礦山生態修復技術研究范文
時間：2024-01-02 17:50:19
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關鍵詞：礦山 重金屬 生物修復
礦產資源是人類生產和生活的基本源泉之一，是社會經濟發展的重要基礎，我國目前95%的能源和80%的原材料是依靠開發礦產資源來提供的，因此我國經濟的發展離不開礦業，但是礦業又是個污染相當大的行業。隨著我國經濟的快速發展，礦山的開采不斷加大，礦山的開采伴隨著很多環境問題的產生，破壞了自然生態環境，其中礦業廢水中含有大量的重金屬，對環境污染嚴重，污染水源，對人體健康構成威脅。因此必須有效地處理礦山固廢以及廢水。
1、礦山重金屬的來源
金屬礦山開發的開采、選洗、冶煉都會向環境中排放重金屬元素，原生硫化物礦床在開采利用過程中，廢棄的硫化物經過長期的自然氧化、雨水淋濾而導致重金屬元素大量進入礦區。硫化礦物的氧化反應速率除與反應時間、溫度、硫化礦物的含量、種類有關外，還與外界環境如氧氣、水、生物活動特別是氧化鐵桿菌等有關。固體廢物的風化可以導致重金屬元素的淋濾釋放，特別是鉛鋅礦、汞鉈礦在開采利用過程中，尾礦廢石中的鉛、鋅、砷、鉈以及伴生組分如鎘、鉻、銅在地表水的沖洗和雨水的淋濾下進入土壤并累積起來。
土壤中重金屬元素的遷移分布行為受到土壤pH值、有機質、礦物組成、陽離子代換量等性質的制約，如鉈在土壤中的含量與有機質含量有明顯的正相關性，而與土壤中的粘土礦物含量呈負相關性。通常情況下，表層土壤中含鉈量較高，深層土壤與土壤下伏的基巖中含鉈量低，錳礦物對重金屬元素有著強烈的固定作用，這使得重金屬元素在土壤中的含量明顯高于河流沉積物。
2、重金屬的危害分析
重金屬在土壤一植物系統中遷移直接影響到植物的生理生化和生長發育，從而影響作物的產量和質量。當土壤被重金屬污染后，重金屬在土壤中累積，當達到一定程度便會對作物產生不良影響，不僅影響作物的產量和品質，而且通過食物鏈最終影響人類健康。如鉛能傷害人的神經系統，特別對幼兒的智力發育有極其不良的影響；鎘的毒性很大，在人體內蓄積會引起泌尿系統功能變化，還會影響骨骼發育，如1955年發生在日本神通川地區的“痛痛病”，就是因為該地區的土壤一植物系統受到鎘的污染；1953年日本水俁氮肥廠的乙酸乙醛反應管排出含有氯化甲基汞的汞渣流入水體，有毒物質被魚、蝦、貝類食人后，由食物鏈進人人體，導致了“水俁事件”的發生。在中國，隨著污灌面積不斷擴大，土壤重金屬的污染問題日趨嚴重，如沈陽、蘭州、桂林、萍鄉等地重金屬污染均較明顯；湖南株洲的冶煉廠和化工廠附近地區的重金屬汞、鎘、鉛的含量均超標，對人和家禽健康危害很大。土壤重金屬污染對人類健康造成的威脅已引起世界各國科學工作者的普遍關注，對其治理成為目前研究的難點和熱點。
3、礦山重金屬污染的生物修復技術
生物修復，指一切以利用生物為主體的環境污染的治理技術。它包括利用植物、動物和微生物吸收、降解、轉化土壤中的污染物，使污染物的濃度降低到可接受的水平，或將有毒有害的污染物轉化為無害的物質，也包括將污染物穩定化，以減少其向周邊環境的擴散。這是一種利用各種天然生物過程而發展起來的現場處理各種環境污染的技術，生物修復的處理費用比較低，而且對環境的影響也比較小、生物處理的效率相對也比較高。
3.1植物修復
植物修復技術是利用植物提取、吸收、分解、轉化或固定土壤、沉積物、污泥或地表、地下水中有毒有害污染物技術的總稱，也就是將某種特定的植物種植在重金屬污染的土壤上，而該種植物對土壤中的污染元素具有特殊的吸收富集能力，將植物收獲并進行妥善處理后即可將該種重金屬移出土體，達到污染治理與生態修復的目的。植物提取是目前研究最多并且最有前景的方法。目前發現的具有超累積能力的植物約400多種。植物提取技術首先要篩選出超累積植物，植物提取利用植物從土壤中吸收金屬污染物，并在植物地上部分富集對植物體收獲后進行處理，從而降低了土壤中重金屬的含量。
植物修復技術目前已經廣泛地應用于對土壤重金屬污染的治理，但是在運用的過程中產生了很多的問題，比如植物修復技術并不能從根本上消除重金屬污染的問題，而是將重金屬從土壤中吸收或吸附到植物體內或根部.然而如何防止富集在植物中的重金屬重新流入到環境和食物鏈中，怎樣有效的處理植物中的重金屬以及防止產生二次污染等。
3.2微生物修復
除了植物修復技術外，重金屬污染的處理措施還包括有微生物技術。土壤重金屬污染的微生物修復是利用微生物的生物活性對重金屬的親和吸附或轉化為低毒產物，從而降低重金屬的污染程度。在長期受某種重金屬污染的土壤上，生存著數量眾多的、能適應重金屬污染的環境并能氧化或還原重金屬的微生物類群。對于某些重金屬污染的土壤，可以利用微生物對重金屬進行固定、移動或轉化，改變它們在環境中的遷移特性和形態，從而進行生物修復。微生物主要通過生物吸附和富集作用、溶解和沉淀作用、氧化還原作用和菌根真菌與土壤重金屬的生物有效性關系對土壤中重金屬活性產生影響。
3.3動物修復
土壤中的某些低等動物（如蚯蚓和鼠類）能吸收土壤中的重金屬，因而能一定程度地降低污染土壤中重金屬的含量。隨著生物技術和基因工程技術的發展，土壤生物修復技術研究與應用將不斷深入并走向成熟，特別是微生物修復技術、植物生物修復技術的綜合運用將為有毒、難降解、有機物污染土壤的修復帶來希望。
4、結論
酸性礦山廢水和尾礦是造成礦山重金屬污染的主要原因，因此，在以后的礦山重金屬污染研究中，測定礦區有毒、有害重金屬元素的總量及其在不同環境介質中的賦存相態，區分重金屬元素的來源及其在礦區的運移途徑；綜合利用重金屬元素污染的評價方法，從環境地球化學工程學的原理和方法出發，加大礦山重金屬元素的污染治理和生態修復工作等方面還有很大的發展空間。
參考文獻：
[1]劉敬勇，常向陽，涂湘林.礦山開發過程中重金屬污染研究綜述.礦產與地質.2006年l2月
[2]楊先偉，張滿滿，王潤沛，陳龍雨.礦山重金屬污染及植物修復研究進展；2010年第21期
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關鍵詞 生態修復；生態修復產業化；北京門頭溝國家生態修復示范基地
中圖分類號 F062.9；X32 文獻標識碼 A 文章編號 1002-2104(2012)04-0060-07 doi:10.3969/j.issn.1002-2104.2012.04.012
20世紀80年代以來，生態退化、環境污染等問題日趨惡化，成為困擾我國社會經濟可持續發展的重要因素，引起了有關政府部門和相關科學家的關注和重視。在此背景下，國家有關部委及地方政府在“七五”、“八五”期間分別從不同角度進行了有關生態恢復的研究和實踐，開展了“生態環境綜合整治與恢復技術研究”［1］、“主要類型生態系統結構、功能及提高生產力途徑研究”［2］、“亞熱帶退化生態系統的恢復研究”［3］、“北方草地主要類型優化生態模式研究”［4-5］和“內蒙古典型草原草地退化原因、過程、防治途徑及優化模式”［6-7］等課題，對生態恢復理論和實踐研究都有所加強。此外，進入“九五”和“十五”時期，我國還先后實施了長江中上游地區防護林建設工程［8］，水土流失治理工程［9］；以及農牧交錯區［10］、風蝕水蝕交錯區［11］、干旱荒漠區［12］、丘陵山地干熱河谷和濕地［13］等生態脆弱地區退化生態環境恢復與重建工程；沿海防護林建設工程［14］，等等。這些生態建設實踐與工程，尤其是在實踐上已獲成功的一些生態恢復技術和案例，為生態恢復和環境治理積累了寶貴的經驗。但進入21世紀，尤其是最近幾年，我國明顯偏重了生態修復的技術集成和產業化示范工作，包括民勤沙漠化防治與生態修復技術集成試驗示范研究［15］，鄱陽湖濕地生態修復、重建技術集成研究與示范基地建設［16］，等等。
而門頭溝國家生態修復示范基地建設便是由科技部和北京市科委牽頭組織開展的一項專門針對我國生態修復產業化建設的系統工程［17］。該工程在一期主要完成各種生態修復技術的示范及應用研究基礎上，在二期著重開展了生態修復技術的集成及產業化支撐體系建設方面的研究。可見，不論是政府的政策走向，還是社會的現實需求，都要求生態修復向技術集成化和區域產業化方向發展，要求擁有不同技術優勢的生態修復企業通過資源、信息和市場的共享，實現對整個生態修復行業的跨越。
1 生態修復與生態修復產業化
生態修復是對區域受損害自然生態系統過程和功能的重建，發展到現在，往往偏重于環境領域的技術研究和應用示范。部分學者認為，生態修復是在生態學原理指導下，以生物修復為基礎，結合各種物理修復、化學修復以及工程技術措施，通過優化組合，使之達到最佳效果和最低耗費的一種綜合的污染環境修復方法，主要包括污染土壤、污染水體、污染大氣修復三大方面［18-19］。到目前更多的學者則認為，生態修復區域生態退化的后果不僅僅是自然生態系統結構和功能的破壞，還包括生態系統為人類生存和發展提供的物質與服務能力的下降，使區域經濟、社會發展受阻，它包含了對自然、經濟和社會人文3個方面的修復［20-21］。其目的應該在于恢復“社會―經濟―自然復合生態系統”合理的結構、高效的功能和協調的關系［20］。
隨著傳統生態修復在區域實踐過程中產生的“經濟瓶頸”，尤其是面臨區域產業轉型問題的突顯，生態修復的產業化以及如何轉變區域產業發展模式實現自我修復已成為國內外學者關注的焦點［22］。而國內一些地區也展開了相應的生態修復產業化的基礎及應用示范研究。
在基礎研究方面，如吳言忠等以礦區土地復墾為例，先分析了土地復墾組織管理在責任主體、產權界限、復墾資金、復墾機制和生態功能等方面存在的問題, 并提出土地系統、資金系統、社會系統和管理系統等土地復墾產業化的組織模式，進而分析了土地復墾產業化的組織結構和業務流程［23］；波等通過分析礦區生態重建和景觀生態規劃, 提出了景觀生態規劃的原則, 并分析了礦區生態重建景觀結構的模式［24］；李萌等從礦區的生態經濟系統分析切入，建立了礦區產業替代模型，并對礦區生態修復中的產業轉型和產業替代的價值轉化規律進行了研究［25］；張義豐等對山區溝域經濟發展及其空間組織模式進行了大量研究，并以北京為例指出，北京溝域經濟的發展一定程度上有助于協調好山區生態保護與經濟發展的關系，促進山區的綜合開發［26］。
應用示范研究方面，如江蘇宜興西南山區張渚鎮竹園村在廢棄采石場生態修復背景下發展休閑農業園［27］；平朔煤礦區在循環經濟與可持續發展理念指導下構建了以煤為主，電、化、氧化鋁、建材并舉的黑色產業鏈和圍繞復墾土地開展生態重建，種、養、加一體化發展的綠色生態產業鏈［28］；等等。
2 門頭溝生態修復產業系統的總體設計
作為門頭溝國家生態修復基地建設二期項目中“門頭溝生態修復產業化能力建設”的一項重要工作內容，本研究擬通過在門頭溝區內的王平鎮規劃構建一個新型的產業生態系統和典型示范園區，來帶動門頭溝區新興產業的孵化和傳統產業的轉型。
王平鎮生態修復產業的系統結構設計(圖1)由“自然生態修復示范產業、人文生態修復主導產業和經濟生態修復引導產業”三大部分組成，三大產業系統相互支撐，協調發展。在各類型自然生態修復示范基地建設的基礎上，引導以生態修復技術交易和生態建設咨詢為主的經濟生態修復產業，最終依托本身固有的生態資源和在已修復好的景觀上發展以生態休閑旅游為主的人文生態修復主導產業。其產業發展基本模式為：政府配套服務、企業主動修復、共同開拓市場。而產業孵化中心與生態修復示范區（帶）的互補作用是推動其產業化發展的主要動力。
自然生態修復示范產業主要圍繞礦山生態修復示范、農田生態保育示范和濕地生態建設示范3大體系構建。礦山生態修復示范以煤礦開采區和采石場廢棄地的修復示范為主，農田生態保育示范以山區緩坡和煤矸石山的修復示范為主，濕地生態建設示范以永定河河道景觀生態修復示范為主。通過破壞后的景觀遺存和修復后的景觀現狀對比分析，集中展示礦山生態修復技術，水保農業、節水農業和生技農業技術，及濕地生態修復技術的成果。
人文生態修復產業主要圍繞觀光度假、鄉村旅游、健康服務和人文關懷4大主導性產業體系構建。發展旅游業是整個門頭溝區實現產業轉型后藉以穩定區域經濟總量的主要途徑，但不能僅僅局限在傳統的觀光度假旅游產品的開發上，更應該發揮門頭溝特有的自然景觀、純樸民風、和保存完好的古村落及歷史文化遺跡的優勢，去滿足北京城市人口親近自然、回歸田園、心靈洗禮、身體保健等方面的需求。
圖1 王平鎮生態修復產業體系結構圖
Fig.1 The industrial framework of ecorestoration for Wangping
經濟生態修復產業主要圍繞產品物流、市場交易、技術培訓和建設咨詢4大引導性產業體系構建。其關鍵在培育針對門頭溝區特點的自然生態修復技術交易市場，和孵化整合各相關自然生態修復技術及產品、服務供應行業。生態產品的物流主要以王平鎮精品農業產品、各類型生態修復技術產品的展銷為主，通過構建產品虛擬信息平臺將其以網絡的形式集中展示；生態市場的交易主要以不同生態修復技術成果的轉讓和硬技術的軟組裝，通過統一的市場交易平臺打包進行開發與銷售，最終實現生態修復的經濟產出；生態技術的培訓主要針對全國乃至世界生態修復行業發展需求進行專業人才的培訓與學術交流；生態建設的咨詢則是輔助于生態市場交易，而滿足各類型客戶對修復所需產品的選擇與決策。
3 不同類型生態修復產業鏈（網）的構建
3.1 自然生態修復產業
3.1.1 濕地生態修復產業
首先，生態修復產業孵化中心在吸引濕地生態修復類企業時，根據對方技術及資金實力，要求其在濕地生態修復示范帶內劃定適當面積區域進行主動修復，包括核心技術和建設方案的策劃與提供；而對于工程建設中的其他預算投資則由當地政府、修復企業、及上級主管部門和社會團體等進行多方籌資，充分發揮當地政府和修復企業兩大利益主體在示范帶建設及市場拓展方面的合力最大化；其次，對已修復好的示范帶進行包裝和維護，在保證恢復當地濕地生態景觀及自然凈化功能的同時，為當地居民提供休閑娛樂的場所，同時作為此類型生態修復的成功典范，供專家及國內外生態修復需求客戶市場進行調研學習，最終實現其社會-經濟-自然復合生態服務功能；最后，需要整合該濕地生態修復示范帶和孵化中心內的各相關資源，在客戶參觀完示范帶后，再回到孵化中心進行具體項目的相關咨詢和協議簽訂（圖2）。
3.1.2 農田生態保育產業
在生態修復產業孵化中心內吸引農田生態保育類企業，并要求其在示范區內選擇適當面積農田進行主動修復，完成農田物理、化學及生物環境的綜合保育，并作為示范成果的展示，納入孵化中心重點技術服務咨詢體系中去，利用孵化中心的資源及市場優勢在國內外進行技術的推廣和產品及服務的推銷；在農田生態保育類企業進行生態修復的同時，根據政府需求及王平鎮農業發展規劃要求，在各自選擇區域內種植特色農林產品，并通過“生態保育型企業管理+農戶分紅+政府服務”的機制，利用孵化中心內生態農業產品物流服務中心優勢，將生產出來的特色精品農果產品推向北京高端消費品市場；示范園區除了具備以上兩個以生態農產品銷售和農田生態保育技術咨詢服務的經濟功能外，還可以通過建設采摘園等方式與周邊鄉村發展農家樂等旅游產業，以此來擴展其社會服務功能和增加經濟效益（圖2）。
3.1.3 礦山生態修復產業
工業企業主體型發展模式：主要是針對目前王平鎮內存在若干大型煤矸石制磚企業而選定，是作為規劃初期礦山生態修復產業的一種發展模式，即煤矸石制磚企業開采煤矸石山，同時通過與王平鎮政府簽訂合同，按照開采規模承擔開采區生態修復任務，或交納相應的生態修復資金給政府，作為未來地面采空區生態修復提供資金儲備。生態修復型企業主體型發展模式：該發展模式是作為同濕地生態修復產業發展模式相配套一致的部分統一納入王平生態修復產業園區主體產業體系中去，即要求礦山生態修復型企業在入駐生態修復產業孵化中心時，選擇在礦山生態修復示范區內劃定適當面積區域進行主動修復，并發揮孵化中心功能對已修復好的示范帶進行一定包裝和維護，作為此類型生態修復的成功典范，供專家及國內外礦山生態修復需求客戶市場進行調研學習，最終完成具體項目的相關咨詢和協議簽訂。
地產開發企業主導型發展模式：該產業發展模式主要
圖2 王平鎮濕地、農田、礦山等自然生態修復產業鏈網圖
Fig.2 The ecoindustrial networks of natural ecorestoration for Wangping
是針對目前該區域內存在大量需修復礦山及土地而選定的，作為規劃后期礦山生態修復產業的一種主要發展模式，即通過吸引房地產開發企業在區位優勢及自然條件較好的地塊發展新興的生態修復地產業，首先地產開發商提供部分資金給土地及礦山生態修復企業，在待修復的地塊進行生態修復，其次通過項目承包方式聯合建筑及其他相關土建企業在修復好的地塊進行房地產開發，主要建設高檔別墅和休閑保健類度假村來實現自然生態修復產業向人文生態休閑產業的功能轉化和產業升級。
3.2 經濟生態修復產業
經濟生態修復產業主要圍繞王平鎮生態修復產業孵化中心建設展開，主要圍繞生態農業產品物流服務、生態修復行業市場交易、生態修復技術培訓和受損生態系統建設咨詢四個方面進行構建（圖3）。
3.2.1 生態農業產品物流服務中心
依托北京城區內各大型超市和龐大的高端消費市場，在孵化中心內配置統一的采購、包裝和配送等生態農產品物流服務中心。包括京白梨、葡萄、櫻桃、核桃等主要的農果產品進行統一采購，按照一村一品和精品農業發展目標，分階段分任務擴大規模，同時制定采購過程中的質量控制要求；將采購來的所有農果產品進行統一包裝，包裝廠不設在孵化中心內，但需要在區位及地勢條件較優越的鄉村進行布設建廠，并按照服務中心制定的農產品質量控制要求進行；包裝好的農產品主要面向北京市區內的各大型超市和政府采購進行統一配送，此市場定位要求中心與北京市區大型超市及政府機關建立起良好的信息溝通和貨物供應保障渠道；最重要的就是要提供生態農產品的檢測和標識服務，從源頭保證配送到相應市場上的產品要達到真正生態產品的要求。
3.2.2 生態修復市場交易平臺
依托門頭溝區生態修復已經取得的大量成果，建立初步的生態修復技術庫，同時不斷收集與整理擁有其相關核心技術的各類型企業信息，形成一個涵蓋各類型生態修復技術和企業信息的數據信息管理系統，最終吸引擁有其核心技術的核心企業入駐孵化中心；收集與整理國內外不同類型的區域生態修復需求信息，同樣建立與技術信息和企業信息相配套的市場信息平臺；王平鎮生態修復市場交易信息平臺的重要功能就是，在建立好供需市場信息平臺的基礎上，根據國內外不同修復市場需求進行技術的組裝和企業的合作，通過項目的包裝實現成熟生態修復技術的最終產業化。
3.2.3 生態修復技術培訓中心
王平鎮生態修復產業孵化中心的另一個重要組成部分就是其生態修復技術培訓中心的建設。不同于以物質產品的生產和銷售為主要盈利手段的傳統產業，生態修復產業主要是以提供生態服務及技術咨詢為主要盈利方式，因此，作為服務的重要手段，培訓部門的設立顯得十分重要。包括定期開展國際大型生態修復理論及技術研討會議，吸引全世界生態修復領域的專家、學者、企業、政府和民眾的目光；定期召集國內外著名生態及生態修復領域專家在培訓中心開展面向全國范圍各大中小城市領導干部的培訓，讓生態觀念及生態修復的科學內涵在政府決策者
圖3 王平鎮產品物流、市場交易、技術培訓及咨詢等經濟生態修復產業鏈網圖
Fig.3 The ecoindustrial networks of economy ecorestoration for Wangping
圖4 王平鎮休閑療養、民俗文化等人文生態修復產業功能體系圖
Fig.4 The ecoindustrial networks of social ecorestoration for Wangping
層面得到普及；向國家人事及其他相關部門申請成為生態修復類工程師及行業認證的培訓機構，分期舉辦全國生態修復技術培訓班，對培訓的學員按綜合考試成績頒發工程師技術資格認證證書，對開展生態修復的企業實體頒發行業資格認證證書。
3.2.4 生態修復及建設咨詢中心
王平鎮生態修復及建設咨詢中心的建設，是實現其生態修復產業化的最關鍵部分，也是生態修復市場交易平臺最終打開國內國際兩個市場的重要補充。它既充當了市場交易信息平臺中上游技術供給市場和下游技術需求市場進行聯系的紐帶，同時更重要的是他需要通過不同的項目管理承包（PMC）方式對其進行項目的包裝，使生態修復項目得到切實有效的實施。具體可根據市場交易信息平臺提供的國內外生態修復需求信息，合理選擇擁有代表核心技術的生態修復企業A作為PMC承包商；以A企業為核心，組織項目管理及實施體系，針對特定的技術市場客戶要求，把相關配套的各生態修復技術提供企業B、C、D等納入整個項目實施及管理體系；在建設咨詢中心進行項目承包管理的同時，對已完成的項目進行歸檔信息整理，并對其修復后的效果和進展情況進行跟蹤服務和配套指導。3.3 人文生態修復產業
