土壤学研究进展范文
时间：2023-12-18 17:58:21
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篇1
关键词：重金属；污染土壤；修复技术；化学淋洗
中图分类号：X53
文献标识码：A 文章编号：1674-9944（2016）24-0012-04
1 引言
随着工农业的不断发展和城市化进程的加快，土壤污染问题日趋显现，尤其是土壤中的重金属污染。有害重金属在土壤中不断富集就会对土壤中的植物系统产生毒害作用，不仅导致土壤退化，生态破坏，还可通过一系列循环（如地球化学链、食物链等）在生物体内富集，进而对人类健康和生命安全造成威胁。土壤中的重金属污染有着广泛的来源，主要包括矿山开采、金属加工和冶炼、化工、电子垃圾、制革和染料等工业排放的三废及汽车尾气的排放、污水灌溉、农药和污泥施肥等[1，2]。重金属污染具有长期性、隐蔽性、滞后性和不可逆性等特点[3，4]，因此，对土壤中重金属污染的修复一直备受国内外广泛关注和研究。
环境保护部和国土资源部联合的《全国土壤污染状况调查公报》显示[5]，全国土壤总的点位超标率为16.1%，以轻微和轻度污染为主。污染类型以无机型为主，无机污染物超标点位数占全部超标点位的82.8%，其主要污染物是镉（Cd）、砷（As）、汞（Hg）、铅（Pb）、铜（Cu）、锌（Zn）、铬（Cr）和镍（Ni）8种重金属。我国土壤环境状况总体不容乐观。传统的重金属土壤污染修复大多采用挖掘填埋法，这种方法虽简单易行，但其治标不治本，只是把污染物进行了转移，并未消除。而且还存在占用土地、渗漏和污染周边环境的负面影响。目前，按修复机理可将重金属污染土壤修复分为两种[6]，一种是通过固化作用改变重金属在土壤中的存在形态，进而降低其在环境中的可迁移性和生物可利用性；另一种是从土壤中将重金属去除，使土壤中重金属的浓度接近或达到背景值。
对重金属污染土壤修复的具体方法可分为物理法、化学法和生物法。物理法是利用一系列物理手段（如客土工程、电热解析修复法等）将土壤中的污染物去除或分离，一般情况下，化学法与其联合使用。化学法通过添加到重金属污染土壤中的改良剂、抑制剂来调节和改变土壤的理化性质，使重金属发生化学反应（如沉淀、吸附、拮抗和氧化还原等），从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体或组分来修复重金属污染土壤，它是一种原位土壤修复技术，主要包括微生物、植物和动物修复。其中化学淋洗修复技术因其具有简单的修复工艺，稳定、彻底的修复效果，并且修复周期短，对高浓度污染土壤具有较高修复效率，因而逾发受到重视。
为此，针对我国土壤重金属污染现状，概述了化学淋洗修复重金属污染土壤修复中的应用，并针对化学淋洗技术存在的主要问题提出其未来发展方向。
2 化学淋洗技术
化学淋洗技术即利用能促进土壤环境中污染物溶解或迁移的生物化学溶剂，通过水力压头或在重力作用下将其注入被污染土层中，将土壤中的固相重金属转移至液相中，然后再把含有污染物的液体从土层中抽提出来，进行分离和污水处理[7]。该法可用于大面积、重度污染土壤的治理，尤其在砂土、沙壤土、轻壤土中效果较好，但不适用渗透性不好的土壤。
2.1 原位化学淋洗技术
原位化学淋洗修复是在现场通过淋洗剂投加、土壤下层淋出液收集和淋出液处理、淋出液再生完成对重金属污染土壤的修复[8]。淋洗剂投加方式有灌溉、沟渠或挖掘、喷淋等，采用何种方式取决于污染物在土壤中所处的深浅位置。土壤下层淋出液的收集可通过梯度井或抽提井等方式实现。淋出液的处理可通过化学沉淀或离子交换实现。再生的淋出液可同新鲜的洗涤剂再次注入污染土壤中而得到循环使用。原位淋洗技术无需开挖大土方量土壤，操作较为简单，特别适用于多孔隙、易渗透的土壤，但其若操作不当，很可能造成地下水污染。
2.2 异位化学淋洗技术
异位化学淋洗技术与原位化学淋洗技g不同，首先把被污染的土壤挖出来，并通过筛分去除超大颗粒，然后用清水或淋洗液清洗污染土壤，除去重金属污染物，再处理含重金属污染物的废水或淋出液，最后将洁净土壤回填或他用。异位淋洗技术操作的关键是控制土壤颗粒粒径最低下限为9.5 mm，可通过水力方式机械地悬浮或搅动方式实现，因大于此尺寸的颗粒才较易将污染物从土壤中洗去[9]。当污染土壤中粒子或砾石含量大于50%时，异位化学淋洗技术效果显著，而对于污染土壤中黏粒、粉粒含量大于30% ～ 50%或者腐殖质含量较高时，异位化学淋洗技术分离去除效果较差[10]。
2.3 化学淋洗技术影响因素
通过化学淋洗技术修复重金属污染土壤有很多影响因素，其中最主要的有重金属性质、土壤性质、工艺操作条件。
重金属性质包括有土壤中重金属的存在形态和种类。重金属的形态与活性与淋洗效率密切相关，以有效态形式存在的重金属才是土壤淋洗的重点。有效态重金属淋洗效率由大至小为：可交换态>碳酸盐结合态>铁锰氧化物结合态>有机物结合态>残渣态[11]。重金属的种类及含量与土壤的结合力密切相关，重金属含量越高，与土壤结合的越不紧密，从而越容易被淋洗[12]。
土壤的性质主要有粒级分配、有机质含量、土壤的质地、与阳离子的交换能力等。黏土比砂土更易与重金属结合，故其淋洗效率相对不高。当污染土壤的水力传导系数>10-3cms-1，较适合采用化学淋洗技术；也有观点认为，黏质土/壤质土占整个土体20% ～ 30%时，化学淋洗效率较低[13]。土壤中重金属阳离子交换容量越大，即阳离子被吸附的数量越多，就越难将重金属从污染土壤中解吸[12]。
工艺操作条件主要有淋洗剂种类及用量、淋洗温度及PH、淋洗时间、土液比等。①针对污染物质和污染程度选择相应的淋洗剂，在此基础上确定最佳操作条件。②淋洗剂用量的选取应综合考虑目标金属的去除效率和淋洗过程中常量元素的淋出特征，从而确定适宜的淋洗剂用量。③淋洗温度会影响土壤中重金属的去除效率，通常温度越高，污染物溶解量越大，从而越有利于重金属的去除。但温度并不是越高越好，过高反而会使表面活性剂的增溶空间减少，降低增容量；土壤重金属体系的吸附状态和螯合平衡受淋洗剂pH值影响，如氢氧化物和碳酸盐结合态重金属更易被较低的pH值溶解。故应根据淋洗剂性质和重金属污染物性质选择适宜的淋洗温度及pH值。④淋洗剂不同对土壤的反应平衡时间不同。应在保证重金属淋出效率的同时，选择合适的淋洗时间，若时间过长不仅导致处理费用增加，油水还可能形成乳化液，不利后续废液处理和回用。⑤单位质量污染土壤所加入的淋洗液量的增多，一般会提高污染物的去除率，但是过多不仅会造成浪费还可能改变土壤的理化性质。
综上所述，合适工艺操作条件的选取，不仅可确保最佳的修复效果，同时还可节约操作成本。
3 化学淋洗剂种类及研究概况
淋洗剂的选择是化学淋洗技术的关键，淋洗剂既要能提取污染土壤中的重金属，又不能导致土壤结构和理化性质破坏，同时还要综合考虑淋洗剂价格和回收利用价值。目前，无机淋洗剂、有机酸、人工螯合剂和表面活性剂四种淋洗剂类型研究较为广泛。
3.1 无机淋洗剂
无机淋洗剂常用的是酸、碱、盐，主要有硝酸、盐酸、磷酸、硫酸、草酸、柠檬酸和氢氧化钠等。
Moutsatsou[14]等对受As、Cu、Pb、Zn污染的土壤通过不同无机酸淋洗，结果发现，HCl的淋洗效果优于H2SO4和HNO3。李海波[15]采用淋洗法，以组成为0.5 molL-1CaCl2和0.1 molL-1HCl的复合药剂作为淋洗剂处理沈阳张士灌区Cd、Pb污染沉积物（Cd 39 mgkg-1，Pb 1250 mgkg-1），在pH=1.0、反应时间30 min、淋洗剂液固比3：1、搅拌速度500 rmin-1、温度25℃的条件下，复合淋洗剂对Cd和Pb的去除率分别达到70.8%和29.3%。陈春乐[16]研究了3种盐溶液（NaCl、CaCl2、FeCl3）及其与HCl复合淋洗剂对Cd污染土壤的修复效果，结果表明，FeCl3的淋洗效果明显优于其他两种中性盐淋洗剂，淋洗效果从高到低为FeCl3、CaCl2、NaCl。三种中性盐与HCl的复合淋洗剂对土壤Cd的淋洗效率均高于单一淋洗剂，且HCl和FeCl3复合淋洗剂对Cd的淋洗效率仍高于HCl与NaCl、CaCl2的复合淋洗剂。0.1 molL-1HCl与0.4 molL-1 FeCl3的复合淋洗剂为试验条件下土壤Cd的最佳淋洗剂。
无机淋洗剂对土壤中重金属去除效果较好，不仅速度快，而且成本低，但其会导致土壤的理化性质严重破坏，从而使土壤养分流失。
3.2 有机酸
有机酸主要是通过与重金属络合促进难溶态重金属溶解，增加重金属从土壤中的解析量。常用的有机酸有柠檬酸、苹果酸、草酸、丙二酸等。
平安[17]发现有机酸对土壤重金属Cd、Pb、Zn的浸提率与酒石酸、乙酸、柠檬酸、苹果酸的浓度变化呈正相关关系，4种有机酸对土壤重金属的浸取效果从高到低排序次序为Cd、Pb、Zn。李玉双[18]通过柠檬酸对Cu、Pb、Cd复合污染的淋洗实验，发现柠檬酸对复合污染土壤中的Cd和Cu具有较好的洗脱效果，而Pb的淋洗去除率相对较低。GHEJU[19]等研究分别用草酸和柠檬酸从有机污泥中萃取重金属的效率发现，草酸对重金属的萃取效率从大到小为Zn、Ni、Cr、Cu、Cd、Pb（Cd和Pb相等），柠檬酸对重金属的萃取效率从大到小为Zn、Cr、Ni、Cd、Pb、Cu。梁金利[20]等研究了草酸、柠檬酸、乙酸和酒石酸溶液对某电镀厂附近土壤中重金属的去除效果。浓度为1 molL-1的草酸在土方比为1∶1，淋洗5 h，淋洗4次的条件下可以达到最佳淋洗效果，Cu、Zn、Ni和Cr的去除率分别为99.6%、66.9%、88.7%和18.23%。
有机酸对土壤中重金属去除能力较好，酸性温和，生物降解性好，有较好的应用前景。
3.3 人工螯合剂
人工螯合剂主要是通过螯合剂的强螯合作用，将重金属从土壤中解吸下来，然后与自身形成稳定的螯合体，从而从土壤中分离出来[21]。目前，常用的人工螯合剂主要有：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盐（EDDS）等。EDTA是研究和使用最广泛的，其在较宽的PH值范围内不仅能够螯合土壤吸附的重金属（特别是Pb、Cd、Cu和Zn），还能溶解不溶性的金属化合物，已被证明为最有效的螯合提取剂。
Andrew等[22]研究发现EDTA是一种强螯合剂，其不仅可重复利用，而且具有一定的生物稳定性。曾敏[23]等通过比较HCl、柠檬酸、EDTA 3种萃取剂对污染土壤中Pb、Cd、Zn3种重金属的去除能力发现，随着3种萃取剂浓度的增加，其对3种重金属的去除能力增强，且EDTA对3种重金属的去除能力远远大于其他两种。可欣等[24]通过室内模拟试验，采用振荡淋洗方法研究了EDTA浓度、PH、淋洗时间对重金属去除的影响，结果表明，EDTA溶液在浓度为0.1mol/L、pH值为7、淋洗时间1d的条件下能达到对污染土壤重金属的最大去除率，去除率分别为Cd 89.14%、Pb 34.78%、Zn 45.14%、Cu 14.96%。
近年来，许多学者又研究发现了一些可生物降解的螯合剂如EDDS，这些螯合剂不但具有较好的可生物降解性，而且对重金属的去除效果也较好。
Meers等[25]考察了EDDS对3种土壤进行场地淋洗修复，发现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，三种土壤中EDDS可完全降解。Begun等[26]研究用EDDS、GLDA、HIDS、MGDA等人工螯合剂淋洗土壤中重金属Cd、Cu、Ni、Pb、Zn。结果表明，这些螯合剂去除重金属的能力在酸性条件（pH值=4）下较好，碱性条件（pH值=10次之），PH为7时去除能力较弱，但与水相比，仍可去除大量的重金属。
3.4 表面活性剂
表面活性剂常用的有化学表面活性剂和生物表面活性剂。它通过改变土壤的表面性质，增强有机配体在水中的溶解性，或是以离子交换来促进金属阳离子或配合物从固相转移到液相[27]。
