矿山生态修复技术研究范文

导语：如何才能写好一篇矿山生态修复技术研究，这就需要搜集整理更多的资料和文献，欢迎阅读由公务员之家整理的十篇范文，供你借鉴。

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关键词：矿山 重金属 生物修复

矿产资源是人类生产和生活的基本源泉之一，是社会经济发展的重要基础，我国目前95%的能源和80%的原材料是依靠开发矿产资源来提供的，因此我国经济的发展离不开矿业，但是矿业又是个污染相当大的行业。随着我国经济的快速发展，矿山的开采不断加大，矿山的开采伴随着很多环境问题的产生，破坏了自然生态环境，其中矿业废水中含有大量的重金属，对环境污染严重，污染水源，对人体健康构成威胁。因此必须有效地处理矿山固废以及废水。

1、矿山重金属的来源

金属矿山开发的开采、选洗、冶炼都会向环境中排放重金属元素，原生硫化物矿床在开采利用过程中，废弃的硫化物经过长期的自然氧化、雨水淋滤而导致重金属元素大量进入矿区。硫化矿物的氧化反应速率除与反应时间、温度、硫化矿物的含量、种类有关外，还与外界环境如氧气、水、生物活动特别是氧化铁杆菌等有关。固体废物的风化可以导致重金属元素的淋滤释放，特别是铅锌矿、汞铊矿在开采利用过程中，尾矿废石中的铅、锌、砷、铊以及伴生组分如镉、铬、铜在地表水的冲洗和雨水的淋滤下进入土壤并累积起来。

土壤中重金属元素的迁移分布行为受到土壤pH值、有机质、矿物组成、阳离子代换量等性质的制约，如铊在土壤中的含量与有机质含量有明显的正相关性，而与土壤中的粘土矿物含量呈负相关性。通常情况下，表层土壤中含铊量较高，深层土壤与土壤下伏的基岩中含铊量低，锰矿物对重金属元素有着强烈的固定作用，这使得重金属元素在土壤中的含量明显高于河流沉积物。

2、重金属的危害分析

重金属在土壤一植物系统中迁移直接影响到植物的生理生化和生长发育，从而影响作物的产量和质量。当土壤被重金属污染后，重金属在土壤中累积，当达到一定程度便会对作物产生不良影响，不仅影响作物的产量和品质，而且通过食物链最终影响人类健康。如铅能伤害人的神经系统，特别对幼儿的智力发育有极其不良的影响；镉的毒性很大，在人体内蓄积会引起泌尿系统功能变化，还会影响骨骼发育，如1955年发生在日本神通川地区的“痛痛病”，就是因为该地区的土壤一植物系统受到镉的污染；1953年日本水俣氮肥厂的乙酸乙醛反应管排出含有氯化甲基汞的汞渣流入水体，有毒物质被鱼、虾、贝类食人后，由食物链进人人体，导致了“水俣事件”的发生。在中国，随着污灌面积不断扩大，土壤重金属的污染问题日趋严重，如沈阳、兰州、桂林、萍乡等地重金属污染均较明显；湖南株洲的冶炼厂和化工厂附近地区的重金属汞、镉、铅的含量均超标，对人和家禽健康危害很大。土壤重金属污染对人类健康造成的威胁已引起世界各国科学工作者的普遍关注，对其治理成为目前研究的难点和热点。

3、矿山重金属污染的生物修复技术

生物修复，指一切以利用生物为主体的环境污染的治理技术。它包括利用植物、动物和微生物吸收、降解、转化土壤中的污染物，使污染物的浓度降低到可接受的水平，或将有毒有害的污染物转化为无害的物质，也包括将污染物稳定化，以减少其向周边环境的扩散。这是一种利用各种天然生物过程而发展起来的现场处理各种环境污染的技术，生物修复的处理费用比较低，而且对环境的影响也比较小、生物处理的效率相对也比较高。

3.1植物修复

植物修复技术是利用植物提取、吸收、分解、转化或固定土壤、沉积物、污泥或地表、地下水中有毒有害污染物技术的总称，也就是将某种特定的植物种植在重金属污染的土壤上，而该种植物对土壤中的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重金属移出土体，达到污染治理与生态修复的目的。植物提取是目前研究最多并且最有前景的方法。目前发现的具有超累积能力的植物约400多种。植物提取技术首先要筛选出超累积植物，植物提取利用植物从土壤中吸收金属污染物，并在植物地上部分富集对植物体收获后进行处理，从而降低了土壤中重金属的含量。

植物修复技术目前已经广泛地应用于对土壤重金属污染的治理，但是在运用的过程中产生了很多的问题，比如植物修复技术并不能从根本上消除重金属污染的问题，而是将重金属从土壤中吸收或吸附到植物体内或根部.然而如何防止富集在植物中的重金属重新流入到环境和食物链中，怎样有效的处理植物中的重金属以及防止产生二次污染等。

3.2微生物修复

除了植物修复技术外，重金属污染的处理措施还包括有微生物技术。土壤重金属污染的微生物修复是利用微生物的生物活性对重金属的亲和吸附或转化为低毒产物，从而降低重金属的污染程度。在长期受某种重金属污染的土壤上，生存着数量众多的、能适应重金属污染的环境并能氧化或还原重金属的微生物类群。对于某些重金属污染的土壤，可以利用微生物对重金属进行固定、移动或转化，改变它们在环境中的迁移特性和形态，从而进行生物修复。微生物主要通过生物吸附和富集作用、溶解和沉淀作用、氧化还原作用和菌根真菌与土壤重金属的生物有效性关系对土壤中重金属活性产生影响。

3.3动物修复

土壤中的某些低等动物（如蚯蚓和鼠类）能吸收土壤中的重金属，因而能一定程度地降低污染土壤中重金属的含量。随着生物技术和基因工程技术的发展，土壤生物修复技术研究与应用将不断深入并走向成熟，特别是微生物修复技术、植物生物修复技术的综合运用将为有毒、难降解、有机物污染土壤的修复带来希望。

4、结论

酸性矿山废水和尾矿是造成矿山重金属污染的主要原因，因此，在以后的矿山重金属污染研究中，测定矿区有毒、有害重金属元素的总量及其在不同环境介质中的赋存相态，区分重金属元素的来源及其在矿区的运移途径；综合利用重金属元素污染的评价方法，从环境地球化学工程学的原理和方法出发，加大矿山重金属元素的污染治理和生态修复工作等方面还有很大的发展空间。

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关键词 生态修复；生态修复产业化；北京门头沟国家生态修复示范基地

中图分类号 F062.9；X32 文献标识码 A 文章编号 1002-2104(2012)04-0060-07 doi:10.3969/j.issn.1002-2104.2012.04.012

20世纪80年代以来，生态退化、环境污染等问题日趋恶化，成为困扰我国社会经济可持续发展的重要因素，引起了有关政府部门和相关科学家的关注和重视。在此背景下，国家有关部委及地方政府在“七五”、“八五”期间分别从不同角度进行了有关生态恢复的研究和实践，开展了“生态环境综合整治与恢复技术研究”［1］、“主要类型生态系统结构、功能及提高生产力途径研究”［2］、“亚热带退化生态系统的恢复研究”［3］、“北方草地主要类型优化生态模式研究”［4-5］和“内蒙古典型草原草地退化原因、过程、防治途径及优化模式”［6-7］等课题，对生态恢复理论和实践研究都有所加强。此外，进入“九五”和“十五”时期，我国还先后实施了长江中上游地区防护林建设工程［8］，水土流失治理工程［9］；以及农牧交错区［10］、风蚀水蚀交错区［11］、干旱荒漠区［12］、丘陵山地干热河谷和湿地［13］等生态脆弱地区退化生态环境恢复与重建工程；沿海防护林建设工程［14］，等等。这些生态建设实践与工程，尤其是在实践上已获成功的一些生态恢复技术和案例，为生态恢复和环境治理积累了宝贵的经验。但进入21世纪，尤其是最近几年，我国明显偏重了生态修复的技术集成和产业化示范工作，包括民勤沙漠化防治与生态修复技术集成试验示范研究［15］，鄱阳湖湿地生态修复、重建技术集成研究与示范基地建设［16］，等等。

而门头沟国家生态修复示范基地建设便是由科技部和北京市科委牵头组织开展的一项专门针对我国生态修复产业化建设的系统工程［17］。该工程在一期主要完成各种生态修复技术的示范及应用研究基础上，在二期着重开展了生态修复技术的集成及产业化支撑体系建设方面的研究。可见，不论是政府的政策走向，还是社会的现实需求，都要求生态修复向技术集成化和区域产业化方向发展，要求拥有不同技术优势的生态修复企业通过资源、信息和市场的共享，实现对整个生态修复行业的跨越。

1 生态修复与生态修复产业化

生态修复是对区域受损害自然生态系统过程和功能的重建，发展到现在，往往偏重于环境领域的技术研究和应用示范。部分学者认为，生态修复是在生态学原理指导下，以生物修复为基础，结合各种物理修复、化学修复以及工程技术措施，通过优化组合，使之达到最佳效果和最低耗费的一种综合的污染环境修复方法，主要包括污染土壤、污染水体、污染大气修复三大方面［18-19］。到目前更多的学者则认为，生态修复区域生态退化的后果不仅仅是自然生态系统结构和功能的破坏，还包括生态系统为人类生存和发展提供的物质与服务能力的下降，使区域经济、社会发展受阻，它包含了对自然、经济和社会人文3个方面的修复［20-21］。其目的应该在于恢复“社会―经济―自然复合生态系统”合理的结构、高效的功能和协调的关系［20］。

随着传统生态修复在区域实践过程中产生的“经济瓶颈”，尤其是面临区域产业转型问题的突显，生态修复的产业化以及如何转变区域产业发展模式实现自我修复已成为国内外学者关注的焦点［22］。而国内一些地区也展开了相应的生态修复产业化的基础及应用示范研究。

在基础研究方面，如吴言忠等以矿区土地复垦为例，先分析了土地复垦组织管理在责任主体、产权界限、复垦资金、复垦机制和生态功能等方面存在的问题, 并提出土地系统、资金系统、社会系统和管理系统等土地复垦产业化的组织模式，进而分析了土地复垦产业化的组织结构和业务流程［23］；波等通过分析矿区生态重建和景观生态规划, 提出了景观生态规划的原则, 并分析了矿区生态重建景观结构的模式［24］；李萌等从矿区的生态经济系统分析切入，建立了矿区产业替代模型，并对矿区生态修复中的产业转型和产业替代的价值转化规律进行了研究［25］；张义丰等对山区沟域经济发展及其空间组织模式进行了大量研究，并以北京为例指出，北京沟域经济的发展一定程度上有助于协调好山区生态保护与经济发展的关系，促进山区的综合开发［26］。

