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篇1

關鍵詞：重金屬；污染土壤；修復技術；化學淋洗

中圖分類號：X53

文獻標識碼：A 文章編號：1674-9944（2016）24-0012-04

1 引言

隨著工農業的不斷發展和城市化進程的加快，土壤污染問題日趨顯現，尤其是土壤中的重金屬污染。有害重金屬在土壤中不斷富集就會對土壤中的植物系統產生毒害作用，不僅導致土壤退化，生態破壞，還可通過一系列循環（如地球化學鏈、食物鏈等）在生物體內富集，進而對人類健康和生命安全造成威脅。土壤中的重金屬污染有著廣泛的來源，主要包括礦山開采、金屬加工和冶煉、化工、電子垃圾、制革和染料等工業排放的三廢及汽車尾氣的排放、污水灌溉、農藥和污泥施肥等[1，2]。重金屬污染具有長期性、隱蔽性、滯后性和不可逆性等特點[3，4]，因此，對土壤中重金屬污染的修復一直備受國內外廣泛關注和研究。

環境保護部和國土資源部聯合的《全國土壤污染狀況調查公報》顯示[5]，全國土壤總的點位超標率為16.1%，以輕微和輕度污染為主。污染類型以無機型為主，無機污染物超標點位數占全部超標點位的82.8%，其主要污染物是鎘（Cd）、砷（As）、汞（Hg）、鉛（Pb）、銅（Cu）、鋅（Zn）、鉻（Cr）和鎳（Ni）8種重金屬。我國土壤環境狀況總體不容樂觀。傳統的重金屬土壤污染修復大多采用挖掘填埋法，這種方法雖簡單易行，但其治標不治本，只是把污染物進行了轉移，并未消除。而且還存在占用土地、滲漏和污染周邊環境的負面影響。目前，按修復機理可將重金屬污染土壤修復分為兩種[6]，一種是通過固化作用改變重金屬在土壤中的存在形態，進而降低其在環境中的可遷移性和生物可利用性；另一種是從土壤中將重金屬去除，使土壤中重金屬的濃度接近或達到背景值。

對重金屬污染土壤修復的具體方法可分為物理法、化學法和生物法。物理法是利用一系列物理手段（如客土工程、電熱解析修復法等）將土壤中的污染物去除或分離，一般情況下，化學法與其聯合使用。化學法通過添加到重金屬污染土壤中的改良劑、抑制劑來調節和改變土壤的理化性質，使重金屬發生化學反應（如沉淀、吸附、拮抗和氧化還原等），從而使其生物有效性降低。生物法是利用天然或人工改造的生物整體或組分來修復重金屬污染土壤，它是一種原位土壤修復技術，主要包括微生物、植物和動物修復。其中化學淋洗修復技術因其具有簡單的修復工藝，穩定、徹底的修復效果，并且修復周期短，對高濃度污染土壤具有較高修復效率，因而逾發受到重視。

為此，針對我國土壤重金屬污染現狀，概述了化學淋洗修復重金屬污染土壤修復中的應用，并針對化學淋洗技術存在的主要問題提出其未來發展方向。

2 化學淋洗技術

化學淋洗技術即利用能促進土壤環境中污染物溶解或遷移的生物化學溶劑，通過水力壓頭或在重力作用下將其注入被污染土層中，將土壤中的固相重金屬轉移至液相中，然后再把含有污染物的液體從土層中抽提出來，進行分離和污水處理[7]。該法可用于大面積、重度污染土壤的治理，尤其在砂土、沙壤土、輕壤土中效果較好，但不適用滲透性不好的土壤。

2.1 原位化學淋洗技術

原位化學淋洗修復是在現場通過淋洗劑投加、土壤下層淋出液收集和淋出液處理、淋出液再生完成對重金屬污染土壤的修復[8]。淋洗劑投加方式有灌溉、溝渠或挖掘、噴淋等，采用何種方式取決于污染物在土壤中所處的深淺位置。土壤下層淋出液的收集可通過梯度井或抽提井等方式實現。淋出液的處理可通過化學沉淀或離子交換實現。再生的淋出液可同新鮮的洗滌劑再次注入污染土壤中而得到循環使用。原位淋洗技術無需開挖大土方量土壤，操作較為簡單，特別適用于多孔隙、易滲透的土壤，但其若操作不當，很可能造成地下水污染。

2.2 異位化學淋洗技術

異位化學淋洗技術與原位化學淋洗技g不同，首先把被污染的土壤挖出來，并通過篩分去除超大顆粒，然后用清水或淋洗液清洗污染土壤，除去重金屬污染物，再處理含重金屬污染物的廢水或淋出液，最后將潔凈土壤回填或他用。異位淋洗技術操作的關鍵是控制土壤顆粒粒徑最低下限為9.5 mm，可通過水力方式機械地懸浮或攪動方式實現，因大于此尺寸的顆粒才較易將污染物從土壤中洗去[9]。當污染土壤中粒子或礫石含量大于50%時，異位化學淋洗技術效果顯著，而對于污染土壤中黏粒、粉粒含量大于30% ～ 50%或者腐殖質含量較高時，異位化學淋洗技術分離去除效果較差[10]。

2.3 化學淋洗技術影響因素

通過化學淋洗技術修復重金屬污染土壤有很多影響因素，其中最主要的有重金屬性質、土壤性質、工藝操作條件。

重金屬性質包括有土壤中重金屬的存在形態和種類。重金屬的形態與活性與淋洗效率密切相關，以有效態形式存在的重金屬才是土壤淋洗的重點。有效態重金屬淋洗效率由大至小為：可交換態>碳酸鹽結合態>鐵錳氧化物結合態>有機物結合態>殘渣態[11]。重金屬的種類及含量與土壤的結合力密切相關，重金屬含量越高，與土壤結合的越不緊密，從而越容易被淋洗[12]。

土壤的性質主要有粒級分配、有機質含量、土壤的質地、與陽離子的交換能力等。黏土比砂土更易與重金屬結合，故其淋洗效率相對不高。當污染土壤的水力傳導系數>10-3cms-1，較適合采用化學淋洗技術；也有觀點認為，黏質土/壤質土占整個土體20% ～ 30%時，化學淋洗效率較低[13]。土壤中重金屬陽離子交換容量越大，即陽離子被吸附的數量越多，就越難將重金屬從污染土壤中解吸[12]。

工藝操作條件主要有淋洗劑種類及用量、淋洗溫度及PH、淋洗時間、土液比等。①針對污染物質和污染程度選擇相應的淋洗劑，在此基礎上確定最佳操作條件。②淋洗劑用量的選取應綜合考慮目標金屬的去除效率和淋洗過程中常量元素的淋出特征，從而確定適宜的淋洗劑用量。③淋洗溫度會影響土壤中重金屬的去除效率，通常溫度越高，污染物溶解量越大，從而越有利于重金屬的去除。但溫度并不是越高越好，過高反而會使表面活性劑的增溶空間減少，降低增容量；土壤重金屬體系的吸附狀態和螯合平衡受淋洗劑pH值影響，如氫氧化物和碳酸鹽結合態重金屬更易被較低的pH值溶解。故應根據淋洗劑性質和重金屬污染物性質選擇適宜的淋洗溫度及pH值。④淋洗劑不同對土壤的反應平衡時間不同。應在保證重金屬淋出效率的同時，選擇合適的淋洗時間，若時間過長不僅導致處理費用增加，油水還可能形成乳化液，不利后續廢液處理和回用。⑤單位質量污染土壤所加入的淋洗液量的增多，一般會提高污染物的去除率，但是過多不僅會造成浪費還可能改變土壤的理化性質。

綜上所述，合適工藝操作條件的選取，不僅可確保最佳的修復效果，同時還可節約操作成本。

3 化學淋洗劑種類及研究概況

淋洗劑的選擇是化學淋洗技術的關鍵，淋洗劑既要能提取污染土壤中的重金屬，又不能導致土壤結構和理化性質破壞，同時還要綜合考慮淋洗劑價格和回收利用價值。目前，無機淋洗劑、有機酸、人工螯合劑和表面活性劑四種淋洗劑類型研究較為廣泛。

3.1 無機淋洗劑

無機淋洗劑常用的是酸、堿、鹽，主要有硝酸、鹽酸、磷酸、硫酸、草酸、檸檬酸和氫氧化鈉等。

Moutsatsou[14]等對受As、Cu、Pb、Zn污染的土壤通過不同無機酸淋洗，結果發現，HCl的淋洗效果優于H2SO4和HNO3。李海波[15]采用淋洗法，以組成為0.5 molL-1CaCl2和0.1 molL-1HCl的復合藥劑作為淋洗劑處理沈陽張士灌區Cd、Pb污染沉積物（Cd 39 mgkg-1，Pb 1250 mgkg-1），在pH=1.0、反應時間30 min、淋洗劑液固比3：1、攪拌速度500 rmin-1、溫度25℃的條件下，復合淋洗劑對Cd和Pb的去除率分別達到70.8%和29.3%。陳春樂[16]研究了3種鹽溶液（NaCl、CaCl2、FeCl3）及其與HCl復合淋洗劑對Cd污染土壤的修復效果，結果表明，FeCl3的淋洗效果明顯優于其他兩種中性鹽淋洗劑，淋洗效果從高到低為FeCl3、CaCl2、NaCl。三種中性鹽與HCl的復合淋洗劑對土壤Cd的淋洗效率均高于單一淋洗劑，且HCl和FeCl3復合淋洗劑對Cd的淋洗效率仍高于HCl與NaCl、CaCl2的復合淋洗劑。0.1 molL-1HCl與0.4 molL-1 FeCl3的復合淋洗劑為試驗條件下土壤Cd的最佳淋洗劑。

無機淋洗劑對土壤中重金屬去除效果較好，不僅速度快，而且成本低，但其會導致土壤的理化性質嚴重破壞，從而使土壤養分流失。

3.2 有機酸

有機酸主要是通過與重金屬絡合促進難溶態重金屬溶解，增加重金屬從土壤中的解析量。常用的有機酸有檸檬酸、蘋果酸、草酸、丙二酸等。

平安[17]發現有機酸對土壤重金屬Cd、Pb、Zn的浸提率與酒石酸、乙酸、檸檬酸、蘋果酸的濃度變化呈正相關關系，4種有機酸對土壤重金屬的浸取效果從高到低排序次序為Cd、Pb、Zn。李玉雙[18]通過檸檬酸對Cu、Pb、Cd復合污染的淋洗實驗，發現檸檬酸對復合污染土壤中的Cd和Cu具有較好的洗脫效果，而Pb的淋洗去除率相對較低。GHEJU[19]等研究分別用草酸和檸檬酸從有機污泥中萃取重金屬的效率發現，草酸對重金屬的萃取效率從大到小為Zn、Ni、Cr、Cu、Cd、Pb（Cd和Pb相等），檸檬酸對重金屬的萃取效率從大到小為Zn、Cr、Ni、Cd、Pb、Cu。梁金利[20]等研究了草酸、檸檬酸、乙酸和酒石酸溶液對某電鍍廠附近土壤中重金屬的去除效果。濃度為1 molL-1的草酸在土方比為1∶1，淋洗5 h，淋洗4次的條件下可以達到最佳淋洗效果，Cu、Zn、Ni和Cr的去除率分別為99.6%、66.9%、88.7%和18.23%。

有機酸對土壤中重金屬去除能力較好，酸性溫和，生物降解性好，有較好的應用前景。

3.3 人工螯合劑

人工螯合劑主要是通過螯合劑的強螯合作用，將重金屬從土壤中解吸下來，然后與自身形成穩定的螯合體，從而從土壤中分離出來[21]。目前，常用的人工螯合劑主要有：乙二胺四乙酸（EDTA）、二乙烯三胺五乙酸（DTPA）、[S，S]-乙二胺-N，N-二琥珀酸三c鹽（EDDS）等。EDTA是研究和使用最廣泛的，其在較寬的PH值范圍內不僅能夠螯合土壤吸附的重金屬（特別是Pb、Cd、Cu和Zn），還能溶解不溶性的金屬化合物，已被證明為最有效的螯合提取劑。

Andrew等[22]研究發現EDTA是一種強螯合劑，其不僅可重復利用，而且具有一定的生物穩定性。曾敏[23]等通過比較HCl、檸檬酸、EDTA 3種萃取劑對污染土壤中Pb、Cd、Zn3種重金屬的去除能力發現，隨著3種萃取劑濃度的增加，其對3種重金屬的去除能力增強，且EDTA對3種重金屬的去除能力遠遠大于其他兩種。可欣等[24]通過室內模擬試驗，采用振蕩淋洗方法研究了EDTA濃度、PH、淋洗時間對重金屬去除的影響，結果表明，EDTA溶液在濃度為0.1mol/L、pH值為7、淋洗時間1d的條件下能達到對污染土壤重金屬的最大去除率，去除率分別為Cd 89.14%、Pb 34.78%、Zn 45.14%、Cu 14.96%。