3.3.1 山區休閑旅游度假產業
主要圍繞安家莊區域內山體、森林、河流等自然景觀資源，以及村落人文景觀資源的保護與合理開發展開（圖4）。由于該區域面積有限，并且作為門頭溝區山體生態環境完全未受到破壞的一個典型區域，建議吸引一家綜合實力較強的大型旅游企業入駐，對三個景區的資源進行整合，并建立合理的土地承包轉讓機制，形成“企業―政府―農民”較好的合作機制，形成合力，吸引并留住更多的京區游客，開發旅游市場。
3.3.2 鄉村民俗休閑療養產業
主要圍繞韭園、東西落坡村區域內的鄉村聚落和歷史文化景觀資源的保護與合理開發展開。其主體市場是為京區老年人提供療養保健、銀發夕趣和余熱發揮等服務項目，同時兼顧京區中青年夏日周末居家旅游及背包旅游、探險旅游群體。重點是要突破傳統農家樂和鄉村旅游發展模式，把握住北京市城區內老年人保健、學習需求的潛在市場，以銀發經濟為突破口，形成北京地區知名度較高的銀發服務中心之一。
4 生態修復產業化的意義及面臨的問題
門頭溝國家生態修復示范基地建設近5年的實踐證明，在特定的待修復區域范圍內，生態修復技術往往缺乏穩定性、抗干擾性和可持續性的動態監測與效果評估。前期的生態修復科技示范工程只是在一個一個的點上開展，尚未在該區域內實現技術集成應用與展示；生態修復科技資源“飛進來飛出去”和“形象工程”的現象普遍存在，尚未真正扎下根來產生集聚效應和經濟效益。而我國許多城市正在經歷著經濟增長方式的關鍵轉型期，尤其是資源枯竭型城市，這種問題更為突出。因此，從生態修復的“單點應用”以及外部不經濟性走向“區域集中”和拉動區域經濟增長，以及生態修復產業化模式的開發應成為待修復區產業結構調整和區域功能定位的重點。
同樣，區域生態修復的產業化建設也是一個系統工程，需要政策、資金、科技、人才、國際合作、社會參與等各方面的保障。只有把這些硬件、軟件和心件有機組合起來，才能真正的把生態修復的產業化推向前進。
參考文獻(Reference)
［1］
趙桂久.生態環境綜合整治與恢復技術研究取得重大成果［J］.中國科學院院刊,1996,(4):289-292. ［Zhao Guijiu. A Great Achievement for Integrated Environmental Management and Ecological Restoration Technology Research［J］. Bulletin of Chinese Academy of Sciences, 1996,(4):289-292.］
［2］沈善敏.我國主要類型生態系統結構功能與提高生產力途徑研究［J］.應用生態學報,1996,7(3):332-336. ［Shen Shanmin. Study on the Structure and Function of Major Ecosystems in China in Relation to the Approach of Increasing Productivity［J］. Chinese Journal of Applied Ecology, 1996,7(3):332-336.］
［3］彭少麟.中國南亞熱帶退化生態系統的恢復及其生態效應［J］.應用與環境生物學報,1995,1(4):403-414.［Peng Shaolin. Rehabilitation of the Degraded Ecosystem and Its Ecological Effect in South China’s Subtropical Region［J］.Chinese Journal of Applied and Environmental Biology,1995,1(4):403-414.］［4］任繼周,朱興運.河西走廊鹽漬地的生物改良與優化生產模式(北方草地優化生態模式研究系列專著) ［M］.北京：科學出版社,1998.［Ren Jizhou, Zhu Xingyun. Salt to Biological Improvement and Optimization of Production Model in Hexi Corridor(Optimize Ecological Model of the Northern Grassland Series of Monographs)［M］.Beijing: Science Press,1998.］
［5］許鵬. 新疆荒漠區草地與水鹽植物系統及優化生態模式(北方草地優化生態模式研究系列專著) ［M］.北京：科學出版社,1998.［Xu Peng. Desert Salt Grass and Plant Systems, and Optimizing the Ecological Model in Xinjiang(Optimize Ecological Model of the Northern Grassland Series of Monographs) ［M］.Beijing: Science Press,1998.］
［6］山薇,楊曉東.內蒙古草地資源開發利用現狀、存在問題、發展潛力與對策［J］.中國草地,1997,(5):61-64.［Shan Wei, Yang Xiaodong.A Primary Discussin on the Development Potentialities and Strategy on Grassland Resources in Inner Mongolia［J］.Grassland of China,1997,(5):61-64.］
［7］李金花,潘浩文,王剛.內蒙古典型草原退化原因的初探［J］.草業科學,2004,21(5):49-51.［Li Jinhua,Pan Haowen,Wang Gang.Degradation Causes of Typical Steppe in Inner Mongolia［J］.Pratacultural Science,2004,21(5):49-51.］
［8］李世東,陳應發.論長江中上游防護林體系建設［J］.防護林科技,1999,(3): 25-27,34. ［Li Shidong,Chen Yingfa.Protection Forest System in Upper Yangtze Basin［J］.Protection Forest Science and Technology,1999,(3):25-27,34.］
［9］郭厚禎,熊鐵.長江上游重點水土流失區治理工程的戰略意義［J］.人民長江,1993,24(5):37-40.［Guo Houzheng,Xiong Tie.Control Works Treating Soil Erosion in Upper Yangtze Basin［J］.Yangtze River,1993,24(5):37-40.］
［10］彭珂珊.農牧交錯區生態環境恢復與重建的可持續發展思路［J］.洛陽農業高等專科學校學報,2001,21(4):245-248.［Peng Keshan.Sustainable Development on Restoring and Rebuilding the Ecological Environment in Agricultural and Pastoral Crisscross Area［J］.Journal of Luoyang Agricultural College,2001,21(4):245-248.］
［11］查軒,唐克麗.水蝕風蝕交錯帶小流域生態環境綜合治理模式研究［J］.自然資源學報,2000,15(1):97-100.［Cha Xuan,Tang Keli.Study on Comprehensive Control Model of Small Watershed Eco Environment in Water and Wind Crisscrossed Erosion Zone［J］.Journal of Natural Resources,2000,15(1):97-100.］
［12］周志宇, 朱宗元, 劉仲齡,等.干旱荒漠區受損生態系統的恢復重建與可持續發展［M］.北京：科學出版社,2010.［Zhou Zhiyu, Zhu Zongyuan, Liu Zhongling, et al. Arid Desert Area of Restoration and Reconstruction of Damaged Ecosystems and Sustainable Development［M］. Beijing: Science Press, 2010.］
［13］紀中華, 方海東, 楊艷鮮,等.金沙江干熱河谷退化生態系統植被恢復生態功能評價：以元謀小流域典型模式為例［J］.生態環境學報,2009,18(4): 1383-1389.［Ji Zhonghua, Fang Haidong, Yang Yanxian, et al. Assessment of System Functions after Vegetation Restoration of the Degraded Ecosystem in AridHot Valleys of Jinsha River:A Case Study on Small Watershed of Yuanmou［J］.Ecology and Environmental Sciences,2009,18(4):1383-1389.］
［14］仄凌.千里海疆構筑綠色屏障：浙江啟動沿海防護林建設工程［J］.浙江林業,2006,(3):6-7.［Ze Ling.Coastline Broad of Trinidad to Build a Green Screen: Zhejiang Coastal Shelter Forest Construction Start［J］.Zhejiang Forestry,2006,(3): 6-7.］
［15］中國科學院寒區旱區環境與工程研究所.民勤沙漠化防治與生態修復技術集成試驗示范研究取得新進展［J］.中國西部科技,2009,8(2):4.［Cold and arid Regions Environmental and Engineering Research Institute,Chinese Academy of Sciences.New Progress With Desertification Control and Ecological Restoration Experiment and Demonstration of Technology Integration in Minqin［J］.Science and Technology of West China,2009,8(2):4.］
［16］廖奇志, 談昌莉, 張仲偉. 鄱陽湖濕地保護和修復措施研究［J］.人民長江,2009,(19):15-17. ［Liao Qizhi, Tan Changli, Zhang Zhongwei. Research on Wetland Protection and Restoration Measures of the Poyang Lake［J］. Yangtze River,2009,(19):15-17.］
［17］蔣高明.門頭溝生態修復工程意義重大［J］.前線,2007,(11):75.［Jiang Gaoming.Mentougou Significant Ecological Restoration Engineering［J］. Front,2007,(11):75.］
［18］周啟星,魏樹和,張倩茹.生態修復［M］.北京:中國環境科學出版社,2005: 156-157. ［Zhou Qixing,Wei Shuhe,Zhang Qianru.Ecological Restoration［M］. Beijing:China Environmental Science Press,2005:156-157.］
［19］崔爽,周啟星.生態修復研究評述［J］.草業科學,2008,25(1):87-91.［Cui Shuang, Zhou Qixing.the Researching Progress and Prospect of Ecological Remediation［J］.Pratacultural Science, 2008,25(1):87-91.］
［20］王如松.系統化、自然化、經濟化、人性化：城市人居環境規劃方法的生態轉型［J］.城市環境與城市生態,2001,14(3):1-5.［Wang Rusong.a Transition of Urban Human Settlement Planning towards Ecointegrity, Naturalizing, Low Cost and Humanity Orientation.［J］.Urban Environment & Urban Ecology,2001,14(3):1-5.］
［21］黃錦樓,歐金明,王如松.北京市門頭溝生態修復模式探討［J］.生態學雜志,2008,27(2):273-277.［Hang Jinlou,Ou Jinming,Wang Rusong.an Approach to the Ecological Rehabilitation Modes of Mentougou District in Beijing［J］.Chinese Journal of Ecology,2008,27(2):273-277.］
［22］吳曉青, 陀正陽, 楊春明,等.生態建設產業化道路的再思考［J］.云南環境科學,2002,21(3):1-3,6.［Wu Xiaoqing, Tuo Zhengyang, Yang Chunming, et al. Review on Ecological Industrialization［J］.Yunnan Environmental Science,2002,21 (3):1-3,6.］
［23］吳言忠,李英德.礦區土地復墾產業化模式研究［J］.中國礦業,2007,16(7):51-54. ［Wu Yanzhong,Li Yingde. Study on the Model of Land Reclamation Industrialization in Mine Area［J］.China Mining Magazine,2007,16(7):51-54.］
［24］波, 吳軍, 楊主泉.礦區生態重建中的景觀生態規劃原則與景觀類型［J］.煤炭工程,2006,(6):48-49.［Ling Pengbo,Wu Jun, Yang Zhuquan. Principles of Landscape Ecological Planning and Landscape Type in the Ecological Reconstruction of Mining［J］. Coal Engineering,2006,(6):48-49.］
［25］李萌, 張佑林, 侯祖戎.礦區生態修復中的產業替代［J］.統計與決策,2007, (1):34-36.［Li Meng, Zhang Youlin, Hou Zurong. Mining Industry in Ecological Restoration Alternative［J］. Statistics and Decision,2007,(1):34-36.］
［26］張義豐, 賈大猛, 譚杰,等.北京山區溝域經濟發展的空間組織模式［J］.地理學報,2009,64(10):1231-1242.［Zhang Yifeng, Jia Dameng, Tan Jie, et al. The Spatial Structure of Valley Economy Development in the Mountainous Areas of Beijing［J］. Acta Geographica Sinica,2009,64(10):1231-1242.］
［27］王雅云,馬錦義, 薛亮. 廢棄采石場生態修復背景下的休閑農業園規劃探討［J］. 江蘇農業科學,2010,(1):174-177.［Wang Yayun, Ma Jinyi, Xue Liang. An Approach to the Abandoned Quarry in the Context of Ecological Restoration Planning of Leisure Agriculture Park［J］.Journal of Jiangsu Agricultural Sciences, 2010,(1):174-177.］
［28］白中科, 賀振偉, 李晉川,等. 礦區土地復墾與生態產業鏈總體規劃設計［J］.山西農業科學,2010,38(1):51-55,97. ［Bai Zhongke, He Zhenwei, Li Jinchuan, et al. Planning of Land Reclamation and Design of Ecological Industrial Chains in Mining Area［J］.Journal of Shanxi Agricultural Sciences,2010,38(1):51-55,97.］
Industrialization Model of the Ecological Restoration
―Case Study of National Ecological Restoration Demonstration Base in Mentougou, Beijing
SHI Yao1 WANG Rusong1 HUANG Jinlou1 SHI Xin2
（1.State Key Laboratory of Urban and Regional Ecology, Research Center for EcoEnvironmental
Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China；
2. Forestry Bureau of Suburban District of Changzhi，Changzhi Shanxi 046000，China）
Abstract
篇3
1主要生態恢復措施
針對該區域煤礦開采易形成永久、季節性積水區的特點，生態恢復遵循“宜耕則耕、宜林則林、宜草則草、宜水則水”的基本原則，充分利用區域自然生態修復能力強的優勢，恢復沉陷區植被。同時，該區域多為我國重要產糧區域，分布大量的基本農田，耕地恢復至關重要。土地復墾主要采用挖深墊淺法、疏排法和充填復墾法等［3］。(1)挖深墊淺法利用開采沉陷形成積水的條件，采用機械或人工方法，將下沉較大區域挖深，因勢造景或建塘養魚、栽藕、蓄水灌溉等，將挖出的泥土墊高開采下沉較小地區，達適宜標高后，適當平整作為耕地或其他用地，可取得較好的生態、經濟效益。這一措施適用于開采沉陷已基本穩定及煤礦城市周邊沉陷區。例如，淮南某礦始建于1903年，至1983年資源枯竭，已連續開采80余年，形成大面積沉陷區。土地復墾時，采取沿山脈、水脈修復環境的方法，宜水則水、因勢造景、返璞歸真，分步推進改善生態環境，并充分發揮生態自我修復能力，給大自然一個自我更新的時間、空間。利用5年的時間，將一個破敗不堪的小煤礦遺址建成了濕地生態旅游區，實現了經濟、環境、社會效益的三方共贏。
開灤礦區生態城建設也是沉陷區治理的成功典范，該礦始建于1878年，已連續開采131a，采煤造成地表沉陷總面積2.08×104hm2，形成大小沉陷積水坑53個、積水總面積達2.0×103hm2，其中，現在的南湖公園原為最大沉陷區，面積約270hm2。1996年開始，當地政府對沉陷區實施綜合治理，采取填埋廢棄地、大面積植樹造林、治理湖區等措施，依托濕地公園的良好環境，建成了集旅游、休閑娛樂、創意文化等于一體的生態城。(2)疏排法主要針對采煤沉陷造成地表積水而影響耕種時，通過開挖溝渠的方式，采用強排或自排方式排除積水，并將潛水位降至不影響作物正常生長的水位，恢復土地耕種。該法適用于開采沉陷后，積水深度小的區域，與挖深墊淺法配合使用，可達到較好的效果。(3)充填復墾充填法復墾是我國一種重要的復墾形式，可充分利用矸石等礦山固體廢物及塘河湖泥沙充填沉陷區，覆土后實現土地復墾。例如，濟寧某礦區采用黃河泥沙充填，實施大規模復墾，該技術現已得到“十二五”國家支撐計劃的繼續支持。