应用示范研究方面，如江苏宜兴西南山区张渚镇竹园村在废弃采石场生态修复背景下发展休闲农业园［27］；平朔煤矿区在循环经济与可持续发展理念指导下构建了以煤为主，电、化、氧化铝、建材并举的黑色产业链和围绕复垦土地开展生态重建，种、养、加一体化发展的绿色生态产业链［28］；等等。

2 门头沟生态修复产业系统的总体设计

作为门头沟国家生态修复基地建设二期项目中“门头沟生态修复产业化能力建设”的一项重要工作内容，本研究拟通过在门头沟区内的王平镇规划构建一个新型的产业生态系统和典型示范园区，来带动门头沟区新兴产业的孵化和传统产业的转型。

王平镇生态修复产业的系统结构设计(图1)由“自然生态修复示范产业、人文生态修复主导产业和经济生态修复引导产业”三大部分组成，三大产业系统相互支撑，协调发展。在各类型自然生态修复示范基地建设的基础上，引导以生态修复技术交易和生态建设咨询为主的经济生态修复产业，最终依托本身固有的生态资源和在已修复好的景观上发展以生态休闲旅游为主的人文生态修复主导产业。其产业发展基本模式为：政府配套服务、企业主动修复、共同开拓市场。而产业孵化中心与生态修复示范区（带）的互补作用是推动其产业化发展的主要动力。

自然生态修复示范产业主要围绕矿山生态修复示范、农田生态保育示范和湿地生态建设示范3大体系构建。矿山生态修复示范以煤矿开采区和采石场废弃地的修复示范为主，农田生态保育示范以山区缓坡和煤矸石山的修复示范为主，湿地生态建设示范以永定河河道景观生态修复示范为主。通过破坏后的景观遗存和修复后的景观现状对比分析，集中展示矿山生态修复技术，水保农业、节水农业和生技农业技术，及湿地生态修复技术的成果。

人文生态修复产业主要围绕观光度假、乡村旅游、健康服务和人文关怀4大主导性产业体系构建。发展旅游业是整个门头沟区实现产业转型后藉以稳定区域经济总量的主要途径，但不能仅仅局限在传统的观光度假旅游产品的开发上，更应该发挥门头沟特有的自然景观、纯朴民风、和保存完好的古村落及历史文化遗迹的优势，去满足北京城市人口亲近自然、回归田园、心灵洗礼、身体保健等方面的需求。

图1 王平镇生态修复产业体系结构图

Fig.1 The industrial framework of ecorestoration for Wangping

经济生态修复产业主要围绕产品物流、市场交易、技术培训和建设咨询4大引导性产业体系构建。其关键在培育针对门头沟区特点的自然生态修复技术交易市场，和孵化整合各相关自然生态修复技术及产品、服务供应行业。生态产品的物流主要以王平镇精品农业产品、各类型生态修复技术产品的展销为主，通过构建产品虚拟信息平台将其以网络的形式集中展示；生态市场的交易主要以不同生态修复技术成果的转让和硬技术的软组装，通过统一的市场交易平台打包进行开发与销售，最终实现生态修复的经济产出；生态技术的培训主要针对全国乃至世界生态修复行业发展需求进行专业人才的培训与学术交流；生态建设的咨询则是辅助于生态市场交易，而满足各类型客户对修复所需产品的选择与决策。

3 不同类型生态修复产业链（网）的构建

3.1 自然生态修复产业

3.1.1 湿地生态修复产业

首先，生态修复产业孵化中心在吸引湿地生态修复类企业时，根据对方技术及资金实力，要求其在湿地生态修复示范带内划定适当面积区域进行主动修复，包括核心技术和建设方案的策划与提供；而对于工程建设中的其他预算投资则由当地政府、修复企业、及上级主管部门和社会团体等进行多方筹资，充分发挥当地政府和修复企业两大利益主体在示范带建设及市场拓展方面的合力最大化；其次，对已修复好的示范带进行包装和维护，在保证恢复当地湿地生态景观及自然净化功能的同时，为当地居民提供休闲娱乐的场所，同时作为此类型生态修复的成功典范，供专家及国内外生态修复需求客户市场进行调研学习，最终实现其社会-经济-自然复合生态服务功能；最后，需要整合该湿地生态修复示范带和孵化中心内的各相关资源，在客户参观完示范带后，再回到孵化中心进行具体项目的相关咨询和协议签订（图2）。

3.1.2 农田生态保育产业

在生态修复产业孵化中心内吸引农田生态保育类企业，并要求其在示范区内选择适当面积农田进行主动修复，完成农田物理、化学及生物环境的综合保育，并作为示范成果的展示，纳入孵化中心重点技术服务咨询体系中去，利用孵化中心的资源及市场优势在国内外进行技术的推广和产品及服务的推销；在农田生态保育类企业进行生态修复的同时，根据政府需求及王平镇农业发展规划要求，在各自选择区域内种植特色农林产品，并通过“生态保育型企业管理+农户分红+政府服务”的机制，利用孵化中心内生态农业产品物流服务中心优势，将生产出来的特色精品农果产品推向北京高端消费品市场；示范园区除了具备以上两个以生态农产品销售和农田生态保育技术咨询服务的经济功能外，还可以通过建设采摘园等方式与周边乡村发展农家乐等旅游产业，以此来扩展其社会服务功能和增加经济效益（图2）。

3.1.3 矿山生态修复产业

工业企业主体型发展模式：主要是针对目前王平镇内存在若干大型煤矸石制砖企业而选定，是作为规划初期矿山生态修复产业的一种发展模式，即煤矸石制砖企业开采煤矸石山，同时通过与王平镇政府签订合同，按照开采规模承担开采区生态修复任务，或交纳相应的生态修复资金给政府，作为未来地面采空区生态修复提供资金储备。生态修复型企业主体型发展模式：该发展模式是作为同湿地生态修复产业发展模式相配套一致的部分统一纳入王平生态修复产业园区主体产业体系中去，即要求矿山生态修复型企业在入驻生态修复产业孵化中心时，选择在矿山生态修复示范区内划定适当面积区域进行主动修复，并发挥孵化中心功能对已修复好的示范带进行一定包装和维护，作为此类型生态修复的成功典范，供专家及国内外矿山生态修复需求客户市场进行调研学习，最终完成具体项目的相关咨询和协议签订。

地产开发企业主导型发展模式：该产业发展模式主要

图2 王平镇湿地、农田、矿山等自然生态修复产业链网图

Fig.2 The ecoindustrial networks of natural ecorestoration for Wangping

是针对目前该区域内存在大量需修复矿山及土地而选定的，作为规划后期矿山生态修复产业的一种主要发展模式，即通过吸引房地产开发企业在区位优势及自然条件较好的地块发展新兴的生态修复地产业，首先地产开发商提供部分资金给土地及矿山生态修复企业，在待修复的地块进行生态修复，其次通过项目承包方式联合建筑及其他相关土建企业在修复好的地块进行房地产开发，主要建设高档别墅和休闲保健类度假村来实现自然生态修复产业向人文生态休闲产业的功能转化和产业升级。

3.2 经济生态修复产业

经济生态修复产业主要围绕王平镇生态修复产业孵化中心建设展开，主要围绕生态农业产品物流服务、生态修复行业市场交易、生态修复技术培训和受损生态系统建设咨询四个方面进行构建（图3）。

3.2.1 生态农业产品物流服务中心

依托北京城区内各大型超市和庞大的高端消费市场，在孵化中心内配置统一的采购、包装和配送等生态农产品物流服务中心。包括京白梨、葡萄、樱桃、核桃等主要的农果产品进行统一采购，按照一村一品和精品农业发展目标，分阶段分任务扩大规模，同时制定采购过程中的质量控制要求；将采购来的所有农果产品进行统一包装，包装厂不设在孵化中心内，但需要在区位及地势条件较优越的乡村进行布设建厂，并按照服务中心制定的农产品质量控制要求进行；包装好的农产品主要面向北京市区内的各大型超市和政府采购进行统一配送，此市场定位要求中心与北京市区大型超市及政府机关建立起良好的信息沟通和货物供应保障渠道；最重要的就是要提供生态农产品的检测和标识服务，从源头保证配送到相应市场上的产品要达到真正生态产品的要求。

3.2.2 生态修复市场交易平台

依托门头沟区生态修复已经取得的大量成果，建立初步的生态修复技术库，同时不断收集与整理拥有其相关核心技术的各类型企业信息，形成一个涵盖各类型生态修复技术和企业信息的数据信息管理系统，最终吸引拥有其核心技术的核心企业入驻孵化中心；收集与整理国内外不同类型的区域生态修复需求信息，同样建立与技术信息和企业信息相配套的市场信息平台；王平镇生态修复市场交易信息平台的重要功能就是，在建立好供需市场信息平台的基础上，根据国内外不同修复市场需求进行技术的组装和企业的合作，通过项目的包装实现成熟生态修复技术的最终产业化。

3.2.3 生态修复技术培训中心

王平镇生态修复产业孵化中心的另一个重要组成部分就是其生态修复技术培训中心的建设。不同于以物质产品的生产和销售为主要盈利手段的传统产业，生态修复产业主要是以提供生态服务及技术咨询为主要盈利方式，因此，作为服务的重要手段，培训部门的设立显得十分重要。包括定期开展国际大型生态修复理论及技术研讨会议，吸引全世界生态修复领域的专家、学者、企业、政府和民众的目光；定期召集国内外著名生态及生态修复领域专家在培训中心开展面向全国范围各大中小城市领导干部的培训，让生态观念及生态修复的科学内涵在政府决策者

图3 王平镇产品物流、市场交易、技术培训及咨询等经济生态修复产业链网图

Fig.3 The ecoindustrial networks of economy ecorestoration for Wangping

图4 王平镇休闲疗养、民俗文化等人文生态修复产业功能体系图

Fig.4 The ecoindustrial networks of social ecorestoration for Wangping

层面得到普及；向国家人事及其他相关部门申请成为生态修复类工程师及行业认证的培训机构，分期举办全国生态修复技术培训班，对培训的学员按综合考试成绩颁发工程师技术资格认证证书，对开展生态修复的企业实体颁发行业资格认证证书。