近年來，許多學者又研究發現了一些可生物降解的螯合劑如EDDS，這些螯合劑不但具有較好的可生物降解性，而且對重金屬的去除效果也較好。

Meers等[25]考察了EDDS對3種土壤進行場地淋洗修復，發現EDDS可除去0.4% ～ 1.9%的Al和Mn、0.41% ～ 0.80%的Mg、0.9% ～ 14%的Fe以及0.14% ～ 0.20%的Ca。54d以后，三種土壤中EDDS可完全降解。Begun等[26]研究用EDDS、GLDA、HIDS、MGDA等人工螯合劑淋洗土壤中重金屬Cd、Cu、Ni、Pb、Zn。結果表明，這些螯合劑去除重金屬的能力在酸性條件（pH值=4）下較好，堿性條件（pH值=10次之），PH為7時去除能力較弱，但與水相比，仍可去除大量的重金屬。

3.4 表面活性劑

表面活性劑常用的有化學表面活性劑和生物表面活性劑。它通過改變土壤的表面性質，增強有機配體在水中的溶解性，或是以離子交換來促進金屬陽離子或配合物從固相轉移到液相[27]。

陳鋒[28]探討了3種常用化學表面活性劑，SDBS、SDS、tween-80對被重金屬鉻、鎘污染了的土壤的修復洗脫作用，實驗結果表明，3種表面活性劑對土壤中的鉻、鎘有明顯去除效果，tween-80對污染土壤中鎘、鉻的去除率分別為37.06%和61.2%。Mulligan等[29]用鼠李糖脂、沙凡婷和槐糖脂3種生物表面活性劑分別去除沉積物中的Cu、Zn2種重金屬，研究表明：0.5%的鼠糖脂可去除65%的Cu和17%的Zn；沙凡婷可去除15%的Cu和6%的Zn；兩者均對有機態和氧化態金屬表現出好的去除效果；4%的槐糖脂可去除25%的Cu和60%的Zn，對碳酸鹽態的重金屬表現出良好的去除效果。Hong等[30]研究用皂角苷去除砂土和粘土中的重金屬時發現，皂角苷濃度越大，Cd、Pb、Zn和Cu的去除率越高，當濃度為10%時，去除率達到最高值。

化學表面活性劑因其可生物降解性差，故會對環境造成大的危害。而生物表面活性劑由于來源廣泛、化學結構多樣、易降解、不造成二次污染，在重金屬污染土壤的修復研究中逐漸受到人們重視。

3.5 復合淋洗劑

在一些條件下，單一的淋洗劑用于土壤污染物淋洗效果差，而不同類型的淋洗劑進行優化復配，可達到協同增溶效應，實現對土壤中污染物最大去除率的強化作用，并節約淋洗劑的使用量。EDTA和檸檬酸是土壤重金屬污染洗滌修復中最常用的洗滌劑，研究表明[31]，1∶1為兩者最佳復配比，As、Cd、Cu和Pb的洗脫率分別為11.72%、43.39%、24.36%和27.17%。平安等[32]發現，在酒石酸與皂角素以體積比1∶1混合時，對Cd、Pb和Zn的浸取率最高，分別達到87.62%、36.30%和20.67%，酒石酸與皂素聯合浸取效果高于皂角素，略低于酒石酸，但其弱酸性對土壤性質影響小。石福貴等[33]通過盆栽試驗，研究鼠李糖和EDDS對黑麥草生長和吸收土壤中重金屬Cu、Pb、Cd和Zn的影響，結果顯示，同時施加0.4 g/kg的EDDS和1 g/kg的鼠李糖脂大幅增加了土壤溶液中Cu、Pb、Cd和Zn的濃度，顯著增加了黑麥草地上部植株中4種重金屬的含量。

不同類型化學淋洗劑對金屬去除能力不同，利用其差異進行組合優化，不僅可顯著增強淋洗效果，同時又減少淋洗劑對土壤的破壞作用，具有較好的應用前景。

4 化學淋洗修復重金屬污染土壤存在的問題及展望

化學淋洗技術修復重金屬污染土壤效果穩定、徹底、周期短，但同時也存在不足。首先，淋洗修復土壤時需要消耗大量的淋洗劑，不僅產生很高的處理成本，而且會產生大量的淋洗廢液，對其處理和回收成為一大問題。其次，淋洗劑在淋出重金屬的同時，勢必會將土壤中的一部分其他礦物元素洗脫出去，造成土壤中營養元素的流失，導致土壤肥力的下降。

針對化學淋洗技術修復重金屬污染土壤存在的問題，提出今后發展方向：

①對已有的淋洗劑復合優化，開發環境友好、可生物降解的淋洗劑，尤其是有機酸和生物表面活性劑等新型淋洗劑。

②著重研究如何回收重金屬及處理淋洗廢液，以降低修復成本。

③研究化學淋洗技術與植物修復或微生物修圖際醯牧合使用，優勢互補，擴大適用范圍。

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篇2

關鍵詞：鎘：酸性土壤：預測模型

1 概述

鑒于以往研究[1，2]，通常認為鎘在酸性土壤中的生物活性較強、毒害作用較大。因此本研究采集了中國南方酸性土壤區九種不同性質的代表性土壤，以前期試驗篩選的鎘高敏感作物-蕹菜作為植物受體，針對區域性土壤研究了鎘植物毒害臨界值的穩定性及其關鍵的土壤學影響因素，并建立了標準化關系模型，以期將其應用于區域土壤環境基準的校正和建立。

2 材料與方法

2.1 供試材料

供試植物：選定對鎘元素高敏感、且幼苗生物量較大、生長性狀相對穩定的蕹菜作為本次試驗的生態受體。

供試土壤：采自中國南部福建省境內的九種代表性土壤。農業土壤采集耕作層，自然土壤清理表面的枯枝落葉后采集表土層（A層）。

供試試劑：CdCl2?2.5H2O（分析純）。

2.2 試驗方法

將采集的土壤自然風干，去除其中的石塊和植物根系等雜物，過2mm篩，充分混勻，然后將各土樣裝入直徑為12cm、高度為10cm的PVC栽培盆（裝置底部均勻布有5個直徑為0.5cm的通氣小孔），各裝置中土壤質量為0.45kg。施入一次性底肥（肥料用量為N100mg?kg-1，P2O580mg?kg-1，K2O100mg?kg-1）。

分別設置對照和8個CdCl2?2.5H2O處理濃度：0.25、0.5、1.0、2.0、4.0、8.0、16.0、32.0mgCd?kg-1。先將各鎘處理溶液噴入土壤混勻，放置2d后多次噴灑加水，加至田間持水量的60%并且不發生水滲出栽培盆為限度，加蓋農用塑料薄膜，放置平衡期間定期加水維持含水量，穩定30d。

參照ISO11269-2-2005將蕹菜種子催芽，露白后直接移入PVC栽培盆，表層覆蓋一層細土。出苗后3d間苗，每盆定植長勢一致的幼苗4株，出苗后培養18d收獲。溫室培養，溫度設定為22±2℃，自然光照，所有栽培盆隔天隨機排列，每天定期加水維持60%田間持水量。

2.3 樣品檢測分析

2.3.1 土壤樣品分析測定

土壤鎘全量測定采用HCl-HNO3-HF-HClO4消解法[3]。土壤有效鎘采用CaCl2法提取測定，為了更好地反映土壤鎘的有效性，本試驗直接采用新鮮土樣測定土壤鎘有效量。稱取新鮮土樣約5.50g，加入0.1mol?L-1CaCl2浸提劑25.0mL，于（25±1）℃條件下以210r?min-1的速度振蕩60min，立即過濾定容。同時測新鮮土壤的含水率。待測液鎘濃度用石墨爐原子吸收分光光度法（GTA120/AA240Z，美國Varian）測定。

土壤常規理化性質的測定：土壤pH值采用電位法（土水比1：2.5），陽離子交換量（CEC）采用乙酸銨交換法，土壤顆粒組成采用比重計法，土壤有機質采用硫酸-重鉻酸鉀容量法，游離鐵含量采用連二亞硫酸鈉-檸檬酸鈉-重碳酸鈉提取法，交換鈣、鎂的測定采用乙酸銨原子吸收分光光度法（SHIMADZUAA-6300C）。

2.3.2 作物樣品的處理及測定

收獲時小心將植株整株取出，盡量去除附著在根系上的土壤，依次用0.2%HCl溶液、自來水和去離子水洗凈后，適當濾干水分，分別記錄株高（shootheight）、根長、地上部生物量和根生物量。

2.3.3 統計分析

統一以耐性指數表示鎘毒害下的各生物性狀指標，使各個指標之間具有可比性，計算方法如下：耐性指數=處理/對照×100%[4]。

以重金屬對植物生長的抑制效應濃度（Effective Concentration，ECx）來定量化地評價其受毒害狀況。如EC10、EC20分別是指植物生長受到10%和20%抑制時環境中重金屬的濃度。

試驗數據的處理和分析采用DPS軟件和Maple17.0軟件。依據模擬曲線的置信區間及相關性對不同種類植物進行鎘毒害的劑量-效應較優模型擬合。

3 結果與討論

3.1 不同類型土壤中鎘的有效量差異

鎘處理濃度區間（0.25-32.0mg?kg-1）九種土壤鎘有效量（0.1mol?L-1CaCl2）的變化如圖1所示。由圖1可知，各土壤變化的趨勢一致，但變化幅度卻存在較大差異。這種差異在較低濃度鎘處理（0.5-2.0mg?kg-1）時即表現明顯，如0.5mg?kg-1下九種土壤有效鎘的變化區間是0.11-0.38mg?kg-1，差異率達3.45倍：添加鎘達2.0mg?kg-1時有效鎘的變化區間是0.29-0.98mg?kg-1，差異率達3.38倍，但差異幅度已達0.69mg?kg-1。隨著添加鎘濃度的增加，這種差異幅度也隨著擴大，當鎘添加量達32.0mg?kg-1時，九種土壤鎘的有效量在3.66-10.19mg?kg-1之間變化，最大差異量為6.53mg?kg-1。同時不同類型土壤的有效鎘含量占土壤全鎘量的比例也變化很大，如在鎘添加量達32.0mg?kg-1時1號水稻土有效鎘濃度為10.19mg?kg-1，占土壤全量鎘的31.75%，而3號水稻土有效鎘為3.66mg?kg-1，僅占土壤全量鎘的7.00%，其鎘有效度遠遠低于1號土。有研究認為土壤對鎘的吸附和解吸受pH、Eh、有機質含量、CEC、粘粒組成甚至溫度等多種因素的影響[5]，進而影響植物對鎘的吸收效應。

圖1 外源添加Cd下九種土壤中Cd有效量的變化

3.2 不同類型土壤中蕹菜鎘毒害響應差異

受鎘毒害的影響，九種土壤中蕹菜的生長隨著鎘添加量的增加均呈現出明顯的受抑制現象，相同鎘處理下，不同土壤類型之間蕹菜鎘的毒害程度存在較顯著的差別，最直觀的表現是在生長高度和生物量（如圖2和圖3所示）。如4號紅壤的蕹菜在整個鎘處理濃度區間（0.25-32.0mg?kg-1）株高下降尤其明顯，添加鎘32.0mg?kg-1下降分別達73.66%，而5號潮土僅為22.91%，下降幅度相差3.2倍。

3.3 影響鎘植物毒害臨界值的主要土壤學因素

在相同的土壤鎘添加量的情況下，不同土壤中有效鎘的植物毒害臨界值ECx差異很大，其原因可能是鎘的植物有效利用度為土壤性質所制約。有報道認為土壤不同的理化性質決定了組分之間鎘的分配，即重金屬的形態，從而最終形成了鎘對植物有效性的基礎[6]。因此研究與鎘植物毒害效應有良好相關性的土壤學因素并建立標準化關系，將可以用來預測或修正不同土壤的鎘植物毒害臨界值。

將九種土壤有效鎘（0.1mol?L-1CaCl2）的蕹菜地上部鮮重ECx（x=10、20）分別與土壤的CEC、粘粒（

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篇3

霍漢鑫①HUOHan-xin；蘇文湫①SUWen-qiu；朱亦珺①ZHUYi-jun；宋爽①SONGShuang；

董瑞芬②DONGRui-fen；陳斌①CHENBin；鞠麗萍①JULi-ping

（①北京礦冶研究總院，北京100160；②中國中元國際工程有限公司，北京100089）

（①BeijingGeneralResearchInstituteofMiningandMetallurgy，Beijing100160，China；

②ChinaIPPRInternationalEngineeringCo.，Ltd.，Beijing100089，China）

摘要：Cd作為重金屬污染物中毒性最強的元素之一，已經對我國土壤特別是農田土壤造成了嚴重污染。由于Cd在土壤環境中有不可降解性，其毒性具有隱蔽性與積累性，如果含Cd的污染物富集在動植物內，就可以通過食物鏈對人類的健康造成風險。當重金屬進入土壤環境中，土壤的性質與水土環境因子會影響土壤與Cd的相互吸附關系，使得Cd在水土環境中的穩定性與遷移復雜多變。因此，本文對土壤與Cd的吸附機理與影響兩者相互吸附的水土環境因子進行了綜述。

Abstract:Asoneofthemosttoxicelementsofheavymetalscontaminantsinsoil,CadmiumhasledtoseriouspollutionforcultivatedsoilinChina.Sincethelowbio-degradability,Cadmiumcouldhasahighaccumulationabilitywithoutimpactingthegrowthofplants.Afterwards,Cadmiummayhasastrongriskandtoxicityeffectforhumanthroughfoodchain.OnceCadmiumappearsinsoil,thesorptionbetweensoilandCadmiumisimpactedbythedifferentfactorsofsoilandgroundwaterparameters,thestabilityandtransportationofCadmiumisalsoaffected.Therefore,thefactors(e.g.,pH,organicmattercontent,claymineralsdifferenttypesofelectrolytesandionicstrength,etc.)influencingthesorptionbehaviorbetweensoilandCadmiumiscriticallyreviewedandsummarized.

