简述土壤污染的特征范例(12篇)
时间：2024-03-12
时间：2024-03-12
关键词：污染土；治理原则；治理措施
中图分类号：TU4文献标识码：A
1、工程概况
洨河发源于鹿泉市南部的五峰山，自西北向东南流经栾城、赵县，于邢台市宁晋县小马村汇入槐河。洨河生态恢复工程自五支渠入南泄洪渠汇流口至赵县赵州桥，全长38.373km。工程区位于太行山山前倾斜平原区，地势西高东低，相对较平坦，地面高程67.4～37.4m，堤顶高程67.2～40.4m。洨河为平原型河流，河谷形态呈浅“U”字型，河床宽而浅，阶地不明显。洨河河道断大多为复式断面，河道宽160m，主河槽宽35m。洨河两岸发育有牛庄沟、石家庄市总退水渠、沙河等支沟。自70年代后，石家庄市和周边工业及生活污水排入洨河，造成了洨河的严重污染。
2、工程地质条件
洨河沿线地表均被第四纪地层覆盖，本区域主要由以下第四系全新统冲洪积(Q4pal)壤土及砂土组成：
⑴壤土：褐黄～棕黄色，稍湿，硬塑～可塑,含铁锰质染色，锰质结核，钙质结核，表层多含植物根系，分布于工程全区，厚度3.1～13.8m本层夹砂壤土及粘土透镜体，呈不连续分布,厚度0.5～4.0m。
⑵粉砂:浅黄～灰白色，稍湿，稍密～中密，主要成分以石英、长石为主，含云母。呈不连续性分布，在五支渠一带未揭露此层，厚度较小，一般在1.5～1.7m之间。
⑶中、粗砂：灰白色，稍湿，稍密～中密，主要成分以石英、长石，云母为主。在五支渠以下此层分布广泛，该层厚度较大，钻孔未揭露层底，揭露厚度4.5～9.3m。
⑷壤土：褐黄～黄褐色，稍密～中密，稍湿～湿，硬塑，韧性及干强度中等，摇震反应中等，稍有光泽，含有机质及云母，分布于107国道一带，厚度大于10m。
洨河为季节性河流，由于河道防洪标准低，行洪能力低，如遇暴雨易形成洪涝灾害，现河道常年有地表水径流，地表水为污水，主要来源石家庄市工业及生活排放的污水，经南泄洪渠、总退水渠汇入洨河。根据勘探资料20m深度范围内均未见地下水，根据附近民用井资料，地下水位埋深均在40m以下。地下水主要赋存于第四系的松散土层中，含水层主要为冲洪积的砂层，地下水位主要受大气降水、地下水径流的补给，人工抽取地下水的方式排泄。
3、污染土的地质特征
污染土是由干外来致污物质(如城市生活用水、工业废液、废渣等)通过渗透等途径的侵入,导致土的性质(物理力学性质和化学性质)改变,这类土称为污染土。一般情况下,污染物都是通过渗透作用侵入土中,引起土与污染物相互作用,而导致土的性质改变。液态污染物本身可以渗入土中。固态污染物往往由大气降水、地表水或其他液态介质对它产生溶蚀、淋滤、然后渗人土中。固体污染物直接与土接触所引起的污染影响范围是较小的。气体污染物对土直接产生污染的机会更少,它们经常是散逸到大气中,溶解于大气降水中再回落到地面上,对土发生影响。
污染土的颜色、状态往往与正常土不同，伴有特殊气味，地层结构多呈蜂窝状，甚至出现局部空穴，污染土在地质特性方面主要有以下几个方面的变化：
(1)颜色：污染土与原状土在颜色上有明显的区别，未受污染的粘性土、土砂土颜色一般为褐一褐黄色、灰白色；污染后，土的颜色一般为灰色、灰黑色、黑色、黄绿色和褐红色。
(2)结构：土在污水的腐蚀作用下产生了胀裂、崩解等破坏，土质变疏松，地层结构多呈蜂窝状，甚至出现局部空穴。
4、洨河污染原因
4.1污染物的排放
洨河已变成石家庄的一条“纳污河”，它不但承载了市区300万人口的生活排污，还有医药化工为主的工业废水。洨河的水源主要是来自桥东、桥西、栾城、赵县、鹿泉市等污水处理厂以及石家庄市区内未纳入城市管网的废污水、城市及农村雨污混流废污水。
污水另一主要来源来自城市排水。城区排水包括雨水和污水两个部分。以京广铁路为界，以西雨水经民心河西线排入洨河;以东经总退水渠和东部总退水渠最终进入洨河。污水排放同样以京广铁路为界，以西排入桥西污水厂、以东排入桥东污水厂。城市雨污混接严重。致使每年大量未经处理的污水直接排入洨河。
洨河流经129座村庄和工业区，由于一些沿河居民和单位，缺乏水环境保护意识，随意向河道倾倒生活垃圾、建筑垃圾等，长期堆积很容易造成河道淤积，水质恶化。
4.2河道自净能力的降低
河道自净能力主要取决于河流的流量、流速等水动力条件和河流生物的适度生长等因素。由于人为倾倒垃圾，河底淤积填高，河床比降减小，流速减缓。河水污染，河道中大量水生生物无法生存，河道生态平衡遭到破坏，水体自净能力下降，造成水环境质量系统的恶性循环。
5、岩土工程问题分析及评价
5.1洨河污染土腐蚀等级的划分
根据《岩土工程勘察规范》(GB50021—2001)中的环境介质(污染土)对混凝土、钢铁等建材的腐蚀性评价，综合考虑污染土的PH，SO42-+CI-，Ca2++Mg2+指标，洨河污染土主要是污水的下渗导致土体的污染，一般属浅层污染，局部污染层厚度可达7m。根据现场勘察揭露的地层分析，将污染场地内的污染土腐蚀性划分为三个等级。
（1）轻微污染土_：由粉质粘土、砂土组成，褐黄色，土中含有污染物成分，物理力学性质无变化或变化不明显，具有弱腐蚀。
（2）中等污染土：由砂土及壤土及砂壤土组成，青灰色湿，可塑-硬塑状态，含姜石，土的物理力学指标有明显变化，土的性质也发生了一定变化，具中等腐蚀。
（3）严重污染土：由砂土、壤土、粉质壤土组成，黑色，松散软塑-流塑状态，有腥臭味，含大量有机质。具强腐蚀。地基土的物理力学指标有较大幅度变化，土的性质变化较大。
5.2污染土的物理力学性质
通过原位剪切试验或室内试验获得土的物理力学及水理性质值，现场载荷试验获得土的承载力特征值及变形指标。污染土的结构已遭到破坏，土质被腐蚀后的生成物具有结晶膨胀性质。土被污染后物理指标及孔隙比、压缩系数、液塑限、粘聚力、摩擦角等力学指标将会发生不同程度的变化。常用确定承载力的方法和物理力学指标，不一定能正确反映污染土的特性，现有的承载力表和经验公式也不一定适用于污染土的评价。今后应加强污染土物理力学性质及承载力的分析、测试和确定方法的研究。
5.3判定污染土、水对金属和混凝土的腐蚀性。
5.3.1污染土的腐蚀性
由于污染土中含有大量腐蚀性的酸碱废液和盐类，对金属和混凝土都具有腐蚀性。根据有关勘察资料，洨河段5m以内土壤电阻率20～50Ω·m，SO42-含量249.7mg/kg，Cl-含量70.9mg/kg，易容盐总量1180.3mg/kg，pH为8.26。土的腐蚀性试验成果显示：土对混凝土结构具微腐蚀性，对钢筋混凝土结构中的钢筋具微～弱腐蚀性，对钢结构具弱～中等腐蚀性。
5.3.2地表水的腐蚀性
根据洨河地表水水质简分析试验成果，SO42-含量294.4mg/L，HCO3-含量13.88mg/L，Mg2+含量24.1mg/L，Cl-含量157mg/L，pH为6.98。判定结果表明：洨河水类型为重碳酸硫酸钠钙型水，洨河水对混凝土具弱腐蚀性，对钢筋混凝土结构中的钢筋具弱腐蚀性(判别时，由于环境水中同时存在氯化物和硫酸盐时，CL-含量=CL-+SO42-×0.25)，对钢结构具弱～中等腐蚀性。
6、洨河污染土的治理
6.1污染土的治理原则
洨河水环境治理任务是整治主河槽，结合人工湿地水质净化工程、清运河道内垃圾等综合措施，逐步修复河流自然生态系统，改善区域水土环境，提高沿岸居民生活质量，改善石家庄市区周边环境。洨河河道污染土分为重、中、轻度污染土，对于严重污染土和中要采取合适的处理方法，来改善污染土的工程特性提高其地基强度；对于轻微污染土地段一般可以不治理，可利用河水自净功能，消除其污染，如有侵蚀性，则要在工程施工时采取防护措施。
6.2污染土的治理措施
6.2.1疏浚河床、清除底泥
河道底泥（重度污染土）中的有机物在细菌的作用下易发生好氧和厌氧性分解，不仅使水中溶解氧水平低，而且产生二氧化碳、甲烷、硫化氢等气体，是水体变黑发臭。重度污染土由于污染严重，工程地质性质差，松散，含大量有机质、酸碱性物质。彻底清除底泥就是为了防止底泥中的污染物向水中释放形成二次污染，疏浚河床应清除黑色富集层，彻底消除其影响。
6.2.2人工湿地水质净化
人工湿地水质净化工程根据洨河沿岸污水排入口位置、结合跨河桥的重要性和周边环境，充分考虑现阶段入河水质的净化要求，在洨河上游衡井公路跨洨河桥两侧修建人工湿地，进行水质净化处理，同时结合人工湿地植物种植，美化桥址处周边环境。
6.2.3河道曝气法
人工曝气复氧是指向处于缺氧(或厌氧)状态的河道进行人工充氧以增强河道的自净能力，改善水质、改善或恢复河道的生态环境。河道曝气复氧一般采用固定式充氧站和移动式充氧平台两种形式。该工艺具有设备简单、机动灵活、安全可靠、投资省、见效快、操作便利、适应性广、对水生生态不产生任何危害等优点，适合于城市景观河道和微污染源水的治理。
6.2.4水生植物净化法
该方法是充分利用水生植物的自然净化机能的污水净化方法。利用水生植物的自然净化机能，对去除富营养化水体中的TN和TP、增加水体中的溶解氧有明显效果，并且能有效抑制藻类生长。达到恢复和提高河道水质的目的.