3.2.4 生态修复及建设咨询中心

王平镇生态修复及建设咨询中心的建设，是实现其生态修复产业化的最关键部分，也是生态修复市场交易平台最终打开国内国际两个市场的重要补充。它既充当了市场交易信息平台中上游技术供给市场和下游技术需求市场进行联系的纽带，同时更重要的是他需要通过不同的项目管理承包（PMC）方式对其进行项目的包装，使生态修复项目得到切实有效的实施。具体可根据市场交易信息平台提供的国内外生态修复需求信息，合理选择拥有代表核心技术的生态修复企业A作为PMC承包商；以A企业为核心，组织项目管理及实施体系，针对特定的技术市场客户要求，把相关配套的各生态修复技术提供企业B、C、D等纳入整个项目实施及管理体系；在建设咨询中心进行项目承包管理的同时，对已完成的项目进行归档信息整理，并对其修复后的效果和进展情况进行跟踪服务和配套指导。3.3 人文生态修复产业

3.3.1 山区休闲旅游度假产业

主要围绕安家庄区域内山体、森林、河流等自然景观资源，以及村落人文景观资源的保护与合理开发展开（图4）。由于该区域面积有限，并且作为门头沟区山体生态环境完全未受到破坏的一个典型区域，建议吸引一家综合实力较强的大型旅游企业入驻，对三个景区的资源进行整合，并建立合理的土地承包转让机制，形成“企业―政府―农民”较好的合作机制，形成合力，吸引并留住更多的京区游客，开发旅游市场。

3.3.2 乡村民俗休闲疗养产业

主要围绕韭园、东西落坡村区域内的乡村聚落和历史文化景观资源的保护与合理开发展开。其主体市场是为京区老年人提供疗养保健、银发夕趣和余热发挥等服务项目，同时兼顾京区中青年夏日周末居家旅游及背包旅游、探险旅游群体。重点是要突破传统农家乐和乡村旅游发展模式，把握住北京市城区内老年人保健、学习需求的潜在市场，以银发经济为突破口，形成北京地区知名度较高的银发服务中心之一。

4 生态修复产业化的意义及面临的问题

门头沟国家生态修复示范基地建设近5年的实践证明，在特定的待修复区域范围内，生态修复技术往往缺乏稳定性、抗干扰性和可持续性的动态监测与效果评估。前期的生态修复科技示范工程只是在一个一个的点上开展，尚未在该区域内实现技术集成应用与展示；生态修复科技资源“飞进来飞出去”和“形象工程”的现象普遍存在，尚未真正扎下根来产生集聚效应和经济效益。而我国许多城市正在经历着经济增长方式的关键转型期，尤其是资源枯竭型城市，这种问题更为突出。因此，从生态修复的“单点应用”以及外部不经济性走向“区域集中”和拉动区域经济增长，以及生态修复产业化模式的开发应成为待修复区产业结构调整和区域功能定位的重点。

同样，区域生态修复的产业化建设也是一个系统工程，需要政策、资金、科技、人才、国际合作、社会参与等各方面的保障。只有把这些硬件、软件和心件有机组合起来，才能真正的把生态修复的产业化推向前进。

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Industrialization Model of the Ecological Restoration

―Case Study of National Ecological Restoration Demonstration Base in Mentougou, Beijing

SHI Yao1 WANG Rusong1 HUANG Jinlou1 SHI Xin2

（1.State Key Laboratory of Urban and Regional Ecology, Research Center for EcoEnvironmental

Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China；

2. Forestry Bureau of Suburban District of Changzhi，Changzhi Shanxi 046000，China）

Abstract

篇3

1主要生态恢复措施

针对该区域煤矿开采易形成永久、季节性积水区的特点，生态恢复遵循“宜耕则耕、宜林则林、宜草则草、宜水则水”的基本原则，充分利用区域自然生态修复能力强的优势，恢复沉陷区植被。同时，该区域多为我国重要产粮区域，分布大量的基本农田，耕地恢复至关重要。土地复垦主要采用挖深垫浅法、疏排法和充填复垦法等［3］。(1)挖深垫浅法利用开采沉陷形成积水的条件，采用机械或人工方法，将下沉较大区域挖深，因势造景或建塘养鱼、栽藕、蓄水灌溉等，将挖出的泥土垫高开采下沉较小地区，达适宜标高后，适当平整作为耕地或其他用地，可取得较好的生态、经济效益。这一措施适用于开采沉陷已基本稳定及煤矿城市周边沉陷区。例如，淮南某矿始建于1903年，至1983年资源枯竭，已连续开采80余年，形成大面积沉陷区。土地复垦时，采取沿山脉、水脉修复环境的方法，宜水则水、因势造景、返璞归真，分步推进改善生态环境，并充分发挥生态自我修复能力，给大自然一个自我更新的时间、空间。利用5年的时间，将一个破败不堪的小煤矿遗址建成了湿地生态旅游区，实现了经济、环境、社会效益的三方共赢。

开滦矿区生态城建设也是沉陷区治理的成功典范，该矿始建于1878年，已连续开采131a，采煤造成地表沉陷总面积2.08×104hm2，形成大小沉陷积水坑53个、积水总面积达2.0×103hm2，其中，现在的南湖公园原为最大沉陷区，面积约270hm2。1996年开始，当地政府对沉陷区实施综合治理，采取填埋废弃地、大面积植树造林、治理湖区等措施，依托湿地公园的良好环境，建成了集旅游、休闲娱乐、创意文化等于一体的生态城。(2)疏排法主要针对采煤沉陷造成地表积水而影响耕种时，通过开挖沟渠的方式，采用强排或自排方式排除积水，并将潜水位降至不影响作物正常生长的水位，恢复土地耕种。该法适用于开采沉陷后，积水深度小的区域，与挖深垫浅法配合使用，可达到较好的效果。(3)充填复垦充填法复垦是我国一种重要的复垦形式，可充分利用矸石等矿山固体废物及塘河湖泥沙充填沉陷区，覆土后实现土地复垦。例如，济宁某矿区采用黄河泥沙充填，实施大规模复垦，该技术现已得到“十二五”国家支撑计划的继续支持。

2中部平原或丘陵矿区

2.1沉陷特征中部平原或丘陵矿区地势起伏不大，地下水位埋藏较深，土地利用以旱地为主。煤炭开采沉陷以下沉盆地为主，由于地下水位较深，沉陷盆地中央一般不会出现积水(但雨季可能形成季节性积水)，土地未造成毁灭性损害，仍可耕种;但盆地边缘区域，下沉不均匀，出现地表裂缝，形成坡地，导致土壤养分流失，作物生长状况不佳。

2.2主要生态恢复措施(1)恢复原功能该区域土地复垦重点为坡面治理，在坡面上沿等高线开沟、筑埂，修成不同形式的台阶。25°以下的坡耕地，一般修筑为水平梯田、隔坡梯田和坡式梯田;在15°至20°区域，可修筑复式梯田，平台部分耕作、斜坡部分恢复草本植物;对原有地形坡度较大的区域，可进行坡改梯，恢复耕作。(2)建筑利用以煤炭工业为主发展起来的中小城市居多，如平顶山、邯郸、邢台、徐州、鹤壁、焦作、晋城、潞安等，沉陷后地表一般不积水，由于城市周边均为开采沉陷区，制约了城市的发展，这些区域可推广建筑复垦，将沉陷区土地经适当处理后作为建筑用地。例如，徐州金山桥开发区、平顶山矿区、峰峰矿区棚户区改造项目，以及平顶山、峰峰矿区大型煤化工项目工业建筑群等。

3西北干旱半干旱煤矿区

3.1沉陷特征该区域主要为山西、陕西、甘肃等地区，煤炭开采条件好，为我国今后一段时期内重要的产煤区。但生态环境脆弱，地形复杂、地表起伏较大，在地质采矿和地形条件的共同作用下，其地表移动向量为指向采空区的移动向量与沿坡面指向下坡的移动向量的矢量和，移动范围一般大于平地［4］。沉陷使山顶表土层滑移、沟谷受压隆起，一般不积水，局部出现裂缝或漏斗沉陷坑，个别区域引发山体滑坡、泥石流，导致水土流失加剧，植被损毁，但不会改变区域总体地形地貌特征［5］。

3.2主要生态恢复措施该区域生态恢复侧重于地表裂缝的修复［6］、沉陷台阶的平整，以恢复土地原有功能为主。该区域植被稀疏、生态脆弱，降雨量小，生态恢复较困难，应做好植被管护工作。

4西部荒漠草原、戈壁矿区

4.1沉陷特征主要为内蒙古鄂尔多斯矿区及新疆戈壁矿区，该区域气候干燥，水资源缺乏，地表植被不良，水土流失和荒漠化严重。由于地表沙石较多，黏性不高，沙石在外力作用下向沉陷盆地移动，使沉陷盆地逐渐成为漏斗状，盆地中央区域面积减小。采煤形成的地表塌陷及地表裂缝，将进一步加剧草场荒漠化或破坏砾幕，风蚀作用将加剧水土流失［7］。

4.2主要生态恢复措施该区域生态环境极其脆弱，一旦破坏，很难恢复。应本着生态保护优先的原则，尽可能减少对地表的扰动。在荒漠草原区域，较窄的裂缝，一般经风沙移动可自然充填［8］;对无法自然恢复的裂缝，采取人工充填的方式，并实时补播适生物种，采取封育措施逐步恢复。而对戈壁矿区，宜自然恢复戈壁砾幕，或局部喷洒固结剂。

5西南岩溶山石煤矿区

5.1沉陷特征主要位于贵州、云南、广西等地，开采沉陷后地形、地貌无明显变化，基本不积水，但地表水平移动较大，可能出现山体滑坡和泥石流，土地损毁、建筑物破坏较严重。

5.2主要恢复措施该区域治理重点为山坡地的植被恢复和沟谷阶地土地平整，以及采矿引起的次生滑坡、泥石流等地质灾害。该区域气候湿润，植物易成活，但土源较贫乏，土地复垦时应做好土壤的调配与管理，及时充填裂缝，加强地表变形、滑坡情况监测等。