陈锋[28]探讨了3种常用化学表面活性剂，SDBS、SDS、tween-80对被重金属铬、镉污染了的土壤的修复洗脱作用，实验结果表明，3种表面活性剂对土壤中的铬、镉有明显去除效果，tween-80对污染土壤中镉、铬的去除率分别为37.06%和61.2%。Mulligan等[29]用鼠李糖脂、沙凡婷和槐糖脂3种生物表面活性剂分别去除沉积物中的Cu、Zn2种重金属，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；两者均对有机态和氧化态金属表现出好的去除效果；4%的槐糖脂可去除25%的Cu和60%的Zn，对碳酸盐态的重金属表现出良好的去除效果。Hong等[30]研究用皂角苷去除砂土和粘土中的重金属时发现，皂角苷浓度越大，Cd、Pb、Zn和Cu的去除率越高，当浓度为10%时，去除率达到最高值。
化学表面活性剂因其可生物降解性差，故会对环境造成大的危害。而生物表面活性剂由于来源广泛、化学结构多样、易降解、不造成二次污染，在重金属污染土壤的修复研究中逐渐受到人们重视。
3.5 复合淋洗剂
在一些条件下，单一的淋洗剂用于土壤污染物淋洗效果差，而不同类型的淋洗剂进行优化复配，可达到协同增溶效应，实现对土壤中污染物最大去除率的强化作用，并节约淋洗剂的使用量。EDTA和柠檬酸是土壤重金属污染洗涤修复中最常用的洗涤剂，研究表明[31]，1∶1为两者最佳复配比，As、Cd、Cu和Pb的洗脱率分别为11.72%、43.39%、24.36%和27.17%。平安等[32]发现，在酒石酸与皂角素以体积比1∶1混合时，对Cd、Pb和Zn的浸取率最高，分别达到87.62%、36.30%和20.67%，酒石酸与皂素联合浸取效果高于皂角素，略低于酒石酸，但其弱酸性对土壤性质影响小。石福贵等[33]通过盆栽试验，研究鼠李糖和EDDS对黑麦草生长和吸收土壤中重金属Cu、Pb、Cd和Zn的影响，结果显示，同时施加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的浓度，显著增加了黑麦草地上部植株中4种重金属的含量。
不同类型化学淋洗剂对金属去除能力不同，利用其差异进行组合优化，不仅可显著增强淋洗效果，同时又减少淋洗剂对土壤的破坏作用，具有较好的应用前景。
4 化学淋洗修复重金属污染土壤存在的问题及展望
化学淋洗技术修复重金属污染土壤效果稳定、彻底、周期短，但同时也存在不足。首先，淋洗修复土壤时需要消耗大量的淋洗剂，不仅产生很高的处理成本，而且会产生大量的淋洗废液，对其处理和回收成为一大问题。其次，淋洗剂在淋出重金属的同时，势必会将土壤中的一部分其他矿物元素洗脱出去，造成土壤中营养元素的流失，导致土壤肥力的下降。
针对化学淋洗技术修复重金属污染土壤存在的问题，提出今后发展方向：
①对已有的淋洗剂复合优化，开发环境友好、可生物降解的淋洗剂，尤其是有机酸和生物表面活性剂等新型淋洗剂。
②着重研究如何回收重金属及处理淋洗废液，以降低修复成本。
③研究化学淋洗技术与植物修复或微生物修图际醯牧合使用，优势互补，扩大适用范围。
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篇2
关键词：镉：酸性土壤：预测模型
1 概述
鉴于以往研究[1，2]，通常认为镉在酸性土壤中的生物活性较强、毒害作用较大。因此本研究采集了中国南方酸性土壤区九种不同性质的代表性土壤，以前期试验筛选的镉高敏感作物-蕹菜作为植物受体，针对区域性土壤研究了镉植物毒害临界值的稳定性及其关键的土壤学影响因素，并建立了标准化关系模型，以期将其应用于区域土壤环境基准的校正和建立。
2 材料与方法
2.1 供试材料
供试植物：选定对镉元素高敏感、且幼苗生物量较大、生长性状相对稳定的蕹菜作为本次试验的生态受体。
供试土壤：采自中国南部福建省境内的九种代表性土壤。农业土壤采集耕作层，自然土壤清理表面的枯枝落叶后采集表土层（A层）。
供试试剂：CdCl2・2.5H2O（分析纯）。
2.2 试验方法
将采集的土壤自然风干，去除其中的石块和植物根系等杂物，过2mm筛，充分混匀，然后将各土样装入直径为12cm、高度为10cm的PVC栽培盆（装置底部均匀布有5个直径为0.5cm的通气小孔），各装置中土壤质量为0.45kg。施入一次性底肥（肥料用量为N100mg・kg-1，P2O580mg・kg-1，K2O100mg・kg-1）。
分别设置对照和8个CdCl2・2.5H2O处理浓度：0.25、0.5、1.0、2.0、4.0、8.0、16.0、32.0mgCd・kg-1。先将各镉处理溶液喷入土壤混匀，放置2d后多次喷洒加水，加至田间持水量的60%并且不发生水渗出栽培盆为限度，加盖农用塑料薄膜，放置平衡期间定期加水维持含水量，稳定30d。
参照ISO11269-2-2005将蕹菜种子催芽，露白后直接移入PVC栽培盆，表层覆盖一层细土。出苗后3d间苗，每盆定植长势一致的幼苗4株，出苗后培养18d收获。温室培养，温度设定为22±2℃，自然光照，所有栽培盆隔天随机排列，每天定期加水维持60%田间持水量。
2.3 样品检测分析
2.3.1 土壤样品分析测定
土壤镉全量测定采用HCl-HNO3-HF-HClO4消解法[3]。土壤有效镉采用CaCl2法提取测定，为了更好地反映土壤镉的有效性，本试验直接采用新鲜土样测定土壤镉有效量。称取新鲜土样约5.50g，加入0.1mol・L-1CaCl2浸提剂25.0mL，于（25±1）℃条件下以210r・min-1的速度振荡60min，立即过滤定容。同时测新鲜土壤的含水率。待测液镉浓度用石墨炉原子吸收分光光度法（GTA120/AA240Z，美国Varian）测定。
土壤常规理化性质的测定：土壤pH值采用电位法（土水比1：2.5），阳离子交换量（CEC）采用乙酸铵交换法，土壤颗粒组成采用比重计法，土壤有机质采用硫酸-重铬酸钾容量法，游离铁含量采用连二亚硫酸钠-柠檬酸钠-重碳酸钠提取法，交换钙、镁的测定采用乙酸铵原子吸收分光光度法（SHIMADZUAA-6300C）。
2.3.2 作物样品的处理及测定
收获时小心将植株整株取出，尽量去除附着在根系上的土壤，依次用0.2%HCl溶液、自来水和去离子水洗净后，适当滤干水分，分别记录株高（shootheight）、根长、地上部生物量和根生物量。
2.3.3 统计分析
统一以耐性指数表示镉毒害下的各生物性状指标，使各个指标之间具有可比性，计算方法如下：耐性指数=处理/对照×100%[4]。
以重金属对植物生长的抑制效应浓度（Effective Concentration，ECx）来定量化地评价其受毒害状况。如EC10、EC20分别是指植物生长受到10%和20%抑制时环境中重金属的浓度。
试验数据的处理和分析采用DPS软件和Maple17.0软件。依据模拟曲线的置信区间及相关性对不同种类植物进行镉毒害的剂量-效应较优模型拟合。
3 结果与讨论
3.1 不同类型土壤中镉的有效量差异
镉处理浓度区间（0.25-32.0mg・kg-1）九种土壤镉有效量（0.1mol・L-1CaCl2）的变化如图1所示。由图1可知，各土壤变化的趋势一致，但变化幅度却存在较大差异。这种差异在较低浓度镉处理（0.5-2.0mg・kg-1）时即表现明显，如0.5mg・kg-1下九种土壤有效镉的变化区间是0.11-0.38mg・kg-1，差异率达3.45倍：添加镉达2.0mg・kg-1时有效镉的变化区间是0.29-0.98mg・kg-1，差异率达3.38倍，但差异幅度已达0.69mg・kg-1。随着添加镉浓度的增加，这种差异幅度也随着扩大，当镉添加量达32.0mg・kg-1时，九种土壤镉的有效量在3.66-10.19mg・kg-1之间变化，最大差异量为6.53mg・kg-1。同时不同类型土壤的有效镉含量占土壤全镉量的比例也变化很大，如在镉添加量达32.0mg・kg-1时1号水稻土有效镉浓度为10.19mg・kg-1，占土壤全量镉的31.75%，而3号水稻土有效镉为3.66mg・kg-1，仅占土壤全量镉的7.00%，其镉有效度远远低于1号土。有研究认为土壤对镉的吸附和解吸受pH、Eh、有机质含量、CEC、粘粒组成甚至温度等多种因素的影响[5]，进而影响植物对镉的吸收效应。
图1 外源添加Cd下九种土壤中Cd有效量的变化
3.2 不同类型土壤中蕹菜镉毒害响应差异
受镉毒害的影响，九种土壤中蕹菜的生长随着镉添加量的增加均呈现出明显的受抑制现象，相同镉处理下，不同土壤类型之间蕹菜镉的毒害程度存在较显著的差别，最直观的表现是在生长高度和生物量（如图2和图3所示）。如4号红壤的蕹菜在整个镉处理浓度区间（0.25-32.0mg・kg-1）株高下降尤其明显，添加镉32.0mg・kg-1下降分别达73.66%，而5号潮土仅为22.91%，下降幅度相差3.2倍。
3.3 影响镉植物毒害临界值的主要土壤学因素
在相同的土壤镉添加量的情况下，不同土壤中有效镉的植物毒害临界值ECx差异很大，其原因可能是镉的植物有效利用度为土壤性质所制约。有报道认为土壤不同的理化性质决定了组分之间镉的分配，即重金属的形态，从而最终形成了镉对植物有效性的基础[6]。因此研究与镉植物毒害效应有良好相关性的土壤学因素并建立标准化关系，将可以用来预测或修正不同土壤的镉植物毒害临界值。
将九种土壤有效镉（0.1mol・L-1CaCl2）的蕹菜地上部鲜重ECx（x=10、20）分别与土壤的CEC、粘粒（
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篇3
霍汉鑫①HUOHan-xin；苏文湫①SUWen-qiu；朱亦珺①ZHUYi-jun；宋爽①SONGShuang；
董瑞芬②DONGRui-fen；陈斌①CHENBin；鞠丽萍①JULi-ping
（①北京矿冶研究总院，北京100160；②中国中元国际工程有限公司，北京100089）
（①BeijingGeneralResearchInstituteofMiningandMetallurgy，Beijing100160，China；
②ChinaIPPRInternationalEngineeringCo.，Ltd.，Beijing100089，China）
摘要：Cd作为重金属污染物中毒性最强的元素之一，已经对我国土壤特别是农田土壤造成了严重污染。由于Cd在土壤环境中有不可降解性，其毒性具有隐蔽性与积累性，如果含Cd的污染物富集在动植物内，就可以通过食物链对人类的健康造成风险。当重金属进入土壤环境中，土壤的性质与水土环境因子会影响土壤与Cd的相互吸附关系，使得Cd在水土环境中的稳定性与迁移复杂多变。因此，本文对土壤与Cd的吸附机理与影响两者相互吸附的水土环境因子进行了综述。
Abstract:Asoneofthemosttoxicelementsofheavymetalscontaminantsinsoil,CadmiumhasledtoseriouspollutionforcultivatedsoilinChina.Sincethelowbio-degradability,Cadmiumcouldhasahighaccumulationabilitywithoutimpactingthegrowthofplants.Afterwards,Cadmiummayhasastrongriskandtoxicityeffectforhumanthroughfoodchain.OnceCadmiumappearsinsoil,thesorptionbetweensoilandCadmiumisimpactedbythedifferentfactorsofsoilandgroundwaterparameters,thestabilityandtransportationofCadmiumisalsoaffected.Therefore,thefactors(e.g.,pH,organicmattercontent,claymineralsdifferenttypesofelectrolytesandionicstrength,etc.)influencingthesorptionbehaviorbetweensoilandCadmiumiscriticallyreviewedandsummarized.