2中部平原或丘陵礦區
2.1沉陷特征中部平原或丘陵礦區地勢起伏不大，地下水位埋藏較深，土地利用以旱地為主。煤炭開采沉陷以下沉盆地為主，由于地下水位較深，沉陷盆地中央一般不會出現積水(但雨季可能形成季節性積水)，土地未造成毀滅性損害，仍可耕種;但盆地邊緣區域，下沉不均勻，出現地表裂縫，形成坡地，導致土壤養分流失，作物生長狀況不佳。
2.2主要生態恢復措施(1)恢復原功能該區域土地復墾重點為坡面治理，在坡面上沿等高線開溝、筑埂，修成不同形式的臺階。25°以下的坡耕地，一般修筑為水平梯田、隔坡梯田和坡式梯田;在15°至20°區域，可修筑復式梯田，平臺部分耕作、斜坡部分恢復草本植物;對原有地形坡度較大的區域，可進行坡改梯，恢復耕作。(2)建筑利用以煤炭工業為主發展起來的中小城市居多，如平頂山、邯鄲、邢臺、徐州、鶴壁、焦作、晉城、潞安等，沉陷后地表一般不積水，由于城市周邊均為開采沉陷區，制約了城市的發展，這些區域可推廣建筑復墾，將沉陷區土地經適當處理后作為建筑用地。例如，徐州金山橋開發區、平頂山礦區、峰峰礦區棚戶區改造項目，以及平頂山、峰峰礦區大型煤化工項目工業建筑群等。
3西北干旱半干旱煤礦區
3.1沉陷特征該區域主要為山西、陜西、甘肅等地區，煤炭開采條件好，為我國今后一段時期內重要的產煤區。但生態環境脆弱，地形復雜、地表起伏較大，在地質采礦和地形條件的共同作用下，其地表移動向量為指向采空區的移動向量與沿坡面指向下坡的移動向量的矢量和，移動范圍一般大于平地［4］。沉陷使山頂表土層滑移、溝谷受壓隆起，一般不積水，局部出現裂縫或漏斗沉陷坑，個別區域引發山體滑坡、泥石流，導致水土流失加劇，植被損毀，但不會改變區域總體地形地貌特征［5］。
3.2主要生態恢復措施該區域生態恢復側重于地表裂縫的修復［6］、沉陷臺階的平整，以恢復土地原有功能為主。該區域植被稀疏、生態脆弱，降雨量小，生態恢復較困難，應做好植被管護工作。
4西部荒漠草原、戈壁礦區
4.1沉陷特征主要為內蒙古鄂爾多斯礦區及新疆戈壁礦區，該區域氣候干燥，水資源缺乏，地表植被不良，水土流失和荒漠化嚴重。由于地表沙石較多，黏性不高，沙石在外力作用下向沉陷盆地移動，使沉陷盆地逐漸成為漏斗狀，盆地中央區域面積減小。采煤形成的地表塌陷及地表裂縫，將進一步加劇草場荒漠化或破壞礫幕，風蝕作用將加劇水土流失［7］。
4.2主要生態恢復措施該區域生態環境極其脆弱，一旦破壞，很難恢復。應本著生態保護優先的原則，盡可能減少對地表的擾動。在荒漠草原區域，較窄的裂縫，一般經風沙移動可自然充填［8］;對無法自然恢復的裂縫，采取人工充填的方式，并實時補播適生物種，采取封育措施逐步恢復。而對戈壁礦區，宜自然恢復戈壁礫幕，或局部噴灑固結劑。
5西南巖溶山石煤礦區
5.1沉陷特征主要位于貴州、云南、廣西等地，開采沉陷后地形、地貌無明顯變化，基本不積水，但地表水平移動較大，可能出現山體滑坡和泥石流，土地損毀、建筑物破壞較嚴重。
5.2主要恢復措施該區域治理重點為山坡地的植被恢復和溝谷階地土地平整，以及采礦引起的次生滑坡、泥石流等地質災害。該區域氣候濕潤，植物易成活，但土源較貧乏，土地復墾時應做好土壤的調配與管理，及時充填裂縫，加強地表變形、滑坡情況監測等。
6存在的主要問題
我國煤礦開采沉陷區土地復墾、生態恢復重建工作開展較晚，近些年，礦山企業和相關科技工作者做了大量的工作，取得了很大的成效，但仍存在如下主要問題:(1)土地復墾率低。我國煤礦土地沉陷具有點多面廣量大、歷史欠賬嚴重等特點，隨著煤炭行業的高速發展，沉陷由分散到集中、由量小到量大、由東南至西北，土地復墾難度日益加大、投入資金缺口日益增多，成為沉陷區土地復墾率低的重要原因之一;其次，我國煤礦大部分為多煤層開采，地表生態系統經受長期、多次重復采動影響，往往形成邊恢復邊影響或剛恢復又影響的局面;再次，受自然條件等制約，重點產煤區生態恢復難度較大。另外，辦礦體制結構復雜，長期以來已形成國有重點礦、國有地方礦和鄉鎮集體礦、個體礦并存的格局，而不同體制煤礦對土地保護和復墾理念、責任感差異極大。初步統計，至2010年末，國有重點礦當年復墾率達40%以上，而地方煤礦尤其是鄉鎮煤礦土地復墾率不超過5%。(2)法制化、規范化有待完善。有關生態恢復重建的法律法規、技術規范等有待進一步制定和完善。(3)生態恢復技術研究有待加強。從事礦區生態恢復技術研究的科技人員較少，針對不同礦區的生態恢復技術還不夠成熟，需進一步研究、提高。(4)生態恢復資金不足。目前，我國大部分礦區還未建立健全生態恢復基金提取制度。盡管山西等省作為試點已實施礦山生態恢復資金提取，并設立了專款專用賬戶，陜西、內蒙鄂爾多斯等礦區也陸續試行，為礦區生態恢復提供了政策和資金保障。但由于種種原因落實不到位，生態基金的提取、使用、管理等環節還存在一定問題，資金缺口仍較大、利用也不夠充分。
7對策建議
篇4
2006年環保部和國土資源部斥資10億元聯合啟動了“全國首次土壤污染狀況調查調查報告”。歷時6年，通過調查，基本查明了全國土壤環境質量現狀、變化趨勢，主要類型污染場地及周邊土壤環境特征及其風險程度，建立了全國各種土地利用類型的土壤樣品庫和調查數據庫。目前，由環保部牽頭制定的《土壤環保“十二五”規劃》已進入國務院審批程序。
修復現狀
調查結果顯示，目前全國受污染的土壤面積已占耕地面積的1/5左右，總面積超過2000萬公頃。從國內土壤修復產業化發展的趨勢來看，未來土壤修復的重點領域將集中在城市污染土地開發及污染農田兩大板塊。
城市污染土壤修復主要分歷史遺留和新開發污染土地兩大領域，治理責任主體單位通過治理工程招標，中標修復公司通過土壤置換進行異地修復，修復經評估達標后從開發商獲得收益。這也成為城市土壤修復的主流運營模式，項目投資收益率一般可達10%-20%。目前，城市污染土地土壤修復主要集中在上海、北京等一線城市。
目前全國范圍內處于實驗室中試階段的土壤修復技術儲備時間已逾10年，技術種類達近百種，除傳統的物理化學治理方法外，生物治理已漸漸成為未來適應國內土壤污染治理需求的主流。
土壤修復市場包括污染場地修復，礦山土地修復和耕地修復。由于中國城市化進程加快，以前的化工礦產企業逐漸從城市中心搬遷至郊區，目前對城市中的污染場地修復需求最高。由中國環境修復網的統計得出，目前全國風險場地有42處，其中已修復13處，待修復11處，已搬遷16處。全國待搬遷場地約200處。平均一個場地修復項目的資金規模在一到兩個億。據中信建投研報，假設只考慮已知的污染場地，對待修復和已搬遷場地的修復能夠在未來2年內完成，對待搬遷場地的修復能夠在未來3到5年內完成，并且平均修復場地資金為1.5億，則未來兩年我國場地修復的市場規模在40億左右，未來3到5年的市場規模在300億左右。
中國農田污染源主要是來自化肥、農藥、生活垃圾、農村家畜糞便等，城市“毒地”的污染源頭是化工、農藥、焦化等類企業。
換土是目前國內最常見的一種土壤修復技術。就是一種異位土壤修復技術，它包括異地填埋和異地水泥窯焚燒等。這種技術通過大規模挖土換土，可以在短時間內解決表面的污染問題，但是并不徹底。而植物修復效果徹底、綠色環保，成本相對較小。但植物修復所需時間與土壤污染的重金屬濃度直接相關，重金屬超標不高的土壤，3年到5年可見效；如果超標嚴重，修復的時間則需翻倍。
我國采用異位土壤修復技術原因有三。一是我國房地產開發商普遍面臨開發周期短的壓力，通常能分配給修復土壤的時間只有三個月，因此只能動用土方工程將污染土壤挖出。二是目前大部分原位修復技術還停留在技術研發階段，較少能夠滿足工程應用的要求。三是我國相關法律尚不完善，沒有專門的污染土壤修復法在約束土壤修復的后續污染問題，因此企業大多會選擇異地填埋焚燒這種造成二次污染但周期較短的方式。
千億市場
就在土壤修復市場逐漸熱鬧喧囂之時，嗅覺靈敏的產業資本和金融資本都開始紛紛進軍土壤修復這個正在快速擴張的新產業，但是由于土壤修復市場門檻較低，甚至一些簡單的土木轉移填埋也可以成為企業的支撐。土壤環境修復產業同樣又是一個技術密集型和資金密集型產業，一些缺少技術實力的企業僅僅將修復工程變成土方工程，污染場地的土拉出后，只是進行異地堆積而非處理，造成土壤污染的異地擴散。政府應制定明確的技術標準及市場監管系統，引導產業規范健康發展。
隨著近幾年土壤修復產業的發展，如今已經初步形成一條產業鏈。產業鏈既包括調查評估、咨詢和修復工程，也包括第三方檢測等行業。目前形成了以環保部門的監測機構為主、商業檢測機構為輔的市場格局。
一些比較成熟的污水治理企業，也開始延伸自身的產業鏈條，涉足水體或土壤及地下水修復領域。因此，它們可能會成為潛在土壤和地下水修復企業，憑借自身的資本、技術、人才優勢，都正在向土壤及地下水修復行業滲透。
最保守的測算，“十二五”期間國內土壤修復產業也將達到千億規模的市場，據知情人士則透露，“十二五”期間，國家用于防治土壤污染的全部財政資金將達數千億元，其中，僅僅是國家治理重金屬污染的投入就達595億元。
缺乏監管
污染土壤修復作為新興環保行業，技術的研發或應用還處在試驗階段，還沒有形成比較成熟的技術，暫時沒有技術壁壘；而且國家的行業標準和準入制度也都在制訂過程中，因此，在環境修復市場逐漸成熟后，將會有越來越多從事其他環保產業的企業涌入到環境修復行業。
在今年五月末舉辦的2012重金屬污染土壤治理與生態修復論壇上，陳同斌研究員指出：國內土壤修復產業處于發展初期，理論探索十分活躍，技術發展不斷完善，規范的工程實例和產業發展經驗尚少。我國土壤污染修復產業發展戰略不明確，市場混亂；土壤修復技術水平參差不齊，產業鏈合作亟待解決，這些因素很大程度限制了行業的發展。
現在房地產開發商基本都是將“毒地修復”流程簡化成兩個程序——挖干凈“毒土”，然后轉移至別處，而一些承包修復場地的企業也不需要申請資質，有幾臺挖掘機就可以成立一個土壤修復公司，“只要能找到工程，就可以盈利”。
發達國家的環境修復產業起步較早，發展較快。土壤污染修復技術研究起步于上世紀70年代后期。在過去的30多年中，美、日、澳等國紛紛制定了土壤修復計劃，投巨資用于土壤修復技術與設備的研發，積累了豐富的現場修復技術與工程實踐經驗。
美國、日本等國家的土壤修復產業可以占到本國環保產業市場份額的30%～50%，產業相當成熟。
而我國土壤修復市場缺乏一批具有自主研發能力的大中型修復企業，尚未構成以修復企業為主的場地調查、風險評估、修復設計、修復工程、規劃開發的良性產業鏈條，無法形成規模效應。
篇5
論我國應對氣候變化與國家能源安全問題的策略
淺談電力系統的經濟運行
農村環境污染的法律對策
基于全壽命周期成本(LCC)理念的絕緣子選型
磁力驅動泵的能量損失研究
博興麻大湖水質污染生態恢復模式與對策研究
福建省龍永煤田緩傾角斷裂成因探討
煤田地質鉆探工程巖芯編錄步驟及有關注意事項
綜合自動化系統在煤礦的應用與實現
抽水蓄能電站發展的政策瓶頸與建議
福建省永春縣天湖山—上姚煤礦區推覆構造特征及控煤作用
河南濮陽城西王三寨二_1煤層煤質特征及礦山開采環境預測
斜坡短壁式采煤面在曬口礦的應用
石油污染沉積物的原位生物強化修復實驗研究
格構式配電裝置鋼構架分析與選型
立式鍋爐環保節能與探討
青草山煤礦區鉆探施工技術研究
淺析“錨網噴”支護技術在井巷支護中的應用
武陵煤礦通風系統改造的實施
我國工業生態化建設的問題與定位探討
染整放流水的透視度與相關因素及其處理方法
上進氣高濃度電除塵器進口喇叭氣流分布試驗研究
飲用水加氯消毒副產物的研究進展與控制
可再生能源環境及健康效益貨幣量化測算路徑
煤田巖漿侵入煤層規律研究
福建省大田縣水井坑井田地層組合特征分析
關于有機熱載體鍋爐安裝使用中的問題探討
中央空調冷凝器腐蝕失效分析與對策
基于氣動發動機技術的氣動自行車可行性系統研究
一起臥式鍋爐鍋筒鼓包事故的原因分析
發展太陽能行業促進低碳經濟
可持續發展的節能降耗運作機制實證研究
政府應該成為新能源汽車推廣的“引領”者
我國農村生活污水排水現狀分析
自來水生產和供應項目環境影響評價相關問題探討
微電子高科技園區環境風險及管理對策
冶金礦業環境事故可能性大小分級指標
淺談石油化工廢水處理技術
莆田市空氣中二氧化硫的變化趨勢分析
突發環境事件應急管理制度的構建研究
福建省固體廢物環境管理的現狀與對策
經濟與環境的雙贏探析
淺談福建礦業型地質災害的現狀與治理
江西礦產資源開發與生態補償機制構建
次氧化鋅煙塵中鎘的硫酸浸出動力學研究
水電站在電力系統中的作用
模糊控制在風力發電系統功率控制中的應用
某高校學生宿舍CO_2濃度的測試分析
交通警察血鉛水平的初步探討
發展上杭縣小水電的思考
微生物監測技術在水污染處理中的應用
有機熱載體鍋爐尾部高效余熱利用裝置的設計與實現
空氣源熱泵熱水系統在我省煤礦的應用
氫氣/柴油雙燃料發動機排放特性研究
華電貴港電廠超臨界鍋爐再熱汽溫長期偏低的分析與對策
開采三角煤的采準巷道布置方式
生物柴油對增壓柴油機排氣溫度和排放的影響
篇6
1.1環境與生態
廣義上講,環境是人以外的一切事物的總和,如現代人居環境即為廣義的環境概念;狹義上講,環境是影響有機體生長、發展和生存的外界物理條件的總和。生態系統簡稱生態,是有生命的主體(包括人類)與無生命的客體的總和。研究有機生命體與無機環境關系的科學稱為生態學,研究生命體以外的無機環境的科學稱為環境學。生態修復的研究與實踐離不開環境學和生態學,而后者尤為重要。
1.2生態環境與環境生態
生態包括環境,“生態環境”的說法是不科學和難以理解的,可以牽強地理解為與生命體最密切相關的環境。我國所謂的生態環境實際就是生態,準確地講“生態環境建設”應為“生態建設”[1]。生態修復是對生態系統的修復,故不能稱為生態環境修復。
環境雖然是無機的,但完全從無機角度理解環境是不完整的。特別是自然環境,本身是生物體或生物群體周圍的整體狀況,只有應用生態學原理研究、認識和理解環境,才能更有效地解決環境問題,這就是環境生態學。環境生態作為概念不易理解,但環境生態學無疑是科學的,他對生態修復理論和技術的形成起到了直接的推動作用。
1.3干擾與生態演替
自然界發生的大大小小的事件,如火災、水災、泥石流、蟲害、大風、人類活動等,改變著生態系統的結構與功能,這些事件稱之為干擾。干擾可分自然干擾和人為干擾。干擾促使某一相對穩定的生態系統發生變化,舊的環境和物種破壞了,新的環境和物種又會產生,并在一定時間內維持其相對穩定。在沒有嚴重干擾的情況下,自然生態系統會定向地、有秩序地由一個階段發展到另一個階段,這稱為生態內因演替。演替的結果,最終會出現一個相當穩定的生態系統狀態,這稱為頂極穩定狀態。每一演替階段有其特定生物群落特征,頂極穩定狀態的群落稱為頂極群落。干擾常使生態系統受損并改變,稱為外因演替。生態系統正常演替總是從低級向高級發展,而干擾使演替進程發生變化,嚴重時,如人類大規模活動,則使生態系統向相反方向演替,這稱為逆序演替。生態修復就是使擾生態系統的逆序演替轉向正常演替[2]。
1.4生態穩態與生態閾值
生態系統不是絕對平衡的,而是永恒地發生著演替,舊的平衡打破了,新的平衡就會產生,當演替到頂極狀態時,在很長時間內將處于相對穩定狀態,即穩態。生態系統動態平衡中的穩定狀態,稱為生態穩態。穩態生態有相當強的自我調控能力,在干擾作用下雖不斷地振蕩和變化,但只是量變;當干擾嚴重并超過其調控能力時,系統將發生質變、崩潰,而走向逆序演替,甚至不可逆演替。穩態生態抵抗干擾的自我調節能力的限度稱為生態閾值[2]。只有研究生態穩態和生態閾值,才能確定修復生態系統的類型、區域、難易程度、時間周期,并確定合理的修復指標。
1.5人與自然共生理論
人與自然共生和和諧相處,是人類對“自然改造論”深刻反思后產生的新認識。人是自然生態系統的組成部分,不是其對立面,脫離生態規律的自然改造,損害了自然生態系統,必然損害人自身。人與生物、生物與生物之間存在著互利互惠的共生現象。任何形式的自然改造必須建立在人與自然共生的基礎之上。F.Vester基于共生現象的研究,總結了人類系統與生物系統之間生物控制的8條規律。據此研究,生態學家提出了以最小能量輸入和最小物質消耗以保證生態系統自我調節和恢復能力的生態設計原則。這也是生態修復規劃設計的指導思想。
2國外的環境生態修復與生態恢復
修復的本意是對錯誤和缺陷進行糾正的作用或過程,修復最早從污染環境治理角度被定義為:借助外界作用力使某個受損的特定對象部分或全部恢復到原初狀態的過程。環境生態修復起源于環境修復,生態恢復又受環境生態修復的影響。
2.1環境修復與環境生物修復
環境修復是對被污染的環境采取措施使污染物濃度降低到未污染前的狀態。早期的環境修復主要采用工程技術手段,以后采用物理和化學手段。1972年美國嘗試采用微生物生命代謝活動降解管線泄漏造成的汽油污染,1989年對ExxonVal-dez油輪泄油造成污染的阿拉斯加海海面進行修復(阿拉斯加研究計劃),從而出現了環境微生物修復技術,后來出現了環境植物修復技術,最終形成了環境生物修復技術。環境生物修復被定義為利用生物生命代謝活動降解被污染環境的污染物,并使之無毒化和無害化。
2.2環境生態修復
20世紀60年代,美國生態學家H.T.Odum提出生態工程概念,受此啟發,歐洲一些國家嘗試應用研究,并形成所謂“生態工程工藝技術”,實際屬于清潔生產的范疇。隨著生態學與環境生態學的發展,90年代美、德等國家提出通過生態系統自組織和自調節能力來修復污染環境的概念,并通過選擇特殊植物和微生物,人工輔助建造生態系統來降解污染物,這一技術被稱為環境生態修復技術。由于生態系統的復雜性,該技術至今還不成熟,國外的環境生態修復也只是對輕度污染陸地的環境修復,最典型的事例就是通過濕地自調節能力防治污染。這與我國的生態自我修復有很大差別。
2.3生態恢復
20世紀20年代開始,德、美、英、澳等國家對礦山開采擾動受損土地進行恢復和利用,逐漸形成土地復墾技術,包括農業、林業、建筑、自然復墾等,實際仍是土壤環境修復的范疇。70年代后,受生態工程學術思想的影響,從土壤環境修復和生產力恢復層面上升到了生態系統恢復層面,基本內涵就是在人為輔助控制下,利用生態系統演替和自我恢復能力,使被擾動和損害的生態系統(土壤、植物和野生動物等)恢復到接近于它受干擾前的自然狀態,即重建該系統干擾前的結構與功能有關的物理、化學和生物學特征。1975年,“受損生態系統的恢復”國際會議在美國佛吉尼亞工學院召開,此后英美等國創刊恢復生態學的雜志,生態恢復被列為當時最受重視的生態學概念之一。
1987年,Jordan發表《生態恢復學》專著,1993年,Bradsh做更詳盡的研究,生態恢復學成為生態學一個分支學科。在其指導下,生態恢復技術研究的領域進一步拓寬。目前國外恢復生態學主要研究森林、草地、灌叢、水體等生態系統在采礦、道路建設、機場建設、放牧、采伐、山地災害、工業大氣及重金屬污染等干擾體系的影響下退化和自然恢復的機制和生態學過程,涉及植被、土壤、氣候、微生物、動物等多方面,研究具有積累性好、綜合性和連續性強的特點。目前多集中在大型礦區、大型建筑場地、森林采伐跡地、受損濕地等生態恢復方面,研究的焦點領域是土壤、野生動植物及其生物多樣性恢復。這與我國開發建設項目水土保持和工礦區生態恢復與重建比較接近。
摘要：開展生態修復研究與實踐,應理清環境、生態、環境生態、生態恢復、生態建設、生態工程等與之相關的一些概念及科學內涵,避免概念上的混亂。我國的生態工程與國外的環境生態修復和生態恢復有較大差別,將生態學應用于農林水等生產領域,是我國生態工程研究與實踐的突出特點。流域生態修復是今后生態修復的發展方向,水土保持工程是建設項目生態修復的主體;當前亟待開展生態修復機理、生態修復潛力、生態修復指標體系等方面的研究。
篇7
關鍵詞：土壤；鎘污染；來源；危害；治理
中圖分類號 X53 文獻標識碼 A 文章編號 1007-7731（2015）24-104-04
Abstract：As the development of industry，soil cadmium pollution have caused more and more concern.In this thesis，the pollution actualities，source，damage and management of soil cadmium pollution were briefly introducted，and the development direction of soil cadmium pollution management was discussed.