7结论
随着社会经济的快速发展，大量含有营养物质的生活污水和工业废水排入河道，污染了河道水环境，破坏了河道生态系统。污染变了土的物理力学性质及化学性质，影响建筑物的安全及正常使用，也对人体健康、植物的生长和生态环境造成严重影响。污染土治理应采取疏浚、治岸、修复等多种措施，改善水环境质量，恢复河流自然生态、改善沿岸百姓的生活质量和周边环境。
参考文献：
【1】岩土工程勘察规范GB50021-2001
[关键词]土壤多环芳烃富集修复
多环芳烃(Polycyclicaromatichydrocarbons,简称PAHs)是指由两个或两个以上高温获得的苯环以直链状、角状或簇状排列中性或非极性持久性有机化合物,它具有强致癌、致畸、致突变性。自从Blumer在土壤中第一次发现PAHs以来,PAHs引起了人们的广泛关注[1]。共轭体系使PAHS具有低溶解性和较强的憎水性,能强烈地分配到土壤有机质中,土壤已成为PAH的重要归宿,承担着其90%以上的环境负荷。PAHs进入土壤后可通过挥发、迁移以及食物链等进入其它环境介质和生物体,从而给人类健康带来风险。因此,PAHs在土壤中的存在及其环境行为已成为一个热点问题。
1PAHs来源分析
美国环保署(USEPA)优先污染监测物中包括16种PAHs(萘、苊、苊烯、芴、菲、蒽、荧蒽、芘、苯并(a)蒽、屈、苯并(b)荧蒽、苯并(k)荧蒽、苯并(a)芘、茚并(1,2,3-cd)芘、二苯并(a,h)蒽、苯并(ghi)芘),我国国家环保局第一批公布的68种优先污染物中,PAHs有7种。这些多环芳烃的来源可分为天然源和人为源。天然源包括陆地和水生植物、微生物的生物合成,森林、草原的天然火灾,火山活动;人为源主要是各种矿物燃料(煤、石油、天然气等)、木材、纸以及其他含碳氢化合物的不完全燃烧或在还原气氛下热解形成的有机物。人类活动特别是化石燃料的不完全燃烧产生的多环芳烃是环境中多环芳烃的主要来源。随着全球工业的快速发展,越来越多的多环芳烃进入到环境中。近年来,已有较多关于PAHs来源的报道,并且不同层次土壤多环芳烃来源迥异。
不同环数PAHs相对丰度可以反映其来源,通常4环及4环以上PAHs主要来源于高温燃烧,而2环和3环PAHs主要来源于石油类污染。有学者研究认为,可以用同分异构体的比值,如菲(Phe)/蒽(Ant)、荧蒽(Fla)/芘(Pyr)来分析PAHs的来源,Yunker等研究表明,当Fla/(Fla+Pyr)比值大于0.5时,PAHs主要来源于草、木和煤等燃烧;小于0.5时,则主要源于石油产品,其中当比值处在0.4～0.5时,PAHs主要来源于汽车尾气排放;Venkataraman的研究指出高苯并[k]荧蒽含量水平是柴油动力燃烧的重要指示[2]。
2PAHs在土壤中的迁移、富集
PAHs主要通过两种途径进入土壤:一是PAHs随同大气颗粒物沉降于土壤表面;二是大气以气相状态存在的PAHs随雨水进入土壤。在土壤中,PAHs将发生一系列的物理、化学和生物行为,其中一部分污染物降解或转化为无害物质;一部分通过挥发等途径进入其它相中;还有一部分会长期存在于土壤环境中,进而对环境产生长期和深远的影响。PAHs在土壤环境中的迁移及其生物有效性通常取决于它们与土壤不同组分的相互作用,土壤有机质和黏土矿物通常被认为是影响有机污染物在土壤环境中行为的两个最重要因素。倪进治等研究表明轻组中PAHs的含量远远超过重组中PAHs的含量,这是因为有机质是PAHs的主要吸附剂,而轻组主要是由不同分解程度的植物残体和一些微生物结构体组成的有机质组分,有机质的含量远远高于重组,因而对PAHs的吸附量也高于重组。倪进治等对农业土壤不同粒径组分中PAHs的分配特征研究表明,菲和苯并(a)芘在粗砂粒和细砂粒中含量较高,也是因为这两个组分中轻组有机质含量较高的原因。
陈静等研究表明土壤对PAHs的吸附平衡时间与PAHs的结构有关,高环多环芳烃吸附平衡时间短。6环苯并芘(Bgp)1.5h吸附量趋于稳定,5环苯并芘(Bap)达到吸附平衡需5h,低环PAHs(
*基金项目:福建省科技厅重点项目(2007Y0003)。
张枝焕等研究天津地区典型土壤剖面发现土壤表层萘系列化合物含量高,其次是菲系列化合物,四环以上的芳烃化合物含量相对较低;剖面表层至30～40cm多环芳烃化合物含量相对较高,随着深度增大含量明显降低。
Wang等(2001)研究了美国波士顿港底泥不同粒组中PAHs的含量,认为底泥中较粗的砂粒(>250μm)中PAHs含量最高[4];Müller等(2000)的研究中,粉砂粒组中的PAHs含量最高[5];丁爱芳等研究太湖地区3种代表性水稻土中不同粒径团聚体颗粒组中PAHs的含量存在分异发现,太湖地区<2μm粒径的细团聚体颗粒组和200～2000μm粒径的砂粒级团聚体颗粒组中PAHs含量高,属于PAHs富集团聚体颗粒组;而20～200μm和2～20μm粒径的团聚体颗粒组中PAHs含量都低于本土,属于PAHs亏缺团聚体颗粒组[6]。
3受PAHs污染土壤的修复
多环芳烃水溶性差、辛醇¬―水分配系数高,它们常被吸附于土壤颗粒上,因此土壤就成为多环芳烃的主要载体,土壤中多环芳烃可以由植物根系吸收进入植物体,在植物体内发生迁移、代谢和积累,并通过食物链危及人们的健康,因此多环芳烃污染土壤的修复研究倍受关注。
多环芳烃污染土壤的修复主要集中在三个方面:(1)植物修复。植物修复是利用植物吸收、降解以及根际圈降解的作用方式将污染物从环境中彻底去除,具有处理费用相对低廉、对环境扰动少和资源可持续利用的特点。(2)微生物修复。土壤中存在着大量依靠有机物生活的微生物,如细菌、真菌、放线菌等,具有氧化分解有机物的巨大能力。微生物代谢PAHs的方式有两种:①以PAHs为唯一碳源和能源;②PAHs与其他有机质进行共代谢。(3)植物―微生物联合修复。植物-微生物修复技术是指植物在生长时,其根系为微生物提供旺盛的最佳生长繁殖场所,从而微生物在该过程中增强对有机污染物的降解。
3.1微生物修复
微生物修复是研究得最早、最深入、应用也最为广泛的一种生物修复方法。不同微生物对不同PAHs有不同降解能力(降解速率、降解程度);而不同的PAHs对于不同的微生物降解也有不同的敏感性。一般来说,随着PAHs苯环数的增加,其微生物可降解性越来越低。由于土壤中很少有能直接降解4环及4环以上高分子量的多环芳烃的微生物,所以高分子量的PAHs的降解要依赖共代谢作用和类似物。有实验观察到Beijerinckia不能以苯并蒽作为碳源和能源生长,但该菌在有联苯、水杨酸作为诱导底物生长后可以氧化苯并蒽。水杨酸的存在还能提高PseudomonasPutidaNCIB9816降解萤蒽和苯并芘的能力。丁克强[7]等研究指出不同土壤酸度中土壤微生物对PAHs降解作用不同,在酸性土壤中,有利于B[α]P的降解,在pH值接近中性土壤中,有利于菲的降解。国内的一项研究表明,对苯并(a)芘的降解,土壤微生物群体比灭菌后接种单一微生物降解效果好。
微生物修复研究在人工模拟污染条件下或实验室中已经获得了比较满意的修复效果,但在自然条件下,PAHs污染土壤往往是多种污染物混杂、土著微生物种类和数量繁多又难以人为控制的系统。在这样多重的压力下,又缺少辅助支持,降解微生物不是被抑制就是被消灭,因此不能发挥其应有的降解作用。
3.2植物修复
近年来,国内外已经开展了许多植物修复多环芳烃污染土壤的研究。研究表明植物根区微生物密度增加,PAHs的降解也增加,而且植物对难降解PAHs的生物去除有明显强化作用,在植物生长条件下,菲的降解率平均提高0.3%～1.1%,芘的降解率平均提高2.4%～53.8%。另一项研究也表明,在有苜蓿草存在的条件下,土壤微生物的降解功能增强,PAHs总量的平均降解率比无植物对照土壤提高2.0%～4.7%。Qiu等[8]研究了十二种草对多年污染的粘土中PAHs的吸附和代谢,发现PAHs主要集中在根部,草的茎叶组织中未检测到PAHs,这有利于植物修复技术的大面积应用。
植物修复虽然具有其他方法无法比拟的优点,但是它也有自身的缺点,植物修复过程比物理化学修复过程缓慢,因此比常规治理(挖掘、场外处理)周期长,效率低。某些植物对土壤、气候等条件有一定要求,植物受病虫害袭击时会影响其修复效果。此外,植物修复受污染物浓度的限制,只有在植物能承受的浓度范围内,植物修复才能进行。
3.2植物-微生物联合修复
目前,植物-微生物联合修复已成为土壤修复领域研究的热点。该技术可以将植物修复与微生物修复两种方法的优点相结合,从而强化根际有机污染物的降解。土壤微生物本身也能降解多环芳烃,但降解能力较弱,在植物存在条件下,其降解能力能提高2%～4.7%。目前PAHs污染土壤的植物-微生物联合修复主要侧重植物与专性降解菌的联合修复和植物与菌根真菌的联合修复两个方面的研究。
Leyval等[9]发现,接种菌根菌(Glomusmosseae)能提高黑麦草在PAHs(蒽)土壤中的存活率,并促进植物的生长,在5g/kg时只有菌根化植物能生存。韭葱、玉米、黑麦草和三叶草接种菌根后,菌根真菌不仅能增加其对寄主植物对营养和水的吸收,提高其对不利环境的抗逆性,而且也能增加其对PAHs等有生理毒性有机污染物的生物有效性,提高其吸收效率,增加其矿化率。Binet等[10]证实,在蒽严重污染的工业土壤中,菌根化黑麦草明显比非菌根化黑麦草存活率高,菌根化植物根际蒽的降解也明显比对照高,这可能是真菌菌根加速了蒽的降解。
在微生物-植物联合修复体系中,理想的植物应:①有强大的须根系,最大可能地提供微生物活动的根表面面积;②能够适应多种有机污染物,并生长旺盛,有较大的生物量;③根系要深,能够穿透较深的土层。
除上述三种修复方法,目前有学者利用超临界液体、有机溶剂或表面活性剂来提取土壤中PAHs,增加其移动性,以便更好的进行修复。但研究表明加入表面活性剂对PAHs的降解可能产生正的或负的效果,也有可能没有效果。此外,表面活性剂也可能会吸附在土壤颗粒上,而从土壤中除去表面活性剂也可能需要很长时间。所以对于降解土壤中PAHs的措施还有待进一步研究。
4研究展望
目前,土壤中多环芳烃污染特征已研究较多,但我国至今没有制定出土壤中PAHs的允许浓度,在一些相关研究中采用荷兰或者欧洲的土壤标准来对我国土壤中多环芳烃的污染状况进行评价;而且土壤中PAHs的研究多集中在土壤表层,对深层次的研究较少。因此以后的研究有待在以下几方面加强:
4.1土壤中PAHs迁移转化规律。目前对土壤中PAHs的研究较多停留在表层,而不同环数的PAHs迁移转化是不同的,因此需要深层次的研究。
4.2研究不同土壤团聚体大小对PAHs富集以及修复的影响较少,有待加强。有研究指出PAHs在<2μm粒径和200～2000μm粒径的团聚体颗粒组有明显富集现象,也有研究表明在大团聚体颗粒中PAHs含量高,而在细沙粒和粘粒中PAHs含量低,目前为止还没有统一的说法,需要进一步论证。
4.3不同尺度土壤中PAHs时空分布研究报道较少。通过研究不同尺度PAHs时空分布规律对于PAHs降解有重要意义。
参考文献:
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[5]MüllerS,WilckeW,KanchanakoolN,etal.Polycyclicaromatichydrocarbons(PAHs)andpolychlorinatedbiphenyls(PCBs)inparticle-sizeseparatesofurbansoilsinBangkokThailand[J].SoilScience,2000,165:672680.
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关键词：城市土壤;园林;绿化;应对措施
1城市土壤的特点
随着我国城市化建设的不断发展，人们的生活与活动对城市土壤引起了巨大的改变，使城市土壤的特点发生改变。城市土壤在人们的多方面、长期的影响下，形成了具有城市环境特点的独特土壤。城市土壤属于城市生态系统的一部分，是植物生长的基础条件，城市土壤质量直接影响着城市生态环境，同时还间接的影响着人们的生活。
1.1城市土壤无层次
人们的生产生活产生的废弃物长期的积累降低了土壤的肥力，破坏了土壤原来优良的土壤表层与腐蚀层。随着城市建设的不断展开，极大的破坏了土壤表层，无规划无节制的填土、挖土以及翻土，致使供给植物生长的腐殖质层又或是厚土壤的表层遭到破坏，使城市土壤层次紊乱，逐渐形成了无层次、腐殖质层浅薄、无规律性的土体结构。
1.2土壤密实，结构差
城市土壤应人们的生产生活废弃物的积累，导致土壤的有机含量降低。同时土壤在大型机械设备以及人力作用下，导致土壤密实度加大，对土壤原来的团粒结构造成了极大的破坏，形成片状或块状结构。城市土壤的这些变化，导致在进行城市园林绿化工程建设时，使绿化植物的生存条件变差，严重的影响了绿化植物的生长。特别是城市土壤因为机械挤压以及别的外力作用导致土壤密度过大、土壤团粒构造遭受坏损，对土壤的耐水性以及渗透性产生了极大的负面影响，对城市绿化植物的生长极为不利，同时还影响着人们的生产生活。
1.3土壤侵入体多
现如今，城市土壤渗入过多的废弃物与地下建筑管道，这改变了城市土壤的组成与状态。因为人们在进行建筑施工时，对产生的建筑垃圾没有及时的运到相关的处理机构处理，长时间的堆积，导致土壤遭到垃圾的侵入。而在实际的园林绿化工程建设时，对城市土壤的清理仅限与土壤表面，对深层次的土壤层中的生产生活废弃物没有做过多的清理。在加上城市建设中地下管道占据了大量的地下空间，在一点程度上影响了孔隙度、质地、土壤构造还有土壤养分、热、气与水的分布情况。
1.4土壤养分匮乏