关键词 ：土壤；Cd；吸附；水土环境
Keywords:soil；Cadmium；sorption；water-soilenvironment
中图分类号：S153文献标识码：A文章编号：1006-4311（2015）21-0199-04
0引言
Cd是我国土壤重金属污染中“五毒”（Cd、Cr、Pb、As、Hg）中毒性最强的元素之一[1，2]。Cd是一种积累性的剧毒元素，其毒理性具有长期性与隐蔽性的特点，其在环境中不能被微生物降解，只会在环境中不断扩散、转化，最终通过富集效应在动植物内不断积累产生更大的毒性。人体某些器官中的Cd含量随着年龄的增长而增加，其危害往往需要数十年才能被发现，进而引起心血管系统疾病、肾脏功能失调、骨骼软化等疾病[3-5]。目前，我国有超过10万公顷的农业土壤已经遭受到了不同程度的Cd污染，而由于稻米对于Cd具有较强的吸附能力，也直接导致了我国多个地区稻米中Cd的含量超标，如贵州同仁、广西阳朔、湖南株洲、浙江遂昌、江西大余、辽宁李石等多个地区[6-9]。对Cd的环境行为、污染防治与修复等方面的研究一直受到广泛关注，并也已纳入我国“十三五”规划中重点工作内容。因此，对于土壤与Cd的吸附研究可以为土壤Cd污染的修复机理提供相关的理论基础，为土壤Cd污染的修复工程开展与实施提供依据。
1土壤Cd的限值与污染现状
环境中的Cd主要来自于天然形成与人类活动。其中天然状态下的Cd主要赋存于含Cd的岩石中，其含量约在0.01mg/kg-2.00mg/kg，而人类活动排入环境中的Cd主要存在于土壤、水环境与大气环境中[10，11]。
为了保证含Cd污染物在土壤中的含量对动植物、人体健康不造成不良影响，我国《土壤环境质量标准》（GB15618-1995）中规定土壤中的Cd的背景值应小于0.20mg/kg，对于农业生产与人体健康的土壤限制应小于0.30mg/kg（pH≤7.5）或0.06mg/kg（pH>7.5），为保证农林生产和植物正常生长的土壤临界值应小于1.0mg/kg[12]。《食用农产品产地环境质量评价标准》（HJ332-2006）中规定食用农产品产地土壤环境质量标准应符合《土壤环境质量标准》（GB15618-1995）中的规定。温室蔬菜产地环境质量评价标准（HJ333-2006）中规定当土壤pH<7.5时，土壤的Cd含量应小于0.30mg/kg；当土壤pH>7.5时，土壤的Cd含量应小于0.40mg/kg。在《农用污泥污染物控制标准》（GB4284-84）中规定农用污泥中污染物控制标准值（即最高容许含量）应符合：在酸性土壤中（pH<6.5）应小于5mg/kg，在碱性土壤（pH>6.5）中小于20mg/kg。
2土壤吸附Cd的类型
土壤对Cd的吸附类型可分为非专性吸附与专性吸附两种。非专性吸附指的是土粒表面由静电引力对离子的吸附，即离子交换，Cd2+与土壤表面通过库伦作用力相互作用，是可逆吸附，发生速度快。专性吸附指的是非静电因素引起的土壤对离子的吸附，指的是土壤颗粒与Cd2+形成螯合物，Cd2+与有选择性地与土壤颗粒中有机质（如天然有机质）或可变电荷矿物（如铁锰氧化物）的氧原子或羟基产生内层络合，所以专性吸附是具有选择性，反应速度也较非专性吸附慢[13-15]。Cd2+与土壤颗粒的专性吸附可以用方程式：
S-OH+Cd2++H2OS-O-CdOH2++H+
式中S表示土壤颗粒的表面，-OH表示土壤颗粒表面的羟基。
3影响土壤与Cd吸附的要素
当重金属进入土壤环境中，土壤的性质与水土环境因子会影响土壤与Cd的相互吸附关系，使得Cd在水土环境中的稳定性与迁移复杂多变（图1）。
3.1pH对土壤吸附Cd的影响
土壤环境的pH是影响土壤颗粒与Cd2+吸附的重要因素之一[16，17]。在土壤显示酸性pH值时，土壤与Cd2+吸附的主要制约因素是土壤的表面性质，但随着土壤环境pH的增高，控制土壤与Cd2+相互吸附的主导因素则为Cd2+的水解、沉淀等反应，不同类型的土壤对于Cd2+的吸附差异也随之降低。
随着土壤环境pH值的升高（>7.5）[16]，Cd2+与水生成CdOH+生成，由于CdOH+与土壤吸附亲和力高于Cd2+，所以土壤有机质-Cd络合物的稳定性随pH升高而增强。其次，由于土壤环境pH升高，土壤溶液中H+与金属阳离子（如，Fe2+、Al3+、Mg2+等）含量降低，与Cd2+竞争吸附下降，也利于土壤与Cd吸附。此外，在碱性条件下，有利于形成Cd的氢氧化物、硫化物、磷酸盐和碳酸盐沉淀，有利用土壤与Cd2+相互作用[6，7，14，16]。
在酸性条件下，土壤中吸附反应起主控作用[16]。但随着土壤环境pH升高，在中性或碱性条件下，土壤中粘土矿物、水合氧化物和有机质表面负电荷增加，对Cd2+的吸附力增大。同时在氧化物表面对Cd2+的专性吸附、土壤有机质-金属络合物的稳定性随之增加。
3.2有机质对土壤吸附的影响
土壤中的有机质是影响土壤颗粒与Cd2+吸附的另一个重要因子[18-20]。这是由于土壤中的有机质含有大量的羧基、羟基，酚羟基等官能团，这些官能团可以与Cd2+发生反应，形成较为稳定的有机-Cd的络合物[21]。因此，土壤吸附Cd2+的含量与土壤中有机质的含量成正比。但在Cd低浓度时（0.001～0.1Cdμmol·kg-1），土壤与Cd2+的吸附也受到土壤中存在的可溶性有机质含量的控制。当Cd2+与这些可溶性有机质进行络合，Cd2+与土壤颗粒表面就会存在空间斥力，从而阻碍Cd2+与土壤颗粒之间的相互吸附[19]。
3.3粘土矿物对土壤吸附Cd的影响
土壤粘粒矿物因具有较大的阳离子交换能力和比表面积，因此对重金属具有较强的吸附能力，但根据粘土矿物表面官能团的不同，其对重金属Cd2+的吸附能力也有不同[19，22-24]。土壤粘粒矿物要包括层状硅酸盐粘土矿物、纤维状硅酸盐粘土矿物，非硅酸盐粘土矿物（非晶质粘土矿物）。研究发现非晶质粘土矿物中的铁氧化物对Cd2+具有较强的亲和性，土壤颗粒对Cd的最大吸附量与非晶质的铁氧化物含量呈正相关[25-32]。
3.4土壤中电解质对土壤修复Cd的影响
3.4.1电解质的离子强度
土壤水溶液中背景电解质的离子浓度对Cd2+的吸附也产生影响，随着土壤水溶液中离子强度的升高，Cd2+的活度系数会随之下降，并且无极络合物的含量也会增加，阳离子与Cd2+的竞争吸附效应也会升高，降低土壤颗粒对Cd2+的吸附能力，反之亦然。例如，当溶液pH为5，NaNO3的离子浓度从0.01mol/L增加到1.5mol/L时，土壤对Cd2+的最大吸附量由0.1mmol/kg减少至0.05mmol/kg。当土壤水溶液中电解质为Ca（NO3）2时，土壤对于Cd2+的吸附效果亦有类似的降低效果[33]。
3.4.2电解质类型
土壤水溶液环境中存在着不同种类的电解质，土壤颗粒对Cd2+的吸附性能主要受到阳离子类型的影响[34]。土壤中钙离子对土壤吸附Cd2+的影响要大于钠离子[34，35]。在以钠离子为主要阳离子土壤中Cd2+的吸附量是以钙离子为主要阳离子土壤的近5倍。如果土壤颗粒表面与钙离子吸附达到饱和，甚至可消除土壤颗粒与Cd2+的交换吸附能力。这是由于在水环境中钠离子产生的水化离子半径与钙离子相比要小，其对Cd2+的吸附点位的影响小；而钙离子与Cd2+则具有相似的水化半径，所以钙离子对土壤吸附Cd2+的影响远大于钠离子。
土壤水溶液中主要阴离子的类型也对土壤吸附Cd2+有一定影响作用。例如，对于0.005mol/L不同阴离子的钙盐（CaSO4、Ca(ClO4）2、CaCl2）为主要电解质的土壤，其对Cd2+最大吸附量顺序为CaSO4>Ca(ClO4）2>CaCl2，所以土壤中主要阴离子对Cd吸附的影响力为Cl->ClO4->SO42-[36]。
3.5土壤的氧化还原电位
土壤的氧化还原电位也可以通过影响土壤中硫元素的形态间接影响土壤对Cd2+的影响[16，37，38]。当土壤处于还原环境（如水分饱和状态或深层土壤），土壤或地下水环境中普遍分布的SO42-转化为S2-，从而使土壤环境中的Cd2+转化为CdS沉淀，降低土壤中Cd2+的含量，土壤对Cd的吸附量增加。当土壤处于氧化环境，S2-转化为SO42-，又可使得CdS沉淀中的Cd2+再次释放到环境中，土壤对Cd2+的吸附量明显减少[39，40]。
3.6其他影响土壤吸附Cd的因子
影响土壤颗粒吸附Cd2+的因素很复杂，不仅仅是有一个因子作用，往往是由几个或多个因子同时进行作用，且还因土壤自身性质的的差异而不同[41]。土壤颗粒与Cd2+的相互吸附还受到其他的因素的影响。例如，当土壤环境水溶液中的铁、铝、锰离子含量增加，由于竞争吸附的作用，土壤对Cd2+的吸附会明显下降；当土壤中的可溶性硅酸盐增加也会明显增加土壤对Cd2+的吸附做用。此外，土壤中的Cd2+还有可能取代粘土颗粒晶格中的金属离子Cd2+。此外，土壤水分含量也可通过影响土壤氧化还原电位间接改变土壤对于Cd的吸附[16]。
4结论
土壤颗粒与Cd2+的吸附受到土壤自身性质与土壤水土环境因子的影响。土壤与Cd2+的吸附既有专性吸附也有非专性吸附，吸附规律复杂。目前的研究工作多围绕单土壤单个因子对于Cd2+的吸附作用研究，对于多个离子同时作用影响的研究工作尚少，因此实验结果真实代表性差。在将来的研究工作中，应注重复合因子对于吸附Cd2+的作用影响，并结合相应的数学模拟工具，对土壤中Cd2+的吸附-解吸-迁移工作进行全面研究，为研发修复/钝化土壤中Cd的相关研究提供更全面的理论参数与机理支撑。
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篇4
关键词 果树；需水特性；水分运动；滴灌方法；建议
中图分类号 S274 文献标识码 A 文章编号 1007-5739（2013）15-0116-02
我国果园面积有700万hm2（河北农业信息网，2008年），其中很大一部分没有灌溉设施。其中，大部分果树是在干旱和半干旱地区栽培，为了实现果树丰产、优质、高效栽培的目标，一方面要进行灌溉，而另一方面要考虑节水。如何利用我国有限的水资源发展如此大面积果园灌溉，提高水分利用率是果树灌溉研究的一个重要课题。目前，世界灌溉发展的趋势是既要提高水分利用效率，又要减少灌溉对环境产生的影响（诸如地下水位抬高、盐碱化和地下水污染等）。滴灌是一种既能有效地提高灌溉水的利用效率又能减少作物根系层化学物质淋失的灌溉方法。因此，如何根据果树种类、生长周期、土壤结构及需水要求合理布置、滴灌系统的设计和运行成为果树滴灌工程研究的主要任务。
1 果树特性及其与水分的关系
1.1 果树需水特性
果树需水量的多少或灌溉时间，主要取决于自身遗传因素和外界环境的影响，其中环境因素主要包括土壤性质和结构、气温、风速、降雨等，而影响果树需水量多少和灌溉时间的自身因素主要有果树的种类、品种、砧木特性、树龄大小以及生长时期等。
按照抗旱能力和需水量不同，可将果树分为以下3类。一是抗旱力强的品种，如桃、杏、石榴、枣、无花果、核桃和风梨；二是抗旱力中等的品种，如苹果、梨、柿、樱桃、李梅及柑橘；三是抗旱力弱的品种，如香蕉、枇杷、杨梅[1]。