6存在的主要问题

我国煤矿开采沉陷区土地复垦、生态恢复重建工作开展较晚，近些年，矿山企业和相关科技工作者做了大量的工作，取得了很大的成效，但仍存在如下主要问题:(1)土地复垦率低。我国煤矿土地沉陷具有点多面广量大、历史欠账严重等特点，随着煤炭行业的高速发展，沉陷由分散到集中、由量小到量大、由东南至西北，土地复垦难度日益加大、投入资金缺口日益增多，成为沉陷区土地复垦率低的重要原因之一;其次，我国煤矿大部分为多煤层开采，地表生态系统经受长期、多次重复采动影响，往往形成边恢复边影响或刚恢复又影响的局面;再次，受自然条件等制约，重点产煤区生态恢复难度较大。另外，办矿体制结构复杂，长期以来已形成国有重点矿、国有地方矿和乡镇集体矿、个体矿并存的格局，而不同体制煤矿对土地保护和复垦理念、责任感差异极大。初步统计，至2010年末，国有重点矿当年复垦率达40%以上，而地方煤矿尤其是乡镇煤矿土地复垦率不超过5%。(2)法制化、规范化有待完善。有关生态恢复重建的法律法规、技术规范等有待进一步制定和完善。(3)生态恢复技术研究有待加强。从事矿区生态恢复技术研究的科技人员较少，针对不同矿区的生态恢复技术还不够成熟，需进一步研究、提高。(4)生态恢复资金不足。目前，我国大部分矿区还未建立健全生态恢复基金提取制度。尽管山西等省作为试点已实施矿山生态恢复资金提取，并设立了专款专用账户，陕西、内蒙鄂尔多斯等矿区也陆续试行，为矿区生态恢复提供了政策和资金保障。但由于种种原因落实不到位，生态基金的提取、使用、管理等环节还存在一定问题，资金缺口仍较大、利用也不够充分。

7对策建议

篇4

2006年环保部和国土资源部斥资10亿元联合启动了“全国首次土壤污染状况调查调查报告”。历时6年，通过调查，基本查明了全国土壤环境质量现状、变化趋势，主要类型污染场地及周边土壤环境特征及其风险程度，建立了全国各种土地利用类型的土壤样品库和调查数据库。目前，由环保部牵头制定的《土壤环保“十二五”规划》已进入国务院审批程序。

修复现状

调查结果显示，目前全国受污染的土壤面积已占耕地面积的1/5左右，总面积超过2000万公顷。从国内土壤修复产业化发展的趋势来看，未来土壤修复的重点领域将集中在城市污染土地开发及污染农田两大板块。

城市污染土壤修复主要分历史遗留和新开发污染土地两大领域，治理责任主体单位通过治理工程招标，中标修复公司通过土壤置换进行异地修复，修复经评估达标后从开发商获得收益。这也成为城市土壤修复的主流运营模式，项目投资收益率一般可达10%-20%。目前，城市污染土地土壤修复主要集中在上海、北京等一线城市。

目前全国范围内处于实验室中试阶段的土壤修复技术储备时间已逾10年，技术种类达近百种，除传统的物理化学治理方法外，生物治理已渐渐成为未来适应国内土壤污染治理需求的主流。

土壤修复市场包括污染场地修复，矿山土地修复和耕地修复。由于中国城市化进程加快，以前的化工矿产企业逐渐从城市中心搬迁至郊区，目前对城市中的污染场地修复需求最高。由中国环境修复网的统计得出，目前全国风险场地有42处，其中已修复13处，待修复11处，已搬迁16处。全国待搬迁场地约200处。平均一个场地修复项目的资金规模在一到两个亿。据中信建投研报，假设只考虑已知的污染场地，对待修复和已搬迁场地的修复能够在未来2年内完成，对待搬迁场地的修复能够在未来3到5年内完成，并且平均修复场地资金为1.5亿，则未来两年我国场地修复的市场规模在40亿左右，未来3到5年的市场规模在300亿左右。

中国农田污染源主要是来自化肥、农药、生活垃圾、农村家畜粪便等，城市“毒地”的污染源头是化工、农药、焦化等类企业。

换土是目前国内最常见的一种土壤修复技术。就是一种异位土壤修复技术，它包括异地填埋和异地水泥窑焚烧等。这种技术通过大规模挖土换土，可以在短时间内解决表面的污染问题，但是并不彻底。而植物修复效果彻底、绿色环保，成本相对较小。但植物修复所需时间与土壤污染的重金属浓度直接相关，重金属超标不高的土壤，3年到5年可见效；如果超标严重，修复的时间则需翻倍。

我国采用异位土壤修复技术原因有三。一是我国房地产开发商普遍面临开发周期短的压力，通常能分配给修复土壤的时间只有三个月，因此只能动用土方工程将污染土壤挖出。二是目前大部分原位修复技术还停留在技术研发阶段，较少能够满足工程应用的要求。三是我国相关法律尚不完善，没有专门的污染土壤修复法在约束土壤修复的后续污染问题，因此企业大多会选择异地填埋焚烧这种造成二次污染但周期较短的方式。

千亿市场

就在土壤修复市场逐渐热闹喧嚣之时，嗅觉灵敏的产业资本和金融资本都开始纷纷进军土壤修复这个正在快速扩张的新产业，但是由于土壤修复市场门槛较低，甚至一些简单的土木转移填埋也可以成为企业的支撑。土壤环境修复产业同样又是一个技术密集型和资金密集型产业，一些缺少技术实力的企业仅仅将修复工程变成土方工程，污染场地的土拉出后，只是进行异地堆积而非处理，造成土壤污染的异地扩散。政府应制定明确的技术标准及市场监管系统，引导产业规范健康发展。

随着近几年土壤修复产业的发展，如今已经初步形成一条产业链。产业链既包括调查评估、咨询和修复工程，也包括第三方检测等行业。目前形成了以环保部门的监测机构为主、商业检测机构为辅的市场格局。

一些比较成熟的污水治理企业，也开始延伸自身的产业链条，涉足水体或土壤及地下水修复领域。因此，它们可能会成为潜在土壤和地下水修复企业，凭借自身的资本、技术、人才优势，都正在向土壤及地下水修复行业渗透。

最保守的测算，“十二五”期间国内土壤修复产业也将达到千亿规模的市场，据知情人士则透露，“十二五”期间，国家用于防治土壤污染的全部财政资金将达数千亿元，其中，仅仅是国家治理重金属污染的投入就达595亿元。

缺乏监管

污染土壤修复作为新兴环保行业，技术的研发或应用还处在试验阶段，还没有形成比较成熟的技术，暂时没有技术壁垒；而且国家的行业标准和准入制度也都在制订过程中，因此，在环境修复市场逐渐成熟后，将会有越来越多从事其他环保产业的企业涌入到环境修复行业。

在今年五月末举办的2012重金属污染土壤治理与生态修复论坛上，陈同斌研究员指出：国内土壤修复产业处于发展初期，理论探索十分活跃，技术发展不断完善，规范的工程实例和产业发展经验尚少。我国土壤污染修复产业发展战略不明确，市场混乱；土壤修复技术水平参差不齐，产业链合作亟待解决，这些因素很大程度限制了行业的发展。

现在房地产开发商基本都是将“毒地修复”流程简化成两个程序——挖干净“毒土”，然后转移至别处，而一些承包修复场地的企业也不需要申请资质，有几台挖掘机就可以成立一个土壤修复公司，“只要能找到工程，就可以盈利”。

发达国家的环境修复产业起步较早，发展较快。土壤污染修复技术研究起步于上世纪70年代后期。在过去的30多年中，美、日、澳等国纷纷制定了土壤修复计划，投巨资用于土壤修复技术与设备的研发，积累了丰富的现场修复技术与工程实践经验。

美国、日本等国家的土壤修复产业可以占到本国环保产业市场份额的30%～50%，产业相当成熟。

而我国土壤修复市场缺乏一批具有自主研发能力的大中型修复企业，尚未构成以修复企业为主的场地调查、风险评估、修复设计、修复工程、规划开发的良性产业链条，无法形成规模效应。

篇5

论我国应对气候变化与国家能源安全问题的策略

浅谈电力系统的经济运行

农村环境污染的法律对策

基于全寿命周期成本(LCC)理念的绝缘子选型

磁力驱动泵的能量损失研究

博兴麻大湖水质污染生态恢复模式与对策研究

福建省龙永煤田缓倾角断裂成因探讨

煤田地质钻探工程岩芯编录步骤及有关注意事项

综合自动化系统在煤矿的应用与实现

抽水蓄能电站发展的政策瓶颈与建议

福建省永春县天湖山—上姚煤矿区推覆构造特征及控煤作用

河南濮阳城西王三寨二_1煤层煤质特征及矿山开采环境预测

斜坡短壁式采煤面在晒口矿的应用

石油污染沉积物的原位生物强化修复实验研究

格构式配电装置钢构架分析与选型

立式锅炉环保节能与探讨

青草山煤矿区钻探施工技术研究

浅析“锚网喷”支护技术在井巷支护中的应用

武陵煤矿通风系统改造的实施

我国工业生态化建设的问题与定位探讨

染整放流水的透视度与相关因素及其处理方法

上进气高浓度电除尘器进口喇叭气流分布试验研究

饮用水加氯消毒副产物的研究进展与控制

可再生能源环境及健康效益货币量化测算路径

煤田岩浆侵入煤层规律研究

福建省大田县水井坑井田地层组合特征分析

关于有机热载体锅炉安装使用中的问题探讨

中央空调冷凝器腐蚀失效分析与对策

基于气动发动机技术的气动自行车可行性系统研究

一起卧式锅炉锅筒鼓包事故的原因分析

发展太阳能行业促进低碳经济

可持续发展的节能降耗运作机制实证研究

政府应该成为新能源汽车推广的“引领”者

我国农村生活污水排水现状分析

自来水生产和供应项目环境影响评价相关问题探讨

微电子高科技园区环境风险及管理对策

冶金矿业环境事故可能性大小分级指标

浅谈石油化工废水处理技术

莆田市空气中二氧化硫的变化趋势分析

突发环境事件应急管理制度的构建研究

福建省固体废物环境管理的现状与对策

经济与环境的双赢探析

浅谈福建矿业型地质灾害的现状与治理

江西矿产资源开发与生态补偿机制构建

次氧化锌烟尘中镉的硫酸浸出动力学研究

水电站在电力系统中的作用

模糊控制在风力发电系统功率控制中的应用

某高校学生宿舍CO_2浓度的测试分析

交通警察血铅水平的初步探讨

发展上杭县小水电的思考

微生物监测技术在水污染处理中的应用

有机热载体锅炉尾部高效余热利用装置的设计与实现

空气源热泵热水系统在我省煤矿的应用

氢气/柴油双燃料发动机排放特性研究

华电贵港电厂超临界锅炉再热汽温长期偏低的分析与对策

开采三角煤的采准巷道布置方式

生物柴油对增压柴油机排气温度和排放的影响

篇6

1.1环境与生态

广义上讲,环境是人以外的一切事物的总和,如现代人居环境即为广义的环境概念;狭义上讲,环境是影响有机体生长、发展和生存的外界物理条件的总和。生态系统简称生态,是有生命的主体(包括人类)与无生命的客体的总和。研究有机生命体与无机环境关系的科学称为生态学,研究生命体以外的无机环境的科学称为环境学。生态修复的研究与实践离不开环境学和生态学,而后者尤为重要。