Key words：Soil；Cadmium pollution；Source；Damage；Managment
據2014年《全國土壤污染狀況調查公報》顯示，我國土壤環境狀況總體不容樂觀，部分地區土壤污染較重，耕地土壤環境質量堪憂。其中，鎘污染物點位超標率達到7.0%，呈現從西北到東南、從東北到西南方向逐漸升高的態勢，是耕地、林地、草地和未利用地的主要污染物之一[1]。鎘是眾所周知的重金屬“五毒”元素之一，具有分解周期長（半衰期超過20a）、移動性大、毒性高、難降解等特點，在生產活動中容易被作物吸收富集，不僅嚴重影響作物的產量和品質，而且可以通過食物鏈在人體的積累危害人體健康[2]，例如，20世紀60年代在日本富山縣神通川流域出現的“骨痛病”事件。針對我國鎘污染現狀，本文將從鎘污染的來源、危害、修復治理等方面進行了論述，詳細介紹鎘污染這一環境污染問題，以期為我國農業的健康發展和鎘污染土壤的治理提供科學依據，為后續研究提供參考。
1 我國土壤鎘污染現狀
我國于20世紀70年代中后期才開展有關農田土壤鎘污染調查的工作，1980年中國農業環境報告顯示，我國農田土壤中鎘污染面積為9 333hm2，到2003年我國鎘污染耕地面積為1.33×104 hm2，并有11處污灌區土壤鎘含量達到了生產“鎘米”的程度[3-4]。近年來，隨著我國工業的發展，由于化肥、農藥的大量施用，工業廢水和污泥的農業利用，以及重金屬大氣沉降的日益增加，土壤中鎘的含量明顯增加，土壤鎘污染狀況越發嚴重，目前，我國鎘污染土壤的面積已達2×105km2，占總耕地面積的1/6[5]。
從近年的有關研究來看，我國各地均存在著不同程度的鎘污染問題。目前，我國土壤鎘污染涉及11個省市的25個地區。比如，上海螞蟻浜地區污染土壤鎘的平均含量達21.48mg/kg，廣州郊區老污灌區土壤鎘的含量高達228.0mg/kg[6-7]。我國農田土壤的鎘污染多數是由于進行工業廢水污灌造成的。據統計，我國工業每年大約排放300億～400億t未經處理的污水，引用工業廢水污灌農田的面積占污灌總面積的45%[8]，至20世紀90年代初，我國污灌農田中有1.3×104hm2的農田遭受不同程度的鎘污染，污染土壤的鎘含量為2.5～23.0mg/kg，重污染區表層土壤的鎘含量高出底層土壤幾十甚至1 000多倍[9]。在大田作物中，鎘是我國農產品主要的重金屬污染物[10]。據報道，我國污灌區生產的大米鎘含量嚴重超標，例如，成都東郊污灌區生產的大米中鎘含量高達1.65mg/kg，超過WHO/FAO標準約7倍[11]。2000年農業部環境監測系統檢測了我國14個省會城市共2 110個樣品，檢測數據顯示，蔬菜中鎘等重金屬含量超標率高達23.5%；南京郊區18個檢測點的青菜葉檢測表明，鎘含量全部超過食品衛生標準，最多超過17倍[6]。潘根興研究團隊于對2007年對全國6個地區（華東、東北、華中、西南、華南和華北）縣級以上市場隨機采購的91個大米樣品檢測后，發現約有10%左右的市售大米存在重金屬鎘含量超標問題[12]。據報道，廣西某礦區生產的稻米中鎘濃度嚴重超標，當地居民因長期食用“鎘米”已經出現了“骨痛病”的癥狀，嚴重威脅當地居民的身體健康[3]。以上研究結果表明，我國土壤受鎘污染的程度已相當嚴重，土壤鎘污染造成水稻、蔬菜等農產品的質量下降、產量降低，并且嚴重威脅到當地居民的身心健康，影響我國農業的可持續發展。
2 土壤鎘污染的來源
土壤中鎘的主要有2種來源，分別為自然界的成土母質和人為活動，前者為自然界中巖石和土壤鎘含量的本底值，一般來講世界范圍內土壤鎘平均值為0.35mg/kg，我國土壤鎘背景值為0.097mg/kg，遠低于世界均值[13-14]。而后者主要指通過工農業生產活動直接或間接地將鎘排放到環境的人為活動，并且是造成土壤鎘污染的主要途徑，歸納起來污染途徑主要有如下4個方面：
2.1 大氣鎘沉降 電鍍、油漆著色劑、塑料穩定劑、電池生產以及光敏元件的制備等工業廢氣中存在一定量的鎘，它們會和粉塵一起隨風擴散到工廠周圍，一般在工業區周圍的大氣中鎘的濃度較高[15]，較高濃度的鎘可以通過降雨或沉降進入土壤。進入土壤中的鎘，一部分被植物吸收，剩余的部分則在土壤大量積累，而當土壤中鎘累積超過一定范圍時，就造成了土壤的鎘污染[16]。
2.2 施肥不當 在農業生產過程中為了獲得高產，一般都加大農藥化肥的投入，長期施用含有鎘的農藥化肥必然導致土壤的鎘污染。據統計分析，磷肥中含有較多的鎘，氮肥和鉀肥含量較少，因此含鎘磷肥的施用影響最為嚴重。我國磷肥生產所需磷礦石的鎘含量雖然較低，在世界上屬于較低水平，但我國磷礦石含磷量同樣不高，因此需要從國外進口大量的磷肥[4]。據西方國家估算，全球磷肥平均含鎘量7.0mg/kg，可給全球土壤帶來約6.6×104kg鎘[17]。韓曉日等[18]研究也發現，長期施用磷肥和高量有機肥能夠增加土壤鎘含量。由此可見，長期施用含鎘的化肥會增加土壤的鎘含量，給土壤帶來嚴重的重金屬污染問題。
2.3 污水灌溉 鍍鋅廠以及與塑料穩定劑、染料及油漆等生產有關工廠產生的工業污水中含有多種重金屬，其中就有大量的鎘，這些廢水如不經處理或者處理不達標，廢水中的鎘就會隨著污灌進入土壤，因此，在工礦和城郊區的污灌農田均存在著土壤鎘污染問題。據統計，目前我國工業、企業每年要排放約300億～400億t未經處理的污水，利用這些工業污水進行灌溉造成了嚴重的重金屬污染，污水灌溉已經是我國農田土壤鎘污染的主要原因[8]。何電源等[19]在1987-1990年間對湖南省的農田污染狀況調查也表明，農田土壤鎘污染的主要來源是工礦企業排放的廢氣和廢水。此外，大量堆積的工業固體廢棄物和農田施用的污泥，也會造成土壤的鎘污染[16]。
2.4 金屬礦山酸性廢水污染 金屬礦山的開采、冶煉以及重金屬尾礦、冶煉廢渣和礦渣堆等，存在著大量的酸性廢水，這些酸性廢水溶出的多種重金屬離子能夠隨著礦山排水和降雨進入水環境或土壤，可以間接或直接地造成土壤重金屬污染。據報道，1989年我國有色冶金工業向環境中排放重金屬鎘多達88t[20]。
3 土壤鎘污染的危害
鎘是一種具有毒性的重金屬微量元素，是人體、動物和植物的非必需元素，但它在冶金、塑料、電子等行業非常重要，通常通過“工業三廢”等途徑進入土壤。土壤中鎘的形態有水溶態、可交換態、碳酸鹽態、有機結合態、鐵錳氧化態和硅酸態等，水溶性和交換態鎘可以被植物吸收，并通過食物鏈進入人體富集，達到一定程度時會引發各種疾病，嚴重危害植物和人體的健康，且具有長期性、隱蔽性和不可逆性等特點。
3.1 鎘對植物健康的危害 鎘是植物生長的非必需元素，當鎘在植物組織中含量達到1.0mg/kg時，會通過阻礙植物根系生長、抑制水分和養分的吸收等引起一系列生理代謝紊亂，如蛋白質、糖和葉綠素的合成受阻，光合強度下降和酶活性改變等，使植物表現出葉色減褪、植物矮化、物候期延遲等癥狀，最終導致作物品質下降和減產，甚至死亡[6，21-22]。張義賢等[23]研究表明，大麥種子在鎘脅迫下，種子的萌芽率、根生長率均呈下降趨勢，當鎘濃度達到0.01mol/L時，種子萌芽率小于45%，且根不再生長。劉國勝等[24]研究表明，當土壤含有0.43mg/kg可溶態鎘時，水稻減產10%，當含量為8.1mg/kg時，水稻減產達25%，并且，稻米的氨基酸、支鏈淀粉和直鏈淀粉比例發生改變，使水稻品質變差[4]。
3.2 鎘對人體健康的危害 鎘是人體非必需的微量元素，具有較強的致癌、致畸及致突變作用，對人體會產生較大的危害，鎘一般通過呼吸系統和消化系統進入人體，在人體內半衰期長達20～30a。鎘對人體的毒害分為急性毒害和慢性毒害2種，鎘的急性毒害主要表現為肺損害、胃腸刺激反應、全身疲乏、肌肉酸痛和虛脫等；慢性毒害主要表現為對骨骼、肝臟、腎臟、免疫系統、遺傳等的系列損傷，并誘發多種癌癥[25-27]。例如，20世紀60年生在日本神通川流域的“骨痛病”，原因就是當地居民食用鎘米造成的。因此，聯合國環境規劃署（UNEP）將其列為具有全球性意義的危險化學物質[28]。
4 土壤鎘污染的治理方法
為了有效利用現有的土地資源，減少鎘等重金屬人體造成的危害，需要采取有效措施治理和恢復受污染的土壤。目前，有關鎘污染土壤的治理方法有很多，主要有物理方法、化學方法和生物方法等。
4.1 物理方法 鎘污染土壤的物理修復方法主要有排土、客土、深耕翻土等傳統物理方法以及電修復技術、洗土法等。客土法就是將污染土壤鏟除，換入未污染的土壤，去表土法就是將污染的表土移去等。傳統的物理修復方法治理鎘污染效果非常明顯，如吳燕玉等[29]在張士灌區調查時發現去除表層土可使稻米中鎘含量降低50%。然而，這種方法需要耗費大量資金、人力物力，且移除的污染土壤又容易引起二次污染，因此難以在大面積治理上推廣。電修復技術，是指在土壤外加一個直流電場，土壤重金屬在電解、擴散、電滲、電泳等作用下流向土壤中的某個電極處，并通過工程收集系統收集起來進行處理的治理方法。胡宏韜等[30]研究發現，當試驗電壓為0.5W/cm時，陽極附近土壤中鎘的去除效率達到75.1%；淋濾法和洗土法是運用特定試劑與土壤重金屬離子作用，然后從提取液中回收重金屬，并循環利用提取液。據報道，美國曾應用淋濾法和洗土法成功地治理了包括鎘在內的8種重金屬，治理了2.0×104t污染的土壤，且重金屬得到了回收和利用，而且整個治理過程中沒有產生二次污染[20]。
4.2 化學方法 化學法是指通過在土壤中施用化學制劑、改良劑，增加土壤粘粒和有機質，改變土壤氧化還原電位和pH值等理化性質，使土壤鎘發生氧化還原等作用，降低鎘的生物有效性，以減輕對其它生物的危害[31-32]。目前，磷酸鹽、石灰、硅酸鹽等是化學法處理鎘污染土壤中常用物質。Gworek[33]等在研究中發現利用沸石等硅鋁酸鹽鈍化土壤重金屬能顯著降低污染土壤中鎘的濃度。總體而言，化學方法具有操作簡單、治理效果、費用適中等優點，缺點是容易再度活化重金屬。因此，該方法適用于重金屬污染不太嚴重的地區，對污染太嚴重的土壤不適用[4，20]。
4.3 生物方法 生物方法是指通過某些特定微生物、動物或植物的代謝活動，吸附降解土壤污染物質、降低土壤重金屬生物活性的治理方法，具有土壤擾動小、原位性、不產生二次污染等優點，一般分為微生物修復、動物修復、植物修復3種。
4.3.1 微生物修復 微生物修復是指利用土壤微生物固定、遷移或轉化土壤中的重金屬，從而降低重金屬毒性，主要包括生物富集和生物轉化2種作用方式。生物富集作用指微生物的積累和吸附作用；生物轉化作用指微生物對重金屬的氧化和還原作用、重金屬的溶解和有機絡合配位等[34]。例如，吳海江[35]利用分離獲得的菌株對鎘的去除率高達60%，吸附量達54mg/kg；張欣等[36]在模擬鎘輕度污染試驗中通過施入微生物菌劑使菠菜植株鎘含量平均下降14.5%。
4.3.2 動物修復 動物修復是指利用土壤中某些低等動物的代謝活動來降低污染土壤中重金屬比例的方法。例如，Ramseier等[37]研究發現蚯蚓具有強烈的鎘富集能力，當土壤鎘濃度為3mg/kg時，蚯蚓的鎘富集量可以達到120mg/kg。但由于低等動物生長受環境等因素的嚴重制約，該項技術在實際應用中受到了一定限制[20，28]。
4.3.3 植物修復 植物修復是指利用超富集植物吸附清除土壤鎘污染的原位治理方法，具有實施較簡便、投資較少、破壞小、無二次污染等優點，是一種環境友好型修復技術[20，34]。目前，全世界已發現500多種富集重金屬的植物，其中部分植物對土壤鎘具有強烈的富集作用，表現出對鎘的選擇性吸收，如蕪菁、菠菜、煙草、向日葵等[12]。近幾年來，我國在利用植物修復鎘污染土壤方面取得了不少成果，例如，蔣先軍等[38]研究發現印度芥菜、劉威等[39]發現寶山堇菜等屬于鎘超積累植物，這些發現都可以應用于鎘污染土壤的治理與恢復工作。
5 展望
2014年《全國土壤污染狀況調查公報》顯示，我國土壤鎘污染物點位超標率達到7.0%，鎘是我國耕地、林地、草地和未利用地的主要污染物之一，土壤鎘污染日趨嚴重。因此，要積極開展切實有效的管理控制、污染防治綜合治理等，首先，從源頭上控制鎘對土壤的污染，采取清潔生產與資源循環利用措施，減少甚至避免各類鎘污染物進入土壤環境；其次，加強鎘污染土壤修復技術的研究，特別是植物修復技術和微生物技術；再次，發展聯合修復技術，將生物修復與物理化學法、工程措施和農藝措施有效結合起來，開展多學科聯合的生態修復。只有這樣，才有可能修復已經被鎘等重金屬污染的土地，保護未被污染的土地資源，實現自然與社會的健康、可持續發展。
參考文獻
[1]環境保護部，國土資源部.全國土壤污染狀況調查公報[R].2014-04-17.