一般果树灌溉应抓好4个时期：一是花前水（又称催芽水）。在果树发芽前后到开花前期，若土壤中有充足的水分，可促进新梢的生长，增大叶片面积，为丰产打下基础。因此，在春旱地区，花前灌水能有效促进果树萌芽、开花、新梢叶片生长以及提高坐果率。一般可在萌芽前后进行灌水，若提前早灌效果则更好。二是花后水（又称催梢水）。果树新梢生长和幼果膨大期是果树的需水临界期。此时期果树的生理机能是最旺盛，若土壤水分不足，会致使幼果皱缩和脱落，并影响根的吸收功能，减缓果树生长，明显降低产量。因此，该时期若遇干旱，应及时进行灌溉。一般可在落花后15 d至生理落果前进行灌水。三是包花芽分化水（又称成花保果水）。就多数落叶果树而言，此时正值果实迅速膨大及花芽大量分化期，应及时灌水。四是休眠期灌水（即冬灌）。一般在土壤结冻前进行，可起到防旱御寒作用，且有利于花芽发育，促使肥料分解，有利于果树翌年春天生长[1-2]。
1.2 果树根系与水分的关系
果树依靠根系吸收水分，因此灌溉水量、灌溉土壤湿润体形状、体积与根系分布的配合是影响灌溉水利用率的决定因素。果树根系的分布由遗传决定，不同种类的果树根系分布不尽相同。一般情况下，在条件适宜的果园，根系主要集中在地表下10～40 cm范围内，而土层深达80 cm以下，各种根的分布量均显著减少[3]。
根系的分布也同样受环境因素比如土壤结构、质地、温度、肥力等影响。如山地果园，如果下层是半风化的母岩或纵生岩层，根系分布则深，但根量少；若为横生岩板时，根系分布浅。沙地果园若下层有黏板层，根系分布只限制在黏板层之上。一般来说，土层深厚根系分布较深。但在黏重土壤上下层为紧实的生土层，也会限制根系广泛分布。另外，无论什么样的土壤，只要地下水位高，根系分布就会受限制。土壤肥力是影响根系分布的重要因素。当土壤中的水、肥、气、热等肥力因素协调时，果树根系则相对集中，形成根系富集区。土壤越肥沃，根系越集中；相反，土壤越贫瘠，根越分散而走得远[4]。同样，土壤水分对根系的分布也有相应影响，当土壤水势下降时，根冠比增加利于吸收和水分利用率的提高，这是对干旱的一种适应。根冠比大虽有利于抗旱，但过分庞大的根系是以消耗大量光合产物为前提的，因而影响了地上部的生物产量和经济产量[3]。
2 滴灌水分运动研究进展
影响滴灌土壤湿润体的因素很多，一般来说主要有土壤、灌水器以及灌水方法等方面的原因，土壤方面的影响因素主要有土壤结构、初始含水率、容重和土壤质地等，灌水器和灌水方法方面主要有滴头流量 、灌水量 、灌水间歇或连续等。
2.1 滴灌条件下湿润峰研究
付琳[5]对滴灌过程中湿润锋运移速度、湿润体的形状和体积、湿润体内的水分分布等问题进行田间试验时发现，地表湿润锋半径及垂向湿润深度均与入渗历时较好的符合幂函数关系。刘晓英等[6]在研究指出，滴灌条件下水平和垂直方向的最大湿润锋运移近似为■的线性函数。
张振华等[7]进行的室内模拟试验表明，对于同一滴头流量，在相同的入渗时间内（灌水量相同），大容重土壤的水平扩散距离明显大于小容重土壤，而其垂直入渗距离则小于小容重土壤；对于同一种土壤而言在其他条件一致的情况下，初始含水率大的土壤水分扩散大于初始含水率小的土壤，在相同的入渗时间内其土壤湿润体也较大。同样，马玉祥[8]等研究表明，对于同一种土壤，滴头流量的增加，可使湿润峰的宽度增大，而且灌水量的增加湿润峰的宽度也随着增大。在相同的灌水量情况下，横向湿润峰宽度重壤土>中壤土>砂土，而纵向湿润峰重壤土
2.2 滴灌条件下湿润体研究
陈渠昌等[9]对不同性质的土壤滴灌湿润体的测量结果表明，土壤湿润体的形状与土壤土层、土壤均匀性、渗透能力等关系极为密切，近似于旋转抛物体。透水性差的土壤，其滴灌湿润体最大直径部位往往在地表面，且湿润深度小，直径大，底部趋平；层状土壤湿润体在土层界面处变形，湿润锋面呈“3”形；不均匀土壤，湿润体形状复杂多变，呈不规则状。吕殿青等[10]的研究结果表明，滴头流量相同时，随着灌水量的增加，湿润体的范围增大，滴头附近的含水量也增大；滴头流量和灌水量不变的情况下，随着初始含水率的增加，滴头附近各节点的含水量也相应增加。
张振华等[11]研究表明，点源入渗的土壤湿润体形状受到滴头流量和入渗时间的影响，一般条件下，地表点源入渗条件下土壤湿润体为1/2个椭球体。滴灌湿润体水平和竖直方向的入渗距离与入渗时间存在显著的幂函数关系。滴灌土壤湿润体体积和灌水量之间存在显著的直线关系，在灌水量确定的条件下，滴头流量对湿润体体积影响很小。
3 果树滴灌方法
果树滴灌系统设计，需要考虑树木生育期、根系特点、土壤类型与结构因素的影响。苗期、幼树与成龄期、盛果期的需水量及毛管布置都应该有区别。对成龄树木开始采用滴灌，应使50%以上根区的土壤湿润。
3.1 单行毛管直线布置
毛管顺作物行布置，1行作物布置1条毛管，此种布置适合于株行距较小的果树和幼树。对于幼树，一株树安装2～3个单口出水口滴头。对于果树，可沿毛管等距安装滴头，也可采用多孔毛管（滴灌管或滴灌带）作灌水器。毛管沿作物行向布置，在山丘区，毛管是沿等高线布置的。对于果树，滴头（或灌水点）与树干的距离通常为树冠半径的2/3[12]。
3.2 双行毛管平行布置
对于高大果树，可采用双行毛管平行布置的形式，树行两侧各设1条毛管，每株树两边各安装2～4个滴头。此种布置形式使用的毛管数量较多。毛管沿作物行向布置，在山丘区，毛管是沿等高线布置的。对于果树，滴头（或灌水点）与树干的距离通常为树冠半径的2/3。
3.3 单行毛管环状布置
对于成龄果树，可沿1行树布置1条毛管，围绕每株树布置1条环状灌水器，其上安装5～6个滴头。此种布置形式由于增加了环状管，因而增加了工程费用。毛管沿作物行向布置，在山丘区，毛管是沿等高线布置的。对于果树，滴头（或灌水点）与树干的距离通常为树冠半径的2/3。
4 建议
4.1 根据果树的种类、根系结构、需水特性等设计滴灌系统
果树滴灌工程设计不仅仅是水利设计，应该结合农艺科学，根据果树的种类、根系结构、需水特性等方法设计果树滴灌系统。针对不同种类的果树、不同的栽种方式应该采用不同的滴灌方式。比如对于葡萄等密植果树，应该采用单行毛管直线布置，即位于葡萄种植行一侧铺设1条滴灌管或滴灌带；而对于植株较高、株行距较大的成年果树，可采用单行毛管环状布置，以更有利于高效利用灌溉水源，促进果树生长。
4.2 结合土壤结构、气候环境等确定灌溉水量和灌溉时间
一是果树滴灌水量应合理，比如花期干旱或水分过多，常引起落花落果，降低坐果率；果实发育期灌溉水量过多易引起后期落果或造成裂果，还易造成果实病害。二是果树滴灌应掌握好灌溉时机，应在果树生长未受到缺水影响以前就进行，不要等到果树已从形态上显露出缺水时才进行灌溉。如果当果实出现皱缩、叶片发生卷曲等时才进行灌溉，则对果树的生长和结果将造成不可弥补的损失。三是果树需要水分，但有时果树适度的缺水还能促进果树根系深扎。抑制果树的枝叶生长，减少剪枝量，并使果树尽早进入花芽分化阶段，使果树早结果，并可提高果品的含糖量及品质等。
4.3 引入农艺节水理念，提高水分利用率，达到增产高效的目标
可采取地膜覆盖措施，在保肥保墒的同时，减少地面蒸发，节约灌溉水源。还可以采取水肥一体化，实现水肥的同步耦合，进而提高土壤肥力，使根系分布集中而富有生机，从而进一步提高了水分利用率。
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篇5
关键词：城市土壤；污染；重金属；植物修复
收稿日期：2012-02-02
作者简介：周凤蓉（1976―），女，四川彭州人，农艺师，主要从事农产品检测工作。
中图分类号：X703.1
文献标识码：A
文章编号：1674-9944(2012)02-0129-03
1 引言
随着城市化进程的加快,城市环境正经历着巨大的考验。交通工具排放的废气、工矿企业的污染、居民的生活垃圾,都成为了城市环境恶化的直接或间接的原因。尤其是城市土壤,遭到不可逆转的生态破坏，因此如何有效地修复和利用被污染土壤是城市建设中不可回避的现实问题。
2 城市土壤污染现状
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,当土壤中的有毒污染物浓度超过一定界限,就会造成植物的死亡或生命的强度降低。20世纪中期以来,人们开始对城市土壤的污染物来源、主要成分等进行研究。土壤污染物包括了有机污染物和无机污染物,无机污染物的主要种类是重金属、硝酸盐类、磷酸盐类、酸、碱、盐类、卤化物等。
交通污染对城市的表层土壤,尤其是干道两侧土壤的有机污染和重金属污染是显著的。Fe、Co两种元素的含量主要受成土母质的影响,而无论公园还是道路两侧,土壤中锌(Zn)、镉(Cd)、汞(Hg)、铅(Pb)、铜(Cu)、铬(Cr)的量除了受到交通污染的影响外,还受城市工业粉尘等其它污染的影响。
2.2 重金属污染研究进展
重金属是指比重在4.0～5.0以上约45种金属元素,如Cu、Pb、Zn、Hg、Cd等。由于As和Se的毒性和某些性质与重金属相似,所以将As、Se也列入重金属范围内。城市中的交通、工矿业、燃煤、生活垃圾等一系列因素构成了城市土壤污染物的主要来源,就无机污染物的重金属而言,主要集中于Cu、Pb、Zn、Hg、Cd等。
城市土壤铅污染的成因,可以分为两部分,一部分来源于成土母质,另一部分则为外源的人为输入。成土母质是城市土壤中铅含量的重要来源,是决定城市土壤中铅含量与分布特征的重要因素之一。通常条件下,自然土壤(受人为活动影响较小的土壤) 中铅的浓度较低,外源人为输入才是城市土壤铅污染的主要成因。Pb污染主要来自汽车废气、冶炼、制造及使用铅制品的工矿企业。汽车使用的含铅汽油中常加入四乙基铅作为防爆剂,在汽油燃烧中四乙基铅绝大部分分解成无机铅盐及铅的氧化物,随汽车尾气排出。城市的交通污染因此也成为城市表层土壤中铅污染的主要来源。汽车尾气中的Pb在距离道路边缘320m附近的地方还能够在表层土壤中被检测到,相关数据显示Pb在表层土壤中的含量高于Cd,并且Pb与Hg在城市表层土壤中含量具有一定的相关性。从重金属在土壤中的赋存形态来看,有研究发现,南京市城市表层土壤Pb以残渣态和铁锰氧化物结合态为主,各形态所占比例为残渣态>铁锰氧化物结合态>有机结合态>碳酸盐结合态>交换态。铅是有害元素,人体铅中毒可以引起多种症状,主要累及造血系统、消化道,晚期则累及神经系统,以致脑受到损害,即使低浓度吸收,对儿童智力也有潜在的不良影响。
