土壤重金属污染的定义范文
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篇1
关键词：土壤 重金属 复合污染
中图分类号：X131.3 文献标识码：A 文章编号：1674-098X（2016）10（a）-0071-02
近年来由于人类科技的不断进步和工农业的迅猛发展，土壤环境中的污染物种类和总量日渐增长，使得土壤环境重金属污染很少以单元素的形式存在，多滴两种或者多种元素共存，即多种重金属元素形成重金属复合污染（Teutsch N et al.，2001年）。土壤环境中各种重金属的赋存形态因为不同重金属元素彼此的各种相互作用如络合、吸附-解吸及氧化-还原等各种理化作用制约，而且重金属元素的移动性、生物有效性和生理毒性对重金属彼此作用有着显著响应关系（Tandy et al.，2009年）。这也是形成土壤环境重金属复合污染对生态系统的影响效应不同于单一元素重金属污染的主要因素。至此，重金属复合污染已然成为环境科学研究中又一个热点（Zhong et al.，2012年）。
1 土壤重金属污染
重金属通常是指比重等于或大于5.0 g・cm-3的金属，如汞、镉、铅、镍、铜、铁、锰等（Adriano，2001年）；砷是介于金属与非金属之间，与重金属元素的环境效应和化学特性存在诸多相近之处，所以一般研究中将砷元素纳入重金属元素范畴（陈怀满，2005年）。
土壤环境重金属污染的特点是滞后性、隐蔽性、有毒性、难降解和污染现象不明显，但重金属含量在环境中形成污染效应后，对环境影响不容易改变和去除，具有较强的顽固性（郝春玲，2010年）。经调查，在我国大部分省份土壤环境中都存在程度不同、种类各异的重金属污染（王恒，2014年）。全国每年遭到重金属污染影响的粮食数量超过1 200万t，带来的经济损失超过200亿元（王燕等，2009年）。
重金属元素不仅在食物链的各级生物中不断传递进而富集，而且通过一定的生物作用转变成为毒性更强的大分子有机化合物，所以说重金属污染对于整个生态系统影响不仅是停留在让土壤环境质量下降，减少农作物产量和影响农作物品质，甚至对人类及动物的健康产生威胁；对于生态环境中其他要素都产生负面效应。
2 重金属复合污染
通常我们说绝对单一一种重金属元素污染环境的情况是不存在的，重金属元素在环境介质中都是相伴共存的。
一般认为的复合污染是指同一环境介质（土壤、水、大气、生物）受到多元素或多种化学品（多种污染物）对其的同时污染（陈怀满等，2002年）。因此土壤重金属复合污染可定义为：在土壤介质中，两种或两种以上重金属元素同时存在，满足各种重金属元素的赋存浓度大于国家土壤环境质量标准或者没有超过相应标准但对于土壤环境质量已经产生影响作用的土壤污染（周东美等，2005年）。重金属复合污染中各种重金属元素相互作用极其复杂，并且重金属复合污染在土壤环境中更为普遍，因此重金属复合污染相关研究工作也成为环境污染领域重要开拓方向之一。
3 重金属复合污染特点
相对于单一重金属污染，土壤重金属复合污染中重金属迁移转化遗存效应的影响因素更多且更为复杂。研究者在1939年提出复合污染效应分为叠加效应、同向效应和驳斥效应3种不同类型（何勇田，1994年），其基本内涵是：叠加效应产生的毒性效果等于各污染物单独作用的毒性效果叠加之和；驳斥效应的毒性效果小于各污染物单独作用的毒性之和；同向效应产生的毒性效果大于各污染物单独作用的毒性效果之和。此外，在美国相应研究中将重金属复合污染的相互作用定义为单元素作用、协助、竞争、累积和屏障作用（Wallace，1982年）。
通常情况下，因为有着相近性质的不同重金属元素更容易对生态系统造成复合污染，而且不同重金属之间的相互作用会随着各自存在浓度的不同表现出特有的效应模式。镉锌复合污染研究表明，土壤中的锌元素浓度不同时，锌元素与镉元素对于水稻生理指标的联合作用效果存在差异。当土壤中锌元素添加浓度为100 mg/kg时，水稻生物量随镉元素浓度增加而不断升高，镉锌之间在此浓度时表现出同向效应；当锌元素添加浓度为200 mg/kg或者400 mg/kg时，水稻的生物量会因为镉元素浓度的增加反而降低，镉锌之间存在驳斥效应（周启星等，1994年）。
在土壤中存在铅镉复合污染情况下，因为铅元素可以争夺镉元素的土壤中的接触点位，促使镉元素活性增加，进而产生同向效应，使得土壤中镉元素的生物有效性提升，导致土壤-植物系统中镉元素的迁移转化更容易发生。（王新等，2001年）。
土壤中元素的含量和其与共存元素相互之间效应决定着生长在该土壤植株中的元素。研究表明，镉、铅、铜、锌、砷生理毒性呈现出对水稻苗的剂量与效应的正相关，表现出随着重金属添加浓度增加毒性作用越严重的现象。土壤环境中重金属复合污染存在两元素、三元素和多元素共存的各种组合形式。
参考文献
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篇2
关键词：城市土壤；重金属污染；植物修复技术；大生物量非超富集植物；综合评估筛选法
中图分类号：X53 文献标识码：A DOI编码：10.3969/j.issn.1006-6500.2014.03.011
城市土壤因受人类活动强烈影响而区别于自然土壤，主要指厚度大于50 cm的非农用土壤，通常出现在城市和城郊区域[1-3]。城市化过程中的工业发展、城建工程的实施和居民日常生活等人类活动排放的污染物，以各种形式直接或间接地进入城市土壤，改变了城市土壤的理化属性，造成了城市土壤的重金属污染[4]。城市土壤重金属既可通过直接接触密集的城市人群而危害人体健康，又可通过对大气、水体的影响而影响城市生态环境，进而影响生命安全[5-6]。城市土壤既可以为城市绿色植物的生长提供养分，是其必不可少的生长介质，又可以为土壤微生物提供栖息地，是其能量的重要来源之一，所以城市土壤是城市生态系统尤为重要的组成部分，与城市生态环境息息相关[5]。因此，城市土壤重金属污染修复技术成为国内外学者研究的热点领域。
1 城市土壤重金属污染现状
原成土母质和人为活动是城市土壤重金属的来源，其中工业生产、机动车辆尾气排放、生活垃圾堆弃等人为活动是造成城市土壤重金属污染的主要因素。一方面，人为活动产生的重金属以气溶胶的形式进入大气，经过干湿沉降间接进入土壤；另一方面，附着于废弃物中，直接排入城市土壤，造成重金属污染，甚至污染地下水。并且城市土壤重金属污染具有一定的空间分布特征，总体表现为城区内部土壤重金属含量明显高于郊区，并且交通干线两侧、人类活动密集区、老工业区重金属污染较为严重，而受人为活动影响较小的风景区、公园等功能区土壤重金属污染则属于中低度污染和轻微生态风险。
城市土壤Pb、Zn、Cu、Cd等重金属多介质复合污染给人体健康带来了极大的风险。食物链传递研究表明，重金属已经不同程度地污染了我国的城市郊区菜地土壤[7-9]，重金属含量已超标的蔬菜大量向城市供应。除此之外，以扬尘为载体进入大气的城市土壤重金属，最终可通过人体的新陈代谢作用而进入体内并逐渐积累，从而直接威胁到人体健康。研究表明，北方沙尘暴天气发生时，大气环境中土壤重金属元素浓度迅速增加，Pb、Zn、Cu、Cd的浓度比平常高出3～12倍[10-11]。据相关研究部门统计，上海市大约有1/3的大气颗粒物来自于土壤扬尘[7]。此外，城市土壤重金属元素的积累对植物、动物、微生物的生理生态等方面也产生一定的毒害，导致城市土壤的退化。
2 土壤重金属污染修复研究现状
近年来，科研工作者不断探索重金属污染土壤的修复技术，使物理、化学和生物等修复技术得到了较快的发展。由表1可知，尽管这些物理、化学修复手段对治理重金属污染土壤具有非常重要的实践意义，但仍具有投资大、修复效率低、对周围环境干扰性大、易导致次生污染等诸多缺点。相比较而言，尽管植物修复技术有着种质资源较少、修复效果待改善和植物生长条件等局限性，但其仍具有技术和经济上的双重优势，不仅能够利用绿色植物的新陈代谢活动来修复土壤环境中的重金属污染，而且具有一定的观赏价值，有助于园林城市的建设。
广义的植物修复技术是在多学科交叉点上发展起来的新技术，建立在植物对某种或某些化学元素的耐性和积累性基础之上，利用植物及其根际共存微生物体系的吸收、挥发、降解和转化作用来清除环境中的污染物的一门环境污染治理技术[12]。通常所说的植物修复技术是指选择具有吸收富集土壤中污染元素能力的植物，并将该植物种植于特定重金属污染的土壤上，随着该植物收获和植物组织器官的妥善处理，便可移除土体中的该种污染重金属，最终达到污染治理与生态修复污染土壤的目的[13]。这种技术因为其在土壤污染治理方面的巨大应用潜力，吸引了各国相关领域的科学家进行相关研究，并取得了一定的进展。
2.1 超富集植物修复技术
现今已经发现的超富集植物约500多种，主要分布在气候温和的欧洲、美国、新西兰及澳大利亚的污染区，但利用植物修复污染土壤则是近几十年的工作。目前，关于超富集植物对重金属耐性和积累性机理、修复性能改进及应用技术等方面的研究已经在全世界范围内展开，并且也取得了一定的进展。此外，植物修复技术商业化因其工程性的试验研究以及实地应用效果，在未来具有巨大的商业前景。
2.2 超富集植物修复的局限性
超富集植物在修复土壤重金属污染方面表现出显著的生态效益、社会效益和经济效益。尽管利用植物修复技术修复重金属污染土壤具有廉价、有效、使土壤免受扰动等优点，但是在实际应用中，超富集植物由于其固有的特点，大大限制了在植物修复技术中的应用。第一，大部分超富集植物生物量低下，严重制约了修复效率，且植株矮小，不便于机械化作业；第二，超富集植物引种易受到地域性限制，因其多为野生植物种质资源，区域性分布较强，难以适应新的生物气候条件；第三，超富集植物往往只适用于某种特定的重金属元素，具有较强的专一性，对土壤中其他含量较高的重金属则表现出中毒症状，从而在重金属复合污染土壤修复中的应用受到了限制；最后，超富集植物根、叶、果实等器官机械折断、凋谢或腐烂等途径使重金属重返土壤，易造成二次污染，间接降低了修复效率。