对与城市园林植物的落叶普遍时被运走，土壤缺少营养来源，无法形成养分循环，再加上人们没有对城市土壤进行养分补给，导致园林绿化植物所需的营养不足，形成恶性循环，土地越来越贫瘠，植被生长问题越来越严重。土壤中的有机质属于植物生长发育的关键营养来源，自然土壤有机质具体来自于植被当中的植物根系、动物以及微生物的残体。在城市土壤当中，因为防火以及卫生等缘由，城市绿地当中的修剪的枝叶、自然的落叶枯枝、凋落物以及动物的残体都被清除掉，导致土壤中没有较多的有机质，在加上两个有机养分施肥缺乏针对性，导致土壤越来越贫瘠，植物生长越来越差。
1.5土壤污染严重
城市居民的生产生活产生的废水、废气、废物进入土壤的速度超过了土壤自身的净化能力上线，致使土壤受到污染，且污染问题越来越严重。城市三废导致土壤变化，这对绿化植物的生长极为不利。再加之城市土壤大都是零星分布，不仅面积小且较为孤立，物质的转化以及循环过程缓慢单调，土壤的微生物数量以及；类型较少，较低的降解代谢功能，环境容量比较小，很差的自净作用之类因素，城市土壤有很严重的污染，土壤污染物尤其是金属污染物铜、铅、锌之类的含量与自然土壤相比较高。
2城市土壤对于绿化城市园林的影响
2.1对植物正常发育生长的影响
随着城市土壤破坏程度的加深，土壤结构的发生变性，其通透性发生改变，再加上城市废弃的影响，土壤缺乏营养，自有的养分循环系统以及生态系统遭到破坏，切园林生物活动遭到人为的影响，再加之污染特别是重金属的严重污染，使得植物生长发育缺乏必要的养分又或是养分不够充分，植物长势以及生长速度遭受了严重的影响；而且土壤的密度随着人们的生产生活建设的压实，致使突然密实度加大，使植物根系生长受阻甚至是窒息死亡，导致植物的地表以上部位缺少生长所需的养分与水分，长时间的营养不良导致植物出现焦叶以及枯梢现象，甚至枯死。
2.2绿化城市园林物种丰富性的降低
城市土壤与自然环境下的土壤相比，城市土壤的特点决定了许多植物不适合在城市土壤中生长，城市土壤限制了许多植物的生长，这决定了在进行园林绿化工程时，需要对植物进行筛选，需要根据城市土壤条件与状况结合植物本身的特性科学的选取植被。这就导致了城市园林建设出现了这种现象———某些植物不能被用于城市园林绿化当中或者只能用在局部的区域，严重的限制了城市园林植物的选取，导致城市园林物种的丰富性较低。
2.3对城市园林绿化景观的效果造成影响
作为绿化城市园林的主体，植物时绿化园林景观的重要前提，其生长状态直接影响了城市绿化园林的景观效果。城市三废导致土壤肥、气以及水的配合不优以及污染，对城市园林植物正常的发育生长起到抑制作用，导致植物生长受限，营养不良还导致植物叶色较为暗淡还甚至出现了焦叶枯斑、不可以适时的开花结果，这直接对城市园林景观的效果。
2.4提升了城市园林绿化的保护管理难度
城市土壤渗入过多的废弃物与地下建筑管道，这改变了城市土壤的组成与状态。城市土壤的外来物较为丰富，砖块以及砾石的含量很高，使得植物的根系很难下扎，减弱了树木的稳定程度，很容易受到大风还有其余机械因子的破坏出现倒伏，为了确保它的稳定性，必须对扶木进行及时的搭设；城市土壤较大的容重，再加上路面以及铺装的封闭，自然降水大多排到了下水道当中而不能充足的提供给植物，使得植物水分失去平衡并且常处于一个负值状态，为了确保它的健康生长，必须人工的进行补水；城市土壤的肥力较低，为了确保植物生长需要的养分，必须按期人工进行施肥，所有的这些，都使得城市园林绿化的保护管理难度增加。
3强化园林绿化的方法
强化城市土壤特征的形成、状态的利用开发以及保护方面的研究，能够给绿化城市园林的管理以及建设、给保护以及治理城市的生态环境提供合理科学的根据。土壤属于植物生长发育的地下环境，为植物供给热量、氧气以及水分还有很多养分等发育必需的各种因素。针对目前城市土壤的实际情况，要有效的解决城市土壤自然性能遭到哦破坏的状况，需要强化园林绿化。结合实际的工作经验研究发现，针对城市土壤的特征，在园林绿化时可以采用以下的几点方法。
3.1优化土壤的状况
在进行园林绿化施工时，需要结合实际的情况，对城市的土壤结构进行优化，使土壤养分增加。可适当的进行人工施肥，在土壤中施加有机肥以及自动化洒水，依照不同的土壤施加不同有机肥，这样就能够使得土壤更加的疏松，其土壤构造、透水性以及通气性都有着显著的改善，还可以使得土壤的养分提升。城市突然因废水的影响导致在绝大多数的情况下偏酸性。酸性的土壤这对大多数植的物的生长是十分不利的，可以适当进行挥洒石灰粉，中和土壤的酸性，尽可能的改变土壤的状况，使其更加的适合植物的生长发育。
3.2管理模式改变，提升养分的归还量
在很长的一段时间城市绿化的管理当中，都是采用施肥，松土，剪修，垃圾的清运，喷药等程序的管养绿化模式，该模式因防火以及卫生等，将城市绿地当中的修剪的枝叶、自然的落叶枯枝、凋落物以及动物的残体都被清除掉，导致土壤中没有较多的有机质。这导致土壤不能够像自然林中那般循环养分，而植物生长发育在土壤当中一直都必须吸取养分，长时期导致土壤的营养匮乏。城市绿化的管理工作必须依照生态学的原理，深入的发挥土壤与绿地群落间的互相作用，利用绿地上的凋落物与绿肥之类，使其能够再循环以及再利用。把落叶枯枝还有剪草与修剪花坛的碎叶洒到花坛或者林下使之自然的腐烂，针对死树还有大枝条可以将它们粉碎之后适当的撒到植物生长土壤表面，采用现代技术，促使枯枝落叶的分解，一遍让园林绿化工程形成良好的自肥循环，使植物能够健康生长。
3.3对土壤污染加强控制
需要加强城市工业化以及经济建设产生的废弃物，对废弃物及时有效的进行相应的处理，针对城市生产生活污水，有采取有效的法律法规来控制，对污水要进行有效的净化处理后才能排放。政府有义务促进人们将生活污水科学的排放，政府集中对污水进行净化处理，对工业废水要严格把控污水排放的要求标准，对于控制污泥的用量，要通过沼气高温发酵，有机物的分解等措施处理之后再作为肥料，来减少或者消除土壤的污染。
4结束语
城市土壤由于人们的生产与经济建设导致土壤结构破坏，在进行园林绿化施工时，针对城市土壤的特点，需要采取科学的措施尽可能改变城市植物生存条件，使它们可以将土壤养分充分吸收。
参考文献
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关键词：城市规划；环境保护；策略
中图分类号：TU984文献标识码：B文章编号：1674-3954（2013）21-0120-02
城市是人类社会经济、政治、文化科技教育的中心，随着城市经济的活动和人口的高度密集，同时也面临着巨大的资源使用和环境保护压力。中国的城市经济一直保持着调整增长的态势，而且长期以来延续一种“高投入、高消耗、高排放”的粗放型增长模式，因此带来的污染使得人们赖以生存的自然生态环境而临越来越严重的威胁。城市中水源污染、扬尘污染、噪音污染、垃圾污染等一系列问题直接影响到城市居民的生活环境。
1城市规划中环境污染的问题
1.1大气污染
大气污染通常是指由于人类在活动或自然过程中引起某些有毒有害物质进入到大气中，呈现出一定浓度，达到一定时间后，危害人类与动植物的健康或生命。凡是使空气质量变差的物质都可称为大气污染物，大气污染主要有人为因素（生活燃料、汽车尾气、工业废气等）和自然因素（火山爆发、森林火灾等）两种，而致使大气污染的原因多为人为因素，尤其是工业生产和交通运输中所生产的污染源。
当城市被大气污染后，由于污染物质量的性质、来源、浓度和持续时间的不同，污染地区的地理环境、气象条件等因素，对不同年龄段的人均会造成不同程度的危害。大气污染对人体的影响，首先是感觉不舒服，随后生理上出现可逆性反应，再后会出现急性危害症状，大气污染对人体的危害主要分为急性中毒、慢性中毒和致癌三种。
大气污染对工农业生产的危害可直接影响经济发展，造成大量人力、财力和物力的损失。污染物质也会影响天气和气候的变化，颗粒污染物会使大气能见度降低，或使地球气候变暖，也会使天空中雨水中含有酸性污染物，致使受污染的雨水降落地面造成危害，如图1所示。
1.2土壤污染
土壤的污染主要分为有机污染物（有机农药、氰化物、石油、合成洗涤剂、酚类及由城市污水、污泥、厩肥带来的有害微生物等）和无机污染物（重金属、放射性元素铯、锶的化合物、酸碱、含硒、氟、砷的化合物等）两大类。当土壤中含有的有毒有害物质过多，超过土壤的自净能力时，便会引起土壤的结构、组成和功能发生变化，微生物活动受到抑制。其有害物质或分解产物在土壤中逐渐积累通过土壤中所种植物等方式间接地被人体吸收，从而会达到危害人体健康的作用。
土壤的污染，较大多数是通过水污染与大气污染的转化而产生，它们可以单独起作用，也可以相互重叠和交叉进行污染。随着农业的现代化发展，农业化学化水平的提高，使大量化学肥料及农药散落到土壤中，使土壤遭受污染的面积越来越大，而且积累在污染土壤中的难降解污染物很难靠稀释作用和自净化作用来消除，随着时间的累积，其土壤中污染程度也越来越严重。
1.3水域污梁
水污染主要是由于各种化学物质造成水的使用价值降低或丧失并污染环境，存在于污染水域中的碱、酸、铜、镉、汞、苯、酚、氧化剂及二氯乙烷等有机毒物，会使水生生物中毒死亡甚至发生基因突变。水污染主要是由于人类排放的各种外源性物质（包括自然界中原先没有的），使其进入水体后，超出了水体本身的自净作用所能承受的范围，由此造成水污染，使得污染后水质危害人体健康或破坏生态环境，从而影响水体的有效利用。
1.4固体废物污染
固体废物主要可分为一般工业固体废物、危险废物和生活垃圾三类，固体废物如不能善加处理和利用，将会污染大气、水体和土壤，通过各种介质进而危害人体的健康。
2城市规划中的环境保护策略
2.1大气污染整治措施
大气污染的结合防治要从区域环境整体进行，充分考虑区域的环境特征，对影响大气质量的多种因素进行综合分析，再结合具体情况采取合理有效的防治措施，主要治理措施有四个方面。
①利用各种除尘器去除工业粉尘和空气烟尘，或使用物理化学等方法回收利用废气中的有用物质，使有害气体通过物理或化学作用转变为无害；⑦改革能源结构，采用无污染能源或是低污染能源，并对各种燃料进行预处理，以减少燃料燃烧时产生的大气污染物质，并加强企业管理，减少有毒有害气体的逸散和排放；③使用植物净化，在城市和工业区有计划和有选择的扩大绿地面积进行大气污染的综合防治；④认识和掌握气象变化规律，充分利用大气的自净能力，使大气污染通过大气环境物理、化学和生物等作用下进行自净，从而有效降低大气中污染物质的含量。
2.2土壤污染整治措施
针对土壤污染：①应加强对工业“三废”的治理，减少工业生产中各种有毒有害物质经由水流等排入土中。②针对土壤污染物的种类，多种植有较强吸收力的植物，通过植物吸收作用稀释并降低土壤中有害物质的含量，或通过生物降解净化土壤（如通过蚯蚓可降解土壤中所含有的农药和重金属等）。③对污染土壤进行施加抑制剂改变污染物质在土壤中的迁移转化方向，以减少农作物的吸收，也可通过增施有机肥料、改变耕作方式、抽土、深翻等手段，进行综合治理土壤污染。
2.3水污染整治措施
水污染的规划主要是将水体污染的现状进行分析调查，并根据当地的水体质量确定最理想的治理措施。通过改善河道水质，增加水体的自净能力，降低并分解水中污染物质。工业企业必须配合有关环境整治人员积极治理水污染，对企业中有毒有害污染物的排放必须进行单独处理或预处理，对工业废水实行清污分流、串级使用、污水回用或一水多用等措施，以提高水体的重复利用率，从而降低水体的污染。
2.4固体废物污染整治措施
对于城市固体废物污染的规划，主要有垃圾焚烧和固体废物填埋两种方式。并且我国鼓励、支持采取有利于固体废物综合利用活动的经济、技术政策和措施，对固体废物实行充分回收和合理利用。
3城市规划中的生态环境规划
城市作为集中的污染源，对资源本身存在着巨大的破坏作用，如城市中化学工业生产的各种农用化学生产肥料，虽然提高了农业综合生产的能力，但同时也大大降低了土地的自然生产力。加之大气污染所形成的酸雨、生活生产中的废水等，严重污染和破坏了城市各地区的农田、森林、草原和水域，资源的破坏和丧失在工业时代己愈演愈烈。
而城市中住宅的密度也与交通的繁忙度也直接关系到城市的生态环境，因人们在交通中过多地依赖小型汽车，使得汽车除了大量尾气的排放外，也加速了城市外延的扩大，并侵占更多土地、能源、空间的资源。而水泥道路的铺设也会间接影响到地表水体的循环作用，高层住宅的不断建设也会阻碍了大气、生态、水体等一系列的循环作用。
在条件允许的情况下，城市的生态规划应最大限度的保持和保护城市原有的生态系统，在环境规划中融入生态学思想，尽可能的发挥最大的生态效果以实现协调发展。在城市建立上面，坚持经济建设、城市建设、环境建设三者同步规划，同步实施发展，以实现经济效益、社会效益与环境效益的统一。突出生态环境规划的基本原则，以保护城市特色，满足城市自然、人文需求，有针对性地抓住主要环境问题，坚持可达性与持续性原则，并通过法律、行政、经济多方面手段进行城市生态环境的规划，如图2所示。
4总结
综上所述，更好的进行城市规划和环境保护都是为了人类能更加健康快乐的生活，对于人类自身发展的思考是解决城市规划中环境保护问题的最基本出发点。城市规划中要寻求人与自然环境的和谐，为人类自身所处环境的发展提供良好的状态，并保证社会管理机制的健全，使生态城市规划能朝着稳定、民主、安全的方面发展，最终实现城市规划与环境保护的可持续发展。
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（1．广西农垦甘蔗良种繁育中心，广西龙州532415；2．广西南亚热带农业科学研究所，广西龙州532415）