镉(Cd2+)是一种生物毒性极强的重金属元素,在自然界中以化合物的形式存在。主要矿物为硫镉矿(CdS),与锌矿、铅锌矿、铜铅锌矿共生。土壤中镉的来源主要有两个方面:一是来源于土壤的母质,而镉在石灰岩中的含量最高,在河湖冲击物中次之,其他的母质中居中,而且质量分数变化不大；二是人为污染导致环境中Cd的富集,如有色金属矿产开发和冶炼排出的废气、废水和废渣；煤和石油燃烧排出的烟气也是Cd污染源之一。此外,含Cd肥料、杀虫剂、塑料、电池等都可能引起Cd污染。镉非人体的必需元素,其对人体健康的危害主要来源于工农业生产所造成的环境污染。镉对肾、肺、肝、、脑、骨骼及血液系统均可产生毒性,被美国毒物管理委员会(ATSDR)列为第6位危害人体健康的有毒物质。20世纪60年代初期,日本富山神通川流域发生了“骨痛病”公害事件,其患病原因就是由于当地居民长期食用了含Cd废水污染土壤所生产的“镉米”所致。Cd是植物生长的非必需元素,环境中Cd含量过高会影响植物的生长发育,对植物产生毒害作用。在许多植物中已经发现,Cd影响植物对大量元素K、P吸收和利用,如干扰冰花(Mesembry anthemum crystallinum)对K吸收和利用。Cd等重金属降低了椰子(Cocos nucifera)叶P含量,也会引起植物对Zn、Mn、Cu和Fe等矿质微量元素吸收的紊乱。
重金属污染的严重性及重金属在土壤中的环境行为并不完全取决于其总量,而是取决于其化学形态,而且,在不同土壤条件下,其毒性有一定差别。在对城市土壤饱和离心液的研究发现,59%以上的溶解态Cd是以自由离子形式存在,溶解态的Pb则主要以有机结合态的形式存在。此外,有研究表明,重金属污染胁迫下,植物体内的保护酶(如SOD、POD、CAT)的活性可能表现为低浓度水平下的上升和高浓度水平的抑制现象,同时也会影响可溶性蛋白、糖及脯氨酸的含量,导致膜脂过氧化物(MDA)的累积。
3 植物在土壤修复中的应用
1983年美国科学家Chaney首次提出了植物修复技术的概念。 广义的植物修复技术包括利用植物修复重金属污染土壤，利用植物净化水体和空气，利用植物清除放射性核素和利用植物及其根际微生物共存体系净化环境中有机污染物等。通常所说的植物修复是指将某种特定植物种植在重金属污染的土壤上,而该种植物对土壤中污染元素具有特殊的吸收富集能力,将植物收获并进行妥善处理后即可将该种金属移出土体,达到污染治理与生态修复的目的。
对于重金属污染的土壤,现行的修复技术有气提法、生物修复法、淋洗法、客土法等,但这些技术容易造成二次污染、破坏自然生境,而且成本也较高。通过绿色植物对重金属的富集来进行污染土壤的修复理论上是可行的,利用积聚、络合、挥发、降解、去除、转化或者固定等机制来处理污染物,相对于常规微生物修复,除了可以通过植物过程固定积聚污染物,阻止污染物随水流和风尘而扩散外,植物本身作为天然自养系统,也能够向根际微生物提供营养,保证微生物生长和一定的微生物群落,从而能够进一步使污染物脱毒。欧美等一些国家通过柳树短轮伐矮林化栽培模式修复Cd等重金属污染,生物质用作生物能源,把可再生能源生产和植物修复结合起来,取得显著的生态效益与经济效益。
植物修复是植物、土壤和根际微生物相互作用的综合效果,涉及土壤化学、植物生理生态学、土壤微生物学和植物化学等多学科研究领域。对于重金属污染土壤和水体的植物修复技术主要包括了植物固定、植物提取、植物挥发和植物过滤4种类型。植物提取是植物修复的主要途径,利用超积累植物将土壤中的有毒金属提取出来,转移并富集到植物地上可收割部位,从而减少土壤中污染物的量,另一方面,改善植物矿质营养状况也可以促进植物对重金属的忍耐和吸收,提高植物修复效率。超富集植物是指那些能够超量富集重金属的植物,也称超积累植物,通常是一些古老的物种,在长期环境胁迫下诱导、驯化的一种适应变突体,生长缓慢,生物量小。同时超富集植物具备以下3个特征:植物地上部分(茎和叶)重金属含量是普通植物在同一生长条件下的100倍；植物地上部分重金属含量大于根部该种重金属含量；植物的生长没有出现明显的受害症状且地上部富集系数(Bioaccumulation factor),即植物体内某种元素含量/土壤中该种元素浓度)大于1。从已报道的修复植物来看,大部分采取野外采样法,即到重金属污染较为严重的矿区及周围地区采集仍能正常生长的植物(耐性较强的植物),并分析其各部位的重金属含量,涉及藻类植物、蕨类植物、裸子植物和被子植物,既有草本植物,也有木本植物。
植物修复技术也有一定的局限性,主要体现在以下几个方面:超积累植物的生长速度缓慢和生物量小；土壤中重金属的生物有效性低,重金属一旦进入土壤,将通过沉淀、老化、专性吸附等物理、化学过程成为难溶态,而溶解态和易溶态才是植物吸收的主要形态，因此,重金属的生物有效性往往是植物修复效率的限值因素；植物修复具有专一性,一种植物往往只作用于1种或2种特定的重金属元素,对土壤中其他浓度较高的重金属则表现出中毒症状；植物修复具有耗时长和修复范围有限的缺点。
Pb具有较高的负电性,被认为是弱Lewis酸,易与土壤中的有机质和铁锰氧化物等形成共价键,不易被植物吸收,加入到土壤中的螯合物与Pb结合后阻止了Pb的沉淀和吸附,从而提高了Pb的可提取性,但随之带来的潜在环境风险问题也不容忽视。在以野胡萝卜(Daucus carota)和野生高粱(Sorghum bicolor)为试验材料,对Cd污染土壤的植物修复研究表明,不同植物对重金属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有效性与土壤pH有密切关系,随着土壤pH的降低,植物体内的Cd含量也会增加。在盆栽试验Cd污染土壤的研究中认为,低水平Cd处理对油菜的株高、干质量、叶绿素含量等有轻微的促进作用,而高水平Cd则表现出抑制作用。
4 结语
土壤是人类赖以生存、发展的主要自然资源之一,是生态环境的主要组成部分。土壤具有重要的生态、经济及战略意义。然而这些年来随着我国经济建设的迅速发展、农业化进程的加快、化学制品在农业生产中的集约使用,对土壤的开发强度越来越大,向土壤排放污染物也越来越严重。当前,我国的耕地、工矿区、城市都存在较严重的土壤污染问题。土壤污染不但直接导致农作物的污染减产,而且降低了生物品质,危害人畜健康。土壤中的污染物还会在水力和风力的作用下分别进入大气和水体恶化人类的生存环境,引发其他生态环境问题。因此,防治土壤污染,保护有限的土地资源,确保土地安全已成为当务之急。
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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。
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篇7
关键词：土壤；镉污染；来源；危害；治理
中图分类号 X53 文献标识码 A 文章编号 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
据2014年《全国土壤污染状况调查公报》显示，我国土壤环境状况总体不容乐观，部分地区土壤污染较重，耕地土壤环境质量堪忧。其中，镉污染物点位超标率达到7.0%，呈现从西北到东南、从东北到西南方向逐渐升高的态势，是耕地、林地、草地和未利用地的主要污染物之一[1]。镉是众所周知的重金属“五毒”元素之一，具有分解周期长（半衰期超过20a）、移动性大、毒性高、难降解等特点，在生产活动中容易被作物吸收富集，不仅严重影响作物的产量和品质，而且可以通过食物链在人体的积累危害人体健康[2]，例如，20世纪60年代在日本富山县神通川流域出现的“骨痛病”事件。针对我国镉污染现状，本文将从镉污染的来源、危害、修复治理等方面进行了论述，详细介绍镉污染这一环境污染问题，以期为我国农业的健康发展和镉污染土壤的治理提供科学依据，为后续研究提供参考。
1 我国土壤镉污染现状
我国于20世纪70年代中后期才开展有关农田土壤镉污染调查的工作，1980年中国农业环境报告显示，我国农田土壤中镉污染面积为9 333hm2，到2003年我国镉污染耕地面积为1.33×104 hm2，并有11处污灌区土壤镉含量达到了生产“镉米”的程度[3-4]。近年来，随着我国工业的发展，由于化肥、农药的大量施用，工业废水和污泥的农业利用，以及重金属大气沉降的日益增加，土壤中镉的含量明显增加，土壤镉污染状况越发严重，目前，我国镉污染土壤的面积已达2×105km2，占总耕地面积的1/6[5]。
从近年的有关研究来看，我国各地均存在着不同程度的镉污染问题。目前，我国土壤镉污染涉及11个省市的25个地区。比如，上海蚂蚁浜地区污染土壤镉的平均含量达21.48mg/kg，广州郊区老污灌区土壤镉的含量高达228.0mg/kg[6-7]。我国农田土壤的镉污染多数是由于进行工业废水污灌造成的。据统计，我国工业每年大约排放300亿～400亿t未经处理的污水，引用工业废水污灌农田的面积占污灌总面积的45%[8]，至20世纪90年代初，我国污灌农田中有1.3×104hm2的农田遭受不同程度的镉污染，污染土壤的镉含量为2.5～23.0mg/kg，重污染区表层土壤的镉含量高出底层土壤几十甚至1 000多倍[9]。在大田作物中，镉是我国农产品主要的重金属污染物[10]。据报道，我国污灌区生产的大米镉含量严重超标，例如，成都东郊污灌区生产的大米中镉含量高达1.65mg/kg，超过WHO/FAO标准约7倍[11]。2000年农业部环境监测系统检测了我国14个省会城市共2 110个样品，检测数据显示，蔬菜中镉等重金属含量超标率高达23.5%；南京郊区18个检测点的青菜叶检测表明，镉含量全部超过食品卫生标准，最多超过17倍[6]。潘根兴研究团队于对2007年对全国6个地区（华东、东北、华中、西南、华南和华北）县级以上市场随机采购的91个大米样品检测后，发现约有10%左右的市售大米存在重金属镉含量超标问题[12]。据报道，广西某矿区生产的稻米中镉浓度严重超标，当地居民因长期食用“镉米”已经出现了“骨痛病”的症状，严重威胁当地居民的身体健康[3]。以上研究结果表明，我国土壤受镉污染的程度已相当严重，土壤镉污染造成水稻、蔬菜等农产品的质量下降、产量降低，并且严重威胁到当地居民的身心健康，影响我国农业的可持续发展。
2 土壤镉污染的来源
土壤中镉的主要有2种来源，分别为自然界的成土母质和人为活动，前者为自然界中岩石和土壤镉含量的本底值，一般来讲世界范围内土壤镉平均值为0.35mg/kg，我国土壤镉背景值为0.097mg/kg，远低于世界均值[13-14]。而后者主要指通过工农业生产活动直接或间接地将镉排放到环境的人为活动，并且是造成土壤镉污染的主要途径，归纳起来污染途径主要有如下4个方面：
2.1 大气镉沉降 电镀、油漆着色剂、塑料稳定剂、电池生产以及光敏元件的制备等工业废气中存在一定量的镉，它们会和粉尘一起随风扩散到工厂周围，一般在工业区周围的大气中镉的浓度较高[15]，较高浓度的镉可以通过降雨或沉降进入土壤。进入土壤中的镉，一部分被植物吸收，剩余的部分则在土壤大量积累，而当土壤中镉累积超过一定范围时，就造成了土壤的镉污染[16]。