[2]張興梅，楊清偉，李揚.土壤鎘污染現狀及修復研究進展河北農業科學，2010，14（3）：79-81.
[3]崔力拓，耿世剛，李志偉.我國農田土壤鎘污染現狀及防治對策[J].現代農業科技，2006，11S（11）：184-185.
[4]柳絮，范仲學，張斌，等.我國土壤鎘污染及其修復研究[J].山東農業科學，2007，6（6）：94-97.
[5]李玉浸.集約化農業的環境問題與對策[M].北京：中國農業出版社，2001：57-82.
[6]冉烈，李會合.土壤鎘污染現狀及危害研究進展[J].重慶文理學院學報：自然科學版，2011，30（4）：69-73.
[7]王凱榮.我國農業重金屬污染現狀及其治理利用對策[J].農業環境保護，1997，16（6）：174-178.
[8]彭星輝，謝曉陽.稻田鎘（Cd）污染的土壤修復技術研究進展[J].湖南農業科學，2007（2）：67-69.
[9]王凱榮，張格麗.農田土壤鎘污染及其治理研究進展[J].作物研究，2006（4）：359-374.
[10]宋波，陳同斌，鄭袁明，等.北京市菜地土壤和蔬菜鎘含量及其健康風險分析[J].環境科學學報，2006，26（8）：1343-1353.
[11]利鋒.鎘污染土壤的植物修復[J].廣東微量元素科學，2004，11（8）：22-26.
[12]李薇.農田鎘污染的危害及其修復治理方法[J].糧油加工：電子版，2015（9）：62-64.
[13]許嘉林，楊居榮.陸地生態系統中的重金屬[M].北京：中國環境科學出版社，1995.
[14]孟凡喬，史雅娟，吳文良.我國無污染農產品重金屬元素土壤環境質量標準的制定與研究進展[J].農業環境保護，2000，19（6）：356-359.
[15]張金彪，黃維南.鎘對植物的生理生態的研究進展[J].生態學報，2000，20（3）：514-523.
[16]曾詠梅，毛昆明，李永梅.土壤中鎘污染的危害及其防治對策[J].云南農業大學學報，2005，20（3）：360-365.
[17]高志嶺，劉建玲，廖文華.磷肥使用與鎘污染的研究現狀及防治對策[J].河北農業大學學報，2001，24（3）：90-99.
[18]韓曉日，王穎，楊勁峰，等.長期定位施肥對土壤中鎘含量的影響及其時空變異研究[J].水土保持學報，2009，23（1）：107-110.
[19]何電源，王凱榮，廖先苓，等.農田土壤污染對作物生長和品質量的影響[J].農業現代化研究，1991，12增刊：128.
[20]馬彩云，蔡定建，嚴宏.土壤鎘污染及其治理技術研究進展[J].河南化工，2013，30（17）：17-22.
[21]畢淑芹，謝建治，劉樹慶，等.土壤重金屬污染對植物產量及品質的影響研究[J].河北農業科學，2006，10（2）：107-110.
[22]Seregin I V，Ivanov V B.Physiological aspects of cadmium and lead toxic effects on higher plants [J].Russian Journal of Plant Physiology，2001，48（4）：523-544.
[23]張義賢.重金屬對大麥（Hordeumvulgare）毒性的研究[J].環境科學學報，1997，17（2）：199-205.
[24]劉國勝，童潛明，何長順，等.土壤鎘污染調查研究[J].四川環境，2004，23（5）：8-13.
[25]Johannes G，Franziska S，Christian G S，et al.The toxicity of cadmium and resulting hazards for human health [J].Journal of Occupational Medicine and Toxicology，2006，1（22）：1186.
[26]崔玉靜，趙中秋，劉文菊，等.鎘在土壤-植物-人體系統中遷移積累及其影響因子[J].生態學報，2003，23（10）：2133-2143.
[27]MariselaM'endez-Armenta，CamiloR'ios.Cadmium neurotoxicity [J].Environmental Toxicology and Pharmacology，2007，23：350-358.
[28]彭少邦，蔡樂，李泗清.土壤鎘污染修復方法及生物修復研究進展[J].環境與發展，2014，3（3）：86-90.
[29]吳燕玉，周啟星，田均良.制定我國環境標準（汞鎘鉛和砷）的探討[J].應用生態學報，1991，2（4）：334-349.
[30]胡宏韜，程金平.土壤銅鎘污染的電動力學修復實驗[J].生態環境學報，2009，18（2）：511-514.
[31]余貴芬.重金屬污染土壤治理研究現狀[J].農業環境與發展，1998，15（4）：22-24.
[32]吳雙桃.鎘污染土壤治理的研究進展[J].廣東化工，2005（4）：40-41.
[33]Gworek B，肖輝林.利用合成沸石鈍化污染土壤的鎘[J].熱帶亞熱帶土壤科學，1992，1（1）：58-60
[34]盧紅玲，肖光輝，，等.土壤鎘污染現狀及其治理措施研究進展[J].南方農業學報，2014，45（11）：1986-1993.
[35]吳海江.耐Cd細菌的篩選及抗性機理研究[D].成都：西南交通大學，2009.
[36]張欣，范仲學，郭篤發，等.3種微生物制劑對輕度鎘污染土壤中菠菜生長的影響[J].天津農業科學，2011，17（1）：81-83.
[37]Ramseier S，Martin M，Haerdi W，et a1.Bioaccumultion of cadmium by Lumbficusterrestris [J].Toxicological &Environmental Chemistry，1989，22 （1-4）：189-196.
[38]蔣先軍，駱永明，趙其國.重金屬污染土壤的植物修復研究Ⅲ.印度芥菜對鋅鎘的吸收和積累[J].土壤學報，2002，39（5）：664-670.
篇8
關鍵詞：植物修復;重金屬;土壤;機制;類型
中圖分類號：S154.4;X53 文獻標識碼：A 文章編號：0439-8114（2014）23-5617-07
重金屬是指比重等于或大于5.0的一類金屬元素，其中包括汞（Hg）、鎘（Cd）、鉛（Pb）、鉻（Cr）、鋅（Zn）、銅（Cu）等40多種金屬元素[1]。中國受Cd、砷（As）、Pb等重金屬污染的耕地面積近2.0×105 km2，約占總耕地面積的1/5;每年因重金屬污染而減產糧食超過1.0×107 t，被重金屬污染的糧食也多達1.2×107 t，由此造成的經濟損失合計至少為200億元[2]。植物在重金屬脅迫下，其根系生長受到影響，細胞膜透性增大，植物抗氧化酶系統和光合系統被破壞，對基因產生毒害等[3-5]。但不少種類植物仍能在高濃度的重金屬離子環境中生長，完成其生活史，表明在長期進化過程中植物亦相應地產生了多種抵抗重金屬毒害的防御機制，以適應環境的變化。那么，如何有效解決土壤重金屬污染給植物帶來的危害，筆者結合前人對植物修復土壤重金屬污染機理的研究和應用現狀，結合實際，提出了當前如何利用植物修復土壤重金屬污染的技術措施，并對該技術的發展前景進行了展望。
1 植物修復土壤重金屬污染機制
在大量推廣運用植物修復重金屬污染土壤之前，必須對其吸收、轉運和積累重金屬的生理和生化機制有清楚的認識。目前國內外在此方面已有大量研究，已發展到分子水平。
1.1 限制重金屬離子跨膜吸收機制
植物根部重金屬離子橫向運輸的途徑主要為質外體途徑和共質體途徑。重金屬離子進入植物體后的分配依靠跨膜運輸完成，主要包括跨質膜轉運和跨液泡膜轉運兩種方式[6]。從理論上來說，植物通過限制對重金屬的吸收，能有效降低體內重金屬濃度，阻止重金屬離子由質膜進入胞質溶膠是最好的防御機制。Nedelkoska等[7]對天藍遏藍菜與煙草的根部及其細胞壁的Cd水平研究發現，在Cd處理濃度為20 μg/g時，煙草根毛吸收的Cd大多數在3 d內就直接進入共質體，而天藍遏藍菜在開始的7～10 d內則是幾乎把所有吸收的Cd都貯存在細胞壁中，然后再釋放到共質體中向莖葉部運輸。后來研究表明，Cd吸收是一個不需要結合部位的選擇性過程，即細胞壁中的負電荷使Cd2+在細胞膜外富集起來，從而增加了跨膜梯度，可推動Cd2+進入細胞中[8]。細胞表面（CMS）的電負性形成細胞膜表面電勢ψ0，影響細胞表面離子的濃度，并進一步影響金屬陽離子的植物毒性。主要是通過細胞膜表面電勢而不是離子之間的競爭起作用[9]。另外，細胞膜具有選擇透過質膜的特性，它能調節和控制細胞內外物質的交換和運輸，是有機體與外界環境之間的一個重要界面，因此，質膜的透性大小是決定外界重金屬離子能否進入細胞和進入多少的主要因素。植物可通過限制重金屬離子跨膜吸收來降低體內重金屬離子的濃度。Ange'lique等[10]研究認為，根細胞膜上可能存在Cd誘導的運輸蛋白，該蛋白對重金屬的運輸具有很強的選擇性。IRT作為一種質膜轉運體具有Fe、Cu、Zn和Cd轉運活性，在轉錄水平上，JRT基因的表達也響應Cd脅迫。
1.2 重金屬與植物細胞壁結合機制
植物對重金屬的排斥作用首先是使重金屬在植物體內的運輸受阻。通過對黃瓜、菠菜、互花米草、黑麥草、煙草、皖景天等植物的試驗表明，植物吸收的重金屬離子大部分位于細胞壁，且被局限于細胞壁上，而不能進入細胞質影響細胞內的代謝活動，這種作用阻止了重金屬離子進入細胞原生質，而使其免受傷害，使植物對重金屬表現出耐性[11-15]。類似的結果也在水稻、玉米、小麥等主要農作物的試驗中出現。例如，王芳等[16]采用不同的水稻品種，研究了細胞壁組分中Cd的含量，發現不同品種根部細胞壁組分存在顯著差異，且細胞壁組分中含Cd高的品種非蛋白巰基含量比含Cd低的品種高出1.6倍。襲波音[17]的研究結果表明，水稻體內Cd主要分布在細胞壁上，其次為含核糖體的可溶性成分（以液泡為主），而且根部Cd含量要高于地上部。司江英等[18]認為，細胞壁和細胞溶質部分是Cu在玉米細胞內分布的主要位點，細胞核、葉綠體及線粒體等細胞器中Cu的含量較低。張戴靜[19]研究了Cu和Cd在小麥幼苗細胞組織的分布，發現Cu脅迫下，小麥幼苗中Cu主要集中在根的細胞壁中，其次是根的細胞質，包括線粒體、葉綠體、細胞核等細胞器;Cd處理下，以根的細胞質中Cd含量最高，占整個幼苗的41.29%～49.49%，其次為根細胞壁部分，占總含量的17.88%～31.38%，而葉細胞器中含量最低，只占到總量的0.41%～1.76%，且隨外源Cd含量升高比例降低，60 mg/L Cd處理時，葉細胞器Cd比例降至最低。
1.3 重金屬離子的體外螯合和排斥機制
植物對重金屬離子的排斥性還表現在重金屬離子被植物吸收后又被排出體外。植物體內存在多種金屬配位體，主要包括有機酸、氨基酸、植酸、植物螯合肽（PCs）和金屬硫蛋白（MTs）[20]。在重金屬脅迫條件下，植物同時分泌某些金屬結合蛋白和某些特殊的有機酸來螯合重金屬，降低植物周圍環境中有效態的重金屬離子含量，避免植物受害[21]。其中，研究較多的是有機酸、氨基酸和糖類等可溶性的有機小分子及高分子，以及不溶性的粘膠類物質。例如，楊秀敏等[22]的研究表明，超積累植物可分泌金屬結合蛋白（類似于金屬硫蛋白或植物螯合肽），作為植物的離子載體，還可能分泌某些化合物，促進土壤中的金屬溶解。Lu等[23]的研究表明，秋茄在低濃度Cd脅迫下分泌有機酸，使秋茄根際周圍的重金屬離子的相對濃度降低，從而影響秋茄對Cd的吸收。Mench等[24]計算出了Cd與分泌物的絡合穩定常數和最大吸附量，表明Cd可與根分泌物各組分形成配位化合物。植物可通過限制重金屬離子跨膜吸收，降低體內重金屬離子的濃度。根的分泌物在金屬耐受性中的作用是有機酸和Al的解毒過程，如蕎麥從根部分泌草酸對Al脅迫的反應，并在葉中積累非毒性的Al-草酸鹽，從而在內部和外部都發生解毒作用[25-30]。重金屬脅迫誘導下多種金屬可誘導植物體內PCs的產生。王超等[31]用Cd處理的2種水生植物的體內都合成PCs，且隨著Cd濃度的增加，水浮蓮根系產生明顯毒害效應，同時根系中的PCs大量合成。
1.4 重金屬離子的區域化機制
植物根系分泌物以及根系周圍的植物-微生物微系統均能防御重金屬離子進入。進入根系的重金屬離子首先被根部細胞壁及碳水化合物固定而束縛于果膠位點。張旭紅等[32]研究提出細胞壁可以通過“區隔機制”和“適應機制”來減輕重金屬帶來的傷害，認為有些耐性品種細胞內的重金屬離子可能被固定地存放在毒害位點，如細胞核、線粒體和較遠的不敏感“自由空間”， 如液泡，從而降低了重金屬在細胞內的毒性。李妍[33]的研究表明，在鎘脅迫發生時，抗氧化酶系統沒有對小麥起到保護作用，而是細胞區隔化等因素起了主導作用。陳濤濤[34]認為，液泡在植物對抗重金屬、病蟲害和鹽脅迫等過程中起到非常重要的作用，這些功能的發揮，是依靠液泡內載體蛋白的運載能力。在植株層面上，某些超富集重金屬植物不同器官可能存在區室作用。Singh等[35]研究發現，As超富集植物蜈蚣草能將吸收的As貯存在羽葉中，莖部再將地下部的As轉移到羽葉過程中起著重要作用，它能形成一個羽葉吸收As的貯槽，在低As濃度時，主要將As轉移到幼葉中，在As濃度較高時，將As轉移到老葉中，從而能降低毒害的程度。因此，區域化可能是一種很有效的解毒途徑。
1.5 抗氧化系統防衛機制
自由基含量的增高可能是重金屬脅迫導致植物生長發育受到傷害的主要原因之一[36]。重金屬脅迫與其他形式的氧化脅迫相似，能導致大量的活性氧自由基產生。同時，這種過氧化脅迫往往能刺激一些植物抗氧化防衛能力的提高，且這些物質能夠在一定范圍內清除這些ROS，以保護細胞免受氧化脅迫的傷害。這些抗氧化物質包括主要的細胞氧化還原物質如VC、GSH，以及SOD、POD、APX等，在重金屬脅迫時進行響應，保護植物膜系統，清除脅迫所產生的自由基，保護細胞免遭傷害[37]。黃輝等[38]研究認為，重金屬脅迫引起刺苦草抗氧化酶活性增加是植物抵抗氧化脅迫的重要保護機制[39]。研究人員認為菠菜、小白菜、茭白隨著重金屬處理濃度的增加，PAL、SOD、POD、NR活性均呈現出先上升后下降的趨勢，是因為受到外來重金屬脅迫時，抗氧化物能及時有效地通過SOD清除自由基，保護細胞免受氧化脅迫的危害，當脅迫性加劇遠遠超過正常的歧化能力時，細胞內多種功能酶及膜系統遭到破壞，生理代謝紊亂[40-42]。單一的Cd、Pb處理后，大麥幼苗葉片中、油菜根內脯氨酸含量增加幅度與重金屬濃度呈正相關，高濃度的Cd、Pb復合處理后，植株不同部位脯氨酸含量均高于所有單一處理的[43，44]。不同濃度的Cd處理水稻幼苗時，隨著Cd濃度的增加，發現葉綠素和SOD活性下降，POD活性先上升后下降，細胞膜透性大幅度增大，是因為重金屬毒害可能最終破壞了水稻體內的保護酶系統[45]。因此，當重金屬污染超過一定的閾值，保護酶活性不足以清除體內自由基時，酶活性則迅速下降，從而產生植物毒害。
1.6 重金屬脅迫下熱激蛋白響應機制
熱激蛋白（Heat shock proteins，HSPs）是受熱等因素刺激后而誘導產生的蛋白質，是一類可以調節應激反應并且保護機體防止細胞損傷的蛋白質，在機體的應激反應中具有重要作用的熱休克蛋白。重金屬離子能引起植株產生熱激反應，產生熱休克蛋白[46-48]。目前已有較多關于植物響應重金屬脅迫提高HSP表達的報道，熱脅迫和重金屬脅迫可以增加小麥中低分子量HSPs（16 220 kDa）的mRNAs水平[49];植物海石竹（Armeria maritima）生長在富含Cu的土壤中時，HSP17可在根中表達[50];對野生番茄進行細胞培養研究發現，一種較大的HSP（HSP70）也能對Cd脅迫作出反應，抗體定位表明，HSP70存在于細胞核和細胞質中，也存在于細胞膜上，說明HSP70可以保護細胞膜不受Cd破壞[51];水稻rHsp90基因在對酵母以及煙草在逆境環境中的生存發揮著重要的作用[52]。中國科學院遺傳發育生物研究所研究人員發現擬南芥的bHLH的3個轉錄因子參與了植物對Cd脅迫的響應，由于轉錄因子的互作表達，啟動了一些與重金屬區隔化的基因，將Cd隔化在根部，降低了地上部分的轉運。蔣昌華等[53]的試驗表明，重組菌株由于過表達RcHSP70提高了對重金屬脅迫的抗性。因此，在正常的蛋白質折疊和組裝過程中HSPs作為分子伴侶，在逆境條件下也可以通過修復被脅迫傷害的蛋白質而發揮作用。
1.7 植物基因組DNA甲基化變異對重金屬脅迫的響應機制
DNA甲基化是一種共價化學修飾，在DNA甲基轉移酶的作用下，將甲基從供體S-腺苷甲硫氨酸轉加到胞嘧啶上的一種化學修飾過程。近年來的研究證明，重金屬污染會對DNA甲基化水平造成影響，并且許多受甲基化變化誘導的基因與這些脅迫反應有關。葛才林等[54]研究認為，重金屬對水稻和小麥葉片蛋白質合成的抑制與重金屬引起的水稻和小麥葉片中DNA甲基化水平的提高相關。重金屬離子脅迫導致植物基因組DNA甲基化水平的上升有利于植物抵抗重金屬脅迫，防止DNA被內切酶酶切和多拷貝轉座[55]。Cu2+、Hg2+和Cd2+脅迫導致小麥和水稻葉片DNA中5mC比例的升高，Cr可以誘導油菜（Brassica napus）基因組中DNA甲基化水平的上升[56，57]。Cd2+脅迫下的二倍體和四倍體油菜葉片基因組DNA中分別有22.7%和23.3%的CCGG位點發生了胞嘧啶甲基化，均分別高于二者未經Cd處理的對照（20.3%和19.8%）[58]。另外，重金屬處理后，蘿卜、擬南芥、棉花的基因組DNA的甲基化水平呈現出相同的規律[59-61]。這些研究結果表明植物DNA甲基化修飾參與了環境脅迫下的基因表達調控過程。
2 植物修復土壤重金屬污染的類型
植物修復（Phytoremediation）是以植物忍耐、分解或超量積累某種或某些化學元素為基礎，利用植物及其共存微生物體系來吸收、超量積累、降解、固定、揮發以及富集環境中的污染物，實現部分或完全修復土壤污染的一門原位治理技術[62]。植物去除土壤中重金屬的機理主要是依靠植物萃取作用、根系過濾作用、植物揮發作用和植物固定化作用[63]。根據修復植物在某一方面的修復功能和特點，將植物修復分為植物提取、植物揮發和植物穩定3種類型。
2.1 植物提取（Phytoextraction）
植物提取修復是目前研究最多，也最具發展前景的植物修復方式之一。由于酸洗可以促進重金屬氧化物或礦物成分溶解[64]，孫蓀[65]提出用添加化學螯合劑來強化植物的提取效果。AM可通過加快植物對重金屬的吸收和轉運，強化植物修復[66]。通過向土壤中施加螯合劑，如EDTA、DTPA、EGTA、檸檬酸等活化土壤中的重金屬，增加重金屬的生物有效性，提高富集植物對重金屬的積累，促進植物的吸收，可能也是植物修復發展的一個新方向。Wang等[67]發現叢枝菌根真菌與植物聯合培養，其不僅能夠減輕重金屬對植物的毒害，還能有效地影響植物對重金屬的吸收和轉化。利用土壤中富集的多種對重金屬具有抗性的細菌和真菌，來影響重金屬的毒性及重金屬的遷移和釋放，通過接種特殊微生物，利用叢枝菌根在重金屬土壤中與植物根系共生的特性，強化植物修復也是另一重要的研究方向。此外，Lebeau等[68]利用根際微生物通過金屬的氧化還原來改變土壤金屬的生物有效性，或者通過分泌生物表面活性劑、有機酸、氨基酸和酶等來提高根際環境中重金屬的生物有效性，也取得了一定的進展。