2.3 大生物量非超富集植物与超富集植物修复技术
Ebbs等[16]认为超富集植物以外的其他大生物量非超富集植物也具有修复重金属污染土壤的可能性，并提出农作物地上部可观的生物量能够补偿地上部较低的重金属含量的观点。周振民等[17]指出了大生物量非超富集植物修复技术是一项非常有发展潜力的植物修复技术。因此植物修复技术走向工程实践的主要任务是筛选与开发大生物量、富集重金属能力强且具有观赏性的复合型修复植物。
3 土壤重金属污染大生物量植物修复技术研究进展
现有超富集植物种质资源贫乏，并且其具有自身的局限性，修复效果也有待于进一步加强，故植物修复技术还不成熟。另外，评价植物修复重金属污染的标准是重金属迁移总量，然而已经发现的超富集植物因其生物量小、生长缓慢而使重金属迁移总量相对较低，自然种群中存在着对重金属具有一定耐性的大生物量植物，虽然其单位质量的重金属含量尚不满足超富集植物的定义，但此时其所积累的重金属绝对量反而比超积累植物的绝对量大。因此大生物量非超富集植物对城市土壤重金属的修复作用更大。
3.1 大生物量修复植物的优势
以大生物量植物种质资源作为筛选修复植物对象是有依据的，一方面，大生物量修复植物具备普通植物的功能特点；另一方面，大生物量修复植物还有普通植物不具备的诸多优点。主要表现为：
（1）高生物量植物种质资源丰富，有着巨大的潜力，可为筛选提供坚实的基础；
（2）在进行城市土壤修复、调控大气环境的同时，能够美化环境，一举两得；
（3）具备观赏性的大生物量修复植物，不会进行食物链的传递积累，减少了对人体的危害；
（4）大生物量植物对人类健康也有着一定的作用，如油松、核桃、桑树等对杆菌和球菌的杀菌力均极强，花卉芳香油可抗菌，提高人体免疫力，可作为保健食品或调控大气环境；
（5）在长期的生产实践中，品种选育、植物栽培以及病虫害防治等经验日益丰富。因此，筛选大生物量植物修复城市土壤重金属污染是可行的。
3.2 大生物量植物的耐性与积累性研究
4 大生物量修复植物的判断标准与筛选
由周振民等[17]对重金属污染土壤大生物量修复植物进行的综合研究可知，其筛选对象主要为部分农作物、杂草、树木和花卉。修复城市土壤的大生物量植物应具有一定的生态功能和观赏价值，按观赏部位可分为观花的、观叶的、观芽的、观茎的、观果的五类；从低等到高等植物，从水生到陆生；有草本也有木本，有灌木、乔木和藤木，种类繁多。因此筛选既具有观赏性又具有生态修复功能的大生物量修复植物就尤为重要了。
为了便于采取定性与定量相结合的综合评估分析法筛选出具备此能力的大生物量修复植物，这就要求植物符合一定的判定标准。耐性特征、积累特征、观赏性和生态调控功能是主要的评定指标，其中耐性特征和积累特征是最基本的判断标准。耐性植物应该能够在较高重金属污染浓度的土壤上完成生命周期，并且污染处理的植物地上部生物量与对照植物的地上部生物量相比没有明显的下降，这才说明该植物对重金属污染的土壤具有一定的耐性。积累特征以转移系数和富集系数综合表示，李庚飞等[25]研究表明，在利用大生物量非超富集植物进行重金属污染修复时，若植物对某重金属元素的转移系数和地上部分富集系数均大于0.1，说明植物对该金属元素具有富集的潜力。此外，植物观赏性和固碳释氧、吸收有毒有害气体等生态调控功能等指标的纳入，对采用综合评估筛选法进行复合型修复植物的筛选更有意义。
大生物量植物种类繁多，盲目地筛选是不科学的。因此首先应该搜集资料，调查各种植物的特点及其本身生长习性，从中初选出最有可能成为修复植物的种质资源进行研究，之后再进一步确认。例如，可从受污染严重的区域采集仍然能够正常生长的物种进行试验，或从生长不易受环境影响的物种着手。初选大生物量修复植物在一定程度上可由植物的根、茎、叶初步判断[26]。生物量与株高成正比，而生物量越大，修复效率也相应增大，因此株高是修复植物的重要选择依据。为使筛选出的修复植物具有更好的实践性，也应尽量地人为模拟与特定重金属污染城市土壤条件相一致的环境条件，利用盆栽试验筛选出大生物量复合型修复植物。
5 结 语
我国对植物修复重金属污染土壤的研究起步较晚，筛选工作做得不多，大量有潜力的修复植物还有待发现，尤其是以大生物量修复植物为筛选对象将成为一个突破口。总的来说，用大生物量修复植物修复污染土壤的潜力巨大。在城市污染土壤修复中，大面积地应用与其他手段相结合的大生物量修复植物，既可以美化环境，又能带来巨大的经济效益。因此进一步提高大生物量修复植物的修复效率，应从生态位的理论出发，开展植物品种的筛选与培育、复合修复技术应用、修复效果验证试验等方面的研究，以适应城市需要，并将植物修复、观赏植物苗木生产、园林景观建设与生物质能利用有机结合，形成环境污染修复产业，走循环利用绿色发展之路。
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篇3
关键词：蚯蚓；超氧化物歧化酶；铅；酶活性
中图分类号：X503.22 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2013）04-0781-03
Responses of SOD Activity of Earthworm to Soil Plumbum Pollution
HE Ying-sen，XU Xiao-yan，GAO Xiao-ling，LAI Lin，CHEN Cheng
（Department of Biology，Sichuan College of Education，Chengdu 610041，China）
Absteract： The responses of the superoxide dismutase（SOD） activities of earthworm（Eisenia fetida） to soil plumbum （Pb） pollution were studied using the artificial soil test method. The results indicated that the SOD activities of earthworm polluted for 5 d by Pb decreased under the condition of low Pb stress， while increased in different levels under the high Pb stress condition. When polluted for 15 d by Pb， the SOD activity increased with the increasing of expose time. The regularity of the SOD activity change in earthworm was not obvious.
Key words： earthworm（Eisenia fetida）； superoxide dismutase（SOD）； plumbum； enzyme activity
蚯蚓不仅是陆地上生物量最大的一类土壤动物，而且在土壤的物理、化学和生物过程中扮演重要的角色[1]。它们是生态系统中的关键种并被广泛用作环境污染的生物指示者，被认为是进行化学物质生态毒理学试验的合适陆生生物[2-4]。近年来，蚯蚓在重金属污染土壤中的应用开始受到重视，研究表明，蚯蚓对土壤重金属有一定的耐性，并可以通过取食、作穴、代谢等生命活动过程，提高土壤中重金属的生物有效性[5]，因此可以将蚯蚓用于土壤重金属污染的生物修复。由于蚯蚓是土壤生态系统的重要组成部分，利用蚯蚓来指示土壤污染状况，已成为对土壤污染生态毒理诊断的一项重要指标[6，7]。目前，国内外学者就环境污染物对蚯蚓的影响，特别是重金属污染对蚯蚓的影响进行了较多的研究[8-11]。
铅不仅是一种重要的重金属环境元素[12]，而且是一种积累性剧毒元素[13]。Pb在土壤中吸附性强，被表层土壤滞留后残留时间长，属难迁移累积型重金属[14]。同时，铅也是常见的具有潜在毒性的重金属元素，是环境中主要的重金属污染物[15]。
蚯蚓在外源重金属污染过的土壤中通过食物链富集并对土壤重金属有一定的耐性，所富集重金属可以引起蚯蚓体内酶活性发生变化，研究者提出可将蚯蚓体内酶活性变化作为生物标志物来指示土壤污染状况[16-18]。在生物体内，活性氧的消除主要是由抗氧化防御酶系统来完成，其中，超氧化物歧化酶（SOD）是消除细胞内生物氧化产生超氧阴离子自由基的金属酶类，是生物体内重要的氧自由基消除剂[19]。生物体有适应环境改变的能力，如果外界因素诱导引起生物体内氧自由基的产生量增加，则会诱发SOD酶活性的变化[20，21]。研究表明，在不同重金属污染的土壤中，蚯蚓体内SOD活性响应不同[22，23]。在重金属Pb污染对蚯蚓影响的研究方面，比较多的研究集中在Pb对蚯蚓的毒害作用上[24，25]。而不同浓度外源性的Pb对蚯蚓体内超氧化物歧化酶（SOD）活性影响的研究还不充分。因此，在不同外源Pb污染胁迫中，研究了Pb暴露时间不同引起的蚯蚓体内SOD活性变化。
1 材料与方法
1.1 材料
