向陰極遷移，因此在陰極和污染土壤之間填充生物炭可以吸附這些重金屬，多項(xiàng)研究證實(shí)該方法在治理重金屬污染土壤應(yīng)用中是可行的[73-74]。電動(dòng)-化學(xué)淋洗聯(lián)合修復(fù)技術(shù)可以在短時(shí)間內(nèi)去除土壤中的重金屬，且不受土壤滲透性的限制[75]。采用化學(xué)-微生物聯(lián)合修復(fù)攀西礦區(qū)典型重金屬污染土壤，發(fā)現(xiàn)能夠降低土壤Cd、Pb 的活性，對(duì)重金屬具有良好的鈍化還原效果[76]。此外，采用煤礦礦區(qū)廢物煤矸石與植物共同修復(fù)礦區(qū)重金屬污染土壤，發(fā)現(xiàn)煤矸石處理抑制了Zn、Pb、Cd 和Cu 從尾礦向香根草的轉(zhuǎn)運(yùn)，能夠有效降低煤礦中大多數(shù)被研究金屬的流動(dòng)性[77]。因此，多種修復(fù)技術(shù)聯(lián)用將成為煤礦污染土壤治理的重要手段之一。

2.3.2 土壤PAHs 污染的物理化學(xué)修復(fù)

目前污染土壤中處理PAHs 的物理方法主要包括熱脫附技術(shù)和萃取修復(fù)，化學(xué)方法主要包括Fenton 氧化、臭氧氧化、光催化氧化和電化學(xué)修復(fù)。其中，熱脫附技術(shù)不僅具有工藝簡(jiǎn)單、適應(yīng)性強(qiáng)、修復(fù)速度快和二次污染小等優(yōu)點(diǎn)，而且還具有污染物去除率高等顯著優(yōu)勢(shì)。通過熱脫附手段，土壤苯并(b)熒蒽濃度由14600mg/kg 降至0.3mg/kg，PAHs 去除率高達(dá)96.31%[44-45]，證明該方法對(duì)PAHs具有優(yōu)異的修復(fù)效果。目前，萃取修復(fù)通常選擇環(huán)糊精和植物油為萃取劑，特別是葵花籽油和花生油對(duì)污染土壤中PAHs 的去除均展現(xiàn)出良好的效果[78-79]，葵花籽油能夠去除污染土壤中81%～100%的PAHs，花生油則對(duì)蒽的萃取率高達(dá)90%。同時(shí)土壤中剩余的植物油也能夠作為微生物生長(zhǎng)的基質(zhì)，促進(jìn)生物修復(fù)作用。相較于熱脫附技術(shù)，萃取修復(fù)具有易操作、長(zhǎng)效性和效果好等優(yōu)點(diǎn)，但萃取溶液處理不干凈會(huì)造成二次污染問題?；瘜W(xué)修復(fù)中的Fenton 氧化可通過添加螯合劑/高過氧化物濃度的化學(xué)物質(zhì)來產(chǎn)生高活性的自由基，以便修復(fù)PAHs 污染土壤[46]，但該方法會(huì)對(duì)設(shè)備造成腐蝕。臭氧氧化技術(shù)對(duì)PAHs污染中菲的去除展現(xiàn)出優(yōu)異的效果，菲的去除率高達(dá)89.3%[47]。光催化氧化具有反應(yīng)溫和及綠色環(huán)保等優(yōu)點(diǎn)，但受限于污染土壤厚度（土壤厚度越厚，污染物降解越慢），僅能在小區(qū)域內(nèi)使用。腐殖酸和TiO2以不同質(zhì)量比制備的復(fù)合催化材料，在可見光和紫外光條件下對(duì)萘和菲的降解率分別為72.1%和83.8%[80]。電化學(xué)修復(fù)雖然不會(huì)破壞土壤原有的生態(tài)環(huán)境，但其并沒有展現(xiàn)出優(yōu)異的修復(fù)效果。目前，許多研究人員開始使用微生物-電動(dòng)聯(lián)合修復(fù)技術(shù)來提高土壤中有機(jī)污染物的修復(fù)效率[81-82]。此外，研究發(fā)現(xiàn)采用填埋場(chǎng)覆土利用和異位熱脫附的聯(lián)合修復(fù)模式比單一處理效果更優(yōu)，具有工期短、效率高、經(jīng)濟(jì)性好等優(yōu)點(diǎn)，修復(fù)后的場(chǎng)地有機(jī)污染物濃度均低于控制標(biāo)準(zhǔn)且對(duì)環(huán)境影響較小[83]。