2.2 植物揮發（Phytovolatilization）
植物揮發是利用植物根系分泌物使土壤中的有機碳或無機重金屬如汞、硒轉化為揮發形態，進而去除其污染[69]。目前這方面研究最多的是類金屬元素Hg和非金屬元素Se[70，71]。煦涵等[72]的研究認為，用含ACC脫氨酶的PGPR接種有助于減輕脅迫引起的乙烯產生，從而促進在脅迫條件下的植物生長和發育，進而減輕非生物脅迫對植物的影響，使植物可以更好地抵御重金屬的脅迫[73]。申榮艷等[74]在正常田間持水量的土壤中，加人淀粉和葡萄糖等碳源均一定程度地促進了真菌和細菌數量的增加，從而促進了土壤中PCBs（多氯聯苯）和OCPs（有機氯農藥）的降解。
2.3 植物穩定（Phytostabilization）
植物穩定是通過吸收、分解、氧化、固定等過程，降低重金屬的流動性和生物可利用性，防止重金屬的滲漏和轉移，減少重金屬對植物的危害，在這一過程中，土壤中重金屬含量并不減少，只是存在形態發生了變化。通過大面積種植此類作物，可有效降低廢棄礦場和重金屬污染嚴重地區重金屬的危害[75]。這種技術的主要優點是通過植物根部對重金屬的積累、吸附、沉淀來實現重金屬的固定，降低重金屬的移動性和生物有效性[76]。由于植物具有龐大的根系，在有坡度的地表，植物可以降低金屬污染顆粒的分散及減少污染物向地表及地下水的轉移[77]。植物穩定技術是原位降低重金屬污染的有效途徑[78]，也是一種經濟、可持續的重金屬污染土壤修復技術。
另外，許超等[79]利用土壤中的微生物、植物、菌根真菌及其相互作用的根際和菌（絲）際環境來降解土壤中的污染物。這種方法克服了單獨微生物修復和植物修復污染土壤的不足，也是未來植物修復研究的一個方向。除發展上述幾種植物修復技術外，還有一些組合技術，例如，植物-微生物修復、表面活性劑-植物修復等，這些技術都是將土壤淋洗法、生物學、基因技術、環境化學等與植物提取綜合應用。
3 植物修復技術應用及展望
盡管植物修復是一種新型的環保修復技術，植物修復土壤重金屬和有機物污染具有明顯的優點，但至今仍難以得到廣泛應用，其主要原因在于植物修復重金屬土壤污染的機制研究緩慢、自身技術的不成熟以及修復后植株處理難等問題。因此，必須重視土壤質量的管理和保護工作，從污染的源頭抓起，控制污染源，在有效地防止土壤污染的同時，還需要對相關的理論和技術進行研究，并實現關鍵性的突破。根據目前國內外對植物修復技術研究的現狀，在今后的研究工作中可考慮從以下幾方面進行。
3.1 加快超積累植物的篩選評價
研究認為，不同植物對重金屬富集差異很大，如吊蘭、魚腥草和蜈蚣草對Cd具有極強的富集能力[80，81]，蘆葦、白芒、東南景天、蒲公英和蜈蚣草對Pb和Zn有較好的富集能力[82]。不同作物對重金屬的吸收差異較大。一般來說，蔬菜富集重金屬能力較禾谷類強[83]，水稻、玉米、高粱、小麥、大豆、豌豆等對重金屬的吸收能力小于蔬菜類[84]。同一作物的不同品種間對重金屬的富集差異顯著[85]。在高Cd處理條件下，水稻Cd高積累品種對Cd有較強的吸收和富集能力[86，87]。類似的研究結果還表現在煙草[88]、小白菜[89]等作物上。因此，尋找重金屬超積累植物，可通過調控其生境中的水、光、熱等自然因素和耕作方式、施肥措施等促進修復植物的生長，提高生物量和修復效率。
3.2 利用轉基因技術進行種質創新
隨著生命科學理論和分子生物學技術的迅猛發展，基因工程技術被認為是改良植物對重金屬耐性和富集能力的一條有效途徑，并成為強化植物修復領域最具有潛力的發展方向之一[90]。研究人員認為，基因工程技術將金屬螯合劑、金屬硫蛋白（MTs）、植物螯合肽（PCs）和重金屬轉運蛋白基因等轉入超積累植物，能有效增加植物對金屬的提取，從而提高植物修復的效率[91]。同時，可利用基因工程技術將超富集植物富集重金屬特性克隆到生物量較高的植物中去，從而產生符合人們需要的修復植物;或者加強研究植物富集重金屬機理，從而指導改良大生物量植物。
3.3 采用不同的種植方式
將超積累植物與作物間作，通過超積累植物對土壤重金屬的強吸聚作用來降低作物對重金屬的吸收，同時達到充分利用和修復污染農田的目的。在受Cd污染的土壤上，將印度芥菜與苜蓿進行間作，苜蓿地上部Cd含量較單作降低了2.8%～48.3%[92]。將超富集植物東南景天與玉米、黑麥草、大豆混作后，顯著地降低了玉米和黑麥草對Cd和Zn的吸收能力[93]。湯文光等[94]研究了不同種植模式下稻田土壤重金屬Cd、Pb、Hg、As含量，晚稻植株重金屬的積累與分配，稻米品質及產量的影響。結果表明，與對照冬閑-雙季稻相比，黑麥草-雙季稻、紫云英-雙季稻、油菜-雙季稻和馬鈴薯-雙季稻4種冬種模式對土壤重金屬含量表現出明顯差異，不同栽培模式對不同重金屬含量表現也不同。不同種植模式晚稻植株重金屬含量均為根>莖葉>糙米，冬種模式根重金屬含量均低于對照，且增加了稻米出糙率、整精米率、膠稠度和直鏈淀粉含量，降低了堊白粒率和堊白面積，增加了晚稻產量。因此，合理安排農業種植模式，利用修復植物物種間相互作用，構建一個穩定的由喬、灌、草搭配而成的修復群落，能有效降低土壤中重金屬的含量。
參考文獻：
[1] 陳懷滿.土壤――植物系統中的重金屬污染[M].北京：科學出版社，1996.7-8.
[2] 王 華，曹啟民，桑愛云，等.超積累植物修復重金屬污染土壤的機理[J].安徽農業科學，2006，34（22）：5948-5950，6023.
[3] 唐東民，伍 鈞，唐 勇，等.重金屬脅迫對植物的毒害及其抗性機理研究進展[J].四川農業大學環境科學，2008，27（5）：79-83.
[4] 姜國輝，周雪梅，李玉清，等.不同濃度鎘水灌溉對土壤及水稻品質的影響[J].水土保持學報，2012，26（5）：264-267.
[5] 黃冬芬.水稻對重金屬鎘的響應及調控[D].江蘇揚州：揚州大學，2008.
[6] 李亞偉.F9C22.6應答重金屬鎘脅迫的研究[D].太原：山西大學，2009.
[7] NEDELKOSKA T V， DORAN P M. Hyperaccumulation of cadmium by hairy roots of Thlaspi caerulescens[J]. Biotechnology and bioengineering， 2000，67：607-615.
[8] WOJCIK M， VANGRONSVELD A J， DHAEN J， et a1. Cadmiumtolerance in Thlaspi caerulesce nsII. Localization of cadmiumin Thlaspi caerulescens[J]. Environmental and Experimental Botany， 2005，53（2）：163-171.
[9] WANG P， ZHOU D M， KINRAIDE T B， et a1. Cell membrane surface potential（ψ0） plays a dominant role in the phytotoxicity of copper and arsenate[J]. Plant Physiology， 2008，148：2134-2143.
[10] ANGE'LIQUE B B， ANTOINE G. Nitric oxide contributes to cadmium toxicity in arabidopsis by promoting cadmium accumulation in roots and by up-regulating genes related to iron uptake[J]. Plant Physiol， 2009，149：1302-1315.
[11] 楊居榮，鮑子平，張素芹，等.鎘、鉛在植物細胞內的分布及其可溶性結合形態[J].中國環境科學，1993，13（4）：131-141.
[12] 潘 秀，劉福春，柴民偉，等.鎘在互花米草中積累、轉運及亞細胞的分布[J].生態學雜志，2012，31（3）：526-531.
[13] 張 堯，田正貴，曹翠玲，等.黑麥草幼苗對鎘耐性能力及吸收積累和細胞分布特點研究[J].農業環境科學學報，2010，29（11）：2080-2086.
[14] 田陽陽，陳江華，張艷玲，等.不同Cd積累基因型煙草中Cd的亞細胞分布及化學形態[J].煙草科技，2012，295（2）：4-6.
[15] 周守標，徐禮生，吳龍華，等.鎘和鋅在皖景天細胞內的分布及化學形態[J].應用生態學報，2008，19（11）：51-70.
[16] 王 芳，丁 杉，張春華，等.不同鎘耐性水稻非蛋白巰基及鎘的亞細胞和分子分布[J].農業環境科學學報，2010，29（4）：625-629.
[17] 襲波音.水稻鉻脅迫耐性的遺傳分析與還原型谷胱甘肽緩解鉻毒害的機理研究[D].杭州：浙江大學，2012.
[18] 司江英，趙海濤，汪曉麗，等.不同銅水平下玉米細胞內銅的分布和化學形態的研究[J].農業環境科學學報，2008，27（2）：452-456.
[19] 張戴靜.銅、鎘對小麥幼苗生長的影響及其在細胞內的分布[A].劉丹丹.中國作物學會50周年慶祝會暨學術年會論文集[C].北京：中國農業科學院作物研究所，2011.71-84.
[20] RAUSER W E. Structure and function of metal chelators produced by plants[J]. Cell Biochemistry and Biophysics， 1999， 31：19-48.
[21] 徐禮生，吳龍華，高貴珍，等.重金屬污染土壤的植物修復及其機理研究進展[J].地球與環境，2010，38（3）：241-248.
[22] 楊秀敏，胡振琪，胡桂娟，等.重金屬污染土壤的植物修復作用機理及研究進展[J].金屬礦山，2008（7）：120-123.
[23] LU H L， YAN C L， LIU J C. Low-molecular-weight organic acids exuded by Mangrove（Kandelia candel L. Druce） roots and their effect on cadmium species change in the rhizosphere[J]. Environ Exp Bot， 2007，61（2）：159-166.
[24] MENCH M， MOREL J L， GUCKERT A. Metal binding with root exudates of low molecular weight[J]. Soil Sci， 1988，39：521-527.
[25] MARSCHNER H. Mineral nutrition of higher plants[M]. London： Academic Pr， 1995.
[26] SALT D E， KATO N， KRMER U，et al. The role of root exudates in nickel hyperaccumulation and tolerance in accumulator and nonaccumulator species of Thlaspi[A]. TERRYN ，BABUELOS G.Phytoremediation of contaminated soil and water[C]. Florida：CRC Press LLC，2000.189-200.
[27] JENTSCHKE G， GODBOLD D L. Metal toxicity and ectomycorrhizas[J]. Physiologia Plantarum， 2000，109：107-116.
[28] COLPAERT J， NANASSCH E J. Zinc toxicity in ectomycorrhizal Pinus sylvestris[J]. Plant and Soil， 1992，143：201-211.
[29] TAM P C F. Heavy metal tolerance by ectomycorrhizal fungi and metal amelioration by Pisolithustinctorius[J]. Mycorrhiza， 1995，5：181-187.
[30] ZHAO F J，HAMON R E，MCLAUGHLIN M J. Root exudates of the hyperaccumulator Thlaspi caerulescensdo not enhance metal mobilization[J].New Phytologist，2001，151：613-620.
[31] 王 超，王利婭，孫 琴，等.低濃度鎘脅迫下2種水生植物體內植物絡合素的響應[J].四川大學學報，2008，40（6）：2-5.
[32] 張旭紅，高艷玲，林愛軍，等.植物根系細胞壁在提高植物抵抗金屬離子毒性中的作用[J].生態毒理學報，2008，3（1）：9-14.
[33] 李 妍.鉛鎘脅迫對小麥幼苗抗氧化酶活性及丙二醛含量[J].麥類作物學報，2009，29（3）：514-517.
[34] 陳濤濤.扁穗牛鞭草對鉻的吸收積累特征研究[D].重慶：西南大學，2012.
[35] SINGH N， MA L Q. Arsenic speciation， and arsenic and phosphate distributionin arsenic hyperaccumulator Pterisvittata L. and non-hyper accumulator Pteris ensiformis L.[J]. Environ Mental Pollution， 2006，141（2）：238-246.
[36] 葛才林.水稻和小麥重金屬污染的耐性機理[D].杭州：浙江大學，2002.
[37] 楊肖娥，龍新憲，倪吾鐘.超積累植物吸收重金屬的生理及分子機制[J].植物營養與肥料學報，2002，8（1）：8-15.
[38] 黃 輝，李 升，郭嬌麗.鎘脅迫對玉米幼苗抗氧化系統及光合作用的影響[J].農業環境科學學報，2010（2）：47-52.
[39] SHARMA S S， DIETZ K J. The relationship between metal toxicity and cellular redox imbalance[J].Trends Plant Sci， 2009，14（1）：43-50.
[40] 崔宏莉，解靜芳，楊 彪，等.污灌與鎘脅迫對菠菜幾種抗氧化酶活性的影響[J].生態毒理學報，2010，5（2）：274-279.
[41] 黃凱豐.重金屬鎘、鉛脅迫對菱白生長發育的影響[D].江蘇揚州：揚州大學，2008.
[42] 黃 強，司菲斐，符楨華，等.Cu脅迫對小白菜生理生化特性的影響[J].現代食品科技，2008，24（11）：1111-1114.
[43] 張義賢，李曉科.鎘、鉛及其復合污染對大麥幼苗部分生理指標的影響[J].植物研究，2008（1）：44-53.
[44] 楊金鳳，卜玉山，鄧紅艷.鎘、鉛及其復合污染對油菜部分生理指標的影響[J].生態學雜志，2009，28（7）：158-164.
[45] 石貴玉，鄧歡愛，王金花.鎘對雜交水稻幼苗毒害效應的研究[J].廣西師范大學學報，2005，23（3）：74-77.
[46] HUANG F， HE Z H， LI C， et al. Progress on heat-shock proteins 70[J]. Letters in Biotechnology， 2011， 22（6）：883-886.
[47] YANG B F， SUN Q H， CAO C， et al. Research progress in heat shock protein 70[J]. Letters in Biotechnology， 2009，20（5）：716-718.
[48] HUANG L. Research advancement of heat-shock protein 70 in antitumor immunity[J]. Medical Recapitulate， 2011，17（2）：521-538.
[49] TSENG T S， TZENG S S， YEN C H， et al. The heat-shock response in rice Seedlings-isolation and expression of cDNAs that encode class-I low-molecular-weight heat-shock proteins[J]. Plant and Cell Physiology，1993，34：165-168.
[50] NEUMANN D， NIEDEN U Z， LICHTENBERGER O， et al. How does Armeria maritima tolerate high heavy metal concentrations？[J]. Journal of Plant Physiology， 1995，146：704-717.
[51] LEWIS S， DOMKINM E， DEPLEDGEM H. Hsp70 expression in Enteromorpha intestinalis（Chlorophyta） exposed to environmental stressors[J]. Aquatic Toxicology， 2001，51：277-291.
[52] 劉大麗，張欣欣，程玉祥，等.逆境下水稻（Oryza sativa L.）rHsp90基因的克隆及功能分析[J].分子植物育種，2006，4（3）：317-322.
[53] 蔣昌華，田浩人，李 健，等.月季RcHSp70基因表達提高大腸桿菌對非生物脅迫的耐性[J].中國觀賞園藝研究進展，2012，11（6）：144-445.
[54] 葛才林，楊小勇，向 農，等.重金屬對水稻和小麥DNA甲基化水平的影響[J].植物生理與分子生物學學報，2002，28（5）：363-368.
[55] 彭 海，張 靜.脅迫與植物DNA甲基化：育種中的潛在應用與挑戰[J].自然科學進展，2009，19（3）：248-256.
[56] LABRA M， GRASSI F， IMAZIO S， et al. Genetic and DNA-methylation changes induced by potassium dichromate in Brassica napus L[J]. Chemosphere，2004，54（8）：1049-1058.
[57] 聶麗娟，王子成，王一帆，等.二倍體和同源四倍體油菜的DNA甲基化差異分析[J].核農學報，2009，23（1）：80-84.