摘要：在复合重金属污染耕地种植条件下，对甘蔗的苗期与拔节期吸收和富集土壤重金属的能力是否因品种不同而有差异进行了研究，以期筛选出重金属超低积累及适合当地种植的甘蔗品种。结果表明，各品种对于重金属的富集量从苗期到拔节期发生较大变化，差异性也有变化。在苗期各品种富集量最大的是As，最少的是Zn；而到拔节期则相反，富集量最大的是Zn，最少的是As。在复合重金属污染耕地条件下，相对于重金属Zn，在该土壤区域最适合种植园林9号；相对于重金属Cd，在该土壤区域最适合种植赣－18号；相对于重金属Pb，在该土壤区域最适合种植园林9号；相对于重金属As，在该土壤区域最适合种植园林17号。综上所述，园林9号、赣－18号、园林17号这3个品种比较适合在当地污染地上种植，其中以园林9号为相对最适合。
关键词：甘蔗；品种；污染土壤；重金属；
中图分类号：X53；S566．1文献标识码：A文章编号：0439－8114（2015）04－0810-04
DOI:10.14088/j.cnki.issn0439-8114.2015.04.011
收稿日期：2014－05－15
基金项目：广西科学研究与技术开发计划项目（桂科攻1347013－7）
作者简介：彭崇（1988－），男，广西龙州人，助理农艺师，主要从事甘蔗选育与高产栽培工作，（电话）13507888827（电子信箱）442670063＠qq．com；通信作者，李恒锐（1988－），男，广西南宁人，助理农艺师，主要从事甘蔗选育与木薯杂交育种工作，（电子信箱）lihengtui88＠163．com。
重金属污染是土壤污染中面积最广、危害最大的环境污染之一［1］，已受到人们的广泛关注。2001年，广西地区环江县遭遇特大洪水，使农田遭受严重污染，洪水携带含硫尾沙进入农田，还原态硫氧化产酸导致土壤酸化［2］。甘蔗作为当地的主要经济作物之一，种植面积达1．233万hm2，甘蔗产业已成为该县经济发展的重要支柱和农民增收的主要来源［3］，然而土壤重金属污染是制约该县甘蔗增产的主要原因之一。翟丽梅等［4］研究了环江县铅锌矿尾沙坝坍塌对农田土壤的污染及其特征，结果表明，矿区下游污染区农田遭受As、Pb、Zn和Cd污染，致使土壤硫铁含量高、土壤酸性强、重金属活性强；土壤养分严重流失，导致土壤板结；同时还存在不同程度的反酸现象，使农作物成活率低、生长慢、品质低下，部分农作物歉收甚至绝收。
本试验研究了在复合重金属污染耕地种植条件下对甘蔗的苗期与拔节期吸收和富集土壤重金属的能力是否因品种不同而有差异，并根据土壤污染程度及当地的种植习惯，通过对不同甘蔗品种进行种植和筛选，以期筛选出重金属超低积累及合适当地种植且具有一定经济效益的甘蔗品种［5］，为当地农业生产种植及植物修复研究提供一定的理论依据。
1材料与方法
1．1供试品种
试验选用8个甘蔗品种：桂糖02467（A）、粤糖96／86（B）、台糖88／99（C）、赣－18号（D）、园林18号（E）、园林17号（F）、福农15号（G）、园林9号（H）。
1．2试验方法
试验设在环江县大安乡塘房村下吴江屯进行，供试土壤采自试验地的复合重金属污染农田，土壤质地为红壤土，其土壤理化性质及土壤重金属含量如表1、表2所示。
从表2可以看出，污染农田土壤中Cd、Zn、Pb含量均大于广西地区土壤的Cd、Zn、Pb背景值，分别是其相应背景值的598.3倍、5.0倍、6．1倍。与国家土壤环境质量标准值（GB15618－1995）比较，污染农田土壤中Cd含量大于国家三级标准，Zn含量介于国家二级和三级标准间，As含量介于国家一级和二级标准间，Pb含量超过国家一级标准。可见4种重金属中除As、Pb外，Cd含量严重超标，Zn含量超过土壤中重金属的二级标准，对植物生长有一定的危害。
1．3试验方法
1．3．1试验设计试验采用随机区组排列设计，共8个品种，设4次重复，共32个小区，每小区6行，小区面积15m2。于2011年3月开始下种，按双行顶接法种植，每一区域撒石灰3kg，施基肥复合肥0．5kg（复合肥N∶P∶K＝21∶11∶13），田间管理与大田一致。
1．3．2测定项目与方法土壤样品的采集采用“S”形取样，主要测定土壤的理化性质及土壤重金属含量，包括有机质、速效磷、水分含量、全磷、全钾、全氮、速效氮、机械组成、阳离子交换、速效钾、重金属Pb、As、Cd、Zn的含量等。甘蔗重金属测定先用微波消解仪消解植物样品，然后再用电感耦合等离子光谱发生仪（ICP）测定重金属的含量。
1.3.3数据处理数据处理与分析采用Excel2007及软件进行，数据表示为平均数±标准差。
2结果与分析
2．1不同甘蔗品种苗期重金属Zn、Cd、Pb和As含量及富集系数分析
重金属的富集系数是指植物中某一部位元素含量与土壤中该元素含量的比值，反映植物对重金属富集程度的高低或富集能力的强弱，说明重金属在植物体内的富集情况［6］。由于种植甘蔗主要是收获地上部，因此，本研究中富集系数采用植物地上部重金属含量与土壤中该重金属含量之比来表示。由表3可知，在甘蔗苗期，各品种的重金属含量均超过了一般作物的正常含量，重金属复合污染会导致作物体内重金属含量的升高。As是一种剧毒重金属元素，其含量以B的地上部最低，为49．45mg／kg，A含量最高，达53．76mg／kg，A具有较高As富集特征，各品种As含量差异不明显，富集系数在2．46～2．67；Zn含量以B的地上部含量最低，为20．13mg／kg，D含量最高，达38．20mg／kg，D、E与其他品种间存在明显差异；Pb含量以E的地上部最低，为53．52mg／kg，G含量最高，达62．28mg／kg，各品种间Pb含量差异不明显，富集系数在0．46～0．54；Cd含量以B的地上部最低，为3．14mg／kg，C含量最高，达3．50mg／kg，各品种间Cd含量差异不明显，富集系数在1．98～2．26。研究表明，Cd的含量低时，对作物没有毒害作用，但含量高时，Cd能阻止植物根的生长和细胞分裂［7］。
2．2不同甘蔗品种拔节期茎、叶重金属含量及富集系数分析
甘蔗拔节期主要分析茎和叶两个部分，各品种的重金属含量相对于苗期变化很多，差异性也有变化，不同时期、不同品种、不同器官对重金属的吸收富集作用明显不同［8］。对于重金属As，各品种间茎含量以C与H含量较高，与其他品种均存在明显差异；对于重金属Zn，各品种间茎含量存在明显差异，D含量最高，H含量最低；对于重金属Pb，各品种间茎含量G与A差异最明显，而叶含量G与F差异最明显；对于重金属Cd，各品种间茎含量B与D、H差异最明显，而叶含量C与D差异最明显（表4）。
在甘蔗拔节期各品种对土壤重金属吸收和富集量不同［9］。对于重金属的富集量最大的是Zn，其次是Pb，再次是Cd，最小的是As。相对于重金属Zn，地上部（茎和叶）富集量最大的是C，说明该品种对Zn具有超强的吸收和富集能力［10］，富集量最小的是H；相对于重金属Pb，地上部（茎和叶）富集最大是G，富集量最小是H，H与其他品种甘蔗差异不明显；相对于重金属Cd，地上部（茎和叶）富集量最大是C，富集量最小是D；相对于重金属As，地上部（茎和叶）富集最大的是C，富集量最小是F。
2．3苗期与拔节期各品种甘蔗对重金属富集量比较分析
对表3、表4比较可知，各品种对重金属的富集量从苗期到拔节期发生较大变化，在苗期时各品种富集量最大的是As，最少的是Zn，而到拔节期则相反，富集量最大的是Zn，最少的是As。相对于重金属Zn，在苗期富集量最少的品种是B，而拔节期是H。由于Zn是必需营养元素，在苗期各品种对Zn的富集差异较明显，而到拔节期对Zn的富集量差异不明显。种植任何品种差异不大，最适合种植H，因为它富集量最少；相对于重金属Cd，在苗期富集量最少的是B，拔节期富集量最少的是D，由于苗期各品种对Cd的富集量差异不明显，而拔节期各品种间差异明显，在该土壤区域最适合种植D；相对于重金属Pb，在苗期富集量最少的是A，拔节期富集量最少的是H，在苗期各品种对Pb的富集量差异不明显，而拔节期各品种间差异明显，在该土壤区域最适合种植H；相对于重金属As，在苗期富集量最少的是B，拔节期富集量最少的是F，在苗期各品种对As的富集量差异不明显，而拔节期各品种之差异明显，在该土壤区域最适合种植F。
3结论
通过对试验结果处理分析得出，各品种对于重金属的富集量从苗期到拔节期发生较大变化，差异性也有变化。在苗期各品种富集量最大的是As，最少的是Zn，依次排列为As＞Cd＞Pb＞Zn；而到拔节期则相反，富集量最大的是Zn，最少的是As，依次排列为Zn＞Cd＞Pb＞As。在复合重金属污染耕地条件下，相对于重金属Zn，在该土壤区域最适合种植园林9号；相对于重金属Cd，在该土壤区域最适合种植赣－18号；相对于重金属Pb，在该土壤区域最适合种植园林9号；相对于重金属As，在该土壤区域最适合种植园林17号。综合上述，园林9号、赣－18号、园林17号这3个品种比较适合在当地污染地上种植，其中以园林9号为相对最适合的品种。
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关键词：畜禽养殖场；沼肥；重金属；修复技术；研究
中图分类号：S141文献标识码：ADOI编码：10.3969/j.issn.1006-6500.2013.05.017
1畜禽养殖场沼肥重金属污染现状
沼肥（包括沼液和沼渣）是有机物厌氧发酵后的残余物，是一种优质有机肥。但近年来，随着沼肥的广泛应用，沼肥污染问题也越来越引起人们的重视。生猪、奶牛养殖是我国农业中的传统产业，规模化养殖也在不断扩大，已成为我国未来养殖业发展的趋势，但养殖业业主在追求效益最大化的同时，也带来了严重的环境污染问题。许多地方在规模化畜禽养殖过程中，为加快畜禽生长速度、提高饲料利用率和防止畜禽疾病，在饲料添加剂中大量使用铜、锌、铁、砷等中微量元素[1-2]。许多研究表明，饲料中添加铜对猪各阶段有明显的促生长作用[3-5]。目前，在我国及其他国家的生猪养殖中，使用高剂量铜作为猪的促生长饲料添加剂已相当普遍，但重金属元素在动物体内的生物效价很低，大部分随畜禽粪便排出体外，故畜禽粪便中往往含有高量的重金属，从而增加了农用畜禽粪便污染环境的风险[6]。而规模化养殖场的粪污经过处理后最终都会以沼肥、有机肥等形式进入土壤中，造成土壤污染和植株中毒。
当前，国内外对沼肥重金属污染问题的研究多集中在沼肥中重金属元素分布情况、沼肥对作物产量和品质的影响、沼肥对土壤的影响等[7-8]。钟攀等[9]分析了沼气肥中重金属含量，发现沼液毒性重金属的平均含量为全As>Cr>Cd>Pb>Hg，而沼渣则为全Cr>As>Pb>Cd>Hg。李健等[10]研究发现，配合饲料饲养法沼渣中As、Cd的含量远远超出规定的含量，Hg的含量也已接近极限值；而青饲料饲养法沼渣中主要重金属含量除Pb以外，其他重金属含量基本没有超过允许的范围。段兰等[11]对辽宁省昌图县的饲料、猪粪、沼肥以及连续施用沼肥6年的土壤进行取样测定，分析了沼肥从源头到土壤施用过程中重金属与抗生素类兽药的含量变化。结果表明，施用沼肥的土壤重金属类残留现象总体不明显，但Cu、Zn含量明显增高。高红莉等[12]研究指出，施用沼肥可以改善土壤环境，提高土壤肥力，明显提高作物产量和品质，对土壤重金属元素含量没有显著影响，但是青菜镉、铅含量超出国家标准，因此应谨慎施用。随着人们对农产品质量安全问题的日益关注，沼肥中的重金属特别是毒性重金属的含量将成为评价其质量安全的重要指标。
2土壤重金属污染修复技术
重金属污染物进入土壤后，不易随水迁移，不能被生物所分解，因而在防治上存在一定的困难。对于沼肥造成的土壤重金属污染，目前生产上常用的改良修复技术主要有物理修复、化学修复和生物修复等。即可通过土壤管理、重金属钝化、微生物降解等技术集成，降低土壤重金属对作物的生物有效性，减少作物的吸收，也可通过秸秆综合利用技术、高富集植物填闲种植等，降低土壤重金属的含量。
2.1物理修复技术
物理修复技术是通过各种物理过程将重金属污染物从土壤中去除或分离的技术。目前，土壤重金属污染物理修复主要包括电动修复、电热修复、土壤淋洗3种修复技术[13]。在这3种物理修复技术中，应用最多、技术最成熟的是土壤淋洗法，该法是利用淋洗液把土壤固相中的重金属转移到土壤液相中，再用络合或沉淀的方法，使重金属富集并进一步回收处理的土壤修复方法。淋洗液主要有硝酸、硫酸、盐酸、草酸、柠檬酸、EDTA和DTPA等[14]。有研究指出当硫酸单独使用时，铜和铅的去除效果不理想[15]，而使用的盐酸/硫酸（1∶1）对污泥进行处理，重金属铜、铅、锌等去除率都达到60%以上，有的重金属去除率甚至可达100%。有机络合剂EDTA和DTPA等也能有效去除重金属，如EDTA能与许多重金属元素形成稳定的化合物，使用0.1mol·L-1EDTA去除Pb，发现EDTA对Pb的提取率可达60%[16]。
2.2化学修复技术
化学修复就是向土壤投入改良剂，如有机肥、作物秸秆、蛭石、石灰等，通过对重金属离子的吸附、氧化还原、沉淀等作用，以降低重金属对植物的危害和在植物体内的富集。有机肥可通过改变重金属的存在状态，或改变吸附体的表面性质，进而影响重金属的吸附。张敬锁等[17]研究发现有机质有很大的比表面积，对Cd2+有强烈的吸附作用，更主要的是有机质分解产生的腐殖酸可与土壤中的Cd2+形成鳌合物沉淀。石灰主要是通过提高土壤pH值，促进土壤中重金属元素形成氢氧化物或碳酸盐结合态盐类沉淀。
2.3生物修复技术