1.1.1 供试土壤 供试土壤取自成都市西郊大邑县农场大田，该地处于成都平原到川西高原过渡地带，位于北纬30°25′-30°49′，东经102°54′-103°54′。采样深度0～20 cm，经采集多点土壤后， 剔除残根等杂物， 混匀后随机取样， 过2 mm筛， 放冰盒中带回实验室， 在4 ℃冰箱内临时保存备用。土壤样品的理化性质见表1。
1.1.2 供试蚯蚓 赤子爱胜蚓（Eisenia foetida）购于四川蚯蚓养殖有限公司。试验选取体重0.4～0.5 g/条，大小相同、形态相似、发育良好的蚯蚓，试验前驯养1周。
1.1.3 主要药品 磷酸二氢钾，邻苯三酚，三羟甲基氨基甲烷，氢氧化钠等，均为分析纯。
1.1.4 主要仪器 微电脑人工气候箱（SPX-300IC，上海博迅仪器公司）；高速冷冻离心机（GL-20G-Ⅱ，上海）；722光栅分光光度计（上海第三分析仪器厂）；）PHS-10A型数字式pH/离子计（PHS-10A，上海）等。
1.2 方法
1.2.1 染毒处理预试验 蚯蚓急性毒性试验按照人工土壤法[26]， 选用2个塑料盆，随机选择大小一致、健康活泼的蚯蚓25条，置于温度20～25 ℃、湿度80%的黑暗处染毒。试验设置2个平行组，以去离子水为空白对照组。采用铅浓度为1 000 mg/（kg土）对蚯蚓进行染毒处理（其中一个为平行试验），将其处于相同环境下观察1周后发现，2个塑料盆中蚯蚓生活正常，没有死亡。
1.2.2 染毒处理试验 将预先培养好的蚯蚓洗净，在黑暗处放置24 h，放入铺有湿润滤纸的玻璃缸中，其上再覆盖一层湿润的滤纸，并用保鲜膜封口，清肠后，每个塑料烧杯中随机放入20条蚯蚓，杯口用纱布盖好，防止水分的蒸发和蚯蚓的逃逸。将塑料烧杯放入温度为（20±2） ℃，湿度为70%的人工气候培养箱中培养，试验周期为15 d。试验设置5个Pb浓度梯度，分别为0、200、400、600、800、1 000 mg/（kg土）。
1.2.3 SOD粗酶液的制备和活性的测定 SOD粗酶液的制备：蚯蚓经染毒5、10、15 d，分别从每个处理组中取出8条蚯蚓，清肠1 d，将蚯蚓冲洗干净，用吸水纸吸干水分，用去离子水洗净，加入约3倍体积的0.05 mol/L、pH 7.8的磷酸缓冲液匀浆 （8 000 r/min匀浆3 min），然后在0～4 ℃条件下离心（3 000 r/min离心15 min），上清液即为超氧化物歧化酶的粗酶液，置于1～4 ℃环境中保存备用。SOD 活性测定采用文献[27]的方法。酶活性定义为在一定条件下使每毫升反应液每分钟自氧化速率抑制50% 的酶量为一个酶活性单位。
2 结果与分析
在外源重金属Pb的胁迫下，分别在蚯蚓染毒5、10、15 d时取出蚯蚓测定SOD活性分别见图1、图2、图3。在外源重金属Pb的胁迫下，浓度为200、400、600、800、1 000 mg/（kg土）的5个试验组，在染毒初期（5 d后），在Pb浓度200、400、600 mg/（kg土）的轻度胁迫时SOD活性有所降低；在Pb浓度800～1 000 mg/（kg土）重度胁迫时，蚯蚓体内SOD活性有所提高（图1）。随染毒时间的延长，在10 d时，蚯蚓体内SOD活性在Pb浓度600～1 000 mg/（kg土）胁迫时提高比较明显（图2）。在15 d时，蚯蚓体内的SOD活性随着外源重金属Pb浓度的增加总体上表现出升高的趋势。说明外源重金属Pb对蚯蚓SOD活性早期有抑制作用，晚期有诱导作用，并且在Pb浓度较大的胁迫时，随着胁迫时间的延长，对蚯蚓SOD活性的诱导作用比较明显。
3 讨论
蚯蚓是生态系统土壤物质小循环中的重要一环，影响着农田生态系统中的物质循环和能量流动，在食物链中起着污染物传递的桥梁作用[28，29]。在重金属污染土壤中，蚯蚓体内存在多种受污染物抑制或对污染物的诱导有响应的酶系，这些酶系包括调控基础代谢与生理活动的功能酶系、对外源物质具有降解作用的解毒或水解酶系以及其他具有防御功能的酶系如抗氧化酶、溶菌酶等[30]。因此，可以根据蚯蚓体内酶系的检测指标随土壤中重金属污染程度的变化来反映土壤中重金属污染程度[31]。目前，应用蚯蚓体内的一些敏感生理生化指标作为污染物暴露的标记物已成为研究的热点，如细胞色素P450酶系、谷胱甘肽转移酶、抗氧化酶系（SOD、POD和CAT）和一些金属硫蛋白等[32，33]。这些指标可从微观分子水映环境介质的健康状况，因此有可能成为新的环境污染早期预警的重要手段。
通过Pb对赤子爱胜蚓SOD活性影响试验，研究了Pb胁迫下赤子爱胜蚓SOD活性对不同染毒时间的响应，可为将赤子爱胜蚓体内的抗氧化酶活性变化作为重金属环境污染的早期诊断和生态风险监测的指标提供一定的依据。在对蚯蚓体内受重金属污染诱导有响应的酶系活性变化的研究上，不仅要关注蚯蚓对污染物的敏感性，还要考虑到蚯蚓对污染物的耐性。由于蚯蚓生命活动对土壤中的重金属化学行为产生直接或间接的影响[34]，这些影响包括土壤pH变化和重金属在土壤中不同形态变化等[35，36]。如何把蚯蚓活动对土壤重金属不同形态的影响和对重金属富集能力以及蚯蚓体内对重金属诱导有响应的酶系敏感性和灵敏度结合起来进行研究，尤其是在复合污染水平上对蚯蚓体内酶系活性影响的研究上是今后研究的重点。
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篇4
关键词：微元法；半方差函数；克里格插值；改进内梅罗综合指数
中图分类号：X524 文献标识码：B
引言
城市工业区是城市生产工业设施、机械加工制造较为集中的地区。工业区土壤的污染情况也是明显高于普通住宅区和商业区。土壤污染主要是重金属污染，重金属包括Cu、Cr、Cd、Zn、Pb、As、Ni、Hg这8种。重金属不能被土壤微生物分解，且很容易在生物体内积累，通过食物链等环节在人体内积累，严重危害人类身体健康。工业区土壤污染往往呈现一定的规律，可通过理论分析获得其空间分布和扩散趋势。对工业区土壤污染物的空间分布与扩散的理论研究和应用，可以为相关部门提供测量分析和决策的依据，辅助制定相关政策。
1 单因子微元法与克里格插值处理
流体理论或称微分方程模型，其主要思路是利用元素法，将整体看做很小的小块组合而成。区域划分成很小的微元，在这个微元上，重金属成分保持不变。由此便可建立起空间直角坐标系，从而便于确定重金属的空间分布。然而空间分布具有随机性和一定的结构特性，利用地址统计学和克里格插值[1]可很好地描述各元素分布位置和浓度，可确定污染源的位置。
1.1 微元法确定扩散模型
采用微元法将整个区域划分成微小的单元体，单元体长度为，污染的扩散可看做单位体对立面污染物的输入与输出。
以方向为例，当趋近于0时，A1面进入的污染物与A2面出的污染物的质量接近相等，则整个单元体质量可看做固定值。假设污染物在此刻相对固定，即在内，视作不变。方向扩散系数为，污染物浓度为，则内污染区域方向直线上从到范围内污染物质量为：
分析积分形式，大致确定在内，从到范围污染物分布规律。上式对积分，保证到内质量相等。得到关于方向上，污染物扩散的偏微分方程：
其中表示初始状态污染源处单元体的浓度。根据柯西条件和傅里叶变换[2]，得到在方向浓度随时间变化模型如下：
1.2 半方差函数
半方差函数，或称半变异函数，是地址统计学的基本工具。基于微元法，将污染物看做随空间连续变化的量，记空间上某点处重金属含量与三维坐标对应，表示为，称为区域化变量，在一维坐标条件下表示轴。第次测量值为，与区域变量相距处的观测值为，定义半方差函数为区域变量在和处观测值差的方差一半，具体如下：
其中为所有测量值的对数。若假设重金属含量平稳，则半方差函数只于测量地点距离有关，即：
污染的空间扩散可看做连续的过程，所以半方差函数确定的一系列离散的点可通过拟合看做连续的分布。根据地质统计学的研究现状[3][4]，变异函数所确定的理论模型有线性模型、指数模型、球状模型。
1.3 克里格插值
克里格插值是基于变异函数，对污染物空间分布做插值分析的方法。上述地质学中的变异的拟合是理论的模型，能够说明重金属之间的相关性距离，在确定反应真实分布时存在缺陷。克里格插值是基于离散的半方差函数，它是对实验变异函数的最优拟合。
在模型中，待估点的污染物估计值为，其表示周围已知变量的线性组合[6]，组合的系数为，即：
为已知测量数据的个数。为避免误差，使对的估计无偏，应保证无偏条件，即系数之和为1。利用拉格朗日乘数法可得到极值化的估计值的组合，从而得到最优拟合。拉格朗日乘数法确定克里格方程组如下：
为极小化处理时的拉格朗日乘数。上式是基于半方差函数构造的普通克里格插值法，是对空间重金属污染物的最优拟合，由于保证了无偏估计，插值效果较一般插值效果更好。目前，克里格插值发展有多种，包括泛克里格插值法、协克里格插值法等多种方法。
2 结论
重金属对土壤造成的污染很难确切的评价，每种评价方法都有各自的优缺点，常用的评价方法只是根据重金属浓度来判断污染的状况怎样，这是很不准确的。本文主要从重金属扩散的原理进行分析，得到重金属的扩散特点，利用改进的内梅罗指数对工业区的重金属污染进行了综合的评价。
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篇5
【关键词】铬；物理化学法；生物修复法
1引言
铬（chromium）是法国化学家 Lvauquelin 于1797年首次发现的，是一种用途广泛而又对人体危害较大的重金属元素[1]。环境中稳定存在的两种价态Cr（Ⅲ）和Cr（Ⅵ）有着几乎相反的性质，适量的Cr（Ⅲ）可以降低人体血浆中的血糖浓度，提高人体胰岛素活性，促进糖和脂肪代谢，提高人体的应激反应能力等；而Cr（Ⅵ）则是一种强氧化剂，具有强致癌变、致畸变、致突变作用，对生物体伤害较大[2]。