[58] 孟華兵，杜 雪，姜宇曉，等.鎘脅迫下二倍體和同源四倍體油菜DNA甲基化差異分析[J].核農學報，2010，24（6）：1297-1304.
[59] 楊金蘭.蘿卜鎘累的基因型差異、生理響應與甲基化變化研究[D].南京：南京農業大學，2007.
[60] 單存海，鐘 鳴，劉 宛，等.鎘脅迫誘導擬南芥MMLLHH11基因啟動子甲基化變化的影響[J].植物生理學報，2011，56（4）：432-449.
[61] 李 玲.鎘脅迫對陸地棉生長發育、產量和品質的影響及其耐鎘性的遺傳研究[D].杭州：浙江大學，2011.
[62] 畢亞凡，徐俊虎.礦山重金屬污染土壤的植物修復技術[J].武漢工程大學學報，2012，34（2）：28-30.
[63] 陳 武.環境中重金屬污染土壤的植物修復研究進展[J].化學工程與裝備，2009，8（8）：191-192.
[64] DERMONT G， BERGERON M， MERCIER G， et al. Soil was-hing for metal removal：A review of physical/chemical technologies and field applications[J]. Journal of Hazardous Materials， 2008，158（1）：1-31.
[65] 孫 蓀.礦山植物修復技術的研究及發展趨勢[J].礦業工程，2010，8（3）：62-63.
[66] 朱雅蘭.重金屬污染土壤植物修復的研究進展與應用[J].湖北農業科學，2010，49（6）：1495-1499.
[67] WANG F Y， LIN X G. Role of a buscular mycorrhizae in phytoremediation of heavy metal-contaminated soils[J]. Acta Ecologica Sinica， 2007，27（2）：793-801.
[68] LEBEAU T， BRAUD A， JEZEQUEL K. Performance of bioaug-mentation-phytoextraction applied to metal contaminated soils：A review[J]. Environ Pollute， 2008，153：497-522.
[69] 張繼舟，王宏韜，袁 磊，等.重金屬污染土壤的植物修復技術研究[J].中國農學通報，2013，29（14）：134-139.
[70] 武 強，孫錄科.礦區土壤重金屬污染的植物修復研究進展[J].有色金屬，2008，60（1）：125-128.
[71] 劉擁海.重金屬污染的植物修復技術及其生理機制[J].肇慶學院學報， 2006，27（5）：42-45.
[72] 煦 涵，劉佳莉，方 芳，等.含ACC脫氨酶的PGPR在植物抗非生物脅迫中的作用研究進展[J].中國農學通報，2012，28（27）：1-4.
[73] KUMAR K V， SRIVASTAVA S， SINGH N， et al. Role of metal resistant plant growth promoting bacteria in ameliorating fly ash to the growth Brassica juncea[J]. Journal of Hazardous Materials， 2009，170（1）：51-57.
[74] 申榮艷，駱永明，李振高，等.污泥農用后有機復合污染土壤強化修復初步研究[J]. 農業環境科學學報，2007，26（4）：1501-1505.
[75] 劉小寧，馬劍英，張慧文，等.植物修復技術在土壤重金屬污染中應用的研究進展[J].中國沙漠，2009，29（5）：859-865.
[76] MENDEZ O M， MAIER R M. Phytostabilization of mine tailings in arid and semiarid environments-an emerging remediation technology[J]. Environmental Health Perspectives， 2008， 116：278-283.
[77] BRUNNER I， LUSTER J， G？NTHARDT-GOERG M S， et al. Heavy met-al accumulation and phytostabilisation potential of tree fine roots in a contaminated soil[J]. Environmental Pollution， 2008，152：559-568.
[78] 王海慧，郇恒福，羅 瑛，等.土壤重金屬污染及植物修復技術[J].中國農學通報，2009，25（11）：210-214.
[79] 許 超，夏北成.土壤多環芳烴污染根際修復研究進展[J].生態環境，2007，16（1）：216-222.
[80] 王友保，燕傲蕾，張旭情，等.吊蘭生長對土壤鎘形態分布與含量的影響[J].水土保持學報，2010，24（6）：163-166.
[81] 侯伶龍，黃 榮，周麗蓉，等.魚腥草對土壤中鎘的富集及根系微生物的促進作用[J].生態環境學報，2010，19（4）：817-821.
[82] 路 暢，王英輝，楊進文.廣西鉛鋅礦區土壤重金屬污染及優勢植物篩選[J].土壤通報，2010，41（6）：1471-1475.
[83] 徐明飛，鄭紀慈，阮美穎，等.不同類型蔬菜重金屬（Pb、As、Cd、Hg）積累量的比較[J].浙江農業學報，2008，20（1）：29-34.
[84] 楊海菊.農作物富集土壤重金屬的規律及其運用[J].綠色科技，2011，31（4）：162-164.
[85] 王林友，竺朝娜，王建軍，等.水稻鎘、鉛、砷低含量基因型的篩選[J].浙江農業學報，2012，24（1）：133-138.
[86] 周鴻凱，何覺民，陳小麗，等.大田生產條件下不同品種水稻植株中鎘的分布特點[J].農業環境科學學報，2010，29（2）：229-234.
[87] 鄭 陶，李廷軒，張錫洲，等.水稻鎘高積累品種對鎘的富集特性[J].中國農業科學，2013，46（7）：1492-1500.
[88] 劉雙營，李彥娥，趙秀蘭.不同品種煙草吸收的動力學研究[J].中國農學通報，2010，26（5）：257-261.
[89] 陳 瑛，李廷強，楊肖娥.不同品種大白菜對鎘的吸收積累差異[J].紹興文理學院學報，2010，30（7）：32-36.
[90] XIONG X， TANG H， HUANG S F， et al. Review in strengthening technology for phrtoremediation of soil contaminated by heavy metals[J]. Environmental Science & Technology， 2012，35（61）：185-193.
[91] EAPEN S， SOUZA S F. Prospects of genetic engineering of plants for phytoremediation of toxic metals[J]. Biotechnology Advances，2005，23：97-114.
[92] 李新博，謝建治，李博文，等.印度芥菜-苜蓿間作對鎘脅迫的生態響應[J].應用生態學報，2009，20（7）：1711-1715.
篇9
關鍵詞：邊坡生態環境生態防護灌木
在公路、鐵路、水利、礦山等基礎設施的施工過程中，原地貌植被的破壞不可避免，棄土、棄石、開挖等會給和諧的自然環境留下大量的邊坡。這些邊坡有的是巖質邊坡，有的是土質邊坡，或陡或平。根據恢復生態學原理，在排除環境干擾的條件下，土質邊坡有自我修復、恢復的能力，但這是個漫長的過程，隨著環境的變化有很多不確定性，不能及時達到防護和綠化的效果。巖質邊坡因缺乏植被生長的條件，更難于自我恢復[1]。鑒于此，只有借助人工才能加快其恢復過程。利用植被穩定邊坡、改善生態環境在生態學上稱為邊坡生態防護。近10多年來，人們開發出了多種既能起到良好的邊坡防護作用，又能改善工程環境、體現自然環境美的邊坡植物防護新技術。它不同于以往的工程防護措施，能與傳統的坡面工程防護措施共同形成邊坡工程植物防護體系，以坡面長期穩定為目的，以保護當地自然植物群落結構、恢復生態系統、防止水土流失、減輕管理工作量為宗旨，主要靠植物根系與土壤之間的附著力以及根系之間的相互纏繞來達到加固邊坡的目的。邊坡生態防護可以涵養水源、減少水土流失，還可以有效地凈化空氣、保護生態、美化環境，具有生態效益[2]。
邊坡生態防護的主體是植物，目前采用最多的是豆科、禾本科等草本植物[3]，對灌木、喬木等木本植物研究較少，實踐中也不太成功，但木本植物在生態防護中有自己的優勢。本文通過分析草本、木本植物在邊坡生態防護中的作用，著重研究灌木的應用前景。
1生態防護的理論體系
生態防護的目標之一是使植物存活并正常生長。然而長期以來，人們僅把不良自然條件下樹或草坪的成活作為研究目的，并在栽培方面獲得了很大成功，形成了一系列在不同條件下的施工工藝或技術，如植生帶、土工網、三維網、草袋、保水劑、生根粉等[4]。現代生態防護工程則不能僅以植物存活為研究目的。大量的施工實踐證明，邊坡防護施工后，有的看似達到了生態防護的目的，表面上植被恢復了，水土流失也得到了一定的控制，但時間一長，由于植物之間的惡性競爭或外界環境不能滿足植物生態習性的要求，致使植物生長勢逐漸減弱，群落開始逆行演替，剛剛恢復植被覆蓋的土地又會退化為裸地，形成水土流失現象[5]。
為發揮植物持續永久的綜合生態功能，應運用生態學原理構建一個和諧有序、穩定的植物群落，這一點非常重要，其關鍵是護坡植物的選擇。下面研究在不同的邊坡上制定物種配方應遵循的原則。
1.1遵從植物生態習性，因地制宜
植物的生態習性是指植物生長對環境條件的要求，包括氣候生態條件、土壤生態條件、生物生態條件等。氣候生態條件(光照、濕度、溫度等)影響植物的生長繁殖，決定植物能否順利越冬、越夏;土壤生態條件(養分、肥力、結構、pH值、鹽分等)與植物的生長密切相關;生物生態條件關系著植物的生長發育。如果外界環境不能滿足植物的生態習性，植物生長就要受到阻礙甚至發生退化。因此，在選配植物時應綜合考慮環境條件，因地制宜合理種植。
1.2保持物種多樣性，建立自然群落結構
目前，學術界就物種多樣性在生態系統中的作用提出了很多假設，如冗余種假設[6]、零假設、特異反應假設、鉚釘假設等，對這個問題的看法還沒有完全一致的認識。多數生態學家認為，物種多樣性是群落穩定的一個重要尺度，物種多樣性指數高的群落，物種之間往往形成比較復雜的關系，植物鏈或植物網更加趨于復雜，當面對來自外界環境的變化或群落內部種群的波動時，群落有一個較強的反饋系統，可以緩沖干擾。當某一物種發生病蟲害時，不可能侵染所有的物種，即病蟲害不易傳播。植物的自然群落結構是草、灌、喬三位一體的多層次的復雜結構，物種多樣性指數高，在一般的情況下抗外界干擾的能力強，即使群落中一種或幾種植物受到病蟲害的危害而死亡，其他的植物也會填補其留下的空白。
1.3遵從生態位原則，優化植物配置
基于物種多樣性的考慮，在利用植物進行邊坡防護時采用的植物種類較多，這就要求擬定一個合理的配方，因自然群落中的物種、種群不是偶然的組合，而是生態上的協調與組合[7]。綠化植物的選配除了要考慮它們的生態習性外，實際上還取決于生態位的配置，這是生態防護工作關鍵的一步，它直接關系到系統生態功能的發揮和景觀價值的提高。因此，在選配植物時，應充分考慮植物在群落中的生態位特征，從空間、時間和資源生態位上的分異來合理選配植物種類，使所選擇植物生態位盡量錯開，從而避免種間的直接競爭[8]。
1.4遵從互惠共生的原理，協同植物之間的關系
在植物生長發育過程中，根系作為植物和土壤的重要界面，不僅是重要的吸收和代謝器官，而且是重要的分泌器官[9]。它一方面從生長介質中攝取養分和水分，另一方面也向生長介質中分泌離子和大量的有機物質。當一些植物的分泌物對另一些植物的生長發育有利時，他們互惠共生，相互促進生長，如皂莢與七里香在一起生長時，互相都有促進作用;當一些植物的分泌物對其他植物的生長發育不利時，就會影響其生長。群落中植物的分泌物對其他植物的生長發育有很大的影響，在選配植物種時應高度重視。
2生態防護的現狀
目前，在生態防護中草坪應用比較廣泛。根據草種對氣候的適應性，可將草種分為冷季型草種(早熟禾屬、羊茅屬、黑麥草屬、胡枝子屬、苔草屬、三葉草屬、百脈根屬等)、暖季型草種(狗牙根屬、狼尾草屬、地毯草屬、鈍葉草屬、假儉草屬、馬蹄金屬、畫眉草屬等)、過渡型草種(野牛草屬、結縷草屬等)。在邊坡防護工程中大都選擇一些根系發達、固土能力強的草種，如早熟禾、黑麥草、羊茅草、狗牙根、假儉草、鈍葉草、馬蹄金等[10]，然后采用合理的施工技術播種，并精心呵護以保證一定的成活率。早期，種子發芽率高、出芽整齊，如黑麥草，播種7天后，發芽率可達90%以上，1個月后，原來的邊坡就披上了綠裝。表面上看，植被恢復了，水土流失得到了控制，生態環境得到了改善，但這種好景不長，短則一年半載，長則2～3年就會發生衰退現象。如華南地區引進的多年生黑麥草，不耐高溫、不能越夏，在夏天很快就消失，不能完成世代交替[11]，但麥草在初期生長非常旺盛，有競爭優勢。為達到四季常青的效果，在護坡工程中還常常采取冷季型草與暖季型草混播的措施，但因暖季型草在冬天枯萎后常阻礙冷季型草的發芽、繁殖，冷季型草在夏天又阻礙暖季型草的發芽、繁殖，還是很難達到四季長青的效果。究其原因，我們認為這種生態防護工程旨在利用人工的方法加快植被恢復過程，往往違背了自然演替規律，在選配植物時，大多只考慮單個物種的生態習性，欠考慮物種間的競爭關系，忽略了物種多樣性對生態系統功能的貢獻。另外，草本植物在水土保持功能上也有一定的缺憾:一是根系較淺，固坡護坡效果較差;二是群落易發生衰退，二次恢復很困難;三是管理費用高;四是外來種的大量采用，對生態安全有很大風險。
3灌木在生態護坡中的作用
我國的邊坡坡度一般為45°，有的甚至達到60°以上，單純用草本植物雖然覆蓋度大、美觀，初期植被均勻整齊，但防護效果不太理想，而栽植喬木又會提高坡面負載，在風力作用下極易造成坡面的不穩定或坍塌。隨著實踐經驗的提高，人們逐漸認識到灌木綠化具有的優勢。灌木不僅具有良好的抗旱、保水、保土、防風沙、降塵土、抗鹽堿等優點，而且生長快、耐貧瘠、對土壤環境要求不高，和草本植物相比，優勢相當明顯:一是灌木類木本植物根系的先端部位能向土壤母質內部延伸，在吸取其營養的同時固持風化土層，增強邊坡的穩定性。二是維護管理作業量小，灌木對水、肥的需求少，適應性強。三是對小氣候的改善作用明顯，能緩和陽光的熱輻射，使酷熱的天氣降溫、失燥，給人以舒適的感覺。同時由于灌木的生物量比草本植物大，進行光合作用吸收的二氧化碳多，吸滯煙灰粉塵，稀釋、分解、吸收和固定大氣中的有毒有害物質也較多，能更好地凈化空氣。但單一的灌木群落也易產生表土侵蝕，對初期的水土保持不利。因此，在邊坡防護過程中，植物種的選擇以草本植物與灌木配合為宜，二者結合，可起到快速持久的護坡效果，有利于生態系統的正向演替。
但采用草本植物種子和灌木種子混合播種時，有時會不盡如人意，常常形成稀樹草原的格局，這是因為草本植物一般發芽早、成坪快，往往扼殺剛剛發芽的灌木幼苗。所以在當今的綠化施工過程中，一般先種植生長速度快、成坪快的先鋒草本植物[12]，以達到快速恢復植被，控制早期水土流失的目的，然后因地制宜栽植灌木。
[參考文獻]
[1]葉建軍，周明濤，許文年.談噴射護坡綠化技術[J].水土保持研究，2004，11(2).
[2]譚少華，江溢敏.高速公路邊坡生態防護技術研究進展與思考[J].水土保持研究，2004，11(3).
[3]許文年，葉建軍.工程邊坡綠化技術初探[J].三峽大學學報(自然科學版)[J].2001，23(6):512～515.
[4]劉龍，葉慧海.高速公路路域植被恢復設計與技術施工初探[J].交通環保，2002，23(1).
[5]范慶春.公路綠化與水土保持初探[J].交通環保，2002，23(5).
[6]曹成有，朱麗輝，蔣德明，等.固沙植物群落穩定性機制的探討[J].中國沙漠，2004，24(4).
[7]劉孔杰，劉龍，周有秀.生物多樣性在路域植被恢復中的應用[J].交通環保，2002，23(4).
[8]樊江文，鐘華平，杜占池，等.草地植物競爭的研究[J].草業學報，2004，13(3).
[9]郝紅建，蔣新，常江，等.根分泌物在污染土壤生物修復中的應用[J].生物學雜志，2004，23(4).
[10]許文年，葉建軍.巖石邊坡護坡綠化技術應用研究[J].水利水電技術，2002(7):35～40.