關鍵詞 ：土壤；Cd；吸附；水土環境

Keywords:soil；Cadmium；sorption；water-soilenvironment

中圖分類號：S153文獻標識碼：A文章編號：1006-4311（2015）21-0199-04

0引言

Cd是我國土壤重金屬污染中“五毒”（Cd、Cr、Pb、As、Hg）中毒性最強的元素之一[1，2]。Cd是一種積累性的劇毒元素，其毒理性具有長期性與隱蔽性的特點，其在環境中不能被微生物降解，只會在環境中不斷擴散、轉化，最終通過富集效應在動植物內不斷積累產生更大的毒性。人體某些器官中的Cd含量隨著年齡的增長而增加，其危害往往需要數十年才能被發現，進而引起心血管系統疾病、腎臟功能失調、骨骼軟化等疾病[3-5]。目前，我國有超過10萬公頃的農業土壤已經遭受到了不同程度的Cd污染，而由于稻米對于Cd具有較強的吸附能力，也直接導致了我國多個地區稻米中Cd的含量超標，如貴州同仁、廣西陽朔、湖南株洲、浙江遂昌、江西大余、遼寧李石等多個地區[6-9]。對Cd的環境行為、污染防治與修復等方面的研究一直受到廣泛關注，并也已納入我國“十三五”規劃中重點工作內容。因此，對于土壤與Cd的吸附研究可以為土壤Cd污染的修復機理提供相關的理論基礎，為土壤Cd污染的修復工程開展與實施提供依據。

1土壤Cd的限值與污染現狀

環境中的Cd主要來自于天然形成與人類活動。其中天然狀態下的Cd主要賦存于含Cd的巖石中，其含量約在0.01mg/kg-2.00mg/kg，而人類活動排入環境中的Cd主要存在于土壤、水環境與大氣環境中[10，11]。

為了保證含Cd污染物在土壤中的含量對動植物、人體健康不造成不良影響，我國《土壤環境質量標準》（GB15618-1995）中規定土壤中的Cd的背景值應小于0.20mg/kg，對于農業生產與人體健康的土壤限制應小于0.30mg/kg（pH≤7.5）或0.06mg/kg（pH>7.5），為保證農林生產和植物正常生長的土壤臨界值應小于1.0mg/kg[12]。《食用農產品產地環境質量評價標準》（HJ332-2006）中規定食用農產品產地土壤環境質量標準應符合《土壤環境質量標準》（GB15618-1995）中的規定。溫室蔬菜產地環境質量評價標準（HJ333-2006）中規定當土壤pH<7.5時，土壤的Cd含量應小于0.30mg/kg；當土壤pH>7.5時，土壤的Cd含量應小于0.40mg/kg。在《農用污泥污染物控制標準》（GB4284-84）中規定農用污泥中污染物控制標準值（即最高容許含量）應符合：在酸性土壤中（pH<6.5）應小于5mg/kg，在堿性土壤（pH>6.5）中小于20mg/kg。

2土壤吸附Cd的類型

土壤對Cd的吸附類型可分為非專性吸附與專性吸附兩種。非專性吸附指的是土粒表面由靜電引力對離子的吸附，即離子交換，Cd2+與土壤表面通過庫倫作用力相互作用，是可逆吸附，發生速度快。專性吸附指的是非靜電因素引起的土壤對離子的吸附，指的是土壤顆粒與Cd2+形成螯合物，Cd2+與有選擇性地與土壤顆粒中有機質（如天然有機質）或可變電荷礦物（如鐵錳氧化物）的氧原子或羥基產生內層絡合，所以專性吸附是具有選擇性，反應速度也較非專性吸附慢[13-15]。Cd2+與土壤顆粒的專性吸附可以用方程式：

S-OH+Cd2++H2OS-O-CdOH2++H+

式中S表示土壤顆粒的表面，-OH表示土壤顆粒表面的羥基。

3影響土壤與Cd吸附的要素

當重金屬進入土壤環境中，土壤的性質與水土環境因子會影響土壤與Cd的相互吸附關系，使得Cd在水土環境中的穩定性與遷移復雜多變（圖1）。

3.1pH對土壤吸附Cd的影響

土壤環境的pH是影響土壤顆粒與Cd2+吸附的重要因素之一[16，17]。在土壤顯示酸性pH值時，土壤與Cd2+吸附的主要制約因素是土壤的表面性質，但隨著土壤環境pH的增高，控制土壤與Cd2+相互吸附的主導因素則為Cd2+的水解、沉淀等反應，不同類型的土壤對于Cd2+的吸附差異也隨之降低。

隨著土壤環境pH值的升高（>7.5）[16]，Cd2+與水生成CdOH+生成，由于CdOH+與土壤吸附親和力高于Cd2+，所以土壤有機質-Cd絡合物的穩定性隨pH升高而增強。其次，由于土壤環境pH升高，土壤溶液中H+與金屬陽離子（如，Fe2+、Al3+、Mg2+等）含量降低，與Cd2+競爭吸附下降，也利于土壤與Cd吸附。此外，在堿性條件下，有利于形成Cd的氫氧化物、硫化物、磷酸鹽和碳酸鹽沉淀，有利用土壤與Cd2+相互作用[6，7，14，16]。

在酸性條件下，土壤中吸附反應起主控作用[16]。但隨著土壤環境pH升高，在中性或堿性條件下，土壤中粘土礦物、水合氧化物和有機質表面負電荷增加，對Cd2+的吸附力增大。同時在氧化物表面對Cd2+的專性吸附、土壤有機質-金屬絡合物的穩定性隨之增加。

3.2有機質對土壤吸附的影響

土壤中的有機質是影響土壤顆粒與Cd2+吸附的另一個重要因子[18-20]。這是由于土壤中的有機質含有大量的羧基、羥基，酚羥基等官能團，這些官能團可以與Cd2+發生反應，形成較為穩定的有機-Cd的絡合物[21]。因此，土壤吸附Cd2+的含量與土壤中有機質的含量成正比。但在Cd低濃度時（0.001～0.1Cdμmol·kg-1），土壤與Cd2+的吸附也受到土壤中存在的可溶性有機質含量的控制。當Cd2+與這些可溶性有機質進行絡合，Cd2+與土壤顆粒表面就會存在空間斥力，從而阻礙Cd2+與土壤顆粒之間的相互吸附[19]。

3.3粘土礦物對土壤吸附Cd的影響

土壤粘粒礦物因具有較大的陽離子交換能力和比表面積，因此對重金屬具有較強的吸附能力，但根據粘土礦物表面官能團的不同，其對重金屬Cd2+的吸附能力也有不同[19，22-24]。土壤粘粒礦物要包括層狀硅酸鹽粘土礦物、纖維狀硅酸鹽粘土礦物，非硅酸鹽粘土礦物（非晶質粘土礦物）。研究發現非晶質粘土礦物中的鐵氧化物對Cd2+具有較強的親和性，土壤顆粒對Cd的最大吸附量與非晶質的鐵氧化物含量呈正相關[25-32]。

3.4土壤中電解質對土壤修復Cd的影響

3.4.1電解質的離子強度

土壤水溶液中背景電解質的離子濃度對Cd2+的吸附也產生影響，隨著土壤水溶液中離子強度的升高，Cd2+的活度系數會隨之下降，并且無極絡合物的含量也會增加，陽離子與Cd2+的競爭吸附效應也會升高，降低土壤顆粒對Cd2+的吸附能力，反之亦然。例如，當溶液pH為5，NaNO3的離子濃度從0.01mol/L增加到1.5mol/L時，土壤對Cd2+的最大吸附量由0.1mmol/kg減少至0.05mmol/kg。當土壤水溶液中電解質為Ca（NO3）2時，土壤對于Cd2+的吸附效果亦有類似的降低效果[33]。

3.4.2電解質類型

土壤水溶液環境中存在著不同種類的電解質，土壤顆粒對Cd2+的吸附性能主要受到陽離子類型的影響[34]。土壤中鈣離子對土壤吸附Cd2+的影響要大于鈉離子[34，35]。在以鈉離子為主要陽離子土壤中Cd2+的吸附量是以鈣離子為主要陽離子土壤的近5倍。如果土壤顆粒表面與鈣離子吸附達到飽和，甚至可消除土壤顆粒與Cd2+的交換吸附能力。這是由于在水環境中鈉離子產生的水化離子半徑與鈣離子相比要小，其對Cd2+的吸附點位的影響小；而鈣離子與Cd2+則具有相似的水化半徑，所以鈣離子對土壤吸附Cd2+的影響遠大于鈉離子。

土壤水溶液中主要陰離子的類型也對土壤吸附Cd2+有一定影響作用。例如，對于0.005mol/L不同陰離子的鈣鹽（CaSO4、Ca(ClO4）2、CaCl2）為主要電解質的土壤，其對Cd2+最大吸附量順序為CaSO4>Ca(ClO4）2>CaCl2，所以土壤中主要陰離子對Cd吸附的影響力為Cl->ClO4->SO42-[36]。

3.5土壤的氧化還原電位

土壤的氧化還原電位也可以通過影響土壤中硫元素的形態間接影響土壤對Cd2+的影響[16，37，38]。當土壤處于還原環境（如水分飽和狀態或深層土壤），土壤或地下水環境中普遍分布的SO42-轉化為S2-，從而使土壤環境中的Cd2+轉化為CdS沉淀，降低土壤中Cd2+的含量，土壤對Cd的吸附量增加。當土壤處于氧化環境，S2-轉化為SO42-，又可使得CdS沉淀中的Cd2+再次釋放到環境中，土壤對Cd2+的吸附量明顯減少[39，40]。

3.6其他影響土壤吸附Cd的因子

影響土壤顆粒吸附Cd2+的因素很復雜，不僅僅是有一個因子作用，往往是由幾個或多個因子同時進行作用，且還因土壤自身性質的的差異而不同[41]。土壤顆粒與Cd2+的相互吸附還受到其他的因素的影響。例如，當土壤環境水溶液中的鐵、鋁、錳離子含量增加，由于競爭吸附的作用，土壤對Cd2+的吸附會明顯下降；當土壤中的可溶性硅酸鹽增加也會明顯增加土壤對Cd2+的吸附做用。此外，土壤中的Cd2+還有可能取代粘土顆粒晶格中的金屬離子Cd2+。此外，土壤水分含量也可通過影響土壤氧化還原電位間接改變土壤對于Cd的吸附[16]。

4結論

土壤顆粒與Cd2+的吸附受到土壤自身性質與土壤水土環境因子的影響。土壤與Cd2+的吸附既有專性吸附也有非專性吸附，吸附規律復雜。目前的研究工作多圍繞單土壤單個因子對于Cd2+的吸附作用研究，對于多個離子同時作用影響的研究工作尚少，因此實驗結果真實代表性差。在將來的研究工作中，應注重復合因子對于吸附Cd2+的作用影響，并結合相應的數學模擬工具，對土壤中Cd2+的吸附-解吸-遷移工作進行全面研究，為研發修復/鈍化土壤中Cd的相關研究提供更全面的理論參數與機理支撐。

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篇4

關鍵詞 果樹；需水特性；水分運動；滴灌方法；建議

中圖分類號 S274 文獻標識碼 A 文章編號 1007-5739（2013）15-0116-02

我國果園面積有700萬hm2（河北農業信息網，2008年），其中很大一部分沒有灌溉設施。其中，大部分果樹是在干旱和半干旱地區栽培，為了實現果樹豐產、優質、高效栽培的目標，一方面要進行灌溉，而另一方面要考慮節水。如何利用我國有限的水資源發展如此大面積果園灌溉，提高水分利用率是果樹灌溉研究的一個重要課題。目前，世界灌溉發展的趨勢是既要提高水分利用效率，又要減少灌溉對環境產生的影響（諸如地下水位抬高、鹽堿化和地下水污染等）。滴灌是一種既能有效地提高灌溉水的利用效率又能減少作物根系層化學物質淋失的灌溉方法。因此，如何根據果樹種類、生長周期、土壤結構及需水要求合理布置、滴灌系統的設計和運行成為果樹滴灌工程研究的主要任務。

1 果樹特性及其與水分的關系

1.1 果樹需水特性

果樹需水量的多少或灌溉時間，主要取決于自身遺傳因素和外界環境的影響，其中環境因素主要包括土壤性質和結構、氣溫、風速、降雨等，而影響果樹需水量多少和灌溉時間的自身因素主要有果樹的種類、品種、砧木特性、樹齡大小以及生長時期等。