铬污染最常见的是水体污染，如电镀铬废水、制革、制药、印染业等应用铬及其化合物的工业企业排放的废水，主要以Cr(Ⅲ)和Cr(Ⅵ)两中价态进入环境。 据资料介绍，制革工业通常处理1t原皮，要排出含铬为410mg/L的废水50-60t。炼油厂和化工厂所用的循环冷却水中含铬量也较高。镀铬厂的废水中含铬量更高，尤其在换电镀液时，常排放出大量含铬废水。铬对水体的污染不仅在我国而且在全世界各国都已相当严重了。世界各国普遍把铬污染列为重点防治对象[3]。
2水体中铬的存在形态
天然水体中铬的质量浓度一般在1-40μg/L之间，主要以Cr3+、CrO2-、CrO42-、Cr2O27- 4种离子形态存在，水体中铬主要以三价铬和六价铬的化合物为主。铬的存在形态直接影响其迁移转化规律[4]。三价铬大多数被底泥吸附转入固相，少量溶于水，迁移能力弱。六价铬在碱性水体中较为稳定并以溶解状态存在，迁移能力强。因此，水体中若三价铬占优势，可在中性或弱碱性水体中水解，生成不溶的氢氧化铬和水解产物或被悬浮颗粒物强烈吸附后存在于沉积物中，若六价铬占优势则多溶于水中。六价铬毒性一般为三价铬毒性的100多倍，但铬可由六价还原为三价，还原作用的强弱主要决定于DO、BOD5、COD的值，DO值越小，BOD5值和COD值越高，则还原作用越强。
3水体重金属铬污染的治理方法
3.1 物理化学方法
（1）稀释法和换水法
稀释法就是把被重金属污染的水混入未污染的水体中，从而降低重金属污染物浓度，减轻重金属污染的程度[5]。此法适于受重金属污染程度较轻的水体的治理。这种方法不能减少排入环境中的重金属污染物的总量，又因为重金属有累积作用，所以这种处理方法目前渐渐被否定。换水法是将被重金属污染的水体移出，换上新鲜水，而减轻水体污染的一种措施，该方法适用于鱼塘等水量较小的情况。
（2）混凝沉淀法
许多重金属在水体溶液中主要以阳离子存在，加入碱性物质，使水体pH值升高，能使大多数重金属生成氢氧化物沉淀。另外，其它众多的阴离子也可以使相应的重金属离子形成沉淀。所以，向重金属污染的水体施加石灰、NaOH、Na2S等物质，能使很多重金属形成沉淀去除，降低重金属对水体的危害程度。这是目前国内处理重金属污染普遍采用的方法。
（3）离子还原法和交换法
离子还原法是利用一些容易得到的还原剂将水体中的重金属还原，形成无污染或污染程度较轻的化合物，从而降低重金属在水体中的迁移性和生物可利用性，以减轻重金属对水体的污染。电镀污水中常含有六价铬离子（Cr6+），它以铬酸离子（Cr2O72-）的形式存在，在碱性条件下不易沉淀且毒性很高，而三价铬毒性远低于六价铬，但六价铬在酸性条件下易被还原为三价铬。因此，常采用硫酸亚铁及三氧化硫将六价铬还原为三价铬，以减轻铬污染。
离子交换法是利用重金属离子交换剂与污染水体中的重金属物质发生交换作用，从水体中把重金属交换出来，以达到治理重金属污染的目的。经离子交换处理后，废水中的重金属离子转移到离子交换树脂上，经再生后又从离子交换树脂上转移到再生废液中。
离子还原法和交换法费用较低，操作人员不直接接触重金属污染物，但适用范围有限，并且容易造成二次污染。
（4）电修复法
电修复法是20世纪90年代后期发展起来的水体重金属污染修复技术，其基本原理是给受重金属污染的水体两端加上直流电场，利用电场迁移力将重金属迁移出水体。Ridha等[6]提出，在一个碳的毡状电极上，用电沉积法从工业废水中除去铜、铬和镍的技术。另外，可以用电浮选法净化含有铜、镍、铬和锌等重金属的工业污水。此外，近年来还有人把电渗析薄膜分离技术应用到污水重金属处理实践当中。
3.2 生物修复法
（1）微生物修复法
重金属污染水体的生物修复机理主要包括微生物对重金属的固定和形态的转化。前者是微生物通过带电荷的细胞表面吸附重金属离子，或通过摄取必要的营养元素主动吸收重金属离子，将重金属富集在细胞表面或内部；后者是通过微生物的生命活动改变重金属的形态或降低重金属的生物有效性，从而减轻重金属污染，如Cr6+转变成Cr3+而毒性降低，As、Hg、Se等还原成单质态而挥发，微生物分泌物对重金属产生钝化作用等。
（2）动物修复法
应用一些优选的鱼类以及其它水生动物品种在水体中吸收、富集重金属，然后把它们从水体中驱出，以达到水体重金属污染修复的目的。研究发现，一些贝类具有富集水体中重金属元素的能力，如牡蛎就有富集重金属锌和镉的能力。据报导，若以湿量计算，牡蛎对镉的富集量可以达到3-4g/kg[7]。动物修复法需驯化出特定的水生动物，并且处理周期较长、费用高，再则后续处理费用较大，所以在实际应用中推广难度较大。
（3）植物修复方法
20世纪80年代前期，Chaney提出利用重金属超富集植物（hyper-accumulator）的提取作用清除土壤重金属污染这一思想后。经过人们不断地实践、总结和归纳才形成了植物修复的概念[8]。植物修复被定义为利用自然或基因工程植物来转移环境中的重金属或使环境中的重金属无害化，是目前生物修复技术中研究最热的一类。
对于铬超富集植物，到目前为止，在美国、澳大利亚、新西兰等国已发现能富集重金属的超富集植物500多种，其中有360多种是富集Ni的植物[9]。对于铬超富集植物，得到学者们认同的有Dicoma niccolifera Wild和Sutera fodina Wild两种，铬最高含量分别为1500mg/kg、2400mg/kg[10]，均高于铬超富集植物的参考值1000mg/kg。国内报道的湿生禾本科植物李氏禾也对铬具有较好的富集能力[11]。 因此，采用一些水生铬超富集植物用于铬污染水体修复是可行的。
4结论
由于水体铬污染也伴随着富营养的趋势，可以通过有机物将六价铬还原成三价铬，利用底泥吸附三价铬，转入固相，降低铬的迁移，减少污染的扩散，然后，利用水生铬超富集植物从底泥中将铬提取到植物上部，人工收获转移，焚烧后用于提取重金属，循环利用。因此，利用铬超富集湿生植物对铬污染水体进行修复，是一种非常有潜力的铬污染水体修复技术。
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篇6
关键词: 粮食安全； 地区粮食安全； 国际粮食禁运； 综合生产能力； 粮食生产优势产业带
中图分类号： F326文献标识码： A文章编号： 1671-6604(2012)01-0083-06
一、 粮食安全概念、范畴与标准
（一） 对经典定义的理解与完善
近30余年来，学界一直沿用FAO（Food and Agriculture Organization,联合国粮食及农业组织）的定义，即粮食安全指任何人在任何时候都能得到其生存和健康所需要的足够食品。具体可从四个方面来理解：一是保障范围上涵盖了任何人，包括懒汉、乞丐甚至死刑犯；二是保障时限上涵盖了任何时候，这是基于生命过程的连续性提出的要求，所以粮食安全保障在个体和代际两方面都要求可持续性；三是保障方式上是广义的获得（acquisition），强调食品安全保障形式与途径的多样化，包括农户生产和储备、市场购买、亲友馈赠及社会援助（国际援助、政府和社会救助）等；四是保障水平足够，包括数量足够和质量安全可靠。数量上既能满足生存需要，还要保障其基本的健康需要，质量和安全性方面要尽量避免食品消费给民众带来身心伤害。
该定义虽然全面、深刻和准确，但保障标准过于苛刻，很难实现，因此，笔者建议将粮食安全定义为：绝大多数人在绝大多数时间都能得到其生存和基本健康所需要的足够食品。这并不是对主流定义咬文嚼字般地吹毛求疵，而是基于学术严谨性的考虑，至于什么是“绝大多数”，取决于一个国家的经济发展水平，尤其是居民收入水平和国家粮食安全保障理念。
（二） 粮食范畴划分
学界习惯性把粮食划分为“小粮食”和“大粮食”，“小粮食”即淀粉类的狭义食品，如谷物、薯条等，“大粮食”即“小粮食”之外的蔬菜、肉蛋奶鱼等广义食品。笔者认为，这样的划分并无必要：一是现代生活不仅水平高，而且丰富多彩，无论是“小粮食”还是“大粮食”，都不可或缺，甚至越来越多的人舍“小粮”而取“大粮”；第二，如果“小粮食”的生产和供给不安全，说明食品的生产、储备、流通、进出口与分配系统出了大问题，比如大的自然灾害、社会动荡和严重经济危机，那么，“小粮食”以外的其他食品供给也不会好到哪里去。“小粮食”和“大粮食”同处一个自然经济系统，往往一荣俱荣、一损俱损，如果人为切割，对粮食安全实质与初衷的理解，对粮食安全保障目标的确定和水平衡量，都没有好处。
（三） 粮食数量安全与质量安全
学界把“粮食安全”英译为Food Security和Food Safty，很多人不加区别地混用。笔者认为，前者主要指数量保障，即“吃得饱、吃得好”，后者则侧重于质量尤其是安全性保障，即“吃得安全、吃得放心”。
近30余年来，国际社会尤其是中国所关注的主要还是数量保障，这可以从公开文献中看出。这是基于粮食短缺的基本背景提出的概念。但数量和质量是一个有机整体，两者还可以相互转化。人类进入了21世纪，质量和安全性问题如果不能说比数量更重要，至少也是同等重要，尤其是在食品质量安全危机频频爆发的时代［1］。
在国人的印象中，食品质量和安全性问题往往发生在“大粮食”上，如三聚氰胺奶粉、瘦肉精猪肉、化学火锅、农残蔬菜、地沟油等等。但“小粮食”的安全问题同样突出：首先是重金属污染。目前我国污染土壤已占到耕地面积的1/5参见秦勇、张启《加强耕地质量建设确保国家粮食安全》，。，其中10%的耕地受到重金属污染，而“珠三角”地区至少40%农用地重金属超标。全国仅重金属污染就导致粮食每年减产1 000多万吨，每年被重金属污染的粮食达1 200万吨，合计损失200亿元以上参见谢庆裕《我国每年重金属污染1200万吨粮食电池业成祸首》，?%25D7%25B3。。