2.3.1植物修复技术植物修复技术是指通过植物系统及其根系移去、挥发或稳定土壤环境中的重金属污染物，或降低污染物中的重金属毒性，以期达到清除污染、修复或治理土壤目的的一种技术。植物修复经济有效、成本低，对环境扰动小，产生的富集重金属的植物可统一处理，甚至可以从这些植物体内回收重金属，可以长期、大面积的田间应用，还可绿化环境[18-19]。但在一些区域，简单地使用植物修复法难以起到预期效果，必须与物理化学法等结合起来使用[20]。目前，全世界已经发现超富集植物500多种：Cd超富集植物有商陆、龙葵等[21-22]；Cu超富集植物有燕麦鸭跖草、海州香薷等[23]；Pb超富集植物有裂叶荆芥、麻疯树等[24-25]；As超富集植物有大叶井口边草、蜈蚣草等[26-27]；Hg超富集植物有大米草[28]。以及Cd/Zn多重金属富集植物有伴矿景天[29]，Pb/Cu/Zn/Cd多重金属富集植物有朝天委陵菜[30]。
2.3.2微生物修复技术微生物修复是利用微生物如蓝细菌、菌根真菌以及某些藻类产生的多糖、糖蛋白等物质对重金属的吸收、沉积、氧化和还原等作用，减少植物摄取，从而降低重金属的毒性[31-33]。目前，微生物强化植物修复方面的研究多集中于菌根真菌，它在修复遭受重金属污染的土壤方面发挥着重要的作用[34]。通过筛选重金属抗性菌株、增强植物抗重金属能力来实现植物修复重金属污染土壤是非常有效的手段[35]。许友泽等[36]采用微生物淋溶法去除重金属，在最佳工艺条件下，污泥中Cd、Mn、Cu、Pb、Zn的浸出率分别高达88.0%，88.0%，69.0%，67.0%和83.0%。谢朝阳等[37]研究发现，在细菌的参与下，土壤胶体和粘土矿物对重金属离子的吸附能力有一定程度的增加。
2.4植物生长调节物质修复技术
植物生长调节物质能通过调节植物的生长状况来增强植物抗重金属胁迫的能力。在重金属胁迫下，利用水杨酸进行处理能促进植株生长，降低质膜透性，减少丙二醛的积累，从而增强植物抗重金属胁迫的能力[38]。赵鹂等[39]也研究发现，施加外源脱落酸能有效缓解汞胁迫下水稻种子的萌发活力，增强植株的抗逆性。
3结论
综上所述，当前许多地方在规模化畜禽养殖过程中，为了追求效益，往往在饲料添加剂中大量使用铜、锌、砷等中微量元素，而这些重金属元素大部分随畜禽粪便排出体外，从而增加了农用畜禽粪便污染环境的风险。针对当前规模化养殖带来的沼肥污染现状，本研究探讨了几种缓解重金属污染的技术，有些技术已经比较成熟，有些仍存在疑问，还需进一步完善。随着研究的深入，将会有更完善更成熟的土壤重金属污染修复技术应用到实际的生产中。
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关键词：多氯联苯；清运流程；检测方法
1工程背景
1.1清运目标
由于该储存点功能规划为工商用地，按环履办函【2008】23号文件的要求，执行14mg/kg的土壤清运标准。
1.2地理位置及周边环境
该储存点位于浙江省某市供电局原场址，毗邻市中心某大型公园。周边三面为绿化带，西面有一南北走向电缆沟。周边环境：该储存点附近有良好的道路及施工水电接入点，根据场地调查资料，PCBs污染电力设备封存于某钢筋混凝土密封的石棺内，石棺位置不明，施工场地有后铺的水泥路面。
2清运流程
2.1清运施工流程
储存点的清运施工流程为：临时设施搭建-施工区域划分-挖掘降水井-寻觅钢筋混凝土石棺（污染源）-清运PCBs电力设备及石棺-清运低浓度PCBs污染土壤-自检-第三方送检-验收-回填。
2.2施工关键步骤
施工区域划分：根据功能不同划分为黑区和白区，其中临时办公室、员工休息室规划为白区；挖掘施工区、污染物包装区、暂存区规划为黑区。黑区与白区间用警戒带隔离，黑区与白区间设立专用通道，通道上铺设双层防渗膜。黑区作业人员必须穿戴C级防护服，从黑区进入白区的工作人员必须先在更衣间清洗并进行衣物整理，然后从更衣间出口进入白区。
根据收集的相关天气水文资料，地下水位高于施工挖掘深度，为避免地下水导致污染扩散，在施工挖掘区附近挖掘降水井，通过实时降低地下水位以避免施工过程中基坑出现地下水。
寻觅钢筋混凝土石棺（污染源）：挖掘机凿开水泥路面，潜挖细刨，逐步寻找石棺位置。因该储存点历史上有三次场地变迁，污染源位置不确定，通过耐心挖掘发现石棺位置。
PCBs电力设备清运：为避免PCBs污染物扩散导致二次污染，施工人员使用钉锤耐心敲开石棺盖与石棺体之间的缝隙。石棺盖开启后发现有积水，用水泵将积水抽取至聚氯乙烯水桶储存。施工人员使用套索配合挖掘机将PCBs电力设备吊装进1.44m3钢制容器内。
含PCBs污染土壤清运：根据该储存点施工方案，首先将石棺四周及底部1米内的土壤挖掘装入运输车辆。随后采用L2000DX快速检测仪进行自检，自检检测的终止值为25mg/kg。经过两轮自检检测及挖掘清运后，自检检测结果均小于终止值，遂停止含PCBs污染土壤清运施工，并采集样品送至监理单位（D'Appolonia-ISAF）认可的第三方检测机构进行检测。
2.3技术措施
PCBs电力设备：用双层聚乙烯袋包装扎紧，再放入内衬聚乙烯包装袋的1.44m3钢质容器，PCBs电力设备放入前，在钢制容器衬袋内铺撒约10cm厚的木屑，PCBs电力设备装满后，在上部再撒入一定量的木屑，盖上容器盖板，贴好标签后转移至暂存区。
施工废水：施工废水包括基坑内出现的积水、施工机械清洗用水，使用水泵收集入内衬塑料袋的200L广口铁桶，贴好标签后转移至暂存区存放。
其他污染物：主要包括更换的防护用品、分析监测废弃物、防渗膜等废弃物。污染物整理后装入200L广口钢桶，桶内衬聚乙烯衬袋，装满后扎紧衬袋，桶盖用紧固螺栓进行密封，贴好标签转移至暂存区。
个人防护：白区工作人员穿戴要求为穿工作服，硬质劳保鞋，戴3M口罩，劳保手套；黑区工作人员穿戴要求为戴全面罩呼吸器，安全帽，穿C级防护服，穿防化靴，戴防化手套。
运输车辆防护：运输车辆车厢底部铺设防渗膜和土工布，土壤装至预定量后上部加盖防渗膜防护，起运前捆扎耐水防雨布，防止雨水渗入车厢。
3常用检测方法及施工快速自检
3.1常用PCBs检测方法
PCBs现有多种成熟的检测方法，其中气相色谱法、薄层色谱法应用较为普遍。气相色谱法是一种物理化学分离的分析方法，采用气体作载体，基于物质溶解度、蒸气压、吸附能力等物理化学性质的微小差异，使其在流动相和固定相之间分配系数不同而使物质分离的技术。薄层色谱法是应用一液体作流动相和一厚度大致为100～250mm的固体吸附剂作固定相的色谱方法。
3.2施工快速自检
出于对工期和成本的要求，该储存点采用了美国环保局认可的进口L2000DX快速检测仪进行自检。L2000DX便携式PCB快速检测仪能在野外快速检测土壤、水和油中的PCB，该方法获得美国环保局的认可，编号USEPASW-846方法9078。美国大量超级基金项目中的应用经验表明，该设备可以有效降低总成本、节省时间、且检测结果准确度可以和气相色谱法媲美。
4第三方检测及验收检测
采用L2000DX检测仪自检，样品数据均小于终止值25mg/kg后，将同源样品送至上海SGS实验室进行第三方检测。检测结果显示，所有样品均低于14mg/kg的土壤清运指标。
根据上海SGS实验室检测数据提交验收申请，浙江省环境监测中心站进行了验收采样。根据环保部《污染场地风险评估技术导则（征求意见稿）》和美国EPA颁布的场地修复评价文件[3]，浙江省环境监测中心对该储存点清运处置进行修复评价，判定该储存点符合验收条件。
5热脱附简介
热脱附作为一种成熟技术广泛应用于国外的PCBs处置工程之中。热脱附是用直接或间接的热交换，加热土壤中有机污染组分到足够高的温度，使其蒸发并与土壤媒介相分离的过程。可有效处理包括挥发性有机物（VOCs）、半挥发性有机物（SVOCs）、高沸点和氯代有机物如多氯联苯（PCBs）、二英等有机污染组分。
浙江省PCBs清运示范项目采用间接燃烧热脱附系统处置含PCBs污染土壤。该系统工作原理简述如下：经预处理的污染土壤通过土壤传送器稳定、定量地送至热脱附器，同时储罐中的柴油通过油泵定量进入间接燃烧干燥器的外层，鼓风机提供足够空气，通过点火装置使燃料充分燃烧，提供尽可能高的土壤接触壁温度。污染土壤在内筒体旋转的状况下，和筒内的热气体以及筒内壁接触和热交换，污染土壤里的水分、污染有机物和其他中、低沸点的有机气体在高温度的传热条件下充分蒸发，筒体内保持低氧气浓度，避免生成其他有毒有机物。完全蒸发脱附的土壤，经土壤出口排放，后经土壤调节器冷却和水化，得到清洁土壤。
6结束语
根据该PCBs储存点的施工经验，场地调查应着重关注污染源位置、污染边界、水文地质情况以及场地历史沿革，为后续清运处置施工提供指导；PCBs污染场地存在污染分布不均匀的特点，相近位置的土壤样品检测结果却有可能存在很大差异。PCBs在土壤中向下渗透的程度往往甚于向周边水平渗透的程度。
参考文献
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关键词：耕地资源；耕地利用率
中图分类号：F323.2文献标识码：ADOI：10.11974/nyyjs.20160230123
黑龙江省位于中国东北部，是全国耕地和产粮第1大省，是保障国家粮食安全的关键所在。根据黑龙江省第2次土地调查主要数据成果的公报，黑龙江省土地面积为4707万hm2（47.07万km2，含加格达奇区、松岭区面积1.82万km2），居全国第6位。黑龙江省耕地用地占气总面积比例超过1/3，是黑龙江省重要的土地利用类型。
1黑龙江省耕地分布情况
黑龙江省除正常耕地以外，还包括林地、草原等新增转换的不稳定耕地。耕地可以按地区划分，也可按坡度划分。按地区划分，松嫩平原地区耕地所占比例最多，约40%。其余按比例大小排列为三江平原地区、小兴安岭地区、张广才岭、老爷岭地区等等；按坡度划分，2°以下耕地所占我省耕地比例最多，约占3/4，其余按坡度所占比例大小排列为2°～6°耕地、6°～15°耕地，15°以上耕地所占比例最小，仅约0.3%。
2黑龙江省耕地存在的问题
2.1人口增多，人均耕地面积下降
黑龙江省近年来加大了对耕地的开发，由于非农业用地的盲目扩张和审批等原因，导致耕地面积大幅缩减。且随着近年来黑龙江省人口的增多，使人均耕地面积大幅下降。
2.2耕地粗放式经营导致耕地生产力水平低
黑龙江省耕地大多是粗放式经营模式，中低产田面积占全省耕地面积的66%，耕地单位亩产低。究其原因，黑龙江省耕地还没完全实现全面机械化生产，大多数耕地还是小规模的农户各自经营，这种经营模式致使黑龙江省耕地生产力较低。
近年来在和整理过程中，有些地方政府盲目追求GDP，将耕地或基本农田转为非耕地的农用地后征用，使征地降低了成本，方便了土地征用，浪费了大量优质耕地资源。有些地方政府在土地置换过程中，所谓政策是“占一补一”，实际上是占了优质耕地，补了肥力低的次地，此举严重降低了黑龙江省耕地的生产力水平。
2.3耕地受土壤沙化、盐渍化等影响，总体肥力下降
近年来，黑龙江省土地沙化、盐渍化现象日益严重。沙化土地主要分布在松嫩平原西部嫩江沿岸。土壤沙化后果严重，致使原土地生态系统的功能和结构被破坏，而沙化的土地会不断向前挺进，吞噬更多粮田。
黑龙江省盐碱地主要分布在以安达为中心的松嫩平原中部，这一区域属于闭流区，由于地下水位高，排水不畅，导致土壤中盐分累积，形成了次生化盐渍土。盐渍土因其盐分含量高，降低了水稻等主产粮食的产量。
耕地资源和林地、草地肥力骤减的主要原因是不合理的开发利用，且不能给予土地长期的投资，导致土地生态退化。有些耕地被挪为他用，水泥广场等工程建设项目严重破坏土壤表层致不能复垦，完全丧失生产能力。
2.4耕地污染导致土壤污染残留
随着工业的发展，有些工业园区距离耕地非常近，工业的废水、废气、废渣存在违规排放等问题，造成了对黑龙江省耕地的污染。
农民因缺少使用农药化肥常识，以及过分追求作物生长，导致农药、化肥使用过量，致使土地农药、化肥残留，土壤理化性质变坏，影响农作物正常生长和品质。有文献显示，黑龙江省单位耕地面积化肥施用量是世界平均水平的4倍多。
土地白色污染严重。白色污染物主要来源为农用地膜和垃圾中的塑料制品。这些白色污染捂在土壤中常年存留也为土壤埋下隐患。
土地污染直接破坏了耕地生产力，导致许多农田减产甚至绝产，每年土地污染造成的直接经济损失相当于国民生产总值的1%。
3黑龙江省耕地可持续发展对策
3.1控制人口，节约用地
黑龙江省耕地面积近年来不断缩减，加之农村人口增长率偏高，导致人均耕地面积大幅下降。所以，合理控制人口增长是实现人地平衡、协调发展的根本举措。可以通过多种宣传途径，让大家了解当前耕地的严峻形势以及控制人口数量、保证人口质量的必要性，让全民参与到耕地保护中去。
3.2优化土地利用结构，提高土地利用效率
要根据黑龙江省耕地资源特点，科学合理的调整土地利用结构，使土地利用率最大化，提高土地生产力。
在土地利用方面，要严格监管耕地。对于建设用地审批要加强监管，依法报批。对于农业结构调整占用耕地要严格控制并实行计划管理，杜绝无计划的农业结构调整，依法严惩假借结构调整之名占用耕地。
在农业技术应用和经营管理方面，要大力发展有机农业，采取可持续发展的农业技术，通过增加投入，改良作物品种和改善土地的水肥条件、优化农业机械条件等方式实行集约经营，大幅度提高土地生产力，减少对后备土地的开发，实现土地资源的生态平衡。
3.3激发现有耕地潜力，提高耕地产量
应着力提高黑龙江省耕地中的中产田和低产田的生产潜力。解决土壤沙化和盐渍化现象。可以通过建立耕地生态防护林等方法恢复土壤生态。
耕地生态防护林是建立高效耕地生态系统、保护耕地、防止水土流失、防风固沙、涵养水源的系统工程。通过建立耕地生态防护林，可以从根本上解决黑龙江省的盐碱地和土壤沙化等土壤问题，改善耕地生态环境，激发现有耕地生产潜力。
3.4加强对土地资源污染的治理