按照抗旱能力和需水量不同，可將果樹分為以下3類。一是抗旱力強的品種，如桃、杏、石榴、棗、無花果、核桃和風梨；二是抗旱力中等的品種，如蘋果、梨、柿、櫻桃、李梅及柑橘；三是抗旱力弱的品種，如香蕉、枇杷、楊梅[1]。

一般果樹灌溉應抓好4個時期：一是花前水（又稱催芽水）。在果樹發芽前后到開花前期，若土壤中有充足的水分，可促進新梢的生長，增大葉片面積，為豐產打下基礎。因此，在春旱地區，花前灌水能有效促進果樹萌芽、開花、新梢葉片生長以及提高坐果率。一般可在萌芽前后進行灌水，若提前早灌效果則更好。二是花后水（又稱催梢水）。果樹新梢生長和幼果膨大期是果樹的需水臨界期。此時期果樹的生理機能是最旺盛，若土壤水分不足，會致使幼果皺縮和脫落，并影響根的吸收功能，減緩果樹生長，明顯降低產量。因此，該時期若遇干旱，應及時進行灌溉。一般可在落花后15 d至生理落果前進行灌水。三是包花芽分化水（又稱成花保果水）。就多數落葉果樹而言，此時正值果實迅速膨大及花芽大量分化期，應及時灌水。四是休眠期灌水（即冬灌）。一般在土壤結凍前進行，可起到防旱御寒作用，且有利于花芽發育，促使肥料分解，有利于果樹翌年春天生長[1-2]。

1.2 果樹根系與水分的關系

果樹依靠根系吸收水分，因此灌溉水量、灌溉土壤濕潤體形狀、體積與根系分布的配合是影響灌溉水利用率的決定因素。果樹根系的分布由遺傳決定，不同種類的果樹根系分布不盡相同。一般情況下，在條件適宜的果園，根系主要集中在地表下10～40 cm范圍內，而土層深達80 cm以下，各種根的分布量均顯著減少[3]。

根系的分布也同樣受環境因素比如土壤結構、質地、溫度、肥力等影響。如山地果園，如果下層是半風化的母巖或縱生巖層，根系分布則深，但根量少；若為橫生巖板時，根系分布淺。沙地果園若下層有黏板層，根系分布只限制在黏板層之上。一般來說，土層深厚根系分布較深。但在黏重土壤上下層為緊實的生土層，也會限制根系廣泛分布。另外，無論什么樣的土壤，只要地下水位高，根系分布就會受限制。土壤肥力是影響根系分布的重要因素。當土壤中的水、肥、氣、熱等肥力因素協調時，果樹根系則相對集中，形成根系富集區。土壤越肥沃，根系越集中；相反，土壤越貧瘠，根越分散而走得遠[4]。同樣，土壤水分對根系的分布也有相應影響，當土壤水勢下降時，根冠比增加利于吸收和水分利用率的提高，這是對干旱的一種適應。根冠比大雖有利于抗旱，但過分龐大的根系是以消耗大量光合產物為前提的，因而影響了地上部的生物產量和經濟產量[3]。

2 滴灌水分運動研究進展

影響滴灌土壤濕潤體的因素很多，一般來說主要有土壤、灌水器以及灌水方法等方面的原因，土壤方面的影響因素主要有土壤結構、初始含水率、容重和土壤質地等，灌水器和灌水方法方面主要有滴頭流量 、灌水量 、灌水間歇或連續等。

2.1 滴灌條件下濕潤峰研究

付琳[5]對滴灌過程中濕潤鋒運移速度、濕潤體的形狀和體積、濕潤體內的水分分布等問題進行田間試驗時發現，地表濕潤鋒半徑及垂向濕潤深度均與入滲歷時較好的符合冪函數關系。劉曉英等[6]在研究指出，滴灌條件下水平和垂直方向的最大濕潤鋒運移近似為■的線性函數。

張振華等[7]進行的室內模擬試驗表明，對于同一滴頭流量，在相同的入滲時間內（灌水量相同），大容重土壤的水平擴散距離明顯大于小容重土壤，而其垂直入滲距離則小于小容重土壤；對于同一種土壤而言在其他條件一致的情況下，初始含水率大的土壤水分擴散大于初始含水率小的土壤，在相同的入滲時間內其土壤濕潤體也較大。同樣，馬玉祥[8]等研究表明，對于同一種土壤，滴頭流量的增加，可使濕潤峰的寬度增大，而且灌水量的增加濕潤峰的寬度也隨著增大。在相同的灌水量情況下，橫向濕潤峰寬度重壤土>中壤土>砂土，而縱向濕潤峰重壤土

2.2 滴灌條件下濕潤體研究

陳渠昌等[9]對不同性質的土壤滴灌濕潤體的測量結果表明，土壤濕潤體的形狀與土壤土層、土壤均勻性、滲透能力等關系極為密切，近似于旋轉拋物體。透水性差的土壤，其滴灌濕潤體最大直徑部位往往在地表面，且濕潤深度小，直徑大，底部趨平；層狀土壤濕潤體在土層界面處變形，濕潤鋒面呈“3”形；不均勻土壤，濕潤體形狀復雜多變，呈不規則狀。呂殿青等[10]的研究結果表明，滴頭流量相同時，隨著灌水量的增加，濕潤體的范圍增大，滴頭附近的含水量也增大；滴頭流量和灌水量不變的情況下，隨著初始含水率的增加，滴頭附近各節點的含水量也相應增加。

張振華等[11]研究表明，點源入滲的土壤濕潤體形狀受到滴頭流量和入滲時間的影響，一般條件下，地表點源入滲條件下土壤濕潤體為1/2個橢球體。滴灌濕潤體水平和豎直方向的入滲距離與入滲時間存在顯著的冪函數關系。滴灌土壤濕潤體體積和灌水量之間存在顯著的直線關系，在灌水量確定的條件下，滴頭流量對濕潤體體積影響很小。

3 果樹滴灌方法

果樹滴灌系統設計，需要考慮樹木生育期、根系特點、土壤類型與結構因素的影響。苗期、幼樹與成齡期、盛果期的需水量及毛管布置都應該有區別。對成齡樹木開始采用滴灌，應使50%以上根區的土壤濕潤。

3.1 單行毛管直線布置

毛管順作物行布置，1行作物布置1條毛管，此種布置適合于株行距較小的果樹和幼樹。對于幼樹，一株樹安裝2～3個單口出水口滴頭。對于果樹，可沿毛管等距安裝滴頭，也可采用多孔毛管（滴灌管或滴灌帶）作灌水器。毛管沿作物行向布置，在山丘區，毛管是沿等高線布置的。對于果樹，滴頭（或灌水點）與樹干的距離通常為樹冠半徑的2/3[12]。

3.2 雙行毛管平行布置

對于高大果樹，可采用雙行毛管平行布置的形式，樹行兩側各設1條毛管，每株樹兩邊各安裝2～4個滴頭。此種布置形式使用的毛管數量較多。毛管沿作物行向布置，在山丘區，毛管是沿等高線布置的。對于果樹，滴頭（或灌水點）與樹干的距離通常為樹冠半徑的2/3。

3.3 單行毛管環狀布置

對于成齡果樹，可沿1行樹布置1條毛管，圍繞每株樹布置1條環狀灌水器，其上安裝5～6個滴頭。此種布置形式由于增加了環狀管，因而增加了工程費用。毛管沿作物行向布置，在山丘區，毛管是沿等高線布置的。對于果樹，滴頭（或灌水點）與樹干的距離通常為樹冠半徑的2/3。

4 建議

4.1 根據果樹的種類、根系結構、需水特性等設計滴灌系統

果樹滴灌工程設計不僅僅是水利設計，應該結合農藝科學，根據果樹的種類、根系結構、需水特性等方法設計果樹滴灌系統。針對不同種類的果樹、不同的栽種方式應該采用不同的滴灌方式。比如對于葡萄等密植果樹，應該采用單行毛管直線布置，即位于葡萄種植行一側鋪設1條滴灌管或滴灌帶；而對于植株較高、株行距較大的成年果樹，可采用單行毛管環狀布置，以更有利于高效利用灌溉水源，促進果樹生長。

4.2 結合土壤結構、氣候環境等確定灌溉水量和灌溉時間

一是果樹滴灌水量應合理，比如花期干旱或水分過多，常引起落花落果，降低坐果率；果實發育期灌溉水量過多易引起后期落果或造成裂果，還易造成果實病害。二是果樹滴灌應掌握好灌溉時機，應在果樹生長未受到缺水影響以前就進行，不要等到果樹已從形態上顯露出缺水時才進行灌溉。如果當果實出現皺縮、葉片發生卷曲等時才進行灌溉，則對果樹的生長和結果將造成不可彌補的損失。三是果樹需要水分，但有時果樹適度的缺水還能促進果樹根系深扎。抑制果樹的枝葉生長，減少剪枝量，并使果樹盡早進入花芽分化階段，使果樹早結果，并可提高果品的含糖量及品質等。

4.3 引入農藝節水理念，提高水分利用率，達到增產高效的目標

可采取地膜覆蓋措施，在保肥保墑的同時，減少地面蒸發，節約灌溉水源。還可以采取水肥一體化，實現水肥的同步耦合，進而提高土壤肥力，使根系分布集中而富有生機，從而進一步提高了水分利用率。

5 參考文獻

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篇5

關鍵詞：城市土壤；污染；重金屬；植物修復

收稿日期：2012-02-02

作者簡介：周鳳蓉（1976―），女，四川彭州人，農藝師，主要從事農產品檢測工作。

中圖分類號：X703.1

文獻標識碼：A

文章編號：1674-9944(2012)02-0129-03

1 引言

隨著城市化進程的加快,城市環境正經歷著巨大的考驗。交通工具排放的廢氣、工礦企業的污染、居民的生活垃圾,都成為了城市環境惡化的直接或間接的原因。尤其是城市土壤,遭到不可逆轉的生態破壞，因此如何有效地修復和利用被污染土壤是城市建設中不可回避的現實問題。

2 城市土壤污染現狀

2.1 城市土壤污染的主要成分

土壤污染物降低了土壤的可利用性,當土壤中的有毒污染物濃度超過一定界限,就會造成植物的死亡或生命的強度降低。20世紀中期以來,人們開始對城市土壤的污染物來源、主要成分等進行研究。土壤污染物包括了有機污染物和無機污染物,無機污染物的主要種類是重金屬、硝酸鹽類、磷酸鹽類、酸、堿、鹽類、鹵化物等。

交通污染對城市的表層土壤,尤其是干道兩側土壤的有機污染和重金屬污染是顯著的。Fe、Co兩種元素的含量主要受成土母質的影響,而無論公園還是道路兩側,土壤中鋅(Zn)、鎘(Cd)、汞(Hg)、鉛(Pb)、銅(Cu)、鉻(Cr)的量除了受到交通污染的影響外,還受城市工業粉塵等其它污染的影響。

2.2 重金屬污染研究進展

重金屬是指比重在4.0～5.0以上約45種金屬元素,如Cu、Pb、Zn、Hg、Cd等。由于As和Se的毒性和某些性質與重金屬相似,所以將As、Se也列入重金屬范圍內。城市中的交通、工礦業、燃煤、生活垃圾等一系列因素構成了城市土壤污染物的主要來源,就無機污染物的重金屬而言,主要集中于Cu、Pb、Zn、Hg、Cd等。

城市土壤鉛污染的成因,可以分為兩部分,一部分來源于成土母質,另一部分則為外源的人為輸入。成土母質是城市土壤中鉛含量的重要來源,是決定城市土壤中鉛含量與分布特征的重要因素之一。通常條件下,自然土壤(受人為活動影響較小的土壤) 中鉛的濃度較低,外源人為輸入才是城市土壤鉛污染的主要成因。Pb污染主要來自汽車廢氣、冶煉、制造及使用鉛制品的工礦企業。汽車使用的含鉛汽油中常加入四乙基鉛作為防爆劑,在汽油燃燒中四乙基鉛絕大部分分解成無機鉛鹽及鉛的氧化物,隨汽車尾氣排出。城市的交通污染因此也成為城市表層土壤中鉛污染的主要來源。汽車尾氣中的Pb在距離道路邊緣320m附近的地方還能夠在表層土壤中被檢測到,相關數據顯示Pb在表層土壤中的含量高于Cd,并且Pb與Hg在城市表層土壤中含量具有一定的相關性。從重金屬在土壤中的賦存形態來看,有研究發現,南京市城市表層土壤Pb以殘渣態和鐵錳氧化物結合態為主,各形態所占比例為殘渣態>鐵錳氧化物結合態>有機結合態>碳酸鹽結合態>交換態。鉛是有害元素,人體鉛中毒可以引起多種癥狀,主要累及造血系統、消化道,晚期則累及神經系統,以致腦受到損害,即使低濃度吸收,對兒童智力也有潛在的不良影響。