要控制粮食产量的原因主要有以下两个方面：从理论上讲，并不是粮食产量和供给量越高越安全，过分追求粮食产量会加大土地负荷和资源环境压力。如：过于频繁地复种造成地力难以恢复；过多地使用化学合成物加剧土壤板结、污染和农产品不安全；过多的坡耕地开发加速水土流失；生长调节剂（如激素）、转基因品种的大量使用会直接危害粮食和农产品安全性；等等，这些都必然损害未来的粮食安全保障潜力与能力。从实践上讲，过分追求粮食产量会导致农民“卖粮难”和“谷贱伤农”，打击农民的种粮积极性。或者是弃粮务工，或者是种懒庄稼，自己够吃就行，或者种树、撂荒，或者挖成鱼塘，从根本上动摇国家粮食安全基础。而控制粮食产量就能主动调节粮食供求平衡，并实现产量、收入及生态的有机协调。控制粮食产量主要应利用经济杠杆控制粮食产量和供给量，如保护性收购的数量和价格调控及补贴标准的调整等。
（三） 推进粮食生产的区域专业化和集中度
由于资源禀赋的差异，客观上存在粮食的优势产区或最适产区，比如农业部《全国优势农产品区域布局规划（2008―2015年）》划定了东北平原、长江流域和东南沿海3个水稻优势区；黄淮海、长江中下游、西南、西北、东北5个小麦优势区；北方、黄淮海和西南3个玉米优势区；东北（高油）、东北中南部（兼用）和黄淮海（高蛋白）等3个大豆优势区；东北、华北、西北、西南、南方5个马铃薯优势区。
粮食生产的区域化和集中化既有利于增加粮食供给总量，增强粮食供给的稳定性，改善粮食和农产品的质量与安全性，又有利于提高优势产区内粮食生产效率、经济效益和区域竞争力，有利于完善粮食安全的区域分工与合作体系，实现产区内外双赢，有利于提高粮食补贴的效率，实现增产与增收的统一。经过5年（2003―2007年）的优势产业带建设，我国的优势农产品区域化生产格局初步形成。2007年，13个粮食主产区产量占全国总产量的75％参见科技部《国家粮食安全中长期规划纲要（2008―2020年）》，http:∥most.省略/yw/20081114 65334.htm。。九大粮食优势产业带对全国粮食增产的贡献率超过85%，水稻、小麦、玉米、大豆集中度分别达到98%、80%、70%和59%，品种优质化率分别达到72.3%、61.6%、47.1%和70.3%参见农业部《全国优势农产品区域布局规划（2008―2015年）》，http:∥省略.cm/policy/txt/2008-09/12/content 164415713.htm。。
笔者认为，取得如此“优异”的成绩与优势产区划分口径过于宽泛有一定关系。主要粮食品种优势产区包含的重点县是：水稻739个，小麦558个，玉米575个，大豆117个，马铃薯393个根据农业部《全国优势农产品区域布局规划（2008―2015年）》整理计算而得。。以全国2 862个县级性质区计，分别占25.82%、19.47%、20.09%、4.09%和13.73%。主要粮食品种的优势产区占了全国县级行政区的一到二成，这个比例已经不小。再扣除某些品种在很多县都不生产，比如北方的多数县都不产水稻，还有多数的大中城市郊区粮食生产已经转移或者萎缩。这样的优势产区比重将更高，从而失去了优势和集中的意义。因此，笔者认为中国的粮食优势产区还需要进一步凝练，真正体现优势和集中。
确定了真正的优势区域后，就应该认真经营这些产业带。从政府的引导和支持角度讲，建议把政府粮食安全扶持政策与资金，包括粮食补贴、农业基础设施投入、粮食研究与开发资源、粮食仓储、物流、加工等资源主要投放这些地区。运用农业产业化扶持资金、财政贴息、担保等经济杆杠，引导国内外粮食加工企业进驻优势产区。通过中央的宏观调控，如转移支付和大幅度提高补贴标准，使种粮农民和产区政府都不吃亏。更为关键的是，把其他不具有粮食生产优势和社会经济环境的地区从“米袋子省长负责制”的沉重包袱中解脱出来，在不适宜粮食生产的地方发展工业和加速推进城市化，或者退耕还林（草、水）等，为彻底解决中国城市化、工业化与耕地保护、粮食安全、生态平衡的矛盾提供契机。
（四） 进一步加大对农民补贴的力度
鉴于目前的粮食补贴存在针对性偏差、瞄准性偏差和激励性衰减等问题，笔者建议在现行“普惠制度”原则、既定受益群体及其补贴标准的基础上把增量补贴全部用于粮食优势产区的种粮农民、全国的种粮大户和种田能手，明确补贴的唯一目的就是增产，按实际种植面积补贴，大幅度提高主产区或者优势产区粮食补贴标准。
（五） 积极应对国际市场的变化
笔者认为，我国应以商业眼光看待粮食进出口问题，淡化其政治色彩；主动参与国际市场，相机行事，视国际粮价情况逢低吃进，逢高卖出；低调入市，避免在购买之前大肆渲染，自己把国际粮价喊上去。
参考文献：
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［3］ 曾向荣，关家玉.袁隆平：保住18亿亩耕地红线有难度［N］.广州日报，2009-04-08（A19）.
Theoretical Issues on Grain Security
Liu Chengyu
(Center of China’s Western Economy, Southwestern University of Finance and Economics, Chengdu 610074, China)
篇7
论文关键词 土地 农村土地 土地污染 法律制度
一、农村土地污染的概念
(一)土地土地是由地球陆地部分在一定高度和深度范围内的岩石、矿藏、土壤、水文、大气和植被等要素构成的自然结构总体。从法律的角度来看,我国还没有以立法的形式对土地作出个明确的定义。就土地的生态价值和自然属性,从有效的防治土地污染的目的出发,可以将土地的涵义界定为“土地是地球表面上由土壤、岩石、气候、水文、地貌、植被等组成的自然综合体,它包括人类过去和现在的活动结果。”土壤是由许多层厚度不同的矿物质成分所构成自然主体。土地的涵义与土壤的涵义不同,土地比土壤的范围要广,土壤只是土地的构成土地许多因素中的一种。
(二)农村土地污染农村土地污染,主要是指农村地区农业用地的污染。从目前农村地区土地污染的实际情况和大家所关注的农村土地污染情况来看。农村土地污染主要表现在水土流失、土地沙化、土地土壤重金属污染化、土壤酸化与盐碱化、工程荒漠化、湿地与优质土壤资源的减少等地退化问题。
二、我国农村土地污染的现状
我国目前农村地区的土地污染相当严峻,土地污染面日益扩大,土地染物的种类多,而且污染的数量日渐增高,甚至有些地区还出现了新型的复合污染。如:镉米问题、高浓度农药污染蔬菜、地下水等。我国农村地区土地污染总体现状是点面源污染并存、生活污染与工业污染层叠。农村土地污染有以下几种:
(一)农业生产过程中的农药、化肥、动物粪便、生活垃圾等污染在目前阶段,我国农业生产过程中每年都施用大量农药、化肥,其大部分都是没有被植物所吸收,而是渗入到土地里。根据国务院发展研究中心的统计数据显示,2007年我农药使用量为162.3万吨,为1990年使用量的2.2倍,化肥的施用量已达5107.8万吨,是1990年施用量的两倍;农用薄膜使用量大约193.75万吨,是1990年的4.1倍。豍另外跟国家发改委统计,我国目前农田施用化肥量平均每公顷达360多公斤,分别是德国、美国的1.6倍和3.3倍,其中氮肥的利用率为25%-30%、磷肥利用率为10%-20%,比发达国家低20-30个百分点;平均每亩农田农药量使用为150克左右,是欧盟国家的3倍,在农药使用率上只有30%上下,相当于欧盟国家在农药使用率上的一半。过量的施用农药化肥,会直接导致农田土壤的养分失衡和土壤物理性质的劣化,同时也会对地下水自然造成连锁污染。
在现阶段农业生产生活过程中农用化学剂大量使用和有效的使用概率底下,使得农村地区的土地污染的范围不断扩大。这些污染物从单一的污染逐渐演变成点污染和面源污染相结合的新型复合污染。
(二)农村生活污水及生活垃圾对土地进行污染随着人民生活水平的不断提高,生活垃圾及生活污水逐年增加。我国农村地区由于基础建设落后和环境保护设施的不到位,对生活垃圾的无害化处理简单。农村农户产生的生活垃圾随意乱丢,使得农村地区的环境更加严重,从而出现了脏、乱、差现象。据统计,大约每年产生的1.2亿吨的农村生活垃圾基本是全部露天堆放。生活垃圾是由可分解的有机物质、不可分解的物质构成,但是大部分生活垃圾的分解率底。污水灌溉也是农村土地污染的一种重要污染。合理使用生活废水及工业废水中含有的氮、磷、钾等多种植物所需养分,对农业生产增产增收有一定的效果。但是这些废水中同样含有重金属、氯化物等许多有毒物质,在没有处理的情况下直接使用于农田灌溉中,致使基本农田丧失生产力,成为“毒土”。根据我国农业部2006年对全国污灌区调查统计,大约140万km2的污水灌溉区中,遭受重金属污染的土地面积占污水灌溉区总面积的64.8%,其中,严重污染的占8.4%,中度污染的占9.7%,轻度污染的占46.7%.这些污染对环境生态链上的人而言,构成了巨大的挑战。
(三)城市的污染物向农村地区转移除农村生产生活所导致的土地环境污染之外,城市污染物向农村地区转移也是构成农村地区土地污染的一个重要原因。城市污染物向农村地区转移的主要形式有两个方面:第一,面污染物的企业转向农村地区,随着城市环境法律制度的建立健全以及国家对城市规划设计要求等方面的因素,一些高污染企业纷纷转移农村地区。这些企业大部分是一些生产设备简陋,环境污染物处理能力低下,所产生的废弃物、工业废水、生产生活垃圾等对农村地区的土地加剧的污染。第二,生活垃圾等污染物由城市向农村地区转移,随着城市规划建设及城市人口不断增加,城市居民生活所带来的垃圾数量不断攀高,从而大部分城市生活垃圾没有处理就直接运到城郊附近或农村地区,在某些靠近城市附近的农村地区大部分空置地自然就成了城市垃圾放置地,甚至一些耕地也成为污染物放置地。