篇10
關鍵詞：固化劑；重金屬污染底泥；固化/穩定化修復技術
中圖分類號 X52 文獻標識碼 A 文章編號 1007-7731（2016）13-0097-05
重金屬是指相對密度在4.5g/cm3以上，或比重大于5的金屬。與有機物不同，重金屬無法被微生物降解，且能夠富集在生物體內，因此重金屬污染物潛在危害性大。由泥沙、黏土、有機質及各種礦物混合形成的底泥，經過一系列物理化學、生物、水體傳輸等作用而沉積于水體底部形成。重金屬一旦進入水體，可通過吸附、絡合、沉淀等作用，富集在河床表層底泥中，其在底泥中的含量可超過上覆水體含量數個數量級，成為水體重金屬的儲存庫和歸宿[1]。當環境條件變化時，部分重金屬可能會通過解吸、溶解、氧化還原等作用，從底泥中釋放，引起水體二次污染[2]。底泥中重金屬的不斷積累不僅對水生生物、沿河居民飲用水和農田安全灌溉構成嚴重威脅，還可能通過食物鏈危害人體健康。因此，對重金屬污染底泥安全處置顯得尤為必要。
當前國內外對于底泥中污染物的修復方法主要有4種，分別是原位固定、原位處理、異位固定和異位處理[3]。原位固定或處理是指對污染的底泥不進行疏浚而直接采用固化/穩定化或者生物降解等手段消除底泥污染的行為；異位固定或處理是指將污染的底泥疏浚后再進行處理，消除污染物對水體的危害的行為。原位處理的效率一般情況下低于異位處理的效率，且工藝過程控制較困難，不能徹底消除其毒性，所以原位處理技術并未在實際工程中廣泛應用[4]。
固化主要是指向土壤或底泥中添加固化劑而形成石塊狀固體，并將污染物轉化為不易溶解、遷移能力弱和毒性小的狀態的過程[5]；或投加固化劑使底泥由顆粒狀或者流體狀變為能滿足一定工程特性（如路基填料）的緊密固體，并將重金屬包裹在固化體中，減少重金屬向外界的遷移[6]；穩定化是指在底泥中投加螯合劑使重金屬由不穩定態（水溶態、離子交換態）轉變成穩定態（殘渣態），顯著降低重金屬的生物活性[7]。利用固化/穩定化技術處理重金屬污染底泥，是現階段比較合理的處理方式[8-9]。本文將從當前我國底泥重金屬污染現狀及固化/穩定化修復技術發展進行綜述，為底泥重金屬污染綜合治理與修復提供科學依據。
1 我國底泥重金屬污染現狀
1.1 底泥重金屬污染物的來源 底泥中重金屬的來源包括自然源和人為源2個方面。自然源中，成土母質及成土過程對底泥中重金屬的含量影響較大；而人為源則是底泥中重金屬的最重要來源。重金屬通過各類廢水、土壤沖刷、地表徑流、大氣降塵、大氣降水及農藥施用等途徑進入水體后[10]，通過復雜的物理、化學、生物和沉積過程在底泥中逐漸富集。
1.1.1 各類廢水 工業廢水和城市生活污水是造成底泥重金屬污染的重要原因。通常，河流沿岸分布著大大小小的企業，如印染廠、制衣廠、皮革廠等等。一方面，一些未經（充分）處理的廢水直接進入水體；另一方面，盡管一些廢水重金屬污染物濃度未超標，但由于廢水排放量巨大，使得水體和底泥吸納了大量污染物，呈現緩慢污染的現象。同時，很多地方的生活污水沒有連接到排污管網而直接排放入水體，當進入水體的污染物數量超過了水體的自凈能力，導致水體質量下降和惡化，進而造成水體和底泥的污染。
1.1.2 固體廢棄物 靠近城鎮的河流周邊經常隨意堆放大量的建筑垃圾、生活垃圾，自然降水（尤其是酸雨）和排水使固體廢棄物中所含的重金屬元素以廢棄堆為中心向四周環境擴散，進入水體，被底泥富集。另外，大型工礦企業的礦渣場（如馇、鋼渣等）、灰渣場、粉煤灰場等，在雨水和地表徑流的沖刷下，重金屬會通過地表徑流進入附近水體底泥中。
1.1.3 土壤沖刷 2014年國家環境保護部和國土資源部的《全國土壤污染狀況調查公報》顯示，我國耕地質量堪憂，Cd成為首要污染物（點位超標率7.0%），其含量呈從西北到東南、從東北到西南逐漸增加的趨勢。2015年《中國耕地地球化學報告》顯示，我國污染或超標耕地約0.076億hm2，主要分布在湘鄂贛皖區、閩粵瓊區和西南區。土壤中的重金屬可通過降雨、地表徑流等方式轉移到底泥中。如磷肥中重金屬Cd的含量較高，長期施用磷肥，會造成土壤中重金屬Cd含量增大；規模化養殖場使用的有機肥料中大都含有重金屬添加劑（如Zn、Cu等），這些有機肥料在農田施用時，會導致Zn、Cu等重金屬元素含量增加。
1.1.4 大氣沉降 交通運輸、能源產業（發電廠）、冶金和建筑材料生產產生的氣體和粉塵，金屬礦山的開采和冶煉、電鍍等是大氣中重金屬污染物的主要來源。這類污染源中的重金屬基本上是以氣溶膠的形態進入大氣中，通過干沉降（主要是顆粒物）或濕沉降（主要是雨水）的方式進入水體、土壤，進而沉積到底泥中并最終影響人類健康[11-12]。
1.2 底泥重金屬污染現狀 滑麗萍等[13]通過搜集我國不同區域湖泊底泥重金屬含量背景值發現，我國湖泊底泥重金屬污染程度不均，臨近工礦企業及人類經濟活動區的湖泊底泥重金屬污染較重，遠離這些區域的湖泊則保持比較潔凈的水體環境。張穎等[14]采用潛在生態風險指數分析法對松花江全江段表層沉積物調查發現，松花江表層沉積物中重金屬Hg和As的空間分布離散性較大，Cd和Pb相對較均勻，整體上松花江重金屬污染處于低度風險水平，僅個別斷面處于中度風險水平。戴秀麗等[15]通過對太湖沉積物重金屬含量的分析發現，太湖Cu的污染級別高于其他污染金屬，且集中在太湖北部地區；Cr屬輕度污染，但其空間分布較廣且均衡，與周邊污染點源關系密切。李鳴等[16]通過測定鄱陽湖湖區、入湖口及出湖口水體及底泥中重金屬含量發現，鄱陽湖水體中重金屬含量較低（遠低于國家標準），但鄱陽湖底泥中重金屬積累較嚴重，Zn、Cu、Pb、Cd的含量均超過背景值。張鑫等[17]對安徽銅陵礦區水系沉積物中重金屬進行潛在生態危害評價表明，沉積物中Cu、Pb和Zn的含量變化大，Hg和Cr變化小，除Hg、Cr和Zn外，其他重金屬都為強和極強生態危害。
2 固化/穩定化修復技術
底泥重金屬污染按修復原理可分為物理、化學、生物及聯合修復技術。由于目前尚缺乏經濟高效的手段將重金屬從底泥中直接去除，因此，通過化學手段降低重金屬活性，減小污染物向食物鏈的遷移是進行底泥重金屬污染修復的重要方法。固化/穩定化的目的是封閉污染物，最大程度地減少污染物釋放到環境中，同時提高廢物的物理力學性質。相比于微生物和植物修復的低效率、長周期以及物理修復高成本的缺點，固化/穩定化技術具有操作簡單、成本低、效率高等優點。
固化劑的選擇是重金屬固化/穩定化修復技術的關鍵，固化/穩定化所用的惰性材料稱為固化劑[18]，常用的固化劑類型為無機固化劑、有機固化劑和復配固化劑。無機固化劑主要有磷礦石、磷酸氫鈣、羥基磷灰石等磷酸鹽類物質以及硅藻土、膨潤土、天然沸石等礦物；有機固化劑主要有草炭、農家肥、綠肥等有機肥料[27]。固化材料有水泥、粉煤灰、石灰和石膏粉等。
水泥固化主要產生起膠結作用的水化硅酸鈣；粉煤灰與水泥混合使用產生水化鋁酸鈣和水化硅酸鈣；粉煤灰主要起充填作用；石灰固化產生碳酸鈣，具有一定的脫水作用；石膏固化產生鈣礬石，具有充填作用[20]，具體如表1。
2.2 磷酸鹽類固化劑 羥基磷灰石和磷酸氫鈣等磷酸鹽類固化劑效果好、性價比較高，磷酸鹽將重金屬元素吸附在其表面或與重金屬發生反應生成沉淀或礦物[19]。陳世寶[21]等為了研究含磷化合物對固化/穩定化土壤中有效態鉛的影響，向重金屬污染的土壤中施加了不同性質的含磷化合物，結果表明，在重金屬污染的土壤中加入羥基磷灰石、磷酸氫鈣和磷礦粉能明顯降低土壤表層的有效態鉛含量，并且發現有效態鉛的含量隨施入的磷含量的增加而顯著降低。
2.3 含鐵類固化劑 一些研究表明，針鐵礦、鐵砂FeSO4、Fe2（SO4）3、FeCl3和石灰對As有良好的固定作用[25-27]。在堿性和氧化條件下，鐵主要以Fe3+存在，水解生成Fe（OH）3。Fe（OH）3既能吸附不穩定擴散狀態的膠體，起到水質凈化的作用，又可以利用其自身帶有正電荷的特性，強烈地吸附磷，降低底泥磷的釋放。此外，Fe（OH）3還能與磷反應生成磷酸鐵以及絡合物（FeOOH-PO4）的形態而去除磷[28]。但含鐵類固化劑的處理效果容易受氧化還原電位和pH值的影響，通常都需結合其他的輔助措施[5]。近年來出現的復合鐵鹽與高分子聚合鐵鹽，如復合亞鐵、聚硫酸鐵等被逐漸應用于重金屬污染底泥的固化處理中且效果較好[29]。
2.4 鋁鹽類 作為底泥固化/穩定化應用最早和最廣泛的鋁鹽，主要有硫酸鋁（明礬）、氯化鋁和聚合氯化鋁等，其水解后形成的A1（OH）3絮狀體，既能去除水體中的顆粒物并吸附底泥中溶出的磷[5]，又可以吸附水體中的重金屬離子，如鉻、銅、鉛、鋅等[30]。鋁鹽用于底泥鈍化效果較穩定，不受氧化還原電位影響，成本低，且有效時間長。如在美國佛蒙特州的Morey lake，投加鋁酸鈉和明礬來控制底泥磷的釋放，5年后該湖上層水體總磷濃度由20～30μg/L下降至10μg/L以下[31]。
2.5 天然礦物類固化劑 海泡石、沸石等天然礦物材料，顆粒小、比表面積大，礦物表面富集負電荷，具有較強的離子交換能力和吸附性。章萍等[32]向蘇州河的污染底泥中加入了膨潤土，結果表明，鈣基膨潤土對銅、鉛和鋅均具有較大的吸附性能，且溶液pH值升高時，對這3種重金屬的吸附效果增強。
2.6 有機物料 農家肥一類的有機質用于固化/穩定化底泥中的重金屬，作用機理主要是含有的胡敏素和胡敏酸等能夠與底泥中的重金屬離子發生絡合作用，形成難溶物，以此降低重金屬毒性及生物可利用性[19]。華珞[33]等向重金屬污染的土壤中施加了豬廄肥進行固化/穩定化研究，結果顯示，施入豬廄肥可以使土壤中的碳酸鹽態鋅和有效態鋅的含量升高，而鐵猛氧化物結合態鎘、有效態鎘及鐵猛氧化物結合態鋅的含量降低。Houben等[34]向重金屬污染底泥中施加有機肥后，可交換態的鉛、鎘和鋅的含量均有大幅度的減少，固化/穩定化效果明顯。
2.7 復配固化劑 底泥和土壤中重金屬污染多為復合污染，多種重金屬之間有相互作用，且不同固化劑對不同重金屬的固化效果存在差異。現階段，通常將多種固化劑復配后再使用，以此達到對多種重金屬污染高效修復的效果[19]。曾卉[22]等用海泡石、膨潤土、硅藻土、沸石分別與石灰石以不同的質量比進行復配，對重金屬污染的底泥進行固化試驗，結果表明，石灰石與硅藻土以質量比2∶1復配時固化效果最好。
3 展望
近年來，水體污染治理力度不斷加大，2015年2月《水污染防治行動計劃》的頒布后，與水體水質密切相關的底泥重金屬污染的治理也越來越得到人們的關注。2016年3月17日，中華人民共和國國民經濟和社會發展第十三個五年規劃綱要提出開展66.67萬hm2受污染耕地治理修復和266.67萬hm2受污染耕地風險管控，深入推進以湘江流域為重點的重金屬污染綜合治理。這些條例和規劃綱要的，都有助于我國大氣、土壤和水體環境質量的改善。因此，當前底泥重金屬污染治理重要的是進一步減少進入水體和底泥的污染物，達到“控源”目的，以及針對歷史遺留的重度污染底泥區進行修復和治理，減少底泥污染物的總量，實現“減存”目標。
然而，當前能夠實現底泥污染物“減存”的方法成本高，操作復雜，少有推廣應用。更多的是采用固化方法，降低污染物的活性，減少污染物對其他生物的毒性，且目前已經有一些實際應用案例。如1996年長春南湖湖區內用硫酸鋁鈍化底泥，顯著增加了底泥中可溶性磷酸鹽的去除率[35]。2006年，為了解決香港城門河水質惡臭問題，特區政府按照“生化處理為主，疏浚為輔”的原則，疏浚底泥29×104m3，采用投加硝酸鈣原位鈍化方法從根本上治理城門河淤泥，改善了城門河的生態環境[36]。
盡管如此，固化方法當前還存在很多不足。首先，對于固化劑材料本身，需要滿足高效、不產生二次污染、低成本且操作便捷；其次，由于底泥性質差異大，對于多種重金屬復合污染，既要考慮到重金屬之間的相互作用，又要考慮到不同固化劑所針對不同重金屬的固化效果的不同（如能夠較好固定Cu、Cd、Pb的堿性固化劑，往往會增加As的活性），將多種固化劑復配之后使用，以達到高效修復的效果。
當前已經有不少學者在重金屬底泥固化方面進行了大量的研究，但在實際的底泥固化中，仍存在固化效率不穩定、底泥固化速率差異大等現象，尤其是酸雨的作用可能會導致固化后底泥污染物的二次釋放，可能會危害水生生物生存，甚至導致魚類死亡。關于底泥固化修復技術的實施，國內還缺少自主生產的機械設備，如固化劑造粒設備、機械化投加固化劑設備等），需要加強研發，降低修復工程中對施工人員的健康的危害，提高可操作性。
因此，今后的一段時間內，在固化劑產品的研發上，要加強復合固化劑的研發力度，研發出高效、綠色、低成本、效果持久的新產品。同時，要加強固化機理的研究，明確固化劑產品的最佳投加環境條件，加強對固化修復技術裝備的研發投入，降低對國外機械的依賴程度。最后，結合國內底泥重金屬污染形勢（如湖南湘江流域、廣西環江流域、江西鄱陽湖流域），適當選取部分嚴重污染區，開展重金屬污染底泥的固化修復示范試點，總結好的經驗，進行更大范圍的推廣示范。
參考文獻
[1]包建平，朱偉，汪順才，等.固化對淤泥中重金屬的穩定化效果[J].河海大學學報（自然科學版），2011，39（1）：24-28.
[2]Pejman A，Bidhendi G N，Ardestani M，et al.A new index for assessing heavy metals contamination in sediments：A case study[J].Ecological Indicators，2015，58：365-373.
[3]楚維國.污染底泥重金屬去除技術研究進展[J].廣東化工，2013，40（12）：95-96.
[4]何光俊，李俊飛，谷麗萍.河流底泥的重金屬污染現狀及治理進展[J].水利漁業，2007，27（5）：60-62.
[5]賈陳蓉，吳春蕓，梁威，等.污染底泥的原位鈍化技術研究進展[J].環境科學與技術，2011，34（7）：118-122.
[6]劉軍，劉云國，許中堅.湘江長株潭段底泥重金屬存在形態及生物有效性[J].湖南科技大學學報，2009，24（1）：116-121.
[7]Dermatas D，Meng X G.Utilization of fly ash for stabilization/solidification ofheavy metal contaminated soils[J].EngineeringGeology，2003，（70）：377-394.
[8]謝華明，曾光明，羅文連，等.水泥、粉煤灰及 DTCR 固化/穩定化重金屬污染底泥[J].環境工程學報，2013，7（3）：1121-1127.
[9]王川，楊朝暉，曾光明，等.DTCR 協同水泥固化/穩定化重金屬污染底泥的研究[J].中國環境科學，2012，32（11）：2060-2066.
[10]王華，馮啟言，郝莉莉.我國底泥重金屬污染防治[J].污染防治技術，2004，17（1）：75-78.
[11]吳辰熙，祁士華，方敏，等.福建省泉州灣大氣降塵中的重金屬元素的沉降特征[J].環境科學研究，2006，19（6）：27-30.
[12]龔香宜，祁士華，呂春玲，等.福建省興化灣大氣重金屬的干濕沉降[J].環境科學研究，2007，19（6）：31-34.
[13]滑麗萍，華珞，高娟，等.中國湖泊底泥的重金屬污染評價研究[J].土壤，2006，38（4）：366-373.
[14]張穎，周軍，張寶杰，等.松花江表層沉積物有毒重金屬污染評價[J].湖南大學學報：自然科學版，2015，42（6）：113-118.
[15]戴秀麗，孫成.太湖沉積物中重金屬污染狀況及分布特征探討[J].上海環境科學，2001，20（2）：71-75.
[16]李鳴，劉琪Z.鄱陽湖水體和底泥重金屬污染特征與評價[J].南昌大學學報：理科版，2010，34（5）：486-489.
[17]張鑫，周濤發，等.銅陵礦區水系沉積物中重金屬污染及潛在生態危害評價[J].環境化學，2005，24（1）：106-107.
[18]張春雷.基于水分轉化模型的淤泥固化機理研究[D].南京：河海大學，2007.
[19]王猛.重金屬污染底泥羥基磷灰石復配固定化技術研究[D].濟南：山東建筑大學，2014.
[20]范昭平，朱偉，張春雷.有機質含量對淤泥固化效果影響的試驗研究[J].巖土力學，2005，26（8）：1327-1334.
[21]陳世寶，朱永官，馬義兵.不同磷處理對污染土壤中有效態鉛及磷遷移的影響[J].環境科學學報，2006，26（7）：1140-1144.
[22]曾卉，徐超，周航，等.幾種固化劑組配修復重金屬污染土壤[J].環境化學，2012，31（9）：1368-1374.
[23]蘇良湖，梁美生，趙由才.不同固化劑對底泥重金屬穩定化效果的研究[J].環境工程學報，2010（7）：1655-1658.
[24]周雪飛，張亞雷，章明，等.金山湖底泥重金屬穩定化處理效果及機制研究[J].山東建筑大學，2008，29（6）：1705-1712.
[25]Moore TJ，Rightmire CM，Vempati RK，et al.Ferrous iron treatment of Soils contaminated with arsenic-containing wood-preserving solution[J].Soil and Sediment Contamination，2000，9（4）：375-405.
[26]Hartly W，Edwards R，Lepp NW.Arsenic and heavy metal mobility in iron oxide-amended soils as evaluated by short-and long-term leaching tests[J].Environment Pollution，2004，131（3）：495-504.
[27]雷鳴，曾敏，等.3種含鐵材料對重金屬和砷復合污染底泥穩定化處理[J].環境工程學報，2014，8（9）：3983-3988.
[28]黃建軍.城市河道底泥營養鹽釋放及化學修復研究[D].天津：天津大學，2009.
[29]雷曉玲，巫正興，冉兵，等.原位鈍化技術及其在環保疏浚中的應用[J].環境科學與技術，2014，37（3）：200-204.
[30]王綠洲，管薇，李維平，等.富營養化湖泊中沉積物原位治理技術進展[J].陜西師范大學學報（自然科學版），2006，34：76-81.
[31]Smeltzer EA.Successful alum/aluminate treatment of lake MoreyVermont[J].Lakeand Reservoir Management，1990，6：9-19.
[32]章萍，錢光冬，周文斌，等.膨潤土對底泥重金屬的抑制效果及機制探討[J].南昌大學學報（工科版），2012，34（4）：43-48.
[33]華珞，白鈴玉，韋東普，等.有機肥鎘鋅交互作用對土壤鎘鋅形態和小麥生長的影響[J].中國環境科學，2002，22（4）：346-350.
[34]Houben D，Pircar J，Sonnet P.Heavy metal immobilization by cost-effective amendments in a contaminated soil：effects on metal leaching and phytoavailability[J].Journal of Geochemical Exploration，2012，123：87-94.