鎘(Cd2+)是一種生物毒性極強的重金屬元素,在自然界中以化合物的形式存在。主要礦物為硫鎘礦(CdS),與鋅礦、鉛鋅礦、銅鉛鋅礦共生。土壤中鎘的來源主要有兩個方面:一是來源于土壤的母質,而鎘在石灰巖中的含量最高,在河湖沖擊物中次之,其他的母質中居中,而且質量分數變化不大；二是人為污染導致環境中Cd的富集,如有色金屬礦產開發和冶煉排出的廢氣、廢水和廢渣；煤和石油燃燒排出的煙氣也是Cd污染源之一。此外,含Cd肥料、殺蟲劑、塑料、電池等都可能引起Cd污染。鎘非人體的必需元素,其對人體健康的危害主要來源于工農業生產所造成的環境污染。鎘對腎、肺、肝、、腦、骨骼及血液系統均可產生毒性,被美國毒物管理委員會(ATSDR)列為第6位危害人體健康的有毒物質。20世紀60年代初期,日本富山神通川流域發生了“骨痛病”公害事件,其患病原因就是由于當地居民長期食用了含Cd廢水污染土壤所生產的“鎘米”所致。Cd是植物生長的非必需元素,環境中Cd含量過高會影響植物的生長發育,對植物產生毒害作用。在許多植物中已經發現,Cd影響植物對大量元素K、P吸收和利用,如干擾冰花(Mesembry anthemum crystallinum)對K吸收和利用。Cd等重金屬降低了椰子(Cocos nucifera)葉P含量,也會引起植物對Zn、Mn、Cu和Fe等礦質微量元素吸收的紊亂。

重金屬污染的嚴重性及重金屬在土壤中的環境行為并不完全取決于其總量,而是取決于其化學形態,而且,在不同土壤條件下,其毒性有一定差別。在對城市土壤飽和離心液的研究發現,59%以上的溶解態Cd是以自由離子形式存在,溶解態的Pb則主要以有機結合態的形式存在。此外,有研究表明,重金屬污染脅迫下,植物體內的保護酶(如SOD、POD、CAT)的活性可能表現為低濃度水平下的上升和高濃度水平的抑制現象,同時也會影響可溶性蛋白、糖及脯氨酸的含量,導致膜脂過氧化物(MDA)的累積。

3 植物在土壤修復中的應用

1983年美國科學家Chaney首次提出了植物修復技術的概念。 廣義的植物修復技術包括利用植物修復重金屬污染土壤，利用植物凈化水體和空氣，利用植物清除放射性核素和利用植物及其根際微生物共存體系凈化環境中有機污染物等。通常所說的植物修復是指將某種特定植物種植在重金屬污染的土壤上,而該種植物對土壤中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金屬移出土體,達到污染治理與生態修復的目的。

對于重金屬污染的土壤,現行的修復技術有氣提法、生物修復法、淋洗法、客土法等,但這些技術容易造成二次污染、破壞自然生境,而且成本也較高。通過綠色植物對重金屬的富集來進行污染土壤的修復理論上是可行的,利用積聚、絡合、揮發、降解、去除、轉化或者固定等機制來處理污染物,相對于常規微生物修復,除了可以通過植物過程固定積聚污染物,阻止污染物隨水流和風塵而擴散外,植物本身作為天然自養系統,也能夠向根際微生物提供營養,保證微生物生長和一定的微生物群落,從而能夠進一步使污染物脫毒。歐美等一些國家通過柳樹短輪伐矮林化栽培模式修復Cd等重金屬污染,生物質用作生物能源,把可再生能源生產和植物修復結合起來,取得顯著的生態效益與經濟效益。

植物修復是植物、土壤和根際微生物相互作用的綜合效果,涉及土壤化學、植物生理生態學、土壤微生物學和植物化學等多學科研究領域。對于重金屬污染土壤和水體的植物修復技術主要包括了植物固定、植物提取、植物揮發和植物過濾4種類型。植物提取是植物修復的主要途徑,利用超積累植物將土壤中的有毒金屬提取出來,轉移并富集到植物地上可收割部位,從而減少土壤中污染物的量,另一方面,改善植物礦質營養狀況也可以促進植物對重金屬的忍耐和吸收,提高植物修復效率。超富集植物是指那些能夠超量富集重金屬的植物,也稱超積累植物,通常是一些古老的物種,在長期環境脅迫下誘導、馴化的一種適應變突體,生長緩慢,生物量小。同時超富集植物具備以下3個特征:植物地上部分(莖和葉)重金屬含量是普通植物在同一生長條件下的100倍；植物地上部分重金屬含量大于根部該種重金屬含量；植物的生長沒有出現明顯的受害癥狀且地上部富集系數(Bioaccumulation factor),即植物體內某種元素含量/土壤中該種元素濃度)大于1。從已報道的修復植物來看,大部分采取野外采樣法,即到重金屬污染較為嚴重的礦區及周圍地區采集仍能正常生長的植物(耐性較強的植物),并分析其各部位的重金屬含量,涉及藻類植物、蕨類植物、裸子植物和被子植物,既有草本植物,也有木本植物。

植物修復技術也有一定的局限性,主要體現在以下幾個方面:超積累植物的生長速度緩慢和生物量小；土壤中重金屬的生物有效性低,重金屬一旦進入土壤,將通過沉淀、老化、專性吸附等物理、化學過程成為難溶態,而溶解態和易溶態才是植物吸收的主要形態，因此,重金屬的生物有效性往往是植物修復效率的限值因素；植物修復具有專一性,一種植物往往只作用于1種或2種特定的重金屬元素,對土壤中其他濃度較高的重金屬則表現出中毒癥狀；植物修復具有耗時長和修復范圍有限的缺點。

Pb具有較高的負電性,被認為是弱Lewis酸,易與土壤中的有機質和鐵錳氧化物等形成共價鍵,不易被植物吸收,加入到土壤中的螯合物與Pb結合后阻止了Pb的沉淀和吸附,從而提高了Pb的可提取性,但隨之帶來的潛在環境風險問題也不容忽視。在以野胡蘿卜(Daucus carota)和野生高粱(Sorghum bicolor)為試驗材料,對Cd污染土壤的植物修復研究表明,不同植物對重金屬的耐受能力是不同的,受Cd毒害的程度也是不同的。此外,土壤中Cd有效性與土壤pH有密切關系,隨著土壤pH的降低,植物體內的Cd含量也會增加。在盆栽試驗Cd污染土壤的研究中認為,低水平Cd處理對油菜的株高、干質量、葉綠素含量等有輕微的促進作用,而高水平Cd則表現出抑制作用。

4 結語

土壤是人類賴以生存、發展的主要自然資源之一,是生態環境的主要組成部分。土壤具有重要的生態、經濟及戰略意義。然而這些年來隨著我國經濟建設的迅速發展、農業化進程的加快、化學制品在農業生產中的集約使用,對土壤的開發強度越來越大,向土壤排放污染物也越來越嚴重。當前,我國的耕地、工礦區、城市都存在較嚴重的土壤污染問題。土壤污染不但直接導致農作物的污染減產,而且降低了生物品質,危害人畜健康。土壤中的污染物還會在水力和風力的作用下分別進入大氣和水體惡化人類的生存環境,引發其他生態環境問題。因此,防治土壤污染,保護有限的土地資源,確保土地安全已成為當務之急。

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篇6

1土壤退化的概念

土壤退化(Soildegradation)是指在各種自然，特別是人為因素影響下所發生的導致土壤的農業生產能力或土地利用和環境調控潛力，即土壤質量及其可持續性下降（包括暫時性的和永久性的）甚至完全喪失其物理的、化學的和生物學特征的過程，包括過去的、現在的和將來的退化過程，是土地退化的核心部分。土壤質量(Soilquality)則是指土壤的生產力狀態或健康(Health)狀況，特別是維持生態系統的生產力和持續土地利用及環境管理、促進動植物健康的能力[2]。土壤質量的核心是土壤生產力，其基礎是土壤肥力。土壤肥力是土壤維持植物生長的自然能力，它一方面是五大自然成土因素，即成土母質、氣候、生物、地形和時間因素長期相互作用的結果，帶有明顯的響應主導成土因素的物理、化學和生物學特性；另一方面，人類活動也深刻影響著自然成土過程，改變土壤肥力及土壤質量的變化方向。因此，土壤質量的下降或土壤退化往往是一個自然和人為因素綜合作用的動態過程。根據土壤退化的表現形式，土壤退化可分為顯型退化和隱型退化兩大類型。前者是指退化過程（有些甚至是短暫的）可導致明顯的退化結果，后者則是指有些退化過程雖然已經開始或已經進行較長時間，但尚未導致明顯?耐嘶峁?/P>

2全球土壤退化概況

當前，因各種不合理的人類活動所引起的土壤和土地退化問題，已嚴重威脅著世界農業發展的可持續性。據統計，全球土壤退化面積達1965萬km2。就地區分布來看，地處熱帶亞熱帶地區的亞洲、非洲土壤退化尤為突出，約300萬km2的嚴重退化土壤中有120萬km2分布在非洲、110萬km2分布于亞洲；就土壤退化類型來看，土壤侵蝕退化占總退化面積的84%，是造成土壤退化的最主要原因之一；就退化等級來看，土壤退化以中度、嚴重和極嚴重退化為主，輕度退化僅占總退化面積的

38%[3～6]。

全球土壤退化評價(GlobalAssessmentofSoilDegradation)研究結果[3～6]顯示，土壤侵蝕是最重要的土壤退化形式，全球退化土壤中水蝕影響占56%，風蝕占28%；至于水蝕的動因，43%是由于森林的破壞、29%是由于過度放牧、24%是由于不合理的農業管理，而風蝕的動因，60%是由于過度放牧、16%是由于不合理的農業管理、16%是由于自然植被的過度開發、8%是由于森林破壞；全球受土壤化學退化（包括土壤養分衰減、鹽堿化、酸化、污染等）影響的總面積達240萬km2，其主要原因是農業的不合理利用(56%)和森林的破壞(28%)；全球物理退化的土壤總面積約83萬km2，主要集中于溫帶地區，可能絕大部分與農業機械的壓實有關。

3我國土壤退化狀況

首先，我國水土流失狀況相當嚴重，在部分地區有進一步加重的趨勢。據統計資料[7]，1996年我國水土流失面積已達183萬km2，占國土總面積的19%。僅南方紅黃壤地區土壤侵蝕面積就達6153萬km2，占該區土地總面積的1/4[8]。同時，對長江流域13個重點流失縣水土流失面積調查結果表明，在過去的30年中，其土壤侵蝕面積以平均每年1.2%～2.5%的速率增加[9]，水土流失形勢不容樂觀。

其次，從土壤肥力狀況來看，我國耕地的有機質含量一般較低，水田土壤大多在1%～3%，而旱地土壤有機質含量較水田低，＜1%的就占31.2%；我國大部分耕地土壤全氮都在0.2%以下，其中山東、河北、河南、山西、新疆等5省（區）嚴重缺氮面積占其耕地總面積的一半以上；缺磷土壤面積為67.3萬km2，其中有20多個省（區）有一半以上耕地嚴重缺磷；缺鉀土壤面積比例較小，約有18.5萬km2，但在南方缺鉀較為普遍，其中海南、廣東、廣西、江西等省（區）有75%以上的耕地缺鉀，而且近年來，全國各地農田養分平衡中，鉀素均虧缺，因而，無論在南方還是北方，農田土壤速效鉀含量均有普遍下降的趨勢；缺乏中量元素的耕地占63.3%[10]。對全國土壤綜合肥力狀況的評價尚未見報道，就東部紅壤丘陵區而言，選擇土壤有機質、全氮、全磷、速效磷、全鉀、速效鉀、pH值、CEC、物理性粘粒含量、粉/粘比、表層土壤厚度等11項土壤肥力指標進行土壤肥力綜合評價的結果表明，其大部分土壤均不同程度遭受肥力退化的影響，處于中、下等水平，高、中、低肥力等級的土壤的面積分別占該區總面積的25.9%、40.8%和&nbsp;33.3%，在廣東丘陵山區、廣西百色地區、江西吉泰盆地以及福建南部等地區肥力退化已十分嚴重[11]。

此外，其它形式的土壤退化問題也十分嚴重。以南方紅壤區為例，約20萬km2的土壤由于酸化問題而影響其生產潛力的發揮；化肥、農藥施用量逐年上升，地下水污染不斷加劇，在部分沿海地區其地下水硝態氮含量已遠遠高于WHO建議的最高允許濃度10mg/l；同時，在一些礦區附近和復墾地及沿海地區土壤重金屬污染也相當嚴重[8]。