(四)农村地区的工业化污染及城镇化污染改革开放以来,农村地区经济发展得到了很大的发展,乡镇企业在农村地区迅速的发展壮大。农村乡镇企业像雨后春笋一样扒地而起,给农村经济的发展注入了巨大的能量。但是同时也给农村地区造成了比较严重的环境污染,乡镇企业污染是农村土地污染源的主要之一。乡镇企业中的工业污染大量排放,远远超出农村现有环境生态的承受能力和分解能力。
工业生产后的废渣占用土地,工业生产后废水被迫灌溉当地农田,这都对我国的耕田造成严重的环境污染。这个工业污染物中含有镉、砷、汞等有毒重金属和石油类有机物污染,致使许多土地中的土壤基本丧失生产力,成为“毒土”。
三、完善我国农村土地污染防治法律制度的建议
(一)完善农村土地污染防治法律制度的必要性农村土地污染不仅制约着农村生态的发展,其农村污染物污染的土地所生产的农产品质量也受到污染的影响。这些农村土地生产的农产品,在国际交易市场中严重的阻碍着进出口贸易。土地污染的演变过程难以察觉却,这些污染危害最终指向的是人。直接危害人体健康,特别是重金属在蔬菜、粮食中的累积,将处于食物链顶端的人类置于危险位置。随着农村地区经济谋求快速发展,不合理的生产生活方式给农村地区的生态环境产生了较大的影响。农村土地中的污染物种类不断增多,并且在新形势环境下变化成新型的一种复合型污染物。甚至转向立体农业污染,使得农村土地环境进一步加剧。目前我国在土地环境污染立法上,关于农村环境污染的法律法规比较少,在国家层面上没有系统的污染控制法律法规,更没有有效的预防和治理农村土地污染的环境法律制度。在这个方面法律制度的缺陷致使农村地区土地污染的程度进一步恶化,要想控制农村土地污染这个趋势,保护现有的农村土地自然资源,维持农村土地生态环境,急需在法律制度及法律法规上建立健全。
(二)完善我国农村土地污染防治法律制度的建议1.加强农村土地污染防治专项性立法我国农村地区土地污染问题需要根本上解决,立法是根本。针对现在农村地区的环境现状以及法律控制不力的情况下,必须要借助于系统的法律制度进行管理。我国现阶段的土地污染防治法律制度与规范存在着很多缺陷与不足,不能与现有的情况相协调,必须加以修正和完善。
2.完善农村土地污染防治的执行与监管体制执法是依法保护生态环境的重要手段,而法律是否有效执行又依赖着完善的行政管理体制制度。目前我国针对农村土地环境污染问题的相关法律法规相当少,致使农村生态环境恶化,土地污染不断加剧扩大。这些都与现今农村地区环境保护法律制度执行关系密切。诺要使我国农村地区土地污染防治得到行而有效的执行,必须规范好我国农村土地防治行政管理机制。我国目前的行政监管体制存在着多头管理的混乱局面,出现“九龙治理”的局面,得不到有效的控制。目前我国农村地区应该明确行政管理机制中的职权和各自分工,才能够在执法管理中有效的落实,才有效的保护好了农村土地生态环境的安全。
篇8
对于中国的节能减排而言，2010年注定是一个值得期待的大年。
根据“十一五”规划，单位GDP能耗将比2005年下降20％，而COD(化学需氧量)和二氧化硫的排放总量也将下降10％。
2009年9月，在大连出席夏季达沃斯论坛时，中国国务院总理公开表示，上述目标有望在201O年如期达成。
此后，中国发展改革委员会副主任解振华也重申，这一节能减排目标是政府对人民的庄严承诺，将综合利用各种手段确保实现。
转折曙光
之所以如此关注“十一五”目标能否顺利实现。是因为有过不堪回首的过往。
在“十五”(2001年至2005年)期间，中国曾制定了类似的减排目标，即把cOD和二氧化硫的排放总量削减10％。
但最终的结果，只能以惨败来定义：2005年，COD的排放量比2000年只下降2％，二氧化硫反而增加了27％。这也是在整个“十五”期间，中国仅有的未实现的控制性目标。
究其原因，以GDP为核心的干部考核机制、粗放式的经济增长方式、历史欠账过多以及环保监督机制和能力的相对薄弱，都是不可忽视的原因。
因此，当2006年――“十一五”的头一年，COD和二氧化硫的排放量，分别比上一年增长1％及1.5％时，是否会重蹈覆辙的担忧又开始浮现。2007年，虽然主要污染物上升的势头已经得到遏制，但鉴于减排幅度仍不及年度目标，前景仍然存疑。
在节能方面，情况也十分类似。2006年，虽然全国单位GDP能耗比上一年下降了1.33％，但除了北京，其他地区都没有完成能耗降低率的年度目标。虽然后来GDP修正之后，能耗下降幅度提高为1.79％，但仍与预期目标差距甚远。
一直到2008年，人们才看到实现节能减排目标的曙光：当年，COD和二氧化硫排放量比2007年分别下降了4.42％和5.95％。与2005年比较，这两项指标分别下降了6.61％和8.95％，首次赶上了减排任务“时间进度表”。
除了全球金融危机导致的产业结构被动调整，中国政府投巨资兴建的脱硫、污水处理等环保设备，也逐步建成投产，都是重要原因。此外，随着环评制度的收紧提高了“两高一资”(高能耗、高污染、资源性)行业的准入门槛，加上环保监测能力不断提升，减排指标被纳入地方有关负责人的业绩考核指标，这些都为进一步的减排奠定了良好的基础。
通过加快淘汰落后产能、加大重点工程实施力度、加强节能减排管理等措施，2008年，中国单位GDP能耗也下降了4.59％，创“十一五”实施以来降幅记录。
根据环境保护部的统计，2009年上半年，全国COD排放总量657.6Z万吨，与2008年同期相比下降2.46％；二氧化硫排放总量1147.8万吨，与2008年同期相比下降5.40％。
以此态势推断，2009年，“十一五”二氧化硫减排目标即可提前实现。而到2010年，实现COD排放目标也应无悬念。
但实现节能目标，则要相对困难得多。 到2008年，单位GDP能耗与2005年相比，也只下降了10.1％，仍落后于时间表。2009年上半年，全同单位CDP能耗在一季度下降2.89％的基础上，累计下降3.35％，降幅同比提高0.47个百分点。
相信2009年全年的单位GDP能耗降幅，应该会高于上半年的数字。但正如解振华所言，2009年达到单位GDP能耗下降5％的目标，从而为最终实现“十一五”规划奠定基础，仍然挑战巨大。
不应止步
当“十一五”进入收官之年时， “十二五”规划(2011年到2015年)也正在紧锣密鼓地编制之中。
不管“十一五”规划实现情况如何，可以肯定得是，“十二五”都不会是简单的复制品。其中，一个确定性的变量，就是碳强度减排目标的引入。
已经明确表示。中国将把碳强度减排目标纳入整个国民经济规划之中，以实现到2020年，单位GDP碳强度比2005年降低40％到45％的目标。
当然，这存在另外两种可能性：或者在保留现有节能减排目标的基础上，再增加一个碳强度目标；或者用碳强度减排目标，来取代现有的节能目标。
但无论是哪种格局，都要求中国必须从现有的单一指标管理体系，实现向综合性治理结构的转变。
要知道，碳排放虽然主要来源于传统化石能源的燃料，和能源消费密切相关，但并不仅限于此。它涉及同汁民生的各个角落，必将对整个经济和社会转型，带来更深刻的影响。
实际上，即使不考虑碳减排因素，用单一指标来管理资源和环境问题，其弊端也已经逐渐显现。
“十一五”期间，虽然二氧化硫减排指标的完成几成定局，但与之形成鲜明对照的是，另外一种大气污染物一氮氧化物的排放量，却呈现出高歌猛进的态势：仅从2003年到2007年间，仅火电厂排放的氮氧化物总量就增加了四成。
这就意味着，仅仅控制一项二氧化硫指标，并不足以显著降低酸雨的危害，后者只不过从硫酸型变成硝酸型而已，换一个步伐前进。而且，氮氧化物对于人体健康的直接危害，甚至还比二氧化硫更烈。
水污染面临着类似的尴尬。目前，COD排放量虽然在逐年下降，但导致蓝藻爆发的总氮、总磷等污染物的排放，却并没有相应的目标可循。
更值得关注的，或者是重金属污染。
2009年，血铅超标事件在中国各地都陆续爆发，从陕西、湖南、云南到福建、广东、河南。被诊断为血铅超标的人数，其中很大一部分都是儿童，少则数十人，多则逾千。
除了铅污染，2009年6月，湖南浏阳市镇头镇长沙湘和化工厂亦发生较严重的镉污染事件，造成100余人尿镉超标，4平方公里的土壤及农作物被污染。
如果说2006年甘肃徽县的铅中毒事件，揭开了重金属污染残酷性的序幕的话，那么在2009年，绝对可以用警钟长鸣来形容了。
但遗憾的是，迄今为止，只有湖南省把砷、镉等重金属，纳入减排约束性指标之中。很多省份，包括环保部，不要说纳入约束性指标，就涟污染信息的公布也十分“吝啬”。
篇9
1土壤退化的概念
土壤退化(Soildegradation)是指在各种自然，特别是人为因素影响下所发生的导致土壤的农业生产能力或土地利用和环境调控潜力，即土壤质量及其可持续性下降（包括暂时性的和永久性的）甚至完全丧失其物理的、化学的和生物学特征的过程，包括过去的、现在的和将来的退化过程，是土地退化的核心部分。土壤质量(Soilquality)则是指土壤的生产力状态或健康(Health)状况，特别是维持生态系统的生产力和持续土地利用及环境管理、促进动植物健康的能力[2]。土壤质量的核心是土壤生产力，其基础是土壤肥力。土壤肥力是土壤维持植物生长的自然能力，它一方面是五大自然成土因素，即成土母质、气候、生物、地形和时间因素长期相互作用的结果，带有明显的响应主导成土因素的物理、化学和生物学特性；另一方面，人类活动也深刻影响着自然成土过程，改变土壤肥力及土壤质量的变化方向。因此，土壤质量的下降或土壤退化往往是一个自然和人为因素综合作用的动态过程。根据土壤退化的表现形式，土壤退化可分为显型退化和隐型退化两大类型。前者是指退化过程（有些甚至是短暂的）可导致明显的退化结果，后者则是指有些退化过程虽然已经开始或已经进行较长时间，但尚未导致明显?耐嘶峁?/P>