标本兼治、防治结合是解决黑龙江省土地资源污染的核心关键。应加强对工业企业、特别是离耕地较近的工业企业控污、排污方面加大监管，堵塞土壤污染源头。加大农村垃圾治理力度，土壤白色污染严重是由于农村垃圾处理不当、村民垃圾处理意识不强等原因造成的。因此，要改善村民生活环境，提高居民对于白色污染对土地危害的认识，确保白色污染物有地方处理，而不是随意丢弃。加强农民对农药、化肥方面知识的学习，并加强监管。避免因过量使用农药、化肥而使土地失去肥力的悲剧再次发生。
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关键词：苔藓植物；恶劣土壤环境；适应性；酸性；碱性；重金属
中图分类号：S435.111.3+15
文献标识码：A文章编号：1674-9944（2016）05-0033-03
1引言
苔藓植物结构简单，是高等植物中最原始的陆生植物类群。我国有记载的苔藓植物有125科、572属，共约3460种[1]，分布于从热带赤道到严寒极地的广阔空间，对维持全球生态系统的平衡发挥着重要作用。苔藓植物的生长及其矿质元素是否受生长基质的影响一直是一个争论的焦点。一种观点认为，苔藓植物生长受基质的影响小，苔藓植物中所含的元素来源于大气，因为苔藓植物没有根和维管束组织，组织不与地表接触，不能从基质中吸收营养[2，3]。另一种观点认为，生长基质对苔藓植物的生长和富集能力有显著影响，因此苔藓植物常用于指示寻找矿藏资源或作为一种生物修复手段用于吸收土壤中的重金属[4]。有关苔藓与环境适应性的研究多探讨苔藓对生态环境的指示作用，缺乏对苔藓植物的分布格局及相关环境条件的详细资料[5]。因此，要充分发挥苔藓植物的生态平衡效益，就有必要对苔藓植物的土壤环境适应性开展深入研究。
通过文献调查和取样观察试验法，在总结苔藓植物的生物反应性特征及其环境相关性研究现状的基础上，具体分析苔藓植物对富含酸、碱和重金属三种恶劣土壤环境的适应性。
2研究方法
2.1实验材料
实验与苔藓植物对酸的单项检测试验方法相同，取样时间和地点相同，两项实验同时开展[6]。所有苔藓植物样本均于2015年9月2日采集自宜昌市某居民生活小区的绿化地带阴凉潮湿的苔藓生长优势区。该小区属于城市住宅区，东面靠山，阴凉湿润，具有喜阴植物生长的良好条件，苔藓植物生长旺盛。所采苔藓主要为真藓，植物体密集丛生，灰绿色为主。将苔藓生物结皮及其生活的土壤基质一起整片取回，等份切成4块，每块的面积约为2cm×3cm。
实验仪器：①四个相同型号和尺寸的透明塑料杯，单个容量约为180mL；②混合型酸，主要含有盐酸（HCl）、硫酸（H2SO4）和有机酸，总体浓度约为1mol/L；③碱（Ca（OH）2），浓度约为0.5mol/L；④重金属污染模拟物，主要使用废弃电池提取液和硫酸铜（CuSO4）混合液。重金属污染模拟物的总体浓度不予表示，用量总计为一节5号电池、5滴硫酸铜（CuSO4）和10mL蒸馏水；⑤自来水。
2.2实验方法
实验采取对照实验的方法，分为一个对照组和三个实验组。将四份苔藓的土壤基质样品除杂，主要是除去附着其上的非苔藓杂草。然后将四份带基质的苔藓分别置入四个塑料杯。第一杯（Cup1，简称C1）为对照组，在实验过程中添加适量蒸馏水，保持原样。其余三杯分次添加上述的混合型酸、碱和重金属污染模拟物，且塑料杯分别识别为C2、C3、C4。实验从2015年9月2日开始，至10月1日截止，持续30天，其中分别于9月2日，9月12日，9月22日三次添加完成。每次向C1添加适量蒸馏水，向C2添加3mL酸液和3mL水，向C3添加3mL碱液和3mL水，向C4添加重金属污染模拟物总量的1/3。
2.3实验测定
采用观察测定和日记记录法，如实记录包含三种不同添加物的苔藓植物在不同阶段之间的变化。每次添加完成后，从当日开始，每日定时进行观察记录，比较对照组和实验组之间苔藓植物的差别，主要观察内容为苔藓植物及其土壤基质在形状、色泽等视觉性外观方面的变化，以判断苔藓植物对恶劣土壤环境的适应程度。
3研究结果
由表1可知，与对照组苔藓植物相比，实验组的苔藓植物及其土壤基质在不同的恶劣环境下，颜色和形状均发生了不同程度的变化。
首先，对照组C1的苔藓植物在整个实验期间生长良好，保持嫩绿色，土壤基质保持原形，总体情况最好，表明了苔藓植物在正常土壤环境下的优秀适应力。其次，实验组C2在三次添加混合型酸的过程中，酸与土壤成分发生反应，均有少量刺激性气体产生，苔藓植株颜色和形态变化明显。9月2日第一次添加混合型酸的两日后（9月4日），真藓样品的植株全部变成枯黄色，濒临死亡。六日后（9月8日），苔藓生理形态完全消失，土壤与苔藓混为一体，整体呈土灰色。9月12日第二次添加混合酸后，与9月8日状态相比，无明显变化。9月22日第三次添加混合酸，后期观察结果显示无明显变化。再次，实验组C3于9月2日第一次添加碱溶液后，首日未发现明显异常。四日后，苔藓植株整体为绿色，生长良好，生理形态良好。但近土壤处泛黄白色，土壤表面覆盖有白色碳酸钙。9月12日第二次添加碱溶液后，苔藓植株上部为绿色，下部泛黄白色，生长良好，生理形态正常，土壤基质碳酸钙较为明显。第三次添加后，苔藓植株上部远离土壤处仍为绿色，生长良好，下部黄白色的比例增加，生理形态保持正常，但土壤基质碳酸钙厚度明显增厚。最后，实验组C4于9月2日第一次添加重金属溶液后，次日开始的随后五日内不断产生刺鼻的含土壤味道的锈味，苔藓植株开始萎黄，但土壤结构保持原形。第二次添加完成后，两日内苔藓植株大部分萎黄死亡，生理形态保持原形，土壤结构保持原形。第三次添加完成后，两日内苔藓及其附着土壤成为深黄色，植株全部死亡，但生理形态保持原形不变，土壤结构保持原形。至10月1日实验结束时，苔藓植株开始与土壤基质混合。
4讨论和分析
实验表明，苔藓植物对酸、碱度和重金属的富集性和耐受性程度各不相同。
实验组C2的混合酸添加实验结果表明，真藓类苔藓植物对酸性土壤环境适应性极差。添加3mL酸液到面积为6cm2的苔藓土壤中，可在4d内导致苔藓植物整体性完全死亡，说明苔藓植物对酸性环境反应极为敏感。研究人员进行人工模拟酸雨对苔藓植物生长的试验结果表明，pH3.0的酸雨会使大部分常见树附生苔藓死亡，但对其它种类的苔藓影响不大；pH4.5的酸雨若持续一年以上，可使80%以上的苔藓植物体死亡；喜酸性的苔藓种类，如实验用白发藓和曲柄藓，在pH3.0酸雨下一年后仍生长，但长势不佳[7]。此外，苔藓植物对酸沉降的反应较为敏感。对马尾松林下苔藓植物的调查发现，酸沉降会明显降低苔藓植物的物种多样性，使其结构更加简单。具体表现为经模拟酸沉降试验后，所选苔藓植物的平均厚度均呈下降趋势。形态及长势的恶化程度和苔藓植物体内光合色素总量也随喷洒酸雨pH值的下降而越趋严重[8]。在不受水分限制的湿润地区，树皮pH是影响苔藓生长的主要因素，酸度强的树皮不利于苔藓生长[9]。酸雨对苔藓植物的分布及其生理生态的影响已有大量报道，泉溪水体pH值的下降会引起苔藓植物物种多样性的下降，而较高浓度的O3会影响苔藓植物的光合作用，导致生长下降[10]。本实验的后续观察记录发现，C2的土壤基质在35d后开始有新的苔藓植物萌芽，这说明苔藓植物具有一定改善生存环境基质的能力，这一结果有助于思考如何在恶劣土壤环境下充分发挥苔藓植物的“拓荒植物”功能，以帮助其它物种的安全进入。
实验组C3碱添加实验的苔藓在三个实验组样本中变化最小，表明真藓类苔藓植物对碱性土壤环境有一定的适应性。前人研究较少涉及苔藓植物对碱性物质的富集性或对碱性土壤的适应性研究，这证实了相对于酸性环境和重金属环境而言，苔藓植物与碱性环境相容性最大，且与碱性环境下其它生物的共生关系密切，有利于保持生态系统的健康与稳定。随着研究的不断深入，在许多极端环境下，可以考虑将苔藓植物作为土壤酸碱度的指示植物。比如，生长着白发藓、大金发藓的土壤是酸性的土壤，生长着墙藓、真藓的土壤是碱性土壤。苔藓植物多为外吸水型，且表面积与体积比例较大，导致大量的阳离子交换点和由于不发达的角质层而产生的对离子吸收很低的阻力，使苔藓能吸收大量的溶解于体表水中的碱性物质和矿质元素[11]。但是，苔藓植物的养分元素在配子体中的分布随年龄和植物体部位的不同而有所差异。所以，在自然土壤环境呈碱性的情况下，可能会产生较多限制苔藓植物生长的元素。但有关研究尚不足够，仅有研究表明石灰藓群落的生物量与土壤有效P含量呈正相关[12]。宜昌地区气候和土壤环境适宜苔藓植物生长，拥有较丰富的苔藓植物群落，本地区碱性土壤地貌也较为常见。苔藓植物尽管对碱性土壤环境适应性强，但是目前尚不清楚碱性环境下苔藓植物所吸收利用的养分元素如何与土壤进行循环交换，相关研究较少，应引起关注。
实验组C4重金属添加结果表明，真藓类苔藓植物对重金属污染土壤完全缺乏抗性机理。苔藓植物对重金属污染极为敏感，是种子植物敏感度的10倍，具有强大的生物指示作用，因而能作为监测空气污染程度的指示性植物。近年来由于工业废弃物和农药残留物中的重金属在自然界的流动和积累，致使重金属己经成为植物生长不可避免的环境因素。苔藓植物体内富集的重金属元素主要来源于空气和降水中，对于污染物的监测具有灵敏、精确和直接的特点，因此对重金属污染监测和金属矿识别鉴定具有重要的意义[13]。研究者对不同苔藓植物体内的重金属元素含量进行测定后发现，不同种类的苔藓植物对同一种重金属富集能力不同，同种苔藓植物对不同种类重金属富集能力也不相同。具体而言，苔藓植物能够指示的污染物，主要是二氧化硫（SO2）、氯化物、臭氧（O3）及一些重金属离子[14]。
5结语
研究主要探讨苔藓植物对富含酸、碱和重金属三种恶劣土壤环境的适应性。结果表明，苔藓植物对恶劣土壤环境的适应性较差，但适应程度不同。苔藓植物对酸和重金属的富集能力和耐受力较差，但对碱性土壤环境耐受力较强。酸在土壤中的沉降会明显降低苔藓植物的物种存活性，使其结构更加简单，具体表现为经模拟混合型酸溶液沉降实验后，所选苔藓植物尽数死亡，土壤的平均厚度呈下降趋势。颜色及形态的变化程度说明了苔藓植物的恶劣土壤环境适应性逐渐降低。相对而言，苔藓植物及其土壤基质对碱性溶液具有一定的富集能力和耐受性。最后，在苔藓植物及其附着土壤中添加重金属溶液，将导致苔藓植株尽数死亡，并逐渐与土壤混合，因而重金属是影响苔藓植物生态系统安全的一类重要污染物质，它能直接或间接对苔藓植物造成危害。当今城市环境的酸雨和重金属污染负荷日益增加，迫切需要灵敏的指示生物来反映环境污染的变化，研究植被破坏和恢复过程中苔藓植物群落的演替，有利于预测植被和环境的变化发展方向。
研究属于苔藓植物的尝试性实验分析，实验样本小，种类单一，因此研究结论不具有普适性。此外，由于时间所限，对苔藓样本的观察期较短，观察结果可能会有一定的时限偏差。我们将在后续研究中进一步增加样本类别，并完善实验方法，在直观的观察实验法基础上辅以化学分析，或与野外调查相结合，从而得出更加科学合理的研究结论。
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关键词：铅污染土壤修复技术研究发展趋势分析
众所周知，铅一直都是重金属污染土壤中蓄积性最强且分布面积最广的污染物之一。自然环境当中风化岩石中的矿物构成是导致土壤中铅元素产生并蔓延的最根本因素。在长时间的环境保护作用之下，现代经济社会对于废水、废弃以及废渣的排放问题得到了明显改善，但大量工业化活动的迅猛发展使得铅污染无法得到有效抑制。对于铅污染土壤而言，这种破坏性极强的元素一旦进入土壤当中就会始终停留在表土层位置，向土壤深层移动的可能性极小。从这一角度来说，铅元素与土壤中有机物元素发生结合反应的可能性就极大，且这种合成物是很难被溶解的，土壤表层植物的生长发育也会受到极大的影响。并且，对于人类而言，铅元素自身所具备的强累积性能够在食物链的传导作用之下被人体所吸收，从而与人体内部的多种酶元素发生组合反应，此种反应会对人体的神经系统、消化系统、生殖系统以及免疫系统产生极为不利的影响。基于以上分析，我们需要清醒的认识到一个方面的问题：铅污染土壤对植物、人体正常生长发展造成的影响极为不利的，展开有关铅污染土壤修复技术的研究迫在眉睫。那么，现阶段铅污染土壤修复技术研究有着怎样的进展？铅污染土壤修复技术又有着怎样的发展趋势呢？笔者现结合实践工作经验，就这一问题谈谈自己的看法与体会。
一、铅污染土壤修复技术的研究进展分析
我们必须明确的一点在于：铅污染土壤最显著的特性在于长期性、隐蔽性以及不可逆性。以上特性直接导致了铅污染土壤修复难度大。如何在确保土壤可持续利用的基础之上，研究高效修复铅污染土壤的修复技术是现阶段相关工作人员最亟待解决的问题之一。在当前研究技术条件支持之下，按照土壤反应性质的差异性进行划分，铅污染土壤修复技术可以分为物理化学修复技术以及生物修复技术这两大类型。客土深耕法、隔离法以及固化稳定化法均属于物理化学修复技术范畴，微生物修复法以及植物法属于生物修复技术研究范畴。笔者现从以上几个方面就铅污染土壤修复技术的研究进展做详细分析与说明。
（一）客土深耕法。客土深耕法的依据在于铅污染土壤所表现出的表聚性特征。正如上文所述：对于铅污染土壤而言，这种破坏性极强的元素一旦进入土壤当中就会始终停留在表土层位置，向土壤深层移动的可能性极小。客土法的关键在于对铅污染土壤表层土进行移除，以新鲜土进行补足，或是将铅污染土壤中的表层土深翻至深层土壤当中，从而控制铅污染土壤与植物直接接触的机会，将其铅污染毒性的传播。此种方式最大的缺陷在于修复成本较高，人力、物力、财力投入较大，且置换或深翻的表层土存在二次污染的可能性，修复效果并不显著。
（二）隔离法。隔离法实施的关键在于工程改造，施工作业人员需要将铅污染土壤与周边环境进行有效的隔离，最大限度的控制铅污染的渗透、蔓延与迁移。在工程改造过程当中，可以选用钢筋水泥材料在铅污染土壤周边修建隔离墙墙体，也可以选用防渗膜材料对铅污染土壤表面进行敷设。此种方式属于物理化学修复技术的一种，在实际应用当中受到施工作业以及修复成本的限制性影响，隔离法仅适用于铅污染土壤问题严重且污染较小的土壤修复。