4土壤退化研究進展

自1971年FAO提出土壤退化問題并出版“土壤退化"專著以來，土壤退化問題日益受到人們的關注。第一次與土地退化有關的全球性會議——聯合國土地荒漠化(desertification)會議于1977在肯尼亞內羅畢召開。聯合國環境署(UNEP)又分別于1990年和1992年資助了Oldeman等開展全球土壤退化評價(GLASOD)、編制全球土壤退化圖和干旱土地的土地退化（即荒漠化）評估的項目計劃。1993年FAO等又召開國際土壤退化會議，決定開展熱帶亞熱帶地區國家級土壤退化和SOTER（土壤和地體數字化數據庫）試點研究。在1994年墨西哥第15屆國際土壤學大會上，土壤退化，尤其是熱帶亞熱帶的土壤退化問題倍受與會者的重視，不少科學家指出，今后20年熱帶亞熱帶將有1/3耕地淪為荒地，117個國家糧食將大幅度減產，呼吁加強土壤退化及土地退化恢復重建研究，并在土壤退化的概念、退化動態數據庫、退化指標及評價模型與地理信息系統、退化的遙感與定位動態監測和模擬建模及預測、土壤復退性能研究、退化系統恢復重建的專家?霾呦低車妊芯糠矯嬗辛誦碌姆⒄埂9仕簾3盅Щ嵋燦?nbsp;1997在加拿大多倫多組織召開了以流域為基礎的生態系統管理的全球挑戰國際研討會，從生態系統、流域的角度探討土壤侵蝕等土壤退化等問題。而且，國際土壤聯合會于1996年和1999年分別在土耳其和泰國舉行了直接以土地退化為主題的第一屆和第二屆國際土地退化會議，并在第一屆會議上決定成立了土壤退化研究工作組專門研究土壤退化，在第二屆會議上則對土壤退化問題更為重視，并有學者倡議將土壤退化研究提高到退化科學的高度來認識，并決定于2001年在巴西召開第三屆國際土壤退化會議[12]。同時，在亞洲，由UNDP和FAO支持的“亞洲濕潤熱帶土壤保持網(ASOCON)”和“亞洲問題土壤網”也在亞太土地退化評估與控制方面開展了大量的卓有成效的研究工作。總的說來，國際上土壤退化研究在以下方面取得了重要進展：①從土壤退化的內在動因和外部影響因子（包括自然和社會經濟因素）的綜合角度，研究土壤退化的評價指標及分級標準與評價方法體系；②從土壤的物理、化學和生物學過程及其相互作用入手，研究土壤退化的過程與本質及機理；③從歷史的角度出發，結合定位動態監測，?芯扛骼嗤寥勞嘶難荼涔碳胺⒄骨饗蠔退俾剩⒍云浣心D夂馱猓虎懿嘀厝死嗷疃ㄌ乇鶚峭戀乩梅絞膠屯寥讕芾澩朧┒醞寥勞嘶屯寥樂柿坑跋斕難芯浚⒔寥勞嘶睦礪堊芯坑臚嘶寥賴鬧衛硨涂⑾嘟岷希型戀馗錄際鹺屯寥郎δ鼙；氖匝槭痙逗屯乒悖虎葑⒅卮臣際酰ㄒ巴獾韃欏⑻錛涫匝欏⑴柙允匝欏⑹笛槭曳治霾饈浴⒍ㄎ還鄄饈匝櫚齲敫咝錄際酰ㄒ8小⒌乩硇畔⑾低場⒌孛娑ㄎ幌低場⒛D夥掄妗⒆蟻低車齲┑慕岷希虎藪由緇峋醚Ы嵌妊芯客寥勞嘶醞寥樂柿考捌瀋Φ撓跋臁?/P>

我國土壤學研究工作在過去幾十年主要集中在土壤發生、分類和制圖（特別是土壤資源清查）；土壤基本物理、化學和生物學性質（特別是土壤肥力性狀）；土壤資源開發利用與改良（特別是土壤培肥，鹽漬土和紅壤的改良等）等方面。這些工作雖然在廣義上與土壤退化科學密切相關，但直接以土壤退化為主題的研究工作主要集中在最近10多年，其中又以熱帶亞熱帶土壤退化研究工作較為系統和深入，并在80年代參與了熱帶亞熱帶土壤退化圖的編制，完成了海南島1∶100萬SOTER圖的編制工作。90年代以來，中國科學院南京土壤研究所結合承擔國家“八五”科技攻關專題“南方紅壤退化機制及防治措施研究”和國家自然科學基金重點項目“我國東部紅壤地區土壤退化的時空變化、機理及調控對策的研究”任務，將宏觀調研與田間定位動態觀測和實驗室模擬試驗相結合，將遙感、地理信息系統等高新技術與傳統技術相結合，將自然與社會經濟因素相結合，將時間演變與空間分布研究相結合，將退化機理與調控對策研究相結合，對南方紅壤丘陵區土壤退化的基本過程、作用機理及調控對策進行了有益的探索，并在以下方面取得了重要進展[8、13]：①初步定義了土壤退化的概念，闡明了紅壤退化的基本過程、機制、特點。②在土壤侵蝕方面，利用遙感資料和地理信息系統技術編制了東部紅壤區1∶400萬90年代土壤侵蝕圖與疊加類型圖及典型地區70、80、90年代疊加土壤侵蝕圖，并在土壤侵蝕圖、土地利用圖、土壤母質圖等基礎上，編制了1∶400萬土壤侵蝕退化分區概圖；對南方主要類型土壤可蝕性K值進行了田間測定，并利用全國第二次土壤普查數據和校正的Wischmeier方程，計算我國南方主要類型土壤可蝕性K，編制了相關圖件。③在肥力退化機理方面，建立了南方紅壤區土壤肥力數據庫，初步提出了肥力退化評價指標體系，進行了土壤肥力退化評價的嘗試，并繪制了紅壤退化評價有關圖件；將養分平衡與土壤養分退化研究相結合總結了我國南方農田養分平衡10年變化規律及其與土壤肥力退化的關系，認為土壤侵蝕、酸化養分淋失等造成的養分赤字循環及養分的不平衡是土壤養分退化的根本原因；應用遙感手段及歷史資料，編制了0～20cm及0～100cm土層的土壤有機碳密度圖，探討了紅壤有機碳庫的消長與轉化及腐殖質組成性質的變化規律；提出了磷素固定是紅壤磷素退化的主要原因，磷素有效性衰減的實質是磷素的雙核化和向固相的擴散，解決了紅壤磷素退化的實質問題。④在土壤酸化方面，研究了紅壤的酸化特點，根據土壤的酸緩沖性能，建立了土壤酸敏感性分級標準，進行了紅壤酸敏感性分級和分區，首次繪制了有關地區土壤酸敏感性分區概圖；采用MAGIC模型，并進行校正對我國紅壤酸化進行預測，揭示紅壤酸度的時空變化規律；并在作物耐鋁快速評估方面取得了重要進展。⑤在土壤污染方面，利用多參數對重金屬的土壤污染進行了綜合評估，建立了綜合污染指數(CPI)值的計算方法，對不同地區的污染狀況進行了評估，繪制了重金屬污染概圖；應用農藥在土壤中的吸附系數(Kd)和半衰期(t1/2)及基質遷移模式，闡明了土壤農藥污染的機理；在重金屬污染對土壤肥力的影響方面的研究結果表明，重金屬污染可降低土壤對鉀的保持能力，促進鉀的淋失；而對氮和磷而言，主要是降低與其催化降解和循環相關的酶的活性。⑥紅壤退化防治方面，提出了區域治理調控對策，“頂林—腰果—谷農—塘魚”等立體種養模式等，并對一些開發模式進行示范和評價。

然而，我國幅員遼闊，自然和社會經濟條件復雜多樣，地區間差異明顯。各類型區在農業和農村發展過程中均不同程度地面臨著各種資源環境退化問題，有些問題是全區共存的，有些則是特定類型區所特有的。過去的工作僅集中于江南紅壤丘陵區，而對其它地區觸及較少。而且，在研究工作中，也往往偏重于單項指標及單個過程的研究。土壤退化綜合評價指標體系的研究基本處于空白，對退化過程的相互作用研究不夠。同時，在合理選擇堿性物質改良劑種類、提高經濟效益以及長期施用改良劑對土壤物理、化學，特別是生物學性質的影響等方面還有許多問題有待進一步研究，對耐酸（鋁）作物品種的選擇研究也亟待加強。此外，對其它土壤退化問題，如集約化農業和鄉鎮企業及礦產開發引起的土壤及水體污染、土壤生物多樣性衰減等問題，尚未開展系統研究。

5土壤退化的研究方向

土壤退化是一個非常綜合和復雜的、具有時間上的動態性和空間上的各異性以及高度非線性特征的過程。土壤退化科學涉及很多研究領域，不僅涉及到土壤學、農學、生態學及環境科學，而且也與社會科學和經濟學及相關方針政策密切相關。然而，迄今為止，國內外的大多數研究工作偏重于對特定區域或特定土壤類型的某些土壤性狀在空間上的變化或退化的評價，而很少涉及不同退化類型在時間序列上的變化。而且，在土壤退化評價方法論及評價指標體系定量化、動態化、綜合性和實用性以及尺度轉換等方面的研究工作大多處于探索階段。

我國土壤退化研究雖然在某些方面取得了一定的、有特色的進展，但整體上還處于起步階段。為此，作者認為，今后我國土壤退化的研究工作應從更廣和更深的層次上系統綜合地開展土壤退化的綜合評價與主要退化類型農業生態系統的重建和恢復研究，并逐步向土地退化或環境退化方向拓展。具體來說，應加強以下幾個方面的研究工作：

(1)土壤與土地退化指標評價體系研究。主要包括用于評價不同土壤及土地退化類型的單項和綜合評價指標、分級標準、閾值和彈性，定量化的和綜合的評價方法與評價模型等；

(2)土壤退化的監測與預警系統研究。主要包括建立土壤退化監測研究網絡，對重點區域和國家在不同尺度水平上的土壤及土地退化的類型、范圍及退化程度進行監測和評價，并進行分類區劃，為退化土地整治提供依據；

(3)土壤與土地退化過程、機理及影響因素研究。重點研究幾種主要退化形式（如土壤侵蝕、土壤肥力衰減、土壤酸化、土壤污染及土壤鹽漬化等）的發生條件、過程、影響因子（包括自然的和社會經濟的）及其相互作用機理；

(4)土壤與土地退化動態監測與動態數據庫及其管理信息系統的研究。主要包括土壤退化監測網點或基準點(Benchmarksites)的選建、3S(GIS、GPS、RS)技術和信息網絡及尺度轉換等現代技術和手段的應用與發展、土壤退化屬性數據庫和GIS圖件及其動態更新、土壤退化趨向的模擬預測與預警等方面的工作；

(5)土壤退化與全球變化關系研究。主要包括土壤退化與水體富營養化、地下水污染、溫室氣體釋放等；

(6)退化土壤生態系統的恢復與重建研究。主要包括運用生態經濟學原理及專家系統等技術，研究和開發適用于不同土壤退化類型區的、以持續農業為目標的土壤和環境綜合整治決策支持系統與優化模式，主要退化生態系統類型土壤質量恢復重建的關鍵技術及其集成運用的試驗示范研究等方面的工作，為土壤退化防治提供決策咨詢和示范樣板；

(7)加強土壤退化對生產力的影響及其經濟分析研究，協助政府制定有利于持續土地利用，防治土壤退化的政策。

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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。

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篇8

關鍵詞：根際環境；污染土壤；根系；根系分泌物；細菌；菌根真菌；土壤動物

1引言

根際環境是指以植物根系為中心，所形成的含有大量微生物、土壤動物、植物根系及其分泌物，在物理學、化學、生物學特性上而不同于周圍土體的微區域環境。根際環境內土壤的重要特征之一就是富有大量的生物，其微生物和原生動物的數量比非根際土壤要多得多.[1]。根際環境內土壤生物學特性在很大程度上取決于植物根系分泌物的性質，一些研究結果表明：根際土壤微生物活性及其群落結構隨植物生長發育而變化，對根系生長發育、營養產生很大的影響.[2，3]。正是由于根際環境內這些特殊的特性存在使得污染物在根際環境內表現出特殊的化學行為。

作為植物根系生長的真實土壤環境，根際環境在對污染土壤修復中的作用也不容忽視。近年來重金屬和有機污染物對動物、植物及人類的直接的和潛在危害以及被污染環境的綜合治理已成為社會各界關注的焦點。生物修復已成為污染生態學和環境生態學研究的熱點。存在于土壤中的污染物首先通過根際環境與植物相接觸，進而通過植物和根際環境內的生物來降解這些污染物質。根際環境內植物的根及其分泌物和微生物、土壤動物的新陳代謝活動對污染物產生吸收、吸附、降解等一系列活動，在污染土壤修復中起著重要作用.[4]。基于此，本文著重從植物根系和根系分泌物、微生物（細菌、菌根真菌）和土壤動物等方面進行概述，總結了它們在根際環境內對污染土壤修復的重要意義。

2根際環境內植物根系及其分泌物對污染土壤的修復作用

植物根系是土壤食物網的主要基質和能量來源之一，驅動土壤生物、化學和物理過程.[5]。植物根系如同一張“過濾網”，使通過的重金屬得到固定并吸附于土壤表面，從而降低重金屬在土壤中的生物有效態，達到減輕重金屬污染的效果.[6]。植物根系是植物吸收營養物質的重要途徑之一，因而也成為污染物質進入植物體內的重要路徑。利用植物根系修復污染物正是應用了根系這種“提取能力”，對于富集在植物體內的污染物，通過植物自身的揮發和人為對地上部分的收獲達到修復的目的。