1.2生态环境与环境生态

生态包括环境,“生态环境”的说法是不科学和难以理解的,可以牵强地理解为与生命体最密切相关的环境。我国所谓的生态环境实际就是生态,准确地讲“生态环境建设”应为“生态建设”[1]。生态修复是对生态系统的修复,故不能称为生态环境修复。

环境虽然是无机的,但完全从无机角度理解环境是不完整的。特别是自然环境,本身是生物体或生物群体周围的整体状况,只有应用生态学原理研究、认识和理解环境,才能更有效地解决环境问题,这就是环境生态学。环境生态作为概念不易理解,但环境生态学无疑是科学的,他对生态修复理论和技术的形成起到了直接的推动作用。

1.3干扰与生态演替

自然界发生的大大小小的事件,如火灾、水灾、泥石流、虫害、大风、人类活动等,改变着生态系统的结构与功能,这些事件称之为干扰。干扰可分自然干扰和人为干扰。干扰促使某一相对稳定的生态系统发生变化,旧的环境和物种破坏了,新的环境和物种又会产生,并在一定时间内维持其相对稳定。在没有严重干扰的情况下,自然生态系统会定向地、有秩序地由一个阶段发展到另一个阶段,这称为生态内因演替。演替的结果,最终会出现一个相当稳定的生态系统状态,这称为顶极稳定状态。每一演替阶段有其特定生物群落特征,顶极稳定状态的群落称为顶极群落。干扰常使生态系统受损并改变,称为外因演替。生态系统正常演替总是从低级向高级发展,而干扰使演替进程发生变化,严重时,如人类大规模活动,则使生态系统向相反方向演替,这称为逆序演替。生态修复就是使扰生态系统的逆序演替转向正常演替[2]。

1.4生态稳态与生态阈值

生态系统不是绝对平衡的,而是永恒地发生着演替,旧的平衡打破了,新的平衡就会产生,当演替到顶极状态时,在很长时间内将处于相对稳定状态,即稳态。生态系统动态平衡中的稳定状态,称为生态稳态。稳态生态有相当强的自我调控能力,在干扰作用下虽不断地振荡和变化,但只是量变;当干扰严重并超过其调控能力时,系统将发生质变、崩溃,而走向逆序演替,甚至不可逆演替。稳态生态抵抗干扰的自我调节能力的限度称为生态阈值[2]。只有研究生态稳态和生态阈值,才能确定修复生态系统的类型、区域、难易程度、时间周期,并确定合理的修复指标。

1.5人与自然共生理论

人与自然共生和和谐相处,是人类对“自然改造论”深刻反思后产生的新认识。人是自然生态系统的组成部分,不是其对立面,脱离生态规律的自然改造,损害了自然生态系统,必然损害人自身。人与生物、生物与生物之间存在着互利互惠的共生现象。任何形式的自然改造必须建立在人与自然共生的基础之上。F.Vester基于共生现象的研究,总结了人类系统与生物系统之间生物控制的8条规律。据此研究,生态学家提出了以最小能量输入和最小物质消耗以保证生态系统自我调节和恢复能力的生态设计原则。这也是生态修复规划设计的指导思想。

2国外的环境生态修复与生态恢复

修复的本意是对错误和缺陷进行纠正的作用或过程,修复最早从污染环境治理角度被定义为:借助外界作用力使某个受损的特定对象部分或全部恢复到原初状态的过程。环境生态修复起源于环境修复,生态恢复又受环境生态修复的影响。

2.1环境修复与环境生物修复

环境修复是对被污染的环境采取措施使污染物浓度降低到未污染前的状态。早期的环境修复主要采用工程技术手段,以后采用物理和化学手段。1972年美国尝试采用微生物生命代谢活动降解管线泄漏造成的汽油污染,1989年对ExxonVal-dez油轮泄油造成污染的阿拉斯加海海面进行修复(阿拉斯加研究计划),从而出现了环境微生物修复技术,后来出现了环境植物修复技术,最终形成了环境生物修复技术。环境生物修复被定义为利用生物生命代谢活动降解被污染环境的污染物,并使之无毒化和无害化。

2.2环境生态修复

20世纪60年代,美国生态学家H.T.Odum提出生态工程概念,受此启发,欧洲一些国家尝试应用研究,并形成所谓“生态工程工艺技术”,实际属于清洁生产的范畴。随着生态学与环境生态学的发展,90年代美、德等国家提出通过生态系统自组织和自调节能力来修复污染环境的概念,并通过选择特殊植物和微生物,人工辅助建造生态系统来降解污染物,这一技术被称为环境生态修复技术。由于生态系统的复杂性,该技术至今还不成熟,国外的环境生态修复也只是对轻度污染陆地的环境修复,最典型的事例就是通过湿地自调节能力防治污染。这与我国的生态自我修复有很大差别。

2.3生态恢复

20世纪20年代开始,德、美、英、澳等国家对矿山开采扰动受损土地进行恢复和利用,逐渐形成土地复垦技术,包括农业、林业、建筑、自然复垦等,实际仍是土壤环境修复的范畴。70年代后,受生态工程学术思想的影响,从土壤环境修复和生产力恢复层面上升到了生态系统恢复层面,基本内涵就是在人为辅助控制下,利用生态系统演替和自我恢复能力,使被扰动和损害的生态系统(土壤、植物和野生动物等)恢复到接近于它受干扰前的自然状态,即重建该系统干扰前的结构与功能有关的物理、化学和生物学特征。1975年,“受损生态系统的恢复”国际会议在美国佛吉尼亚工学院召开,此后英美等国创刊恢复生态学的杂志,生态恢复被列为当时最受重视的生态学概念之一。

1987年,Jordan发表《生态恢复学》专著,1993年,Bradsh做更详尽的研究,生态恢复学成为生态学一个分支学科。在其指导下,生态恢复技术研究的领域进一步拓宽。目前国外恢复生态学主要研究森林、草地、灌丛、水体等生态系统在采矿、道路建设、机场建设、放牧、采伐、山地灾害、工业大气及重金属污染等干扰体系的影响下退化和自然恢复的机制和生态学过程,涉及植被、土壤、气候、微生物、动物等多方面,研究具有积累性好、综合性和连续性强的特点。目前多集中在大型矿区、大型建筑场地、森林采伐迹地、受损湿地等生态恢复方面,研究的焦点领域是土壤、野生动植物及其生物多样性恢复。这与我国开发建设项目水土保持和工矿区生态恢复与重建比较接近。

摘要：开展生态修复研究与实践,应理清环境、生态、环境生态、生态恢复、生态建设、生态工程等与之相关的一些概念及科学内涵,避免概念上的混乱。我国的生态工程与国外的环境生态修复和生态恢复有较大差别,将生态学应用于农林水等生产领域,是我国生态工程研究与实践的突出特点。流域生态修复是今后生态修复的发展方向,水土保持工程是建设项目生态修复的主体;当前亟待开展生态修复机理、生态修复潜力、生态修复指标体系等方面的研究。

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：植物修复;重金属;土壤;机制;类型

中图分类号：S154.4;X53 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2014）23-5617-07

重金属是指比重等于或大于5.0的一类金属元素，其中包括汞（Hg）、镉（Cd）、铅（Pb）、铬（Cr）、锌（Zn）、铜（Cu）等40多种金属元素[1]。中国受Cd、砷（As）、Pb等重金属污染的耕地面积近2.0×105 km2，约占总耕地面积的1/5;每年因重金属污染而减产粮食超过1.0×107 t，被重金属污染的粮食也多达1.2×107 t，由此造成的经济损失合计至少为200亿元[2]。植物在重金属胁迫下，其根系生长受到影响，细胞膜透性增大，植物抗氧化酶系统和光合系统被破坏，对基因产生毒害等[3-5]。但不少种类植物仍能在高浓度的重金属离子环境中生长，完成其生活史，表明在长期进化过程中植物亦相应地产生了多种抵抗重金属毒害的防御机制，以适应环境的变化。那么，如何有效解决土壤重金属污染给植物带来的危害，笔者结合前人对植物修复土壤重金属污染机理的研究和应用现状，结合实际，提出了当前如何利用植物修复土壤重金属污染的技术措施，并对该技术的发展前景进行了展望。

1 植物修复土壤重金属污染机制

在大量推广运用植物修复重金属污染土壤之前，必须对其吸收、转运和积累重金属的生理和生化机制有清楚的认识。目前国内外在此方面已有大量研究，已发展到分子水平。

1.1 限制重金属离子跨膜吸收机制

植物根部重金属离子横向运输的途径主要为质外体途径和共质体途径。重金属离子进入植物体后的分配依靠跨膜运输完成，主要包括跨质膜转运和跨液泡膜转运两种方式[6]。从理论上来说，植物通过限制对重金属的吸收，能有效降低体内重金属浓度，阻止重金属离子由质膜进入胞质溶胶是最好的防御机制。Nedelkoska等[7]对天蓝遏蓝菜与烟草的根部及其细胞壁的Cd水平研究发现，在Cd处理浓度为20 μg/g时，烟草根毛吸收的Cd大多数在3 d内就直接进入共质体，而天蓝遏蓝菜在开始的7～10 d内则是几乎把所有吸收的Cd都贮存在细胞壁中，然后再释放到共质体中向茎叶部运输。后来研究表明，Cd吸收是一个不需要结合部位的选择性过程，即细胞壁中的负电荷使Cd2+在细胞膜外富集起来，从而增加了跨膜梯度，可推动Cd2+进入细胞中[8]。细胞表面（CMS）的电负性形成细胞膜表面电势ψ0，影响细胞表面离子的浓度，并进一步影响金属阳离子的植物毒性。主要是通过细胞膜表面电势而不是离子之间的竞争起作用[9]。另外，细胞膜具有选择透过质膜的特性，它能调节和控制细胞内外物质的交换和运输，是有机体与外界环境之间的一个重要界面，因此，质膜的透性大小是决定外界重金属离子能否进入细胞和进入多少的主要因素。植物可通过限制重金属离子跨膜吸收来降低体内重金属离子的浓度。Ange'lique等[10]研究认为，根细胞膜上可能存在Cd诱导的运输蛋白，该蛋白对重金属的运输具有很强的选择性。IRT作为一种质膜转运体具有Fe、Cu、Zn和Cd转运活性，在转录水平上，JRT基因的表达也响应Cd胁迫。