目前通過物理化學(xué)方法修復(fù)煤礦礦區(qū)PAHs 污染的相關(guān)研究較少，多數(shù)采用微生物及植物修復(fù)方法，今后應(yīng)加強(qiáng)上述方法對(duì)礦區(qū)周邊土壤污染治理的實(shí)踐。單一的處理技術(shù)相較于多技術(shù)聯(lián)用去除土壤污染物的能力較弱，且存在二次污染等問題，考慮到礦區(qū)周邊土壤污染的復(fù)雜性，多技術(shù)聯(lián)用處理將是未來研究的重點(diǎn)。

3 結(jié)語與展望

煤礦礦區(qū)周邊土壤類型多樣、性質(zhì)不同、影響因素眾多，目前存在的生物修復(fù)、植物修復(fù)和物理化學(xué)修復(fù)等技術(shù)對(duì)于礦山環(huán)境的恢復(fù)和土壤生態(tài)的重建各有利弊。植物修復(fù)和生物修復(fù)對(duì)環(huán)境更友好，但耗時(shí)長(zhǎng)，對(duì)氣候和環(huán)境的依賴程度高；物理修復(fù)雖然有效，但成本和能耗較高；化學(xué)修復(fù)成本相對(duì)較低、見效快，但長(zhǎng)期效果不理想。穩(wěn)定性、對(duì)環(huán)境是否友好、速度和成本等是在礦區(qū)土壤修復(fù)中應(yīng)考慮的關(guān)鍵因素。因此，需要多種修復(fù)方法聯(lián)用、多手段相結(jié)合進(jìn)行礦區(qū)重金屬及PAHs 污染土壤修復(fù)。

采用植物修復(fù)、生物修復(fù)和物理化學(xué)修復(fù)方法聯(lián)用的綜合技術(shù)修復(fù)礦區(qū)污染土壤具有多項(xiàng)優(yōu)勢(shì)：1）不同方法相互補(bǔ)充，以達(dá)到綜合治理效果更好的目的；2）加快治理進(jìn)程，縮短治理周期；3）減少單一修復(fù)方法的使用量，降低治理成本。不同修復(fù)方法相互協(xié)作促進(jìn)土壤恢復(fù)和生態(tài)系統(tǒng)健康發(fā)展。

此外，在煤礦礦區(qū)土壤重金屬及PAHs 污染的治理修復(fù)中也應(yīng)加強(qiáng)技術(shù)研究和實(shí)踐應(yīng)用。在植物修復(fù)方面，可以通過篩選適宜植物種類和改進(jìn)植物栽培技術(shù)，提高植物吸收能力和轉(zhuǎn)運(yùn)效率；在生物修復(fù)方面，可以深入研究微生物降解機(jī)理和優(yōu)化微生物降解條件，提高降解效率和降解質(zhì)量；在物理化學(xué)修復(fù)方面，可以探索新型吸附材料和改進(jìn)吸附劑性能，提高污染物去除率和去除質(zhì)量。綜合運(yùn)用這些修復(fù)方法，可實(shí)現(xiàn)更加高效、經(jīng)濟(jì)和可持續(xù)的礦區(qū)土壤重金屬及PAHs 污染治理。