2.2 施肥不当 在农业生产过程中为了获得高产，一般都加大农药化肥的投入，长期施用含有镉的农药化肥必然导致土壤的镉污染。据统计分析，磷肥中含有较多的镉，氮肥和钾肥含量较少，因此含镉磷肥的施用影响最为严重。我国磷肥生产所需磷矿石的镉含量虽然较低，在世界上属于较低水平，但我国磷矿石含磷量同样不高，因此需要从国外进口大量的磷肥[4]。据西方国家估算，全球磷肥平均含镉量7.0mg/kg，可给全球土壤带来约6.6×104kg镉[17]。韩晓日等[18]研究也发现，长期施用磷肥和高量有机肥能够增加土壤镉含量。由此可见，长期施用含镉的化肥会增加土壤的镉含量，给土壤带来严重的重金属污染问题。
2.3 污水灌溉 镀锌厂以及与塑料稳定剂、染料及油漆等生产有关工厂产生的工业污水中含有多种重金属，其中就有大量的镉，这些废水如不经处理或者处理不达标，废水中的镉就会随着污灌进入土壤，因此，在工矿和城郊区的污灌农田均存在着土壤镉污染问题。据统计，目前我国工业、企业每年要排放约300亿～400亿t未经处理的污水，利用这些工业污水进行灌溉造成了严重的重金属污染，污水灌溉已经是我国农田土壤镉污染的主要原因[8]。何电源等[19]在1987-1990年间对湖南省的农田污染状况调查也表明，农田土壤镉污染的主要来源是工矿企业排放的废气和废水。此外，大量堆积的工业固体废弃物和农田施用的污泥，也会造成土壤的镉污染[16]。
2.4 金属矿山酸性废水污染 金属矿山的开采、冶炼以及重金属尾矿、冶炼废渣和矿渣堆等，存在着大量的酸性废水，这些酸性废水溶出的多种重金属离子能够随着矿山排水和降雨进入水环境或土壤，可以间接或直接地造成土壤重金属污染。据报道，1989年我国有色冶金工业向环境中排放重金属镉多达88t[20]。
3 土壤镉污染的危害
镉是一种具有毒性的重金属微量元素，是人体、动物和植物的非必需元素，但它在冶金、塑料、电子等行业非常重要，通常通过“工业三废”等途径进入土壤。土壤中镉的形态有水溶态、可交换态、碳酸盐态、有机结合态、铁锰氧化态和硅酸态等，水溶性和交换态镉可以被植物吸收，并通过食物链进入人体富集，达到一定程度时会引发各种疾病，严重危害植物和人体的健康，且具有长期性、隐蔽性和不可逆性等特点。
3.1 镉对植物健康的危害 镉是植物生长的非必需元素，当镉在植物组织中含量达到1.0mg/kg时，会通过阻碍植物根系生长、抑制水分和养分的吸收等引起一系列生理代谢紊乱，如蛋白质、糖和叶绿素的合成受阻，光合强度下降和酶活性改变等，使植物表现出叶色减褪、植物矮化、物候期延迟等症状，最终导致作物品质下降和减产，甚至死亡[6，21-22]。张义贤等[23]研究表明，大麦种子在镉胁迫下，种子的萌芽率、根生长率均呈下降趋势，当镉浓度达到0.01mol/L时，种子萌芽率小于45%，且根不再生长。刘国胜等[24]研究表明，当土壤含有0.43mg/kg可溶态镉时，水稻减产10%，当含量为8.1mg/kg时，水稻减产达25%，并且，稻米的氨基酸、支链淀粉和直链淀粉比例发生改变，使水稻品质变差[4]。
3.2 镉对人体健康的危害 镉是人体非必需的微量元素，具有较强的致癌、致畸及致突变作用，对人体会产生较大的危害，镉一般通过呼吸系统和消化系统进入人体，在人体内半衰期长达20～30a。镉对人体的毒害分为急性毒害和慢性毒害2种，镉的急性毒害主要表现为肺损害、胃肠刺激反应、全身疲乏、肌肉酸痛和虚脱等；慢性毒害主要表现为对骨骼、肝脏、肾脏、免疫系统、遗传等的系列损伤，并诱发多种癌症[25-27]。例如，20世纪60年生在日本神通川流域的“骨痛病”，原因就是当地居民食用镉米造成的。因此，联合国环境规划署（UNEP）将其列为具有全球性意义的危险化学物质[28]。
4 土壤镉污染的治理方法
为了有效利用现有的土地资源，减少镉等重金属人体造成的危害，需要采取有效措施治理和恢复受污染的土壤。目前，有关镉污染土壤的治理方法有很多，主要有物理方法、化学方法和生物方法等。
4.1 物理方法 镉污染土壤的物理修复方法主要有排土、客土、深耕翻土等传统物理方法以及电修复技术、洗土法等。客土法就是将污染土壤铲除，换入未污染的土壤，去表土法就是将污染的表土移去等。传统的物理修复方法治理镉污染效果非常明显，如吴燕玉等[29]在张士灌区调查时发现去除表层土可使稻米中镉含量降低50%。然而，这种方法需要耗费大量资金、人力物力，且移除的污染土壤又容易引起二次污染，因此难以在大面积治理上推广。电修复技术，是指在土壤外加一个直流电场，土壤重金属在电解、扩散、电渗、电泳等作用下流向土壤中的某个电极处，并通过工程收集系统收集起来进行处理的治理方法。胡宏韬等[30]研究发现，当试验电压为0.5W/cm时，阳极附近土壤中镉的去除效率达到75.1%；淋滤法和洗土法是运用特定试剂与土壤重金属离子作用，然后从提取液中回收重金属，并循环利用提取液。据报道，美国曾应用淋滤法和洗土法成功地治理了包括镉在内的8种重金属，治理了2.0×104t污染的土壤，且重金属得到了回收和利用，而且整个治理过程中没有产生二次污染[20]。
4.2 化学方法 化学法是指通过在土壤中施用化学制剂、改良剂，增加土壤粘粒和有机质，改变土壤氧化还原电位和pH值等理化性质，使土壤镉发生氧化还原等作用，降低镉的生物有效性，以减轻对其它生物的危害[31-32]。目前，磷酸盐、石灰、硅酸盐等是化学法处理镉污染土壤中常用物质。Gworek[33]等在研究中发现利用沸石等硅铝酸盐钝化土壤重金属能显著降低污染土壤中镉的浓度。总体而言，化学方法具有操作简单、治理效果、费用适中等优点，缺点是容易再度活化重金属。因此，该方法适用于重金属污染不太严重的地区，对污染太严重的土壤不适用[4，20]。
4.3 生物方法 生物方法是指通过某些特定微生物、动物或植物的代谢活动，吸附降解土壤污染物质、降低土壤重金属生物活性的治理方法，具有土壤扰动小、原位性、不产生二次污染等优点，一般分为微生物修复、动物修复、植物修复3种。
4.3.1 微生物修复 微生物修复是指利用土壤微生物固定、迁移或转化土壤中的重金属，从而降低重金属毒性，主要包括生物富集和生物转化2种作用方式。生物富集作用指微生物的积累和吸附作用；生物转化作用指微生物对重金属的氧化和还原作用、重金属的溶解和有机络合配位等[34]。例如，吴海江[35]利用分离获得的菌株对镉的去除率高达60%，吸附量达54mg/kg；张欣等[36]在模拟镉轻度污染试验中通过施入微生物菌剂使菠菜植株镉含量平均下降14.5%。
4.3.2 动物修复 动物修复是指利用土壤中某些低等动物的代谢活动来降低污染土壤中重金属比例的方法。例如，Ramseier等[37]研究发现蚯蚓具有强烈的镉富集能力，当土壤镉浓度为3mg/kg时，蚯蚓的镉富集量可以达到120mg/kg。但由于低等动物生长受环境等因素的严重制约，该项技术在实际应用中受到了一定限制[20，28]。
4.3.3 植物修复 植物修复是指利用超富集植物吸附清除土壤镉污染的原位治理方法，具有实施较简便、投资较少、破坏小、无二次污染等优点，是一种环境友好型修复技术[20，34]。目前，全世界已发现500多种富集重金属的植物，其中部分植物对土壤镉具有强烈的富集作用，表现出对镉的选择性吸收，如芜菁、菠菜、烟草、向日葵等[12]。近几年来，我国在利用植物修复镉污染土壤方面取得了不少成果，例如，蒋先军等[38]研究发现印度芥菜、刘威等[39]发现宝山堇菜等属于镉超积累植物，这些发现都可以应用于镉污染土壤的治理与恢复工作。
5 展望
2014年《全国土壤污染状况调查公报》显示，我国土壤镉污染物点位超标率达到7.0%，镉是我国耕地、林地、草地和未利用地的主要污染物之一，土壤镉污染日趋严重。因此，要积极开展切实有效的管理控制、污染防治综合治理等，首先，从源头上控制镉对土壤的污染，采取清洁生产与资源循环利用措施，减少甚至避免各类镉污染物进入土壤环境；其次，加强镉污染土壤修复技术的研究，特别是植物修复技术和微生物技术；再次，发展联合修复技术，将生物修复与物理化学法、工程措施和农艺措施有效结合起来，开展多学科联合的生态修复。只有这样，才有可能修复已经被镉等重金属污染的土地，保护未被污染的土地资源，实现自然与社会的健康、可持续发展。
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篇8
关键词：根际环境；污染土壤；根系；根系分泌物；细菌；菌根真菌；土壤动物
1引言
根际环境是指以植物根系为中心，所形成的含有大量微生物、土壤动物、植物根系及其分泌物，在物理学、化学、生物学特性上而不同于周围土体的微区域环境。根际环境内土壤的重要特征之一就是富有大量的生物，其微生物和原生动物的数量比非根际土壤要多得多.[1]。根际环境内土壤生物学特性在很大程度上取决于植物根系分泌物的性质，一些研究结果表明：根际土壤微生物活性及其群落结构随植物生长发育而变化，对根系生长发育、营养产生很大的影响.[2，3]。正是由于根际环境内这些特殊的特性存在使得污染物在根际环境内表现出特殊的化学行为。
作为植物根系生长的真实土壤环境，根际环境在对污染土壤修复中的作用也不容忽视。近年来重金属和有机污染物对动物、植物及人类的直接的和潜在危害以及被污染环境的综合治理已成为社会各界关注的焦点。生物修复已成为污染生态学和环境生态学研究的热点。存在于土壤中的污染物首先通过根际环境与植物相接触，进而通过植物和根际环境内的生物来降解这些污染物质。根际环境内植物的根及其分泌物和微生物、土壤动物的新陈代谢活动对污染物产生吸收、吸附、降解等一系列活动，在污染土壤修复中起着重要作用.[4]。基于此，本文着重从植物根系和根系分泌物、微生物（细菌、菌根真菌）和土壤动物等方面进行概述，总结了它们在根际环境内对污染土壤修复的重要意义。
2根际环境内植物根系及其分泌物对污染土壤的修复作用
植物根系是土壤食物网的主要基质和能量来源之一，驱动土壤生物、化学和物理过程.[5]。植物根系如同一张“过滤网”，使通过的重金属得到固定并吸附于土壤表面，从而降低重金属在土壤中的生物有效态，达到减轻重金属污染的效果.[6]。植物根系是植物吸收营养物质的重要途径之一，因而也成为污染物质进入植物体内的重要路径。利用植物根系修复污染物正是应用了根系这种“提取能力”，对于富集在植物体内的污染物，通过植物自身的挥发和人为对地上部分的收获达到修复的目的。
2.1植物根系分泌物对重金属污染土壤的修复
植物根系分泌物是植物在生长过程中，根系向生长介质分泌质子和大量有机物质的总称。Mench等的研究表明，根系分泌物各组分（粘胶、高分子、低分子分泌物）均可与重金属发生络合作用，高分子与低分子的络合物可能有助于重金属向根表的迁移，而粘胶包裹在根尖表面，可认为是重金属向根迁移的“过滤器”.[7]。
根系分泌物主要通过活化、螯合、还原等作用来降低根际环境内重金属的有效性和毒性。此外，根分泌物被根际微生物利用，使根际土壤的氧化还原低于非根际土，从而改变根际土壤中变价重金属如Cr、Cu等的形态及有效性.[9]。在重金属等环境胁迫下，植物通过调节根分泌物的成分使根际环境更好的与外界环境相适应。如在铝胁迫下，耐铝植物可通过分泌有机酸，以缓解铝的毒害.[10]。另外，根系分泌物及其分解程度均影响土壤中重金属的吸附-解吸特性，植物根系分泌的新鲜分泌物可减少土壤对重金属的吸附，提高其扩散性 .[11]。