1.2 重金属与植物细胞壁结合机制

植物对重金属的排斥作用首先是使重金属在植物体内的运输受阻。通过对黄瓜、菠菜、互花米草、黑麦草、烟草、皖景天等植物的试验表明，植物吸收的重金属离子大部分位于细胞壁，且被局限于细胞壁上，而不能进入细胞质影响细胞内的代谢活动，这种作用阻止了重金属离子进入细胞原生质，而使其免受伤害，使植物对重金属表现出耐性[11-15]。类似的结果也在水稻、玉米、小麦等主要农作物的试验中出现。例如，王芳等[16]采用不同的水稻品种，研究了细胞壁组分中Cd的含量，发现不同品种根部细胞壁组分存在显著差异，且细胞壁组分中含Cd高的品种非蛋白巯基含量比含Cd低的品种高出1.6倍。袭波音[17]的研究结果表明，水稻体内Cd主要分布在细胞壁上，其次为含核糖体的可溶性成分（以液泡为主），而且根部Cd含量要高于地上部。司江英等[18]认为，细胞壁和细胞溶质部分是Cu在玉米细胞内分布的主要位点，细胞核、叶绿体及线粒体等细胞器中Cu的含量较低。张戴静[19]研究了Cu和Cd在小麦幼苗细胞组织的分布，发现Cu胁迫下，小麦幼苗中Cu主要集中在根的细胞壁中，其次是根的细胞质，包括线粒体、叶绿体、细胞核等细胞器;Cd处理下，以根的细胞质中Cd含量最高，占整个幼苗的41.29%～49.49%，其次为根细胞壁部分，占总含量的17.88%～31.38%，而叶细胞器中含量最低，只占到总量的0.41%～1.76%，且随外源Cd含量升高比例降低，60 mg/L Cd处理时，叶细胞器Cd比例降至最低。

1.3 重金属离子的体外螯合和排斥机制

植物对重金属离子的排斥性还表现在重金属离子被植物吸收后又被排出体外。植物体内存在多种金属配位体，主要包括有机酸、氨基酸、植酸、植物螯合肽（PCs）和金属硫蛋白（MTs）[20]。在重金属胁迫条件下，植物同时分泌某些金属结合蛋白和某些特殊的有机酸来螯合重金属，降低植物周围环境中有效态的重金属离子含量，避免植物受害[21]。其中，研究较多的是有机酸、氨基酸和糖类等可溶性的有机小分子及高分子，以及不溶性的粘胶类物质。例如，杨秀敏等[22]的研究表明，超积累植物可分泌金属结合蛋白（类似于金属硫蛋白或植物螯合肽），作为植物的离子载体，还可能分泌某些化合物，促进土壤中的金属溶解。Lu等[23]的研究表明，秋茄在低浓度Cd胁迫下分泌有机酸，使秋茄根际周围的重金属离子的相对浓度降低，从而影响秋茄对Cd的吸收。Mench等[24]计算出了Cd与分泌物的络合稳定常数和最大吸附量，表明Cd可与根分泌物各组分形成配位化合物。植物可通过限制重金属离子跨膜吸收，降低体内重金属离子的浓度。根的分泌物在金属耐受性中的作用是有机酸和Al的解毒过程，如荞麦从根部分泌草酸对Al胁迫的反应，并在叶中积累非毒性的Al-草酸盐，从而在内部和外部都发生解毒作用[25-30]。重金属胁迫诱导下多种金属可诱导植物体内PCs的产生。王超等[31]用Cd处理的2种水生植物的体内都合成PCs，且随着Cd浓度的增加，水浮莲根系产生明显毒害效应，同时根系中的PCs大量合成。

1.4 重金属离子的区域化机制

植物根系分泌物以及根系周围的植物-微生物微系统均能防御重金属离子进入。进入根系的重金属离子首先被根部细胞壁及碳水化合物固定而束缚于果胶位点。张旭红等[32]研究提出细胞壁可以通过“区隔机制”和“适应机制”来减轻重金属带来的伤害，认为有些耐性品种细胞内的重金属离子可能被固定地存放在毒害位点，如细胞核、线粒体和较远的不敏感“自由空间”， 如液泡，从而降低了重金属在细胞内的毒性。李妍[33]的研究表明，在镉胁迫发生时，抗氧化酶系统没有对小麦起到保护作用，而是细胞区隔化等因素起了主导作用。陈涛涛[34]认为，液泡在植物对抗重金属、病虫害和盐胁迫等过程中起到非常重要的作用，这些功能的发挥，是依靠液泡内载体蛋白的运载能力。在植株层面上，某些超富集重金属植物不同器官可能存在区室作用。Singh等[35]研究发现，As超富集植物蜈蚣草能将吸收的As贮存在羽叶中，茎部再将地下部的As转移到羽叶过程中起着重要作用，它能形成一个羽叶吸收As的贮槽，在低As浓度时，主要将As转移到幼叶中，在As浓度较高时，将As转移到老叶中，从而能降低毒害的程度。因此，区域化可能是一种很有效的解毒途径。

1.5 抗氧化系统防卫机制

自由基含量的增高可能是重金属胁迫导致植物生长发育受到伤害的主要原因之一[36]。重金属胁迫与其他形式的氧化胁迫相似，能导致大量的活性氧自由基产生。同时，这种过氧化胁迫往往能刺激一些植物抗氧化防卫能力的提高，且这些物质能够在一定范围内清除这些ROS，以保护细胞免受氧化胁迫的伤害。这些抗氧化物质包括主要的细胞氧化还原物质如VC、GSH，以及SOD、POD、APX等，在重金属胁迫时进行响应，保护植物膜系统，清除胁迫所产生的自由基，保护细胞免遭伤害[37]。黄辉等[38]研究认为，重金属胁迫引起刺苦草抗氧化酶活性增加是植物抵抗氧化胁迫的重要保护机制[39]。研究人员认为菠菜、小白菜、茭白随着重金属处理浓度的增加，PAL、SOD、POD、NR活性均呈现出先上升后下降的趋势，是因为受到外来重金属胁迫时，抗氧化物能及时有效地通过SOD清除自由基，保护细胞免受氧化胁迫的危害，当胁迫性加剧远远超过正常的歧化能力时，细胞内多种功能酶及膜系统遭到破坏，生理代谢紊乱[40-42]。单一的Cd、Pb处理后，大麦幼苗叶片中、油菜根内脯氨酸含量增加幅度与重金属浓度呈正相关，高浓度的Cd、Pb复合处理后，植株不同部位脯氨酸含量均高于所有单一处理的[43，44]。不同浓度的Cd处理水稻幼苗时，随着Cd浓度的增加，发现叶绿素和SOD活性下降，POD活性先上升后下降，细胞膜透性大幅度增大，是因为重金属毒害可能最终破坏了水稻体内的保护酶系统[45]。因此，当重金属污染超过一定的阈值，保护酶活性不足以清除体内自由基时，酶活性则迅速下降，从而产生植物毒害。

1.6 重金属胁迫下热激蛋白响应机制

热激蛋白（Heat shock proteins，HSPs）是受热等因素刺激后而诱导产生的蛋白质，是一类可以调节应激反应并且保护机体防止细胞损伤的蛋白质，在机体的应激反应中具有重要作用的热休克蛋白。重金属离子能引起植株产生热激反应，产生热休克蛋白[46-48]。目前已有较多关于植物响应重金属胁迫提高HSP表达的报道，热胁迫和重金属胁迫可以增加小麦中低分子量HSPs（16 220 kDa）的mRNAs水平[49];植物海石竹（Armeria maritima）生长在富含Cu的土壤中时，HSP17可在根中表达[50];对野生番茄进行细胞培养研究发现，一种较大的HSP（HSP70）也能对Cd胁迫作出反应，抗体定位表明，HSP70存在于细胞核和细胞质中，也存在于细胞膜上，说明HSP70可以保护细胞膜不受Cd破坏[51];水稻rHsp90基因在对酵母以及烟草在逆境环境中的生存发挥着重要的作用[52]。中国科学院遗传发育生物研究所研究人员发现拟南芥的bHLH的3个转录因子参与了植物对Cd胁迫的响应，由于转录因子的互作表达，启动了一些与重金属区隔化的基因，将Cd隔化在根部，降低了地上部分的转运。蒋昌华等[53]的试验表明，重组菌株由于过表达RcHSP70提高了对重金属胁迫的抗性。因此，在正常的蛋白质折叠和组装过程中HSPs作为分子伴侣，在逆境条件下也可以通过修复被胁迫伤害的蛋白质而发挥作用。

1.7 植物基因组DNA甲基化变异对重金属胁迫的响应机制

DNA甲基化是一种共价化学修饰，在DNA甲基转移酶的作用下，将甲基从供体S-腺苷甲硫氨酸转加到胞嘧啶上的一种化学修饰过程。近年来的研究证明，重金属污染会对DNA甲基化水平造成影响，并且许多受甲基化变化诱导的基因与这些胁迫反应有关。葛才林等[54]研究认为，重金属对水稻和小麦叶片蛋白质合成的抑制与重金属引起的水稻和小麦叶片中DNA甲基化水平的提高相关。重金属离子胁迫导致植物基因组DNA甲基化水平的上升有利于植物抵抗重金属胁迫，防止DNA被内切酶酶切和多拷贝转座[55]。Cu2+、Hg2+和Cd2+胁迫导致小麦和水稻叶片DNA中5mC比例的升高，Cr可以诱导油菜（Brassica napus）基因组中DNA甲基化水平的上升[56，57]。Cd2+胁迫下的二倍体和四倍体油菜叶片基因组DNA中分别有22.7%和23.3%的CCGG位点发生了胞嘧啶甲基化，均分别高于二者未经Cd处理的对照（20.3%和19.8%）[58]。另外，重金属处理后，萝卜、拟南芥、棉花的基因组DNA的甲基化水平呈现出相同的规律[59-61]。这些研究结果表明植物DNA甲基化修饰参与了环境胁迫下的基因表达调控过程。

2 植物修复土壤重金属污染的类型

植物修复（Phytoremediation）是以植物忍耐、分解或超量积累某种或某些化学元素为基础，利用植物及其共存微生物体系来吸收、超量积累、降解、固定、挥发以及富集环境中的污染物，实现部分或完全修复土壤污染的一门原位治理技术[62]。植物去除土壤中重金属的机理主要是依靠植物萃取作用、根系过滤作用、植物挥发作用和植物固定化作用[63]。根据修复植物在某一方面的修复功能和特点，将植物修复分为植物提取、植物挥发和植物稳定3种类型。