2全球土壤退化概况
当前，因各种不合理的人类活动所引起的土壤和土地退化问题，已严重威胁着世界农业发展的可持续性。据统计，全球土壤退化面积达1965万km2。就地区分布来看，地处热带亚热带地区的亚洲、非洲土壤退化尤为突出，约300万km2的严重退化土壤中有120万km2分布在非洲、110万km2分布于亚洲；就土壤退化类型来看，土壤侵蚀退化占总退化面积的84%，是造成土壤退化的最主要原因之一；就退化等级来看，土壤退化以中度、严重和极严重退化为主，轻度退化仅占总退化面积的
38%[3～6]。
全球土壤退化评价(GlobalAssessmentofSoilDegradation)研究结果[3～6]显示，土壤侵蚀是最重要的土壤退化形式，全球退化土壤中水蚀影响占56%，风蚀占28%；至于水蚀的动因，43%是由于森林的破坏、29%是由于过度放牧、24%是由于不合理的农业管理，而风蚀的动因，60%是由于过度放牧、16%是由于不合理的农业管理、16%是由于自然植被的过度开发、8%是由于森林破坏；全球受土壤化学退化（包括土壤养分衰减、盐碱化、酸化、污染等）影响的总面积达240万km2，其主要原因是农业的不合理利用(56%)和森林的破坏(28%)；全球物理退化的土壤总面积约83万km2，主要集中于温带地区，可能绝大部分与农业机械的压实有关。
3我国土壤退化状况
首先，我国水土流失状况相当严重，在部分地区有进一步加重的趋势。据统计资料[7]，1996年我国水土流失面积已达183万km2，占国土总面积的19%。仅南方红黄壤地区土壤侵蚀面积就达6153万km2，占该区土地总面积的1/4[8]。同时，对长江流域13个重点流失县水土流失面积调查结果表明，在过去的30年中，其土壤侵蚀面积以平均每年1.2%～2.5%的速率增加[9]，水土流失形势不容乐观。
其次，从土壤肥力状况来看，我国耕地的有机质含量一般较低，水田土壤大多在1%～3%，而旱地土壤有机质含量较水田低，＜1%的就占31.2%；我国大部分耕地土壤全氮都在0.2%以下，其中山东、河北、河南、山西、新疆等5省（区）严重缺氮面积占其耕地总面积的一半以上；缺磷土壤面积为67.3万km2，其中有20多个省（区）有一半以上耕地严重缺磷；缺钾土壤面积比例较小，约有18.5万km2，但在南方缺钾较为普遍，其中海南、广东、广西、江西等省（区）有75%以上的耕地缺钾，而且近年来，全国各地农田养分平衡中，钾素均亏缺，因而，无论在南方还是北方，农田土壤速效钾含量均有普遍下降的趋势；缺乏中量元素的耕地占63.3%[10]。对全国土壤综合肥力状况的评价尚未见报道，就东部红壤丘陵区而言，选择土壤有机质、全氮、全磷、速效磷、全钾、速效钾、pH值、CEC、物理性粘粒含量、粉/粘比、表层土壤厚度等11项土壤肥力指标进行土壤肥力综合评价的结果表明，其大部分土壤均不同程度遭受肥力退化的影响，处于中、下等水平，高、中、低肥力等级的土壤的面积分别占该区总面积的25.9%、40.8%和 33.3%，在广东丘陵山区、广西百色地区、江西吉泰盆地以及福建南部等地区肥力退化已十分严重[11]。
此外，其它形式的土壤退化问题也十分严重。以南方红壤区为例，约20万km2的土壤由于酸化问题而影响其生产潜力的发挥；化肥、农药施用量逐年上升，地下水污染不断加剧，在部分沿海地区其地下水硝态氮含量已远远高于WHO建议的最高允许浓度10mg/l；同时，在一些矿区附近和复垦地及沿海地区土壤重金属污染也相当严重[8]。
4土壤退化研究进展
自1971年FAO提出土壤退化问题并出版“土壤退化"专著以来，土壤退化问题日益受到人们的关注。第一次与土地退化有关的全球性会议——联合国土地荒漠化(desertification)会议于1977在肯尼亚内罗毕召开。联合国环境署(UNEP)又分别于1990年和1992年资助了Oldeman等开展全球土壤退化评价(GLASOD)、编制全球土壤退化图和干旱土地的土地退化（即荒漠化）评估的项目计划。1993年FAO等又召开国际土壤退化会议，决定开展热带亚热带地区国家级土壤退化和SOTER（土壤和地体数字化数据库）试点研究。在1994年墨西哥第15届国际土壤学大会上，土壤退化，尤其是热带亚热带的土壤退化问题倍受与会者的重视，不少科学家指出，今后20年热带亚热带将有1/3耕地沦为荒地，117个国家粮食将大幅度减产，呼吁加强土壤退化及土地退化恢复重建研究，并在土壤退化的概念、退化动态数据库、退化指标及评价模型与地理信息系统、退化的遥感与定位动态监测和模拟建模及预测、土壤复退性能研究、退化系统恢复重建的专家?霾呦低车妊芯糠矫嬗辛诵碌姆⒄埂9仕帘3盅Щ嵋灿?nbsp;1997在加拿大多伦多组织召开了以流域为基础的生态系统管理的全球挑战国际研讨会，从生态系统、流域的角度探讨土壤侵蚀等土壤退化等问题。而且，国际土壤联合会于1996年和1999年分别在土耳其和泰国举行了直接以土地退化为主题的第一届和第二届国际土地退化会议，并在第一届会议上决定成立了土壤退化研究工作组专门研究土壤退化，在第二届会议上则对土壤退化问题更为重视，并有学者倡议将土壤退化研究提高到退化科学的高度来认识，并决定于2001年在巴西召开第三届国际土壤退化会议[12]。同时，在亚洲，由UNDP和FAO支持的“亚洲湿润热带土壤保持网(ASOCON)”和“亚洲问题土壤网”也在亚太土地退化评估与控制方面开展了大量的卓有成效的研究工作。总的说来，国际上土壤退化研究在以下方面取得了重要进展：①从土壤退化的内在动因和外部影响因子（包括自然和社会经济因素）的综合角度，研究土壤退化的评价指标及分级标准与评价方法体系；②从土壤的物理、化学和生物学过程及其相互作用入手，研究土壤退化的过程与本质及机理；③从历史的角度出发，结合定位动态监测，?芯扛骼嗤寥劳嘶难荼涔碳胺⒄骨飨蚝退俾剩⒍云浣心D夂驮猓虎懿嘀厝死嗷疃ㄌ乇鹗峭恋乩梅绞胶屯寥谰芾泶胧┒酝寥劳嘶屯寥乐柿坑跋斓难芯浚⒔寥劳嘶睦砺垩芯坑胪嘶寥赖闹卫砗涂⑾嘟岷希型恋馗录际鹾屯寥郎δ鼙；氖匝槭痉逗屯乒悖虎葑⒅卮臣际酰ㄒ巴獾鞑椤⑻锛涫匝椤⑴柙允匝椤⑹笛槭曳治霾馐浴⒍ㄎ还鄄馐匝榈龋敫咝录际酰ㄒ8小⒌乩硇畔⑾低场⒌孛娑ㄎ幌低场⒛D夥抡妗⒆蚁低车龋┑慕岷希虎薮由缁峋醚Ы嵌妊芯客寥劳嘶酝寥乐柿考捌渖Φ挠跋臁?/P>
我国土壤学研究工作在过去几十年主要集中在土壤发生、分类和制图（特别是土壤资源清查）；土壤基本物理、化学和生物学性质（特别是土壤肥力性状）；土壤资源开发利用与改良（特别是土壤培肥，盐渍土和红壤的改良等）等方面。这些工作虽然在广义上与土壤退化科学密切相关，但直接以土壤退化为主题的研究工作主要集中在最近10多年，其中又以热带亚热带土壤退化研究工作较为系统和深入，并在80年代参与了热带亚热带土壤退化图的编制，完成了海南岛1∶100万SOTER图的编制工作。90年代以来，中国科学院南京土壤研究所结合承担国家“八五”科技攻关专题“南方红壤退化机制及防治措施研究”和国家自然科学基金重点项目“我国东部红壤地区土壤退化的时空变化、机理及调控对策的研究”任务，将宏观调研与田间定位动态观测和实验室模拟试验相结合，将遥感、地理信息系统等高新技术与传统技术相结合，将自然与社会经济因素相结合，将时间演变与空间分布研究相结合，将退化机理与调控对策研究相结合，对南方红壤丘陵区土壤退化的基本过程、作用机理及调控对策进行了有益的探索，并在以下方面取得了重要进展[8、13]：①初步定义了土壤退化的概念，阐明了红壤退化的基本过程、机制、特点。②在土壤侵蚀方面，利用遥感资料和地理信息系统技术编制了东部红壤区1∶400万90年代土壤侵蚀图与叠加类型图及典型地区70、80、90年代叠加土壤侵蚀图，并在土壤侵蚀图、土地利用图、土壤母质图等基础上，编制了1∶400万土壤侵蚀退化分区概图；对南方主要类型土壤可蚀性K值进行了田间测定，并利用全国第二次土壤普查数据和校正的Wischmeier方程，计算我国南方主要类型土壤可蚀性K，编制了相关图件。③在肥力退化机理方面，建立了南方红壤区土壤肥力数据库，初步提出了肥力退化评价指标体系，进行了土壤肥力退化评价的尝试，并绘制了红壤退化评价有关图件；将养分平衡与土壤养分退化研究相结合总结了我国南方农田养分平衡10年变化规律及其与土壤肥力退化的关系，认为土壤侵蚀、酸化养分淋失等造成的养分赤字循环及养分的不平衡是土壤养分退化的根本原因；应用遥感手段及历史资料，编制了0～20cm及0～100cm土层的土壤有机碳密度图，探讨了红壤有机碳库的消长与转化及腐殖质组成性质的变化规律；提出了磷素固定是红壤磷素退化的主要原因，磷素有效性衰减的实质是磷素的双核化和向固相的扩散，解决了红壤磷素退化的实质问题。④在土壤酸化方面，研究了红壤的酸化特点，根据土壤的酸缓冲性能，建立了土壤酸敏感性分级标准，进行了红壤酸敏感性分级和分区，首次绘制了有关地区土壤酸敏感性分区概图；采用MAGIC模型，并进行校正对我国红壤酸化进行预测，揭示红壤酸度的时空变化规律；并在作物耐铝快速评估方面取得了重要进展。⑤在土壤污染方面，利用多参数对重金属的土壤污染进行了综合评估，建立了综合污染指数(CPI)值的计算方法，对不同地区的污染状况进行了评估，绘制了重金属污染概图；应用农药在土壤中的吸附系数(Kd)和半衰期(t1/2)及基质迁移模式，阐明了土壤农药污染的机理；在重金属污染对土壤肥力的影响方面的研究结果表明，重金属污染可降低土壤对钾的保持能力，促进钾的淋失；而对氮和磷而言，主要是降低与其催化降解和循环相关的酶的活性。⑥红壤退化防治方面，提出了区域治理调控对策，“顶林—腰果—谷农—塘鱼”等立体种养模式等，并对一些开发模式进行示范和评价。