2.2植物根系分泌物对有机物污染土壤的修复
根系分泌物对污染物的降解主要通过酶系统的直接降解和增加微生物的数量和提高其活性的间接降解.[12]。前一种途径已被一些研究所证实，如有毒有机物在外酶的作用下分解为低毒的形态、磷酸酶可降解有机磷杀虫剂 .[13]、植物死亡后释放到土壤环境中的酶还可以继续发挥分解作用。其中尤其植物特有酶对多环芳烃的降解为根际修复的潜力提供了强有力的证据.[14]。根系分泌物通过影响根际土壤中微生物数量和活性来实现有机污染物的修复是主要途径。
3根际环境内微生物对污染土壤的修复作用
根际微生物通常是指细菌、放线菌和真菌（尤以菌根真菌为主）几大类。根际环境内的微生物对污染物具有多种修复手段，有的以污染物为碳源和能源，有的与污染物共代谢，通过代谢过程，这些离子可被沉淀或被螯合在可溶或不溶性生物多聚物上.[15]，进而达到对根际环境内污染土壤修复作用。
3.1根际环境内微生物对重金属污染土壤的修复
细菌对重金属污染土壤的修复主要表现在吸附能力上。尤其集中在汞、铬（Hg、Cr）等方面的研究上，证实了可以降低重金属可移动性和生物有效性，从而对污染土壤起到修复作用。根际环境内有独特的氧化还原电势与溶解氧水平，也为污染物的挥发和还原提供了条件。例如，土壤细菌对无机与有机汞化合物的还原与挥发；铬酸盐的还原与亚砷酸盐的氧化.[16，17]。另外，细菌为了生存在寻找碳源和能源的过程中就会形成一种进化优势——趋化性。细菌趋化性在根际环境内污染土壤的生物修复过程中发挥重要的作用，例如，趋化性可以使降解菌株与污染物紧密接触，解决污染物的生物可利用问题.[18]。
关于菌根真菌对重金属的相对独立吸收作用很早就已经有了研究。如，Cooper和Tinker.[19]采用能区分根系和菌丝的装置，利用同位素示踪技术，演示了内生菌根菌丝吸收、累积和移动.65Zn的过程，表明了菌丝本身能够吸收重金属，这可能促进了根系对重金属的吸收能力。此外，外生菌根真菌还具有它独特的特点——屏障作用，因菌套的形成而较为明显，对重金属起了物理阻碍作用，阻止重金属向植物体内转移.[4]。另外，菌根真菌还通过屏障、螯合以及菌根根际效应来影响微生物活性.[20]等作用，进一步促进污染物的降解和转化。
3.2根际环境内微生物对有机物污染土壤的修复
根际环境内的细菌除了对无机污染物具有独特的降解之外，也对大多数有机污染物进行降解。它们除直接的代谢活动外，还能以根分泌物和根际内有机质为主要营养源，从而具有根际环境外细菌所不具有的降解特点.[4]。Ortega-Calvo等人首次评价了根际环境内细菌的趋化性使根际内降解性细菌数量增加，提高了污染物的生物可利用性，促进了根际内多环芳烃的降解.[21]。
菌根真菌作为根际环境内根系与土壤相接触的重要媒介，在促进有机污染物的降解和转化、促进污染土壤中植物的生长、有机污染土壤的生物修复等方面具有积极的作用.[22]。研究表明，受菌根接种的植物根系对农药的污染有很强的耐受力，菌根通过吸收、积累以及分泌物对农药进行分解、挥发等一系列的作用降低了有机农药的毒害。林先贵等.[23]研究发现了接种VA菌根真菌后，白三叶草的菌根侵染率、生长量和对N、P 元素的吸收量都高于不接种的对照植株。王曙光等.[24]也进一步揭示了 AM真菌的菌丝在酞酸酯的降解和转移过程中起了某些特殊的作用。在对外生菌根真菌的众多研究中，均揭示了其对有机除草剂的降解吸收作用。
4根际环境内土壤动物对污染土壤的修复
目前对于土壤动物修复的概念还没有准确统一的定义。据大量研究表明土壤动物修复技术是利用土壤动物对污染物进行机械破碎、分解、消化和富集以及在土壤中进行的翻耕和穿插等活动影响污染物的迁移和分布，并通过肠道排放的微生物及分泌的酶而使污染物降低或消除的一种生物修复技术.[25]。土壤动物作为土壤中的一份子，它们的活动、生长以及繁殖都与土壤的理化性质息息相关，尤其生活在根际环境内的土壤动物对有机物污染物的机械破碎和分解具有重要的作用。与此同时，大量的肠道微生物及分泌的酶也转移到土壤中来，它们与根际环境内土著微生物一起通过吸收、降解等方式使得污染物浓度降低或消失。
土壤动物生活在土壤环境内，作为土壤污染的一个评价指标.[26]，因此它在一定程度上能够反映土壤的污染状况。在土壤中添加有机氯培养蚯蚓试验中，谢文明.[27]等发现蚯蚓对所加的有机氯农药的富集作用明显。蚯蚓不但富集了重金属，还可以改良土壤，保持土壤的肥力。将蚯蚓应用于污染土壤生态系统的恢复，甚至应用于强化污染土壤生态系统的修复，具有一定的发展潜力，在实际应用当中也有较大的可行性。
除了以捕食和代谢分泌为基础的假说外，土壤动物对微生物群落结构、土壤有机碳、根系生长及植物群落等的影响也将对根际生物修复产生深远的反馈作用.[28]。在今后的研究中应加大土壤动物其它种类，如甲螨、线虫、跳虫等微型和中型土壤动物对土壤污染修复作用研究。
5结语
根际环境内除了上述的生物种群外，还有很多微生物及土壤动物类群，而对于它们在根际污染土壤中修复作用研究的较少。土壤遭受污染是一个十分复杂的过程，不存在相对单一的污染物，几乎都是多种污染物综合污染的结果。生物修复体系中任何单一生物体一般都不具备降解复合污染物整体能力，因此，生物联合修复是必须采用的。修复过程中可以充分发挥各有机体及相互结合产生的修复作用。随着科技的进步根际环境内污染土壤的生物修复技术已经取得很大的发展，但由于受到区域生物特性以及自然环境的限制，还存在着许多局限性。
（1）土壤中根系的形态和根系的构型在污染土壤中的修复作用研究的很少，应加强不同土壤层中根系修复作用的研究。
（2）由于根际环境是动态的、复杂的系统，在营养及重金属等的胁迫条件下，根系分泌物产生的机制以及影响根际环境中其它组成成分的机理需要进一步的研究。
（3）对于轻度污染的土壤，污染物浓度没有达到生物降解的最低含量，迫使生物无法发挥其正常的降解功能，鉴于此，微生物对污染物最低量的降解反应能否进行定量的研究。
（4）微生物对根际内污染土壤的修复受多种因素的影响，如菌株的生存条件、营养条件以及菌株的呼吸活性等，而从这一视角研究的比较少。
（5）土壤动物在对根际内污染土壤修复中的研究报道的很少，大部分都是集中于蚯蚓的修复作用，而应加强对土壤动物其它种类，如甲螨、线虫等微型和中型土壤动物对土壤污染修复作用研究。随着科学技术的发展和对实验条件进一步的精确模拟，很多新的技术和理论也得到了很大的发展，如，分子生物学技术、基因工程理论、重新组建微生物的遗传性状、筛选具有降解多种污染物且降解效率更高的优良菌株及酶系，显然已经成为污染土壤修复研究的热点。通过对以上内容的深入研究，必将促进生物修复技术从实验室走向大田生产应用。
2012年11月绿色科技第11期致谢：感谢在论文的写作过程中由导师朱永恒提供的指导和帮助。
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篇9
摘要水环境污染和破坏已成为当今世界上最引人注意的环境问题之一，通过对水体底泥中磷的吸附-解吸的研究进展进行概述，介绍了底泥磷在水体污染方面的作用，为底泥磷在农业面源污染及水体富营养化的研究提供理论依据。
关键词水体底泥;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
水环境污染和破坏已成为当今世界上最引人注意的环境问题之一，水环境的好坏直接关系到人类的生存发展。我国在经济持续高速增长的同时，带来最大的负效应就是环境污染日益严重，江河湖海等水环境质量日趋恶化，而影响这一趋势恶化的主要原因是水体富营养化。随着富营养化水体的不断增加，水体富营养化的研究和防治日益被重视，其中过量的磷输入或水体磷的高负荷是导致河流湖泊营养化污染的重要原因。近年来，人们对底泥的空间分布及其表面营养物的分布已有较多的调查和分析，但对底泥中磷在底泥-水界面的吸附-解吸特性的分析和研究较少。现对底泥磷的吸附-解吸研究进展作一综述。为农业面源研究和水体富营养化的研究提供参考资料。
1水体底泥对磷的吸附作用与富营养化的关系
磷是最早发现的作物必需的营养元素之一，它不仅是植物体内许多重要化合物的组分，而且还以多种途径参与植物体内的各种代谢过程，在人类赖以生存的生态系统中起着不可替代的作用[1]。磷也是控制水体富营养化的主要营养盐之一，对于某些水体，尽管采取了各种措施并杜绝了外源磷的输入，但水体富营养化并未得到有效控制，可归因于水体底泥中磷等营养元素的释放[2-4]。
磷作为沉积物的宿体，是水体的重要营养源之一，其内源污染对水环境质量的影响不容忽视。沉积物，也称底泥或底质，是来自各种途径的营养物，即各种自然过程和人类经济活动的产物，在一般的静水水体中，污染物质被水体中颗粒物吸附、络合、絮凝、沉降，从而进入沉积物。从一定意义上来说，沉积物通过接纳了大量的污染物而缓解了水体富营养化的进程，是污染汇而非污染源，但富营养化湖泊沉积物有很高的容量暂时吸附水中的磷，然后将其释放出来[5-6]。沉积物一般含丰富的营养物质和大量的腐败性有机质。由于湖泊沉积物粒度的差异，比表面积不同，表面电荷的性质也不一样，对磷的吸收与释放表现较大不同。研究表明，沉积物中的磷循环在很大程度上影响着水体富营养化的进程。土壤和沉积物能通过交换吸附作用从环境中富集包括磷在内的多种微量元素及其他有毒有机物，对天然水体起到一定的净化作用，是一种极好的清洁剂[7-9]。
2水体底泥中磷吸附-解吸机理的研究进展
天然含水介质中都不同程度地含有一些胶体物质，由于胶体有非常大的比表面积，污染物对胶体比对固相基质表面显示出更高的亲和性。底泥中的胶散复合体，对底泥中物质的迁移和积累具有重要作用[10]。土壤和含水层中的胶体不但能像固相基质那样吸附污染物，而且还以类似于水相的速率运移[11]。因此，胶体作为污染物的载体，可以大大地影响污染物运移的净速率。胶体不仅是底泥的重要物质基础，也是重金属或有机有毒污染物过滤器，而且它的存在对于物质的迁移和积累具有重要作用[12]。胶体是形成良好底泥的重要机制，有机物质对良好底泥的形成和稳定起着重要作用。胶体的形成是稳定性团聚体和底泥形成的重要机制和物质基础。底泥的形成必须借助胶结物质，才能使分散的土粒通过凝聚作用粘结形成团聚体，微团聚体组成是评价底泥水平的综合指标。这种团聚体的稳定性及其在底泥中的作用，与胶结物质组成、性质、阳离子种类及团聚过程中的土粒排列方式有密切关系。由于土壤不同，肥瘦和好坏不一，胶体的数量、程度、方式和状态也各异[13-15]。