2.1植物根系分泌物對重金屬污染土壤的修復

植物根系分泌物是植物在生長過程中，根系向生長介質分泌質子和大量有機物質的總稱。Mench等的研究表明，根系分泌物各組分（粘膠、高分子、低分子分泌物）均可與重金屬發生絡合作用，高分子與低分子的絡合物可能有助于重金屬向根表的遷移，而粘膠包裹在根尖表面，可認為是重金屬向根遷移的“過濾器”.[7]。

根系分泌物主要通過活化、螯合、還原等作用來降低根際環境內重金屬的有效性和毒性。此外，根分泌物被根際微生物利用，使根際土壤的氧化還原低于非根際土，從而改變根際土壤中變價重金屬如Cr、Cu等的形態及有效性.[9]。在重金屬等環境脅迫下，植物通過調節根分泌物的成分使根際環境更好的與外界環境相適應。如在鋁脅迫下，耐鋁植物可通過分泌有機酸，以緩解鋁的毒害.[10]。另外，根系分泌物及其分解程度均影響土壤中重金屬的吸附-解吸特性，植物根系分泌的新鮮分泌物可減少土壤對重金屬的吸附，提高其擴散性 .[11]。

2.2植物根系分泌物對有機物污染土壤的修復

根系分泌物對污染物的降解主要通過酶系統的直接降解和增加微生物的數量和提高其活性的間接降解.[12]。前一種途徑已被一些研究所證實，如有毒有機物在外酶的作用下分解為低毒的形態、磷酸酶可降解有機磷殺蟲劑 .[13]、植物死亡后釋放到土壤環境中的酶還可以繼續發揮分解作用。其中尤其植物特有酶對多環芳烴的降解為根際修復的潛力提供了強有力的證據.[14]。根系分泌物通過影響根際土壤中微生物數量和活性來實現有機污染物的修復是主要途徑。

3根際環境內微生物對污染土壤的修復作用

根際微生物通常是指細菌、放線菌和真菌（尤以菌根真菌為主）幾大類。根際環境內的微生物對污染物具有多種修復手段，有的以污染物為碳源和能源，有的與污染物共代謝，通過代謝過程，這些離子可被沉淀或被螯合在可溶或不溶性生物多聚物上.[15]，進而達到對根際環境內污染土壤修復作用。

3.1根際環境內微生物對重金屬污染土壤的修復

細菌對重金屬污染土壤的修復主要表現在吸附能力上。尤其集中在汞、鉻（Hg、Cr）等方面的研究上，證實了可以降低重金屬可移動性和生物有效性，從而對污染土壤起到修復作用。根際環境內有獨特的氧化還原電勢與溶解氧水平，也為污染物的揮發和還原提供了條件。例如，土壤細菌對無機與有機汞化合物的還原與揮發；鉻酸鹽的還原與亞砷酸鹽的氧化.[16，17]。另外，細菌為了生存在尋找碳源和能源的過程中就會形成一種進化優勢——趨化性。細菌趨化性在根際環境內污染土壤的生物修復過程中發揮重要的作用，例如，趨化性可以使降解菌株與污染物緊密接觸，解決污染物的生物可利用問題.[18]。

關于菌根真菌對重金屬的相對獨立吸收作用很早就已經有了研究。如，Cooper和Tinker.[19]采用能區分根系和菌絲的裝置，利用同位素示蹤技術，演示了內生菌根菌絲吸收、累積和移動.65Zn的過程，表明了菌絲本身能夠吸收重金屬，這可能促進了根系對重金屬的吸收能力。此外，外生菌根真菌還具有它獨特的特點——屏障作用，因菌套的形成而較為明顯，對重金屬起了物理阻礙作用，阻止重金屬向植物體內轉移.[4]。另外，菌根真菌還通過屏障、螯合以及菌根根際效應來影響微生物活性.[20]等作用，進一步促進污染物的降解和轉化。

3.2根際環境內微生物對有機物污染土壤的修復

根際環境內的細菌除了對無機污染物具有獨特的降解之外，也對大多數有機污染物進行降解。它們除直接的代謝活動外，還能以根分泌物和根際內有機質為主要營養源，從而具有根際環境外細菌所不具有的降解特點.[4]。Ortega-Calvo等人首次評價了根際環境內細菌的趨化性使根際內降解性細菌數量增加，提高了污染物的生物可利用性，促進了根際內多環芳烴的降解.[21]。

菌根真菌作為根際環境內根系與土壤相接觸的重要媒介，在促進有機污染物的降解和轉化、促進污染土壤中植物的生長、有機污染土壤的生物修復等方面具有積極的作用.[22]。研究表明，受菌根接種的植物根系對農藥的污染有很強的耐受力，菌根通過吸收、積累以及分泌物對農藥進行分解、揮發等一系列的作用降低了有機農藥的毒害。林先貴等.[23]研究發現了接種VA菌根真菌后，白三葉草的菌根侵染率、生長量和對N、P 元素的吸收量都高于不接種的對照植株。王曙光等.[24]也進一步揭示了 AM真菌的菌絲在酞酸酯的降解和轉移過程中起了某些特殊的作用。在對外生菌根真菌的眾多研究中，均揭示了其對有機除草劑的降解吸收作用。

4根際環境內土壤動物對污染土壤的修復

目前對于土壤動物修復的概念還沒有準確統一的定義。據大量研究表明土壤動物修復技術是利用土壤動物對污染物進行機械破碎、分解、消化和富集以及在土壤中進行的翻耕和穿插等活動影響污染物的遷移和分布，并通過腸道排放的微生物及分泌的酶而使污染物降低或消除的一種生物修復技術.[25]。土壤動物作為土壤中的一份子，它們的活動、生長以及繁殖都與土壤的理化性質息息相關，尤其生活在根際環境內的土壤動物對有機物污染物的機械破碎和分解具有重要的作用。與此同時，大量的腸道微生物及分泌的酶也轉移到土壤中來，它們與根際環境內土著微生物一起通過吸收、降解等方式使得污染物濃度降低或消失。

土壤動物生活在土壤環境內，作為土壤污染的一個評價指標.[26]，因此它在一定程度上能夠反映土壤的污染狀況。在土壤中添加有機氯培養蚯蚓試驗中，謝文明.[27]等發現蚯蚓對所加的有機氯農藥的富集作用明顯。蚯蚓不但富集了重金屬，還可以改良土壤，保持土壤的肥力。將蚯蚓應用于污染土壤生態系統的恢復，甚至應用于強化污染土壤生態系統的修復，具有一定的發展潛力，在實際應用當中也有較大的可行性。

除了以捕食和代謝分泌為基礎的假說外，土壤動物對微生物群落結構、土壤有機碳、根系生長及植物群落等的影響也將對根際生物修復產生深遠的反饋作用.[28]。在今后的研究中應加大土壤動物其它種類，如甲螨、線蟲、跳蟲等微型和中型土壤動物對土壤污染修復作用研究。

5結語

根際環境內除了上述的生物種群外，還有很多微生物及土壤動物類群，而對于它們在根際污染土壤中修復作用研究的較少。土壤遭受污染是一個十分復雜的過程，不存在相對單一的污染物，幾乎都是多種污染物綜合污染的結果。生物修復體系中任何單一生物體一般都不具備降解復合污染物整體能力，因此，生物聯合修復是必須采用的。修復過程中可以充分發揮各有機體及相互結合產生的修復作用。隨著科技的進步根際環境內污染土壤的生物修復技術已經取得很大的發展，但由于受到區域生物特性以及自然環境的限制，還存在著許多局限性。

（1）土壤中根系的形態和根系的構型在污染土壤中的修復作用研究的很少，應加強不同土壤層中根系修復作用的研究。

（2）由于根際環境是動態的、復雜的系統，在營養及重金屬等的脅迫條件下，根系分泌物產生的機制以及影響根際環境中其它組成成分的機理需要進一步的研究。

（3）對于輕度污染的土壤，污染物濃度沒有達到生物降解的最低含量，迫使生物無法發揮其正常的降解功能，鑒于此，微生物對污染物最低量的降解反應能否進行定量的研究。

（4）微生物對根際內污染土壤的修復受多種因素的影響，如菌株的生存條件、營養條件以及菌株的呼吸活性等，而從這一視角研究的比較少。

（5）土壤動物在對根際內污染土壤修復中的研究報道的很少，大部分都是集中于蚯蚓的修復作用，而應加強對土壤動物其它種類，如甲螨、線蟲等微型和中型土壤動物對土壤污染修復作用研究。隨著科學技術的發展和對實驗條件進一步的精確模擬，很多新的技術和理論也得到了很大的發展，如，分子生物學技術、基因工程理論、重新組建微生物的遺傳性狀、篩選具有降解多種污染物且降解效率更高的優良菌株及酶系，顯然已經成為污染土壤修復研究的熱點。通過對以上內容的深入研究，必將促進生物修復技術從實驗室走向大田生產應用。

2012年11月綠色科技第11期致謝：感謝在論文的寫作過程中由導師朱永恒提供的指導和幫助。

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篇9

摘要水環境污染和破壞已成為當今世界上最引人注意的環境問題之一，通過對水體底泥中磷的吸附-解吸的研究進展進行概述，介紹了底泥磷在水體污染方面的作用，為底泥磷在農業面源污染及水體富營養化的研究提供理論依據。

關鍵詞水體底泥;磷;吸附;解吸

AbstractThe water environmental pollution and the destruction have become one of most remarkable environment problems in the world now. Based on the review of research on absorption and desorption of phosphorus in underwater sediment，the effects of sediment phosphorus on water pollution were introduced，so as to provide a theoretical basis for research of phosphorus in agricultwral non-point pollution and water eutrophication.

Key wordsunderwater sediment;phosphorus;absorption;desorption

水環境污染和破壞已成為當今世界上最引人注意的環境問題之一，水環境的好壞直接關系到人類的生存發展。我國在經濟持續高速增長的同時，帶來最大的負效應就是環境污染日益嚴重，江河湖海等水環境質量日趨惡化，而影響這一趨勢惡化的主要原因是水體富營養化。隨著富營養化水體的不斷增加，水體富營養化的研究和防治日益被重視，其中過量的磷輸入或水體磷的高負荷是導致河流湖泊營養化污染的重要原因。近年來，人們對底泥的空間分布及其表面營養物的分布已有較多的調查和分析，但對底泥中磷在底泥-水界面的吸附-解吸特性的分析和研究較少。現對底泥磷的吸附-解吸研究進展作一綜述。為農業面源研究和水體富營養化的研究提供參考資料。

1水體底泥對磷的吸附作用與富營養化的關系

磷是最早發現的作物必需的營養元素之一，它不僅是植物體內許多重要化合物的組分，而且還以多種途徑參與植物體內的各種代謝過程，在人類賴以生存的生態系統中起著不可替代的作用[1]。磷也是控制水體富營養化的主要營養鹽之一，對于某些水體，盡管采取了各種措施并杜絕了外源磷的輸入，但水體富營養化并未得到有效控制，可歸因于水體底泥中磷等營養元素的釋放[2-4]。

磷作為沉積物的宿體，是水體的重要營養源之一，其內源污染對水環境質量的影響不容忽視。沉積物，也稱底泥或底質，是來自各種途徑的營養物，即各種自然過程和人類經濟活動的產物，在一般的靜水水體中，污染物質被水體中顆粒物吸附、絡合、絮凝、沉降，從而進入沉積物。從一定意義上來說，沉積物通過接納了大量的污染物而緩解了水體富營養化的進程，是污染匯而非污染源，但富營養化湖泊沉積物有很高的容量暫時吸附水中的磷，然后將其釋放出來[5-6]。沉積物一般含豐富的營養物質和大量的腐敗性有機質。由于湖泊沉積物粒度的差異，比表面積不同，表面電荷的性質也不一樣，對磷的吸收與釋放表現較大不同。研究表明，沉積物中的磷循環在很大程度上影響著水體富營養化的進程。土壤和沉積物能通過交換吸附作用從環境中富集包括磷在內的多種微量元素及其他有毒有機物，對天然水體起到一定的凈化作用，是一種極好的清潔劑[7-9]。

2水體底泥中磷吸附-解吸機理的研究進展

天然含水介質中都不同程度地含有一些膠體物質，由于膠體有非常大的比表面積，污染物對膠體比對固相基質表面顯示出更高的親和性。底泥中的膠散復合體，對底泥中物質的遷移和積累具有重要作用[10]。土壤和含水層中的膠體不但能像固相基質那樣吸附污染物，而且還以類似于水相的速率運移[11]。因此，膠體作為污染物的載體，可以大大地影響污染物運移的凈速率。膠體不僅是底泥的重要物質基礎，也是重金屬或有機有毒污染物過濾器，而且它的存在對于物質的遷移和積累具有重要作用[12]。膠體是形成良好底泥的重要機制，有機物質對良好底泥的形成和穩定起著重要作用。膠體的形成是穩定性團聚體和底泥形成的重要機制和物質基礎。底泥的形成必須借助膠結物質，才能使分散的土粒通過凝聚作用粘結形成團聚體，微團聚體組成是評價底泥水平的綜合指標。這種團聚體的穩定性及其在底泥中的作用，與膠結物質組成、性質、陽離子種類及團聚過程中的土粒排列方式有密切關系。由于土壤不同，肥瘦和好壞不一，膠體的數量、程度、方式和狀態也各異[13-15]。