2.1 植物提取（Phytoextraction）

植物提取修复是目前研究最多，也最具发展前景的植物修复方式之一。由于酸洗可以促进重金属氧化物或矿物成分溶解[64]，孙荪[65]提出用添加化学螯合剂来强化植物的提取效果。AM可通过加快植物对重金属的吸收和转运，强化植物修复[66]。通过向土壤中施加螯合剂，如EDTA、DTPA、EGTA、柠檬酸等活化土壤中的重金属，增加重金属的生物有效性，提高富集植物对重金属的积累，促进植物的吸收，可能也是植物修复发展的一个新方向。Wang等[67]发现丛枝菌根真菌与植物联合培养，其不仅能够减轻重金属对植物的毒害，还能有效地影响植物对重金属的吸收和转化。利用土壤中富集的多种对重金属具有抗性的细菌和真菌，来影响重金属的毒性及重金属的迁移和释放，通过接种特殊微生物，利用丛枝菌根在重金属土壤中与植物根系共生的特性，强化植物修复也是另一重要的研究方向。此外，Lebeau等[68]利用根际微生物通过金属的氧化还原来改变土壤金属的生物有效性，或者通过分泌生物表面活性剂、有机酸、氨基酸和酶等来提高根际环境中重金属的生物有效性，也取得了一定的进展。

2.2 植物挥发（Phytovolatilization）

植物挥发是利用植物根系分泌物使土壤中的有机碳或无机重金属如汞、硒转化为挥发形态，进而去除其污染[69]。目前这方面研究最多的是类金属元素Hg和非金属元素Se[70，71]。煦涵等[72]的研究认为，用含ACC脱氨酶的PGPR接种有助于减轻胁迫引起的乙烯产生，从而促进在胁迫条件下的植物生长和发育，进而减轻非生物胁迫对植物的影响，使植物可以更好地抵御重金属的胁迫[73]。申荣艳等[74]在正常田间持水量的土壤中，加人淀粉和葡萄糖等碳源均一定程度地促进了真菌和细菌数量的增加，从而促进了土壤中PCBs（多氯联苯）和OCPs（有机氯农药）的降解。

2.3 植物稳定（Phytostabilization）

植物稳定是通过吸收、分解、氧化、固定等过程，降低重金属的流动性和生物可利用性，防止重金属的渗漏和转移，减少重金属对植物的危害，在这一过程中，土壤中重金属含量并不减少，只是存在形态发生了变化。通过大面积种植此类作物，可有效降低废弃矿场和重金属污染严重地区重金属的危害[75]。这种技术的主要优点是通过植物根部对重金属的积累、吸附、沉淀来实现重金属的固定，降低重金属的移动性和生物有效性[76]。由于植物具有庞大的根系，在有坡度的地表，植物可以降低金属污染颗粒的分散及减少污染物向地表及地下水的转移[77]。植物稳定技术是原位降低重金属污染的有效途径[78]，也是一种经济、可持续的重金属污染土壤修复技术。

另外，许超等[79]利用土壤中的微生物、植物、菌根真菌及其相互作用的根际和菌（丝）际环境来降解土壤中的污染物。这种方法克服了单独微生物修复和植物修复污染土壤的不足，也是未来植物修复研究的一个方向。除发展上述几种植物修复技术外，还有一些组合技术，例如，植物-微生物修复、表面活性剂-植物修复等，这些技术都是将土壤淋洗法、生物学、基因技术、环境化学等与植物提取综合应用。

3 植物修复技术应用及展望

尽管植物修复是一种新型的环保修复技术，植物修复土壤重金属和有机物污染具有明显的优点，但至今仍难以得到广泛应用，其主要原因在于植物修复重金属土壤污染的机制研究缓慢、自身技术的不成熟以及修复后植株处理难等问题。因此，必须重视土壤质量的管理和保护工作，从污染的源头抓起，控制污染源，在有效地防止土壤污染的同时，还需要对相关的理论和技术进行研究，并实现关键性的突破。根据目前国内外对植物修复技术研究的现状，在今后的研究工作中可考虑从以下几方面进行。

3.1 加快超积累植物的筛选评价

研究认为，不同植物对重金属富集差异很大，如吊兰、鱼腥草和蜈蚣草对Cd具有极强的富集能力[80，81]，芦苇、白芒、东南景天、蒲公英和蜈蚣草对Pb和Zn有较好的富集能力[82]。不同作物对重金属的吸收差异较大。一般来说，蔬菜富集重金属能力较禾谷类强[83]，水稻、玉米、高粱、小麦、大豆、豌豆等对重金属的吸收能力小于蔬菜类[84]。同一作物的不同品种间对重金属的富集差异显著[85]。在高Cd处理条件下，水稻Cd高积累品种对Cd有较强的吸收和富集能力[86，87]。类似的研究结果还表现在烟草[88]、小白菜[89]等作物上。因此，寻找重金属超积累植物，可通过调控其生境中的水、光、热等自然因素和耕作方式、施肥措施等促进修复植物的生长，提高生物量和修复效率。

3.2 利用转基因技术进行种质创新

随着生命科学理论和分子生物学技术的迅猛发展，基因工程技术被认为是改良植物对重金属耐性和富集能力的一条有效途径，并成为强化植物修复领域最具有潜力的发展方向之一[90]。研究人员认为，基因工程技术将金属螯合剂、金属硫蛋白（MTs）、植物螯合肽（PCs）和重金属转运蛋白基因等转入超积累植物，能有效增加植物对金属的提取，从而提高植物修复的效率[91]。同时，可利用基因工程技术将超富集植物富集重金属特性克隆到生物量较高的植物中去，从而产生符合人们需要的修复植物;或者加强研究植物富集重金属机理，从而指导改良大生物量植物。

3.3 采用不同的种植方式

将超积累植物与作物间作，通过超积累植物对土壤重金属的强吸聚作用来降低作物对重金属的吸收，同时达到充分利用和修复污染农田的目的。在受Cd污染的土壤上，将印度芥菜与苜蓿进行间作，苜蓿地上部Cd含量较单作降低了2.8%～48.3%[92]。将超富集植物东南景天与玉米、黑麦草、大豆混作后，显著地降低了玉米和黑麦草对Cd和Zn的吸收能力[93]。汤文光等[94]研究了不同种植模式下稻田土壤重金属Cd、Pb、Hg、As含量，晚稻植株重金属的积累与分配，稻米品质及产量的影响。结果表明，与对照冬闲-双季稻相比，黑麦草-双季稻、紫云英-双季稻、油菜-双季稻和马铃薯-双季稻4种冬种模式对土壤重金属含量表现出明显差异，不同栽培模式对不同重金属含量表现也不同。不同种植模式晚稻植株重金属含量均为根>茎叶>糙米，冬种模式根重金属含量均低于对照，且增加了稻米出糙率、整精米率、胶稠度和直链淀粉含量，降低了垩白粒率和垩白面积，增加了晚稻产量。因此，合理安排农业种植模式，利用修复植物物种间相互作用，构建一个稳定的由乔、灌、草搭配而成的修复群落，能有效降低土壤中重金属的含量。

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篇9

关键词：边坡生态环境生态防护灌木

在公路、铁路、水利、矿山等基础设施的施工过程中，原地貌植被的破坏不可避免，弃土、弃石、开挖等会给和谐的自然环境留下大量的边坡。这些边坡有的是岩质边坡，有的是土质边坡，或陡或平。根据恢复生态学原理，在排除环境干扰的条件下，土质边坡有自我修复、恢复的能力，但这是个漫长的过程，随着环境的变化有很多不确定性，不能及时达到防护和绿化的效果。岩质边坡因缺乏植被生长的条件，更难于自我恢复[1]。鉴于此，只有借助人工才能加快其恢复过程。利用植被稳定边坡、改善生态环境在生态学上称为边坡生态防护。近10多年来，人们开发出了多种既能起到良好的边坡防护作用，又能改善工程环境、体现自然环境美的边坡植物防护新技术。它不同于以往的工程防护措施，能与传统的坡面工程防护措施共同形成边坡工程植物防护体系，以坡面长期稳定为目的，以保护当地自然植物群落结构、恢复生态系统、防止水土流失、减轻管理工作量为宗旨，主要靠植物根系与土壤之间的附着力以及根系之间的相互缠绕来达到加固边坡的目的。边坡生态防护可以涵养水源、减少水土流失，还可以有效地净化空气、保护生态、美化环境，具有生态效益[2]。

边坡生态防护的主体是植物，目前采用最多的是豆科、禾本科等草本植物[3]，对灌木、乔木等木本植物研究较少，实践中也不太成功，但木本植物在生态防护中有自己的优势。本文通过分析草本、木本植物在边坡生态防护中的作用，着重研究灌木的应用前景。

1生态防护的理论体系

生态防护的目标之一是使植物存活并正常生长。然而长期以来，人们仅把不良自然条件下树或草坪的成活作为研究目的，并在栽培方面获得了很大成功，形成了一系列在不同条件下的施工工艺或技术，如植生带、土工网、三维网、草袋、保水剂、生根粉等[4]。现代生态防护工程则不能仅以植物存活为研究目的。大量的施工实践证明，边坡防护施工后，有的看似达到了生态防护的目的，表面上植被恢复了，水土流失也得到了一定的控制，但时间一长，由于植物之间的恶性竞争或外界环境不能满足植物生态习性的要求，致使植物生长势逐渐减弱，群落开始逆行演替，刚刚恢复植被覆盖的土地又会退化为裸地，形成水土流失现象[5]。

为发挥植物持续永久的综合生态功能，应运用生态学原理构建一个和谐有序、稳定的植物群落，这一点非常重要，其关键是护坡植物的选择。下面研究在不同的边坡上制定物种配方应遵循的原则。

1.1遵从植物生态习性，因地制宜

植物的生态习性是指植物生长对环境条件的要求，包括气候生态条件、土壤生态条件、生物生态条件等。气候生态条件(光照、湿度、温度等)影响植物的生长繁殖，决定植物能否顺利越冬、越夏;土壤生态条件(养分、肥力、结构、pH值、盐分等)与植物的生长密切相关;生物生态条件关系着植物的生长发育。如果外界环境不能满足植物的生态习性，植物生长就要受到阻碍甚至发生退化。因此，在选配植物时应综合考虑环境条件，因地制宜合理种植。

1.2保持物种多样性，建立自然群落结构

目前，学术界就物种多样性在生态系统中的作用提出了很多假设，如冗余种假设[6]、零假设、特异反应假设、铆钉假设等，对这个问题的看法还没有完全一致的认识。多数生态学家认为，物种多样性是群落稳定的一个重要尺度，物种多样性指数高的群落，物种之间往往形成比较复杂的关系，植物链或植物网更加趋于复杂，当面对来自外界环境的变化或群落内部种群的波动时，群落有一个较强的反馈系统，可以缓冲干扰。当某一物种发生病虫害时，不可能侵染所有的物种，即病虫害不易传播。植物的自然群落结构是草、灌、乔三位一体的多层次的复杂结构，物种多样性指数高，在一般的情况下抗外界干扰的能力强，即使群落中一种或几种植物受到病虫害的危害而死亡，其他的植物也会填补其留下的空白。