目前，国内外学者已对磷释放机理开展了大量的研究，如温度、溶解氧、pH值、水动力学的扰动以及底泥覆盖对磷释放的影响[16]。尹涛等通过对大镜山水库底泥磷释放模拟研究发现底泥上覆水的氧化还原电位和pH值是影响底泥磷释放的重要影响因子[17]。Berg等考察了方解石覆盖技术控制底泥磷释放的效果，结果表明1cm厚的方解石覆盖层2~3个月内可以减少80%的底泥磷释放通量[18]。林建伟等研究发现天然沸石和方解石复合覆盖技术能有效抑制底泥磷的释放[19]。
Olila等[20]认为，底泥对磷的吸附过程包括底泥中有机质、黏土、铁铝氧化物、碳酸钙等矿物颗粒对磷酸根的专性吸附以及微生物通过吸收同化而产生的生物固定;Torrent等[21-22]认为其吸附速度可以Langmuir或Freundilch模型描述，其表现为磷和铁氧化物初期在表面快速吸附，随后在矿物晶格内部慢速扩散。Langmuir方程可以很好地拟合磷在底泥上的等温吸附，通过Langmuir方程的曲线拟合，可以得到磷在底泥上的最大吸附量。
韩伟明通过对杭州西湖底泥释磷的研究，考察了pH值、DO、温度和上复水组成等环境因素对其影响，发现在20 ℃，pH值为6.5时，底泥释磷量最小，pH值升高或降低，释磷量倍增，TDP(可溶性磷)解吸量与pH值呈抛物线相关。
Shang等研究发现，pH值变化对有机磷和无机磷的吸附影响明显;Sundar等研究认为，盐度变化对潮滩湿地沉积物的磷吸附影响也十分显著;石晓勇等在黄河口悬浮物磷的吸附和解吸研究中发现，随着环境温度的升高，悬浮物对磷的吸附呈线性增加。
刘敏研究发现，环境因子对沉积物吸附磷作用有显著的影响，随着pH值的变化，沉积物对磷的吸附量呈“U”形变化曲线，pH值在7~8，磷的吸附量较小。在低盐度区，随盐度的增加，沉积物对磷的吸附量随之呈显著增加趋势，而当盐度大于5‰时，反而随盐度的增加，吸附量略呈下降趋势。随着温度的升高，对磷的吸附量基本上呈线性增加。
李敏等研究发现，环境因素影响沉积物磷吸附量的强弱顺序为:SS>pH值>温度>盐度，其中悬浮沉积物浓度是影响吸附量最重要的因素，pH值、温度和盐度对吸附量的影响程度差不多。沉积物对磷酸盐的吸附量与粒径小于0.005 mm颗粒的含量成较好的正相关关系，说明吸附作用主要发生在细颗粒沉积物上，样品中细颗粒含量越高，吸附量就越大。
pH值是湖泊水环境的重要指标，大量研究表明，pH值与沉积物释磷量之间呈抛物线关系，上覆水pH值近中性时释磷量最低，而在偏酸、偏碱时都有利于磷的释放。其原因可能是一方面pH值的改变引起了系统内微生物结构及其活动强度的变化，另一方面也影响了磷素的溶解状态。
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篇10
（1黑龙江省农业科学院佳木斯分院，黑龙江佳木斯154007；2东北农业大学，哈尔滨150030）
摘要：试验为选取有效耕作方式及合理种植密度指导玉米生产，采用裂区设计方法，主区为耕作方式，副区为密度，以‘德美亚3’为试验材料，研究不同耕作方式和密度对玉米的产量、产量构成因素及主要农艺性状的影响。结果表明：相同密度下，免耕平作(T1)玉米产量高于秋翻平作(T2)和传统垄作(T3)，前两者差异不显著，与后者产量差异达极显著水平；相同耕作方式下，随着密度的增加产量呈先增再降的趋势，D2处理产量最高，与D3差异不显著，D2、D3处理大于D1处理，但与D1处理差异达到极显著水平；相同密度下，免耕平作处理穗粒数、穗粒重最高，倒伏率、空秆率较低。通过本试验，得出以下结论：（1）免耕优于传统垄作和秋翻平作；（2）T2D2组合处理产量最高。
关键词 ：耕作方式；密度；玉米；产量；农艺性状
中图分类号：S-1 文献标志码：A 论文编号：cjas14100104
基金项目：科技部火炬计划项目“中国创新驿站佳木斯基层站点”(2013GH560196)。
第一作者简介：盖志佳，男，1985 年出生，黑龙江人，实习研究员，在职博士，主要从事作物耕作与栽培研究。通信地址：154007 黑龙江省佳木斯市安庆街269号黑龙江省农业科学院佳木斯分院，Tel：0454-8351081，E-mail：gaizhijia@163.com。
通讯作者：张敬涛，男，1964 年出生，黑龙江人，研究员，硕士，主要从事作物栽培与耕作研究。通信地址：154007 黑龙江省佳木斯市安庆街269 号黑龙江省农业科学院佳木斯分院，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
耕作方式的不同对产量和环境的影响也不同，最终的经济效益也不同。在黑龙江省玉米种植面积跃居全国第一的背景下，如何选取合理的耕作方式，对玉米生产持续发展至关重要。有关耕作方式对玉米产量的影响，国内外学者观点不同。Kapusta 等[1]连续20 年研究表明，耕作处理对玉米产量一般无影响。Alke[2]研究指出，免耕较常规种植玉米产量差异较小。张志国等[3]对24 年的长期免耕与犁耕玉米的产量研究结果表明，前13 年免耕平均玉米产量与犁耕相当，而后11 年免耕平均玉米产量显著高于犁耕玉米产量，随时间的延长，免耕在产量上逐渐显示出优势。另外，还有一些研究认为，免耕造成减产，免耕玉米产量一般比常规耕作低10%~15%，并提出不同的减产原因。
此外，种植密度是易调控又经济的增产措施。但在生产实践中若不考虑具体生产条件，盲目选用耐密型品种或增加种植密度，会造成田间郁闭，田间小气候恶劣，通风透光不良，中下部叶片受光较少，叶片早衰严重，品质下降[4-10]；过度密植取株营养面积减小，对肥水的竞争加剧，导致植株营养不良、矮小，病虫草害加剧，生育后期空秆率及倒伏率大幅增加，最终导致作物减产[11-14]。由此可见，种植密度在玉米增产中起着非常重要的作用。
综上所述，目前的研究只是单一的研究耕作方式或种植密度对玉米产量及相关指标的影响。因此，本试验采用裂区设计研究不同耕作方式和种植密度对玉米产量，产量构成因子以及主要农艺性状的影响，旨在为黑龙江玉米生产提供合理的耕作方式以及选择合理的种植密度，促进玉米生产持续发展。
1 材料与方法
1.1 试验材料
试验于2013—2014 年在黑龙江省农科院佳木斯分院试验地进行。前茬作物为大豆，土壤为草甸黑土，地势平坦，肥力均匀。供试玉米品种为‘德美亚3’。
1.2 试验设计
试验采用裂区设计，主区为耕作方式：免耕平作（行距38~76 cm，T1）、秋翻平作（行距38~76 cm，T2）和秋翻垄作(70 cm，T3)，副区为3 种植密度，分别为6、7、8 株/m2，分别用D1，D2和D3表示，3 次重复。小区为5行区，行长10 m。免耕平作处理前茬作物为免耕大豆，大豆收获后秸秆全量还田，均匀抛洒。
1.3 调查项目
产量测定方法为对角线布点，每区取5点，每点5 m2，按标准水分计算产量。室内考种测定项目包括穗行数、行粒数、穗粒数、每穗粒重、每穗粒重、百粒重、秃尖长；棒三叶期测定棒三叶叶面积；成熟期测定株高、穗位高、茎粗、空秆率、倒伏率。
1.4 数据处理
采用Excel 2003 和DPS 7.0 软件进行统计与分析。
2 结果与分析
2.1 不同耕作方式和密度对‘德美亚3’产量的影响
从表1 可发现，相同耕作方式下，随着密度的升高，‘德美亚3’的产量呈先升高再减低的趋势，低密度(D1)和中高密度(D2、D3)差异达到极显著水平，中高密度间差异不显著，最佳的密度为D2。
相同密度下，免耕平作处理产量比秋翻平作处理产量高，秋翻平作处理产量比秋翻垄作高，免耕平作、秋翻平作处理间产量差异不明显，但与秋翻垄作处理产量差异达到显著水平(P<0.01)。
因此，试验条件下，‘德美亚3’最合适密度和耕作方式分别为D2和免耕平作。
2.2 不同耕作方式和密度对‘德美亚3’产量构成因子的影响
从表2 可知，相同密度下，免耕平作‘德美亚3’穗行数、行粒数、穗长、百粒重、比秋翻平作高，秋翻平作比秋翻垄作高，差异不显著；免耕平作穗粒重、穗粒数大于秋翻平作，差异不显著，免耕平作、秋翻平作比秋翻垄作高，二者与秋翻垄作处理差异达到极显著水平(P<0.01)。
相同耕作方式下，‘德美亚3’穗行数、行粒数、穗长、百粒重随着密度的增加呈降低的趋势，但不同密度处理间差异不显著；穗粒重、穗粒数的大小依次为D1>D2>D3，D1、D2处理差异不显著，但与D3处理差异达到极显著水平(P<0.01)。
2.3 不同耕作方式和密度对‘德美亚3’农艺性状的影响
从表3 可知，相同密度下：秋翻垄作‘德美亚3’株高、穗位高、茎粗比秋翻平作高，秋翻平作比免耕平作高，但3 种耕作方式处理间差异不显著；叶片是玉米光合作用的主要器官，产量形成的实质是光合作用的结果，棒三叶的光合作用最强，经济产量的形成作用最大。玉米棒三叶叶面积大小依次为免耕平作>秋翻平作>秋翻垄作，免耕平作、秋翻平作之间差异不显著，但与秋翻垄作处理差异达到极显著水平(P<0.01)。而秃尖长、倒伏率、空秆率数值越大越不利于产量的提高，秃尖长、倒伏率、空秆率大小依次为秋翻垄作>秋翻平作>免耕平作，免耕平作、秋翻平作之间差异不显著，但与秋翻垄作处理差异达到极显著水平(P<0.01)。
相同耕作方式下：随着密度的增加株高、穗位高、茎粗呈下降的趋势，但处理间差异不显著；棒三叶叶面积随着密度的增加亦呈降低的趋势，D1、D2间处理差异不显著，但与D3 处理差异达到极显著水平(P<0.01)；秃尖长、倒伏率、空秆率随着密度的增加呈上升的趋势，D1、D2间处理差异不显著，但与D3处理差异达到极显著水平(P<0.01)。
3 结论与讨论
本试验通过设置不同3 种耕作方式，研究不同密度下免耕平作、秋翻平作、秋翻垄作对玉米产量的影响，研究结果表明免耕平作玉米产量最高，中密度(D2)、高密度(D3)处理产量比低密度(D1)处理产量高，且与低密度处理差异达到极显著水平，但中、高密度处理产量差异不显著，说明‘德美亚3’是较耐密植玉米品种。总之，试验条件下免耕优于传统垄作和秋翻平作，且T2D2组合处理产量最高（表1~3）。本试验研究结果免耕处理产量最高，与前人[1-3]研究结果不同，这可能是因为免耕处理采用宽窄行种植方式，通风、透光效果好，边际效应明显。
良好的耕作方式和合理的种植密度不仅有利于产量的提高，而且有利于农业生态环境的持续发展。玉米免耕作为玉米保护性耕作的核心，是当前研究的热点问题。玉米免耕不但能减少工作量、降低生产，对提高地力、改善生态环境和玉米可持续生产发展具有重要意义[15-19]。目前，如何使免耕玉米种植技术推广开来，关键在于是否能提高玉米产量，提高农民对免耕玉米种植技术的认识[20]。此外，由于免耕地硬度高，需要专用的播种机械才能进行播种，因此，选用专用免耕播种机是免耕技术能否得到推广的主要限制因素之一。
本试验也存在品种单一、试验年限短的问题，今后应该进一步多品种、多点、多年试验，完善该项技术，更好地服务农业生产。加之，本试验测定的各项指标为地上部分，没有对地下指标（如根系指标、土壤生理生化指标）进行测定，这也是今后需要研究的内容之一。
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