然而，我国幅员辽阔，自然和社会经济条件复杂多样，地区间差异明显。各类型区在农业和农村发展过程中均不同程度地面临着各种资源环境退化问题，有些问题是全区共存的，有些则是特定类型区所特有的。过去的工作仅集中于江南红壤丘陵区，而对其它地区触及较少。而且，在研究工作中，也往往偏重于单项指标及单个过程的研究。土壤退化综合评价指标体系的研究基本处于空白，对退化过程的相互作用研究不够。同时，在合理选择碱性物质改良剂种类、提高经济效益以及长期施用改良剂对土壤物理、化学，特别是生物学性质的影响等方面还有许多问题有待进一步研究，对耐酸（铝）作物品种的选择研究也亟待加强。此外，对其它土壤退化问题，如集约化农业和乡镇企业及矿产开发引起的土壤及水体污染、土壤生物多样性衰减等问题，尚未开展系统研究。
5土壤退化的研究方向
土壤退化是一个非常综合和复杂的、具有时间上的动态性和空间上的各异性以及高度非线性特征的过程。土壤退化科学涉及很多研究领域，不仅涉及到土壤学、农学、生态学及环境科学，而且也与社会科学和经济学及相关方针政策密切相关。然而，迄今为止，国内外的大多数研究工作偏重于对特定区域或特定土壤类型的某些土壤性状在空间上的变化或退化的评价，而很少涉及不同退化类型在时间序列上的变化。而且，在土壤退化评价方法论及评价指标体系定量化、动态化、综合性和实用性以及尺度转换等方面的研究工作大多处于探索阶段。
我国土壤退化研究虽然在某些方面取得了一定的、有特色的进展，但整体上还处于起步阶段。为此，作者认为，今后我国土壤退化的研究工作应从更广和更深的层次上系统综合地开展土壤退化的综合评价与主要退化类型农业生态系统的重建和恢复研究，并逐步向土地退化或环境退化方向拓展。具体来说，应加强以下几个方面的研究工作：
(1)土壤与土地退化指标评价体系研究。主要包括用于评价不同土壤及土地退化类型的单项和综合评价指标、分级标准、阈值和弹性，定量化的和综合的评价方法与评价模型等；
(2)土壤退化的监测与预警系统研究。主要包括建立土壤退化监测研究网络，对重点区域和国家在不同尺度水平上的土壤及土地退化的类型、范围及退化程度进行监测和评价，并进行分类区划，为退化土地整治提供依据；
(3)土壤与土地退化过程、机理及影响因素研究。重点研究几种主要退化形式（如土壤侵蚀、土壤肥力衰减、土壤酸化、土壤污染及土壤盐渍化等）的发生条件、过程、影响因子（包括自然的和社会经济的）及其相互作用机理；
(4)土壤与土地退化动态监测与动态数据库及其管理信息系统的研究。主要包括土壤退化监测网点或基准点(Benchmarksites)的选建、3S(GIS、GPS、RS)技术和信息网络及尺度转换等现代技术和手段的应用与发展、土壤退化属性数据库和GIS图件及其动态更新、土壤退化趋向的模拟预测与预警等方面的工作；
(5)土壤退化与全球变化关系研究。主要包括土壤退化与水体富营养化、地下水污染、温室气体释放等；
(6)退化土壤生态系统的恢复与重建研究。主要包括运用生态经济学原理及专家系统等技术，研究和开发适用于不同土壤退化类型区的、以持续农业为目标的土壤和环境综合整治决策支持系统与优化模式，主要退化生态系统类型土壤质量恢复重建的关键技术及其集成运用的试验示范研究等方面的工作，为土壤退化防治提供决策咨询和示范样板；
(7)加强土壤退化对生产力的影响及其经济分析研究，协助政府制定有利于持续土地利用，防治土壤退化的政策。
参考文献
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10鲁如坤．土壤—植物营养学[M]．北京：化学工业出版社，1998.
11孙波，张桃林，赵其国．我国东南丘陵区土壤肥力的综合评价[J]．土壤学报，1995,32(4)：362～369.
12CAnecksamphant,CCharoenchamratcheep,T
Vearasilp,etal.ConferenceReportof2nd
InternationalConferenceonLandDegradation[R].
篇10
关键词：污泥；处理；减量化；资源化；
1、前言
城市化、工业化进程的加速，对环境的影响日益严重，城市水环境的保护比以往显得更加重要，大量城市污水处理厂的出现，有效缓解了水环境的压力，但同时也带来了污水处理厂污泥如何处理的问题。污泥由多种微生物形成的菌胶团及有机物、重金属和盐类及寄生虫卵等组成，处理不好，易造成二次污染。不妥善解决污泥的出路问题，会影响到污水处理厂的正常运行。因此应根据各地的实际情况，综合利用污泥处理技术，找出适合的处理方式，就此，谈一点自己的看法。
2、污水处理厂污泥处理的现状和面临的问题
2.1处理现状
以南京为例，城区目前已投入运行的大型污水处理厂共有4座，污水处理能力约100万吨，每天产生的含水率80%的脱水后污泥达数百吨，目前的方式为脱水后外运掺烧发电、填埋、堆肥等。
其中焚烧发电约占50%，污泥脱水后运送至电厂与煤按一定比例进行混合，后进入焚烧炉燃烧产生热量用于发电；其它的用于填埋和堆肥，污泥脱水后利用废矿坑进行填埋，或经过堆肥工艺制成肥料。
2.2面临问题
根据《城镇污水处理厂污泥处理处置及污染防治技术政策》的相关要求，污泥处理技术总的目标是实现“四化”，既“稳定化、减量化、无害化、资源化”，目前南京在污泥处理方面还存在着问题，主要表现在以下几方面：
2.2.1处理方式比较单一，缺乏深度处理工艺
现各厂污泥处理工艺基本为机械脱水工艺，既将剩余污泥加高分子絮凝剂（聚丙烯酰胺）后直接脱水后，脱水后污泥含水率达80%左右，运输的大部分是水，造成运力浪费；且运输途中，撒漏在所难免，对沿途环境影响很大，不符合减量化的要求。其次是污泥中有机物含量高，易分解有恶臭，黏性大，不符合稳定化的要求。
2.2.2污泥处理处理运营单位缺乏有效的监管
根据水染污防治法，污水处理过程中产生的污泥也应当被有效处理，参与脱水后污泥的焚烧、堆肥、运输等相关处理的单位，均被定义为污水处理设施运营单位，应有相关资质和执行标准，与目前的实际情况相比，各相关处理单位大多处于起步阶段，有的还不是主营业务，与要求比有一定差距的。另外对这些污泥处理运营单位的监管方面，相关制度和政策还不是很明了。
2.2.3污泥处理处理经费和政策的支持
污泥的性质决定了污泥的处理是一个比较复杂的问题，要真正实现污泥处理的无害化和资源化，单独依靠污水处理厂自身是完成不了的，必须实现污泥深度处理的产业化工作。
要实现产业化首先要保证有充足的污泥处理资金，污泥处理费用应当在污水处理费中占一定的比例。其次是要有相应的推行污泥资源化的政策，才能有效促进产业健康发展。
3、几种主要的污泥处理方法及优缺点分析
目前国内外污泥处理方法大体有焚烧、填埋、和土地利用等。填埋的技术难度最低，其次是土地利用，难度最高的是焚烧。焚烧的投入成本最高，其次是填埋，土地利用成本最低。但焚烧和填埋分别存在尾气和地下水污染的风险，而土地利用的风险较小。因此需采取适合各自实际情况的污泥处理方法。
3.1污泥的焚烧
焚烧是污泥处理中最彻底的处理方法，它能使有机物全部碳化，杀死病原体，可最大限度地减少污泥体积，能实现污泥“减量化、无害化、资源化“的目标，
但是其缺点在于处理设施需投资进行相应的改造，没有经过干化的污泥需进行掺煤焚烧，能耗大，处理费用高。
3.2 污泥的卫生填埋
污泥卫生填埋是一项比较成熟的污泥处理技术。这种处理方法简单、易行、成本低，污泥又不需要高度脱水，适应性强。填埋场一般为废弃的矿坑或天然的低洼地。
污泥填埋存在的问题是渗滤液和气体的形成，如果填埋场选址或运行不当，渗滤液会进入地下水层，污染地下水环境。填埋场产生的气体若不采取适当措施会引起爆炸和燃烧。另外，适合污泥填埋的场所也因城市污泥的大量产出而越来越有限，填埋场没有进一步发展的希望。
3.3污泥的土地利用
污泥的土地利用投资少、能耗低、有机部分可转化成土壤改良剂成分，被认为是最有发展潜力的一种处理方式，是污泥“无害化、稳定化”的重要处理方法。通过堆肥等科学合理的方法进行土地利用，可减少污泥带来的负面效应。
污泥土地利用存在的问题是：如果污泥发酵的不彻底，病原体及寄生虫卵杀不死；另外有可能有重金属污染问题存在。
4、污泥处理方法的选用
一种有效的污泥处理方法，应当兼顾到环境生态效益、社会效益和经济效益，污泥的处理方法多种多样，各有优缺点，选用什么样的方法不但与当地的自然条件及经济社会发展水平有关外，还与污水处理工艺、污水来源等有很大关系。应根据污水处理厂的具体情况进行区别对待，统筹安排。
例如对于污水收集范围内无工业污染源以生活污水为主，污泥量较少的厂，完全可以考虑采取土地利用的方式，制成复合肥料后作为再生资源有效利用。
进厂污水既有工业污水又有生活污水的，如果污泥中有机物含量较高的，仍可以考虑采取土地利用的方式，作为再生林地和市政绿化的肥料利用，不易造成食物链的污染，也可成为污泥土地利用的有效方式。
如果污泥中重金属等污染较重，不符合农用污泥标准的污泥，需考虑采取焚烧的方法处理，以彻底消除二次污染。
对于城市有垃圾发电项目的，可考虑将污泥加入稳定剂后采用新技术脱水机将今水率降低至60%以下，作为覆盖土填埋入垃圾场，可有效利用其中含有的有机成份，产生沼气后用于发电，可低成本实现资源化目标。
5、结语
“十二五”期间，节能减排工作的标准进一步提高，城市污水处理厂污泥的处理工作得到重视，做好污泥的深度处理工作十分重要，需要创新思路，充分参考国内外情况，结合自身实际情况，找出一条适合的技术路线，实现污泥处理的 “减量化、无害化、资源化“的目标。
参考文献：