（三）固化稳定化法。此种修复技术能够在化学方法的作用之下就铅元素在土壤表层中的溶解性以及迁移性进行控制，与此同时在物理方法的作用之下将铅污染土壤转化为紧密固体或是不可流动固体。此种铅污染土壤修复技术适用于污染程度并不严重的土壤，且修复成本较低，有一定的应用空间。但是这种修复方式无法彻底根除土壤表层中的铅元素，修复效果具有一定的暂时性。
（四）微生物修复法。在对铅污染土壤表层生长植物及微生物抗性细菌进行筛选的基础之上，得到具备较为显著耐重金属铅特性的植物与微生物抗性细菌菌种，进而将所得菌种在培育菌液当中加以包衣，所得种子将直接种植在铅污染土壤当中，以此对土壤表层当中的铅进行毒性还原。此种修复方式属于微生物修复技术的一种，修复成本较低、操作便捷且修复效果显著，值得关注。
（五）植物修复法。植物修复法的关键在于以超富集植物为载体，将铅污染土壤中大量的铅元素完全转移至植株内或是地表部分，从而达到控制并修复铅污染土壤的目的。在这一过程当中，有关超富集植物的筛选工作尤为关键。我们应当确保所选取超富集植物具备较高的吸收速率、转运能力以及抗病虫能力。此种修复技术适应了绿色环保的修复要求，对生态环境的扰动较小，在达到修复目的的同时提升了土壤肥力，是未来铅污染土壤修复技术的主流发展方向。
二、铅污染土壤修复技术发展趋势分析
上文所述，我们不难发现，对于铅污染土壤修复技术研究而言，有关物理化学修复技术与微生物修复技术的研究均取得了一定的成果，微生物修复技术潜在应用空间要想得以激发与利用，其关键在于同物理化学修复技术进行组合，这也正是铅污染土壤修复技术的发展趋势。具体而言，可重点关注以下几点。
（一）螯合诱导植物吸收修复技术。在植物富集效率低下的情况下，可以通过向土壤表层施加包括柠檬酸以及EDTA在内多种螯合剂的方式实现土壤表层铅元素的活化目的，从而加速铅元素的溶解，促进土壤表层铅元素能够自根系较快的向地表进行转运。
（二）微生物-植物修复技术。我们知道，发的菌丝对于提升植物根系营养吸收范围而言是至关重要的。换句话来说，发达菌丝能够促进植物对土壤表层中铅元素的吸收，这是一方面。另一方面，真菌自身所具备的对铅元素的高耐性能够控制铅元素在植物根系中毒性的发挥，从而兼顾土壤修复与植物正常生长发育。
（三）基因工程植物修复技术。在基因重组技术的作用之下将金属富集特性表现显著地基因直接导入处于生长发育阶段且极易收获的植株当中。植株在生长发育过程当中自身特定的载体与受体细胞能够在分子生物作用之下被完整复制与表达，从而赋予受体细胞新型遗传特性，最终实现土壤修复的功效。
三、结束语
总而言之，市场经济的建设发展与生态环境的保护是相辅相成的有机整体。市场经济的建设发展绝不能以生态环境的恶化为代价。国民经济在建设发展过程当中所产生的各种有害元素对于生态环境的破坏是极其显著的，生态环境的修复同样是极为必要的。本文针对铅污染土壤修复技术研究及发展趋势这一中心问题做出了简要分析与说明，希望能够为今后相关研究与实践工作的开展提供一定的参考与帮助。
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【关键词】唐山曹妃甸；土壤重金属污染；植物修复；超富集
近年来，我国土壤污染问题日益凸显，对生态环境、食品安全和人体健康构成严重威胁。其中，重金属等污染物导致的土壤问题尤为严重。曹妃甸港口和工业区建设已先后被列为河北省、唐山市“一号工程”和国家“十一五”规划的重点项目。目前，曹妃甸港口、港区和港城的建设及曹妃甸区域的环境保护倍受人们关注[1]。
目前，综合国内外各种研究，土壤重金属污染的修复技术主要有四种：1）工程治理措施，为了降低和消除土壤重金属的污染和危害，人们最初采取改土法、电化法、冲洗络合法等工程措施降低重金属的溶解性。2）物理控制法，该法基于机械物理或物理化学原理的工程技术，包括客土法、隔离法、淋滤法、热处理法、电化学法、吸附固定法等[2]。3）化学控制法，该技术基于污染物土壤地球化学行为的改良技术，包括化学沉淀法、螯合浸提法等。其中化学沉淀法的原理是降低土壤重金属的活性，控制其进入植物体内。虽然不能治本，但在现有条件下不失为一种快捷、方便的途径。4）生物修复法，其主要利用生物特有的分解有毒有害物质的能力，去除污染环境如土壤中的污染物，达到清除环境污染的目的。
综合这四种修复技术，生物修复技术由于具有较广阔的前景而普遍被人们看好。本文对唐山曹妃甸地区3种植物对pb、Cd、Cr、As等四种重金属元素的吸收和积累进行研究，旨在为唐山曹妃甸地区的重金属污染的生物修复工作提供科学依据。
1材料和方法
1.1试验地概况
曹妃甸地处唐山南部的渤海湾西岸，一个距离海岸18km的带状小沙洲，位于天津港和京唐港之间，曹妃甸地区属于大陆性季风气候，具有明显的暖温带半湿润季风气候特征。极端最高气温36.3℃，极端最低气温-20.9℃，年平均气温11.4℃。年平均降水量554.9mm，最大年降水量934.4mm，最大日降水量186.9mm。降水多集中在夏季，6-9月的降水量为408mm，约占全年降水量的74%。曹妃甸区域为海积与河流冲积而成的滨海平原，海拔低于5m，地势低平，土壤以盐渍型水稻土、滨海盐土、滨海草甸土为主。
1.2试验方法
1.2.1土壤中重金属含量测定
外来重金属多富集在土壤的表层，本次研究主要对耕作层（0-20cm）土壤进行取样分析。采样时去掉表层的草皮、石头和杂物，在布设的采样点位置采用蛇形布点法进行多点采样，各点所取土壤质量应尽量相同，并将各点取到的样品混合均匀，样品量在1kg以上。根据现场调查情况及《土壤环境质量标准》[3]（GB15618-1995）确定本次分析项目为汞、镉、铅、砷。
采用电感耦合等离子体质谱仪对样品中重金属含量进行检测。电感耦合等离子体质谱仪具有检出限低、基体效应小、谱线简单、能同时检测多种元素等优点[4]。将测定结果和国家土壤及水环境质量标准进行对比后，对曹妃甸地区土壤的重金属污染情况进行评价。
1.2.2植物中重金属含量测定
植物样品用自来水冲洗数遍，去除表面的泥土和污物，再用去离子水洗净，在65℃下烘干至恒重，磨碎，过200目筛，用HNO3-HCIO4消煮、定容。以试剂空白作为植物空白对照，用原子吸收分光光度法测定植物中Cu、Zn、Pb和CA重金属元素的含量，每项3次重复。
2结果与分析
2.1唐山曹妃甸地区重金属超富集植物的种类
曹妃甸地处唐山南部的渤海湾两岸，常年有风，土壤严霞的返盐碱化，在唐山曹妃甸地区选择具有代表性、生长旺盛、数量较多的，适合于曹妃甸地区土壤特点的植物种，采集植物全株。从曹妃甸调查的植物种类中，筛选出3种重金属超富集植物（见表1）。
表1曹妃甸地区重金属超富集植物种类
2.2曹妃甸地区土壤中重金属含量
表2列出了样品的重金属含量监测结果。
表2曹妃甸地区土壤中重金属含量监测结果（mg/kg）
2.3曹妃甸地区植物中重金属含量
对植物的重金属含量测定分为地上部分和地下部分。具体含量见表3。
表3曹妃甸地区植物中的重金属含量（mg/kg）
注：S：地上部分Shoot；R：地下部分Root.
2.4曹妃甸地区优势植物对重金属的转移能力
植物对重金属的富集能力用富集系数BAC来表示，富集系数越大，表明植物从土壤中将重金属吸收转移至体内的能力越强，即植物的富集能力越强。由于地上部分生物量容易获得，所以植物地上部分富集系数越大，越有利于植物提取修复[5]。
表4曹妃甸地区优势植物的富集系数（BAC）
从表4可以看出，曹妃甸地区优势植物中，对Cu、As、Pb、Cd从何伏击能力较强的是蒲公英，其次是八宝景天，最后是野山楂。但是他们的富集系数均没有超过1。
3结论
该试验结果表明，由于研究区域曹妃甸的特殊的气候和土壤条件，在该区域自然植物群落中筛选出了三种植物作为曹妃甸地区修复土壤重金属污染的先锋物种：八宝景天、野山楂和蒲公英。上述植物品种虽然不是理想的超累积植物，但作为重金属忍耐型植物的发现同样具有重要的现实意义。虽然有可能累积在枝叶中的重金属含量不高，但它们对某种重金属没有吸收的专一性，又有大量的生物量，因此也能吸收大量的重金属。而且它们不仅能忍耐严重的重金属毒性，富集高浓度的重金属，还能够适应曹妃甸地区的环境条件，因而可以推广应用于该地区重金属污染的植被恢复工程中。
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关键词：土壤污染调查；地统计条件模拟；污染概率；局部空间变异；污染区范围；布点优化；
作者简介：谢云峰(1981—)，男，副研究员(博士)；E-mail：xieyf@craes.org.cn；
1引言(Introduction)
土壤采样调查是获取土壤污染物空间分布信息最重要的手段，采样调查结果的精度直接影响污染风险评价结果的准确性和风险管理决策的合理性.土壤污染调查包括土壤样点布设、样品采集、污染物含量分析等环节.实际工作中，通常认为污染物分析方法的准确性是影响污染物调查准确性的最主要因素(Crumblingetal.，2001)，而忽略了土壤采样布点方案的重要性.大量研究表明，污染物在土壤中的空间分布表现出明显的空间变异性，人类活动影响越大的区域，局部变异程度越大(Thompson，1996；丛鑫等，2009；杜平等，2006；张娟等，2014；郑一等，2003).针对空间变异性较大的环境要素，样点布设方案是影响调查结果准确性最主要的因素之一.Jenkins等(1997)对土壤中三硝基甲苯污染的调查结果表明，至少95%的变异度(统计方差)是由采样位置导致，而含量分析(室内分析和现场分析)手段对变异度的贡献不超过5%.其他类似研究也表明，土壤采样导致的不确定对污染物含量测定不确定性的贡献超过50%(Argyrakietal.，1997；Theocharopoulosetal.，2001；Jenkinsetal.，1999).因此，科学合理的土壤采样布点方案对保障污染调查结果的精度非常重要.现有的土壤污染调查布点方法主要包括判断性采样和非判断性采样(姜成晟等，2009)，其中，判断性采样主要根据已有先验知识设计采样布点方案，并在潜在的高污染风险区域加大采样密度(UKEnvironmentAgency，2000)；当缺乏场地污染物分布的背景信息时，就只能采取非判断性采样方法，如随机采样、均匀网格布点采样等(Thompsonetal.，1995；USEPA，1989).传统的土壤污染调查布点方法主要用于对污染物总体(平均含量)的最佳估计(Brusetal.，1999)，样本量主要取决于污染物含量的空间变异程度.土壤污染治理过程中，污染调查主要关注目标污染物的超标程度及污染区范围.因此，以总体估计为目标的传统土壤污染调查布点方法对土壤污染范围的估计精度通常不能满足修复决策的需求(刘庚等，2013；谢云峰等，2010).近年来，应用地统计学方法来提高土壤污染调查精度已成为研究热点之一(D'Or，2005；Demougeot-Renardetal.，2004；Juangetal.，2005；VanGroenigenetal.，1999；VanToorenetal.，1997)，该方法基于土壤污染物空间分布的自相关性，优化土壤调查布点空间布局，可提高土壤污染调查效率(Burgessetal.，1981；Demougeot-Renardetal.，2004；Englundetal.，1993；阎波杰等，2008；赵倩倩等，2012).虽然基于地统计学和条件模拟方法的样点布设方法效率最高(Jonesetal.，2003)，但在土壤污染调查过程中却很少用于土壤污染调查布点优化(Verstraeteetal.，2008).
为了获得准确的土壤中污染物空间分布信息，土壤污染调查通常包括污染初步调查、污染详查等多个阶段.初步调查的主要目的是识别土壤主要污染物及潜在污染区域，通常样本量较少.污染详查是在初步调查基础上，在潜在的污染区域增加样点，确定污染区的范围及其污染程度.土壤污染调查方案的误差主要包括污染区被低估和清洁区被高估(Marchantetal.，2013；Ramseyetal.，2002)，其中，前者会导致污染区面临的污染风险不能得到有效控制，后者会导致不必要的修复投入.为了获取准确的污染区信息，通常需要增加样本量，但这会导致采样分析成本的增加.高效的采样方案是将采样调查成本与调查不确定性导致的经济损失的总成本降到最低(Ramseyetal.，2002).采样方案优化的目的就是要寻求降低污染修复不确定性的最佳样本量(Demougeot-Renardetal.，2004).土壤污染物的空间分布受污染来源、环境条件、污染物性质等因素的综合影响，其在空间上表现出不同程度的空间相关性和变异性，对土壤污染物空间变异性的描述准确与否是影响调查结果的关键.本研究结合土壤污染调查的特定需求，提出基于污染概率和污染物局部空间变异特征的土壤污染调查加密布点方法，以提高土壤污染调查方法对污染区范围和污染程度的估计精度，并为土壤污染调查提供方法学支持.
2土壤污染调查加密布点方法(Samplingdesignoptimizationprocedurefordetailedsoilpollutioninvestigation)
土壤污染调查结果的不确定性主要出现在污染物含量过渡区域(刘庚等，2013；谢云峰等，2010；Xieetal.，2011)，为此，该研究针对污染调查结果的不确定性，提出土壤污染调查加密布点的工作流程和方法(见图1).土壤污染调查加密布点的2个核心问题分别为确定需要加密布点区域和样点布设方法.