目前，國內外學者已對磷釋放機理開展了大量的研究，如溫度、溶解氧、pH值、水動力學的擾動以及底泥覆蓋對磷釋放的影響[16]。尹濤等通過對大鏡山水庫底泥磷釋放模擬研究發現底泥上覆水的氧化還原電位和pH值是影響底泥磷釋放的重要影響因子[17]。Berg等考察了方解石覆蓋技術控制底泥磷釋放的效果，結果表明1cm厚的方解石覆蓋層2~3個月內可以減少80%的底泥磷釋放通量[18]。林建偉等研究發現天然沸石和方解石復合覆蓋技術能有效抑制底泥磷的釋放[19]。

Olila等[20]認為，底泥對磷的吸附過程包括底泥中有機質、黏土、鐵鋁氧化物、碳酸鈣等礦物顆粒對磷酸根的專性吸附以及微生物通過吸收同化而產生的生物固定;Torrent等[21-22]認為其吸附速度可以Langmuir或Freundilch模型描述，其表現為磷和鐵氧化物初期在表面快速吸附，隨后在礦物晶格內部慢速擴散。Langmuir方程可以很好地擬合磷在底泥上的等溫吸附，通過Langmuir方程的曲線擬合，可以得到磷在底泥上的最大吸附量。

韓偉明通過對杭州西湖底泥釋磷的研究，考察了pH值、DO、溫度和上復水組成等環境因素對其影響，發現在20 ℃，pH值為6.5時，底泥釋磷量最小，pH值升高或降低，釋磷量倍增，TDP(可溶性磷)解吸量與pH值呈拋物線相關。

Shang等研究發現，pH值變化對有機磷和無機磷的吸附影響明顯;Sundar等研究認為，鹽度變化對潮灘濕地沉積物的磷吸附影響也十分顯著;石曉勇等在黃河口懸浮物磷的吸附和解吸研究中發現，隨著環境溫度的升高，懸浮物對磷的吸附呈線性增加。

劉敏研究發現，環境因子對沉積物吸附磷作用有顯著的影響，隨著pH值的變化，沉積物對磷的吸附量呈“U”形變化曲線，pH值在7~8，磷的吸附量較小。在低鹽度區，隨鹽度的增加，沉積物對磷的吸附量隨之呈顯著增加趨勢，而當鹽度大于5‰時，反而隨鹽度的增加，吸附量略呈下降趨勢。隨著溫度的升高，對磷的吸附量基本上呈線性增加。

李敏等研究發現，環境因素影響沉積物磷吸附量的強弱順序為:SS>pH值>溫度>鹽度，其中懸浮沉積物濃度是影響吸附量最重要的因素，pH值、溫度和鹽度對吸附量的影響程度差不多。沉積物對磷酸鹽的吸附量與粒徑小于0.005 mm顆粒的含量成較好的正相關關系，說明吸附作用主要發生在細顆粒沉積物上，樣品中細顆粒含量越高，吸附量就越大。

pH值是湖泊水環境的重要指標，大量研究表明，pH值與沉積物釋磷量之間呈拋物線關系，上覆水pH值近中性時釋磷量最低，而在偏酸、偏堿時都有利于磷的釋放。其原因可能是一方面pH值的改變引起了系統內微生物結構及其活動強度的變化，另一方面也影響了磷素的溶解狀態。

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篇10

（1黑龍江省農業科學院佳木斯分院，黑龍江佳木斯154007；2東北農業大學，哈爾濱150030）

摘要：試驗為選取有效耕作方式及合理種植密度指導玉米生產，采用裂區設計方法，主區為耕作方式，副區為密度，以‘德美亞3’為試驗材料，研究不同耕作方式和密度對玉米的產量、產量構成因素及主要農藝性狀的影響。結果表明：相同密度下，免耕平作(T1)玉米產量高于秋翻平作(T2)和傳統壟作(T3)，前兩者差異不顯著，與后者產量差異達極顯著水平；相同耕作方式下，隨著密度的增加產量呈先增再降的趨勢，D2處理產量最高，與D3差異不顯著，D2、D3處理大于D1處理，但與D1處理差異達到極顯著水平；相同密度下，免耕平作處理穗粒數、穗粒重最高，倒伏率、空稈率較低。通過本試驗，得出以下結論：（1）免耕優于傳統壟作和秋翻平作；（2）T2D2組合處理產量最高。

關鍵詞 ：耕作方式；密度；玉米；產量；農藝性狀

中圖分類號：S-1 文獻標志碼：A 論文編號：cjas14100104

基金項目：科技部火炬計劃項目“中國創新驛站佳木斯基層站點”(2013GH560196)。

第一作者簡介：蓋志佳，男，1985 年出生，黑龍江人，實習研究員，在職博士，主要從事作物耕作與栽培研究。通信地址：154007 黑龍江省佳木斯市安慶街269號黑龍江省農業科學院佳木斯分院，Tel：0454-8351081，E-mail：gaizhijia@163.com。

通訊作者：張敬濤，男，1964 年出生，黑龍江人，研究員，碩士，主要從事作物栽培與耕作研究。通信地址：154007 黑龍江省佳木斯市安慶街269 號黑龍江省農業科學院佳木斯分院，Tel：0454-8351081，E-mail：Zhangjt@163.com。

收稿日期：2014-10-29，修回日期：2015-04-02。

0 引言

耕作方式的不同對產量和環境的影響也不同，最終的經濟效益也不同。在黑龍江省玉米種植面積躍居全國第一的背景下，如何選取合理的耕作方式，對玉米生產持續發展至關重要。有關耕作方式對玉米產量的影響，國內外學者觀點不同。Kapusta 等[1]連續20 年研究表明，耕作處理對玉米產量一般無影響。Alke[2]研究指出，免耕較常規種植玉米產量差異較小。張志國等[3]對24 年的長期免耕與犁耕玉米的產量研究結果表明，前13 年免耕平均玉米產量與犁耕相當，而后11 年免耕平均玉米產量顯著高于犁耕玉米產量，隨時間的延長，免耕在產量上逐漸顯示出優勢。另外，還有一些研究認為，免耕造成減產，免耕玉米產量一般比常規耕作低10%~15%，并提出不同的減產原因。

此外，種植密度是易調控又經濟的增產措施。但在生產實踐中若不考慮具體生產條件，盲目選用耐密型品種或增加種植密度，會造成田間郁閉，田間小氣候惡劣，通風透光不良，中下部葉片受光較少，葉片早衰嚴重，品質下降[4-10]；過度密植取株營養面積減小，對肥水的競爭加劇，導致植株營養不良、矮小，病蟲草害加劇，生育后期空稈率及倒伏率大幅增加，最終導致作物減產[11-14]。由此可見，種植密度在玉米增產中起著非常重要的作用。

綜上所述，目前的研究只是單一的研究耕作方式或種植密度對玉米產量及相關指標的影響。因此，本試驗采用裂區設計研究不同耕作方式和種植密度對玉米產量，產量構成因子以及主要農藝性狀的影響，旨在為黑龍江玉米生產提供合理的耕作方式以及選擇合理的種植密度，促進玉米生產持續發展。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

試驗于2013—2014 年在黑龍江省農科院佳木斯分院試驗地進行。前茬作物為大豆，土壤為草甸黑土，地勢平坦，肥力均勻。供試玉米品種為‘德美亞3’。

1.2 試驗設計

試驗采用裂區設計，主區為耕作方式：免耕平作（行距38~76 cm，T1）、秋翻平作（行距38~76 cm，T2）和秋翻壟作(70 cm，T3)，副區為3 種植密度，分別為6、7、8 株/m2，分別用D1，D2和D3表示，3 次重復。小區為5行區，行長10 m。免耕平作處理前茬作物為免耕大豆，大豆收獲后秸稈全量還田，均勻拋灑。

1.3 調查項目

產量測定方法為對角線布點，每區取5點，每點5 m2，按標準水分計算產量。室內考種測定項目包括穗行數、行粒數、穗粒數、每穗粒重、每穗粒重、百粒重、禿尖長；棒三葉期測定棒三葉葉面積；成熟期測定株高、穗位高、莖粗、空稈率、倒伏率。

1.4 數據處理

采用Excel 2003 和DPS 7.0 軟件進行統計與分析。

2 結果與分析

2.1 不同耕作方式和密度對‘德美亞3’產量的影響

從表1 可發現，相同耕作方式下，隨著密度的升高，‘德美亞3’的產量呈先升高再減低的趨勢，低密度(D1)和中高密度(D2、D3)差異達到極顯著水平，中高密度間差異不顯著，最佳的密度為D2。

相同密度下，免耕平作處理產量比秋翻平作處理產量高，秋翻平作處理產量比秋翻壟作高，免耕平作、秋翻平作處理間產量差異不明顯，但與秋翻壟作處理產量差異達到顯著水平(P<0.01)。

因此，試驗條件下，‘德美亞3’最合適密度和耕作方式分別為D2和免耕平作。

2.2 不同耕作方式和密度對‘德美亞3’產量構成因子的影響

從表2 可知，相同密度下，免耕平作‘德美亞3’穗行數、行粒數、穗長、百粒重、比秋翻平作高，秋翻平作比秋翻壟作高，差異不顯著；免耕平作穗粒重、穗粒數大于秋翻平作，差異不顯著，免耕平作、秋翻平作比秋翻壟作高，二者與秋翻壟作處理差異達到極顯著水平(P<0.01)。

相同耕作方式下，‘德美亞3’穗行數、行粒數、穗長、百粒重隨著密度的增加呈降低的趨勢，但不同密度處理間差異不顯著；穗粒重、穗粒數的大小依次為D1>D2>D3，D1、D2處理差異不顯著，但與D3處理差異達到極顯著水平(P<0.01)。

2.3 不同耕作方式和密度對‘德美亞3’農藝性狀的影響

從表3 可知，相同密度下：秋翻壟作‘德美亞3’株高、穗位高、莖粗比秋翻平作高，秋翻平作比免耕平作高，但3 種耕作方式處理間差異不顯著；葉片是玉米光合作用的主要器官，產量形成的實質是光合作用的結果，棒三葉的光合作用最強，經濟產量的形成作用最大。玉米棒三葉葉面積大小依次為免耕平作>秋翻平作>秋翻壟作，免耕平作、秋翻平作之間差異不顯著，但與秋翻壟作處理差異達到極顯著水平(P<0.01)。而禿尖長、倒伏率、空稈率數值越大越不利于產量的提高，禿尖長、倒伏率、空稈率大小依次為秋翻壟作>秋翻平作>免耕平作，免耕平作、秋翻平作之間差異不顯著，但與秋翻壟作處理差異達到極顯著水平(P<0.01)。

相同耕作方式下：隨著密度的增加株高、穗位高、莖粗呈下降的趨勢，但處理間差異不顯著；棒三葉葉面積隨著密度的增加亦呈降低的趨勢，D1、D2間處理差異不顯著，但與D3 處理差異達到極顯著水平(P<0.01)；禿尖長、倒伏率、空稈率隨著密度的增加呈上升的趨勢，D1、D2間處理差異不顯著，但與D3處理差異達到極顯著水平(P<0.01)。

3 結論與討論

本試驗通過設置不同3 種耕作方式，研究不同密度下免耕平作、秋翻平作、秋翻壟作對玉米產量的影響，研究結果表明免耕平作玉米產量最高，中密度(D2)、高密度(D3)處理產量比低密度(D1)處理產量高，且與低密度處理差異達到極顯著水平，但中、高密度處理產量差異不顯著，說明‘德美亞3’是較耐密植玉米品種。總之，試驗條件下免耕優于傳統壟作和秋翻平作，且T2D2組合處理產量最高（表1~3）。本試驗研究結果免耕處理產量最高，與前人[1-3]研究結果不同，這可能是因為免耕處理采用寬窄行種植方式，通風、透光效果好，邊際效應明顯。

良好的耕作方式和合理的種植密度不僅有利于產量的提高，而且有利于農業生態環境的持續發展。玉米免耕作為玉米保護性耕作的核心，是當前研究的熱點問題。玉米免耕不但能減少工作量、降低生產，對提高地力、改善生態環境和玉米可持續生產發展具有重要意義[15-19]。目前，如何使免耕玉米種植技術推廣開來，關鍵在于是否能提高玉米產量，提高農民對免耕玉米種植技術的認識[20]。此外，由于免耕地硬度高，需要專用的播種機械才能進行播種，因此，選用專用免耕播種機是免耕技術能否得到推廣的主要限制因素之一。

本試驗也存在品種單一、試驗年限短的問題，今后應該進一步多品種、多點、多年試驗，完善該項技術，更好地服務農業生產。加之，本試驗測定的各項指標為地上部分，沒有對地下指標（如根系指標、土壤生理生化指標）進行測定，這也是今后需要研究的內容之一。

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