2.1加密布点区域的确定方法
由于土壤污染治理仅关注污染物含量超过相关环境标准或修复目标值的区域，因此，提高污染区范围的估计精度就显得尤为重要，加密布点法正是基于这一需求而提出.由于初步调查阶段已经获得了一定的污染物分布信息，所以在加密详查阶段只需要针对污染分布信息不确定性较大的区域进行补充调查即可，其中，不确定性区域是指污染物空间分布精度低于修复决策需求精度的区域.
为了定量评估土壤污染调查的不确定性，该研究引入土壤污染概率方法.基于初步调查数据，利用概率制图方法预测土壤污染物超过环境标准或修复目标值的概率，常用的概率制图方法有地统计条件模拟方法、指示克里格方法等.其中，地统计条件模拟方法包括多种模拟算法，如序贯高斯模拟、序贯指示模拟等.污染概率的取值范围为0~1，概率值越高，可优先判定为污染土壤；相反，污染概率值越低，可优先判定为清洁土壤.概率制图结果中，概率值介于高值和低值之间者即为不确定性区域，需要进一步补充调查确认.假定某污染土壤地统计条件模拟的污染概率阈值范围为0.1~0.8，设定污染概率阈值和清洁概率阈值分别为0.5和0.3，则污染概率为0.5~0.8者为污染区域，0.1~0.3者为清洁区域，0.3~0.5者即是需要加密调查的区域.
不确定性区域污染概率值较低的可能原因为：①区域内污染物含量较低；②区域属污染区域，并且样本量较少.为了进一步探究其具体原因，该研究引入局部变异特征方法.基于初步调查数据，分析土壤污染物含量的局部变异特征(包括变异系数、方差、自相关性等)，如果局部变异性较大，表明土壤中污染物含量空间分布差异较大；反之，则表明污染物含量空间分布差异较小.对于局部变异性较大者，通常是污染物含量高值区向低值区的过渡区域，也是调查结果不确定性较大的区域；对于变异性较小者，通常是高值集中或低值集中的区域，调查结果的可靠性较高.因此，根据土壤污染物的局部变异系数，将土壤污染调查结果划分为不确定性区域和确定性区域.假定某污染土壤局部变异系数为20%~200%，设定变异系数阈值为100%，则变异系数为100%~200%者为不确定性区域；低于100%者为确定性区域.
综合污染概率和局部空间变异系数确定的污染调查不确定性区域，即为污染调查加密布点的目标区域.
2.2不确定性区域样点布设方法
不确定性区域样点布设包括加密样点的数量和样点的空间位置.其中，加密样点数量主要与不确定性程度相关，不确定性较大的区域，加密布设的样本量也较大；样点的空间位置主要与污染物含量空间变化趋势相关，主要利用趋势分析方法分析土壤污染物空间变化规律，沿着土壤污染物含量变化的方向布设加密样点.
本研究提出的污染调查加密布点方法的主要目的是为提高污染区范围的估计精度.在初步调查结果的基础上，结合污染概率和局部变异系数方法确定加密布点的目标区域，再根据土壤污染物含量分布的空间变异性及其变化趋势，确定加密样点的布设方案.该方法可优化加密布点的位置，降低加密布点的数量，提高加密布点的效果，从而在保证调查精度的前提下，降低调查成本.
3加密布点方法案例验证(Validationofthesamplingdesignoptimizationprocedurefordetailedsoilpollutioninvestigation)
3.1案例区概况
案例数据来源于某重金属污染场地，场地面积约14.50km2.按照200m间隔进行均匀采样，在部分高污染区域适当增加样本量，共采集359个土壤样品.土壤污染调查结果表明，土壤重金属Cu、Pb、As、Cd等污染物都存在不同程度的污染.以该场地土壤Cd污染为例，开展土壤污染调查详查加密布点优化方法研究.
3.2样点加密布点方案
案例验证研究过程中并不实际开展土壤污染初步调查布点取样，以及初步调查结果分析和详查加密布点工作.而是利用案例场地已有的359个调查数据，采用空间抽样的思路，模拟开展土壤污染初步调查和加密详查布点过程.具体操作步骤为：首先基于案例数据的359个样点数据，进行模拟的土壤污染初步调查.根据图1的工作流程可知，土壤污染物空间变异特征研究和土壤污染不确定性区域确定是土壤详查加密布点的2个最重要的环节.地统计学的半方差分析方法是最常用的空间变异特征研究手段之一，为了获取比较准确的土壤污染物的空间分布规律，需要有足够的样本量.因此，在初步调查阶段，将研究区域划分为10×10的网格，落在网格内的土壤样点作为初步调查样点，当网格内有多个土壤样点时，随机选取其中一个，由此共获得土壤初步调查样点97个，样点间平均距离约为386m.在初步调查的97个样点数据的基础上，利用本研究提出的加密布点方法进行加密布点.具体步骤为：基于初步调查数据，利用地统计学方法分析场地土壤Cd含量(w(Cd))的空间分布规律.利用条件模拟方法预测该场地土壤Cd污染概率(图2a).基于污染概率预测结果，设定污染概率阈值(Pt)和清洁概率阈值(Ct)，污染区域确定方法如式(1)所示.土壤Cd污染概率阈值和清洁概率阈值分别设定为0.8和0.2，基于污染概率划定的不确定性区域见图2b；在此基础上，结合土壤污染局部变异特征(图2c)，将局部变异性大于变异系数阈值(CVt)的区域划定为不确定性区域(图2d)，变异系数阈值设定为局部变异系数最大值的75%(式(2)).综合污染概率和局部变异系数的结果，即为土壤污染详查布点的优先区域，根据土壤污染物空间结构分析结果，沿着污染物含量变化的方向确定加密样点的位置(图3a).由于该研究是模拟研究，如果在最佳的采样位置没有样点数据，就选择邻近样点作补充，土壤详查加密样点为57个，布点方案见图3b.将加密布点后的污染调查结果与案例场地359个数据获得的结果进行对比，评价加密布点的效果.
式中，Rp为污染概率分区，Z(x)为条件模拟预测的土壤污染物含量，Zc为土壤污染评价标准，Pt为污染概率阈值，Ct为清洁概率阈值，Rcv为污染变异系数分区，CVx为局部变异系数，CVt为变异系数阈值.
3.3数据处理方法
利用GS+7.0软件进行土壤污染物含量的空间结构特征分析.样点污染物含量局部变异特征是在样点VORONOI图的基础上，借助ArcGIS10.1的GeostatisticalAnalyst工具，计算每个样点及其邻近样点的变异系数.采样网格、初步调查样点设计及所有空间制图均在ArcGIS10.1软件中实现.土壤污染物含量条件模拟及污染概率计算在GSLIB(GeostatisticalSoftwareLibrary)中实现(Journeletal.，1998).地统计学条件模拟方法较多，该研究采用最常用的算法之一序贯高斯模拟方法(SequentialGaussianSimulation，SGS)(谢云峰等，2015)，该方法算法简单、灵活、计算方便，其基本思路为：根据现有样点数据计算待模拟点污染物浓度的条件概率分布，从该分布中随机取值作为模拟实现；将得到的每一个模拟值，连原始样点数据一起作为条件数据，进入下一个点的模拟.
3.4结果与讨论
3.4.1土壤Cd统计特征的估计精度
由表1可见，土壤Cd污染初步调查样点(97个)与污染详查样点加密后(154个)的统计特征很相似，平均值差异仅为0.01mg·kg-1.加密详查后样本的变异系数降低.与总体样本相比，初步调查和加密详查这2个阶段采样的Cd平均值都偏高，误差为5.40%.变异系数较总体分别降低2.79%和6.71%.初步调查平均值的估计精度较高，而加密详查并没有进一步提高平均值的估计精度.在污染详查阶段，由于在土壤污染空间变异较大的区域增加了样点，因此，其变异系数降低.
3.4.2土壤污染区面积的估计精度
土壤污染调查重点关注的是污染信息的识别精度.初步调查和加密详查阶段，根据样点w(Cd)超标率(表2)估算的污染区面积所占比例分别为68.04%和70.13%，比所有样本的估算结果分别高3.14%和5.23%.污染概率预测结果表明，当污染概率阈值为0.8时，污染概率预测的污染区面积所占比例在53.58%~57.84%之间，比样点超标率估计结果低7.06%~16.39%.基于超标率估算污染区面积，意味着当某个采样网格内的土壤样点污染物含量超标时，则判定该网格超标.样点加密详查后，增加的样点都位于污染概率较高的区域，因此，总体样点中污染区域样点的比例增加，导致污染面积估计结果增大.
初步调查和加密详查这2个阶段估计的污染区面积非常接近，样点加密后污染概率预测的污染区面积仅增加0.16%，初步调查与加密详查估算的面积均小于总体样本的估计结果，污染面积低估4.10%.为了评价污染区范围空间位置的预测精度，将不同采样阶段预测的污染区范围与总体样本预测的结果进行空间差值运算，并根据差值结果将污染区空间位置预测精度分为相同、低估和高估3种情况.相同表示污染程度预测结果一致，低估表示污染区被预测为清洁区，高估表示清洁区被预测为污染区(图4).从污染区的空间位置精度来看，初步调查污染区面积预测的准确度为79.35%，分别有12.45%的区域污染程度被低估，8.20%的区域污染程度被高估.加密详查后，污染区面积预测的准确度提高到86.10%，污染程度被低估和被高估的面积分别降至9.00%和4.90%.
土壤Cd平均值估计结果表明，在初步调查阶段，其估计精度就已达到94.00%以上，而污染区的估计精度仅为79.35%.表明在土壤污染调查过程中，平均值或土壤污染统计特征的估计精度，并不能反映污染区范围的估计精度.土壤污染治理过程中，污染区空间分布信息比平均值更重要，直接影响到修复成本的估计.本研究提出的土壤污染详查加密布点方法，在保证土壤污染总体平均含量估计精度的前提下，显著提高了污染区面积的估计精度；加密详查后，污染区面积的估计误差为4.10%，空间位置精度为86.10%，比初步调查精度提高了6.75%；土壤污染调查的样本量显著降低，初步调查和加密详查的样本量仅为总体的42.90%.
本研究的样点优化思路是在不确定性较大的区域内增加样点，不确定性区域的界定标准为条件模拟的污染概率和局部变异系数.从图2可知，不确定性区域主要分布在污染区边缘，在这些区域增加样点密度，能显著提高污染区空间位置精度.初步调查过程中，污染程度被低估时，污染区域被误判为清洁区域(见图4左下角和左上角的绿色区域)；样点优化过程中，清洁区域不会补充调查样点，因此，优化后的结果仍然是被低估.污染程度被低估与初步调查布点、污染概率阈值选择有关.由于没有污染物分布相关的背景信息，网格随机采样布点法对总体平均含量和变异程度的预测精度较高，对局部污染信息的预测精度较低.在初步调查前，收集场地污染源排放、土地利用方式、土壤理化性质、水文地质条件等影响污染物空间分布的相关信息，辅助调查样点设计，可以提高对污染区识别的精度(Falketal.，2011).污染概率阈值选择对加密点的空间分布有较大影响，如果选择的污染概率阈值过低，就会导致被高估的区域不能被识别；概率阈值过高，则会导致不确定性区域增大，需加密的样本过多，从而降低加密效率.本研究为了获取较大的不确定性区域，选择了较高的污染概率阈值和较低的清洁概率阈值，用于检验样点优化方案的效率.在具体应用中，应结合研究区的特点和调查目标，选择适宜的污染概率阈值，进一步提高样点优化方案的效率.加密详查样点优化过程中，基于污染概率和局部变异系数筛选出不确定性较大的区域，该研究并没有在这些区域增加样点，而是根据已有的样点数据，基于距离邻近原则，用邻近样点替代最佳位置的样点.增加的样点在空间位置上并不是最优化的，这可能会降低样点优化的效率.实际应用中在最佳的空间位置补充样点，应该会取得更好的调查效果.
本研究提出的加密布点方法的核心是在污染预测结果不确定性的区域，根据污染物空间分布规律补充调查样点.如图1所示，在污染物空间分布、污染概率预测、预测结果不确定性评价等阶段都应用了地统计学方法.根据地统计学方法的基本假设，应用该方法时要求污染物空间分布具有显著的空间自相关性.大量的研究结果表明，重金属、多环芳烃等污染物在土壤中的空间分布都表现出明显的空间相关性(胡克林，2004；郑一等，2003).因此，地统计学方法是适用的.对某些污染物，如化工场地的氯代烃污染等，这类污染物主要是通过泄漏释放到土壤中，然后通过土壤孔隙进一步向下迁移.在水平空间上，存在泄漏的区域就会检出污染物，没有泄漏的区域就不存在污染(韩春梅等，2009)，因此，这类污染物在空间上自相关性较差，本研究提出的加密布点方法就不适用.土壤中污染物空间分布受污染源分布及释放特征、区域环境条件、污染物性质及环境行为特点等多种因素的综合影响，在不同尺度上会表现出不同的空间分布规律.针对具体区域开展污染调查时，需综合考虑污染物空间分布的影响因素，同时可借鉴前期研究和其它类似研究的成果，初步分析土壤中污染物的空间分布特征，在此基础上，进行初步调查布点.基于初步调查结果，应用地统计学方法研究污染物空间分布规律，如果污染物具有较好的空间自相关性，就可以采用本研究的方法进行加密布点优化，否则，本研究的方法就不适用.加密布点是在初步调查结果的基础上，通过辨识污染物的空间分布规律，结合污染调查的要求，开展详查布点优化.因此，初步调查的可靠性会直接影响加密布点的效果.地统计学应用半方差分析研究污染物的空间自相关性.相关研究表明，样点数量和空间分布会直接影响半方差分析结果的准确性(Goovaerts，1999).从样点数量来看，由于污染物类型、研究区域条件的差异，不同研究的结论不太一致，通常认为样点数小于60时，难以获得较准确的半方差(秦耀东，1998).在具体应用时，可根据半方差函数的拟合效果，评估样点数是否足够.从样点空间分布来看，为评估污染物在不同距离和不同方向上的空间分异规律，初步调查样点应尽可能在研究区域内均匀分布，在不同距离和方向上都有足够的样点数用于分析污染物的空间分布规律，可帮助提高加密布点优化的效率.
4结论(Conclusions)
1)土壤污染调查布点方法对土壤污染物含量的估计精度较高，案例场地土壤中Cd平均值的预测误差为5.40%，变异系数的预测误差为6.71%.
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