1.3遵从生态位原则，优化植物配置

基于物种多样性的考虑，在利用植物进行边坡防护时采用的植物种类较多，这就要求拟定一个合理的配方，因自然群落中的物种、种群不是偶然的组合，而是生态上的协调与组合[7]。绿化植物的选配除了要考虑它们的生态习性外，实际上还取决于生态位的配置，这是生态防护工作关键的一步，它直接关系到系统生态功能的发挥和景观价值的提高。因此，在选配植物时，应充分考虑植物在群落中的生态位特征，从空间、时间和资源生态位上的分异来合理选配植物种类，使所选择植物生态位尽量错开，从而避免种间的直接竞争[8]。

1.4遵从互惠共生的原理，协同植物之间的关系

在植物生长发育过程中，根系作为植物和土壤的重要界面，不仅是重要的吸收和代谢器官，而且是重要的分泌器官[9]。它一方面从生长介质中摄取养分和水分，另一方面也向生长介质中分泌离子和大量的有机物质。当一些植物的分泌物对另一些植物的生长发育有利时，他们互惠共生，相互促进生长，如皂荚与七里香在一起生长时，互相都有促进作用;当一些植物的分泌物对其他植物的生长发育不利时，就会影响其生长。群落中植物的分泌物对其他植物的生长发育有很大的影响，在选配植物种时应高度重视。

2生态防护的现状

目前，在生态防护中草坪应用比较广泛。根据草种对气候的适应性，可将草种分为冷季型草种(早熟禾属、羊茅属、黑麦草属、胡枝子属、苔草属、三叶草属、百脉根属等)、暖季型草种(狗牙根属、狼尾草属、地毯草属、钝叶草属、假俭草属、马蹄金属、画眉草属等)、过渡型草种(野牛草属、结缕草属等)。在边坡防护工程中大都选择一些根系发达、固土能力强的草种，如早熟禾、黑麦草、羊茅草、狗牙根、假俭草、钝叶草、马蹄金等[10]，然后采用合理的施工技术播种，并精心呵护以保证一定的成活率。早期，种子发芽率高、出芽整齐，如黑麦草，播种7天后，发芽率可达90%以上，1个月后，原来的边坡就披上了绿装。表面上看，植被恢复了，水土流失得到了控制，生态环境得到了改善，但这种好景不长，短则一年半载，长则2～3年就会发生衰退现象。如华南地区引进的多年生黑麦草，不耐高温、不能越夏，在夏天很快就消失，不能完成世代交替[11]，但麦草在初期生长非常旺盛，有竞争优势。为达到四季常青的效果，在护坡工程中还常常采取冷季型草与暖季型草混播的措施，但因暖季型草在冬天枯萎后常阻碍冷季型草的发芽、繁殖，冷季型草在夏天又阻碍暖季型草的发芽、繁殖，还是很难达到四季长青的效果。究其原因，我们认为这种生态防护工程旨在利用人工的方法加快植被恢复过程，往往违背了自然演替规律，在选配植物时，大多只考虑单个物种的生态习性，欠考虑物种间的竞争关系，忽略了物种多样性对生态系统功能的贡献。另外，草本植物在水土保持功能上也有一定的缺憾:一是根系较浅，固坡护坡效果较差;二是群落易发生衰退，二次恢复很困难;三是管理费用高;四是外来种的大量采用，对生态安全有很大风险。

3灌木在生态护坡中的作用

我国的边坡坡度一般为45°，有的甚至达到60°以上，单纯用草本植物虽然覆盖度大、美观，初期植被均匀整齐，但防护效果不太理想，而栽植乔木又会提高坡面负载，在风力作用下极易造成坡面的不稳定或坍塌。随着实践经验的提高，人们逐渐认识到灌木绿化具有的优势。灌木不仅具有良好的抗旱、保水、保土、防风沙、降尘土、抗盐碱等优点，而且生长快、耐贫瘠、对土壤环境要求不高，和草本植物相比，优势相当明显:一是灌木类木本植物根系的先端部位能向土壤母质内部延伸，在吸取其营养的同时固持风化土层，增强边坡的稳定性。二是维护管理作业量小，灌木对水、肥的需求少，适应性强。三是对小气候的改善作用明显，能缓和阳光的热辐射，使酷热的天气降温、失燥，给人以舒适的感觉。同时由于灌木的生物量比草本植物大，进行光合作用吸收的二氧化碳多，吸滞烟灰粉尘，稀释、分解、吸收和固定大气中的有毒有害物质也较多，能更好地净化空气。但单一的灌木群落也易产生表土侵蚀，对初期的水土保持不利。因此，在边坡防护过程中，植物种的选择以草本植物与灌木配合为宜，二者结合，可起到快速持久的护坡效果，有利于生态系统的正向演替。

但采用草本植物种子和灌木种子混合播种时，有时会不尽如人意，常常形成稀树草原的格局，这是因为草本植物一般发芽早、成坪快，往往扼杀刚刚发芽的灌木幼苗。所以在当今的绿化施工过程中，一般先种植生长速度快、成坪快的先锋草本植物[12]，以达到快速恢复植被，控制早期水土流失的目的，然后因地制宜栽植灌木。

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篇10

关键词：固化剂；重金属污染底泥；固化/稳定化修复技术

中图分类号 X52 文献标识码 A 文章编号 1007-7731（2016）13-0097-05

重金属是指相对密度在4.5g/cm3以上，或比重大于5的金属。与有机物不同，重金属无法被微生物降解，且能够富集在生物体内，因此重金属污染物潜在危害性大。由泥沙、黏土、有机质及各种矿物混合形成的底泥，经过一系列物理化学、生物、水体传输等作用而沉积于水体底部形成。重金属一旦进入水体，可通过吸附、络合、沉淀等作用，富集在河床表层底泥中，其在底泥中的含量可超过上覆水体含量数个数量级，成为水体重金属的储存库和归宿[1]。当环境条件变化时，部分重金属可能会通过解吸、溶解、氧化还原等作用，从底泥中释放，引起水体二次污染[2]。底泥中重金属的不断积累不仅对水生生物、沿河居民饮用水和农田安全灌溉构成严重威胁，还可能通过食物链危害人体健康。因此，对重金属污染底泥安全处置显得尤为必要。

当前国内外对于底泥中污染物的修复方法主要有4种，分别是原位固定、原位处理、异位固定和异位处理[3]。原位固定或处理是指对污染的底泥不进行疏浚而直接采用固化/稳定化或者生物降解等手段消除底泥污染的行为；异位固定或处理是指将污染的底泥疏浚后再进行处理，消除污染物对水体的危害的行为。原位处理的效率一般情况下低于异位处理的效率，且工艺过程控制较困难，不能彻底消除其毒性，所以原位处理技术并未在实际工程中广泛应用[4]。

固化主要是指向土壤或底泥中添加固化剂而形成石块状固体，并将污染物转化为不易溶解、迁移能力弱和毒性小的状态的过程[5]；或投加固化剂使底泥由颗粒状或者流体状变为能满足一定工程特性（如路基填料）的紧密固体，并将重金属包裹在固化体中，减少重金属向外界的迁移[6]；稳定化是指在底泥中投加螯合剂使重金属由不稳定态（水溶态、离子交换态）转变成稳定态（残渣态），显著降低重金属的生物活性[7]。利用固化/稳定化技术处理重金属污染底泥，是现阶段比较合理的处理方式[8-9]。本文将从当前我国底泥重金属污染现状及固化/稳定化修复技术发展进行综述，为底泥重金属污染综合治理与修复提供科学依据。

1 我国底泥重金属污染现状

1.1 底泥重金属污染物的来源 底泥中重金属的来源包括自然源和人为源2个方面。自然源中，成土母质及成土过程对底泥中重金属的含量影响较大；而人为源则是底泥中重金属的最重要来源。重金属通过各类废水、土壤冲刷、地表径流、大气降尘、大气降水及农药施用等途径进入水体后[10]，通过复杂的物理、化学、生物和沉积过程在底泥中逐渐富集。

1.1.1 各类废水 工业废水和城市生活污水是造成底泥重金属污染的重要原因。通常，河流沿岸分布着大大小小的企业，如印染厂、制衣厂、皮革厂等等。一方面，一些未经（充分）处理的废水直接进入水体；另一方面，尽管一些废水重金属污染物浓度未超标，但由于废水排放量巨大，使得水体和底泥吸纳了大量污染物，呈现缓慢污染的现象。同时，很多地方的生活污水没有连接到排污管网而直接排放入水体，当进入水体的污染物数量超过了水体的自净能力，导致水体质量下降和恶化，进而造成水体和底泥的污染。

1.1.2 固体废弃物 靠近城镇的河流周边经常随意堆放大量的建筑垃圾、生活垃圾，自然降水（尤其是酸雨）和排水使固体废弃物中所含的重金属元素以废弃堆为中心向四周环境扩散，进入水体，被底泥富集。另外，大型工矿企业的矿渣场（如馇、钢渣等）、灰渣场、粉煤灰场等，在雨水和地表径流的冲刷下，重金属会通过地表径流进入附近水体底泥中。

1.1.3 土壤冲刷 2014年国家环境保护部和国土资源部的《全国土壤污染状况调查公报》显示，我国耕地质量堪忧，Cd成为首要污染物（点位超标率7.0%），其含量呈从西北到东南、从东北到西南逐渐增加的趋势。2015年《中国耕地地球化学报告》显示，我国污染或超标耕地约0.076亿hm2，主要分布在湘鄂赣皖区、闽粤琼区和西南区。土壤中的重金属可通过降雨、地表径流等方式转移到底泥中。如磷肥中重金属Cd的含量较高，长期施用磷肥，会造成土壤中重金属Cd含量增大；规模化养殖场使用的有机肥料中大都含有重金属添加剂（如Zn、Cu等），这些有机肥料在农田施用时，会导致Zn、Cu等重金属元素含量增加。

1.1.4 大气沉降 交通运输、能源产业（发电厂）、冶金和建筑材料生产产生的气体和粉尘，金属矿山的开采和冶炼、电镀等是大气中重金属污染物的主要来源。这类污染源中的重金属基本上是以气溶胶的形态进入大气中，通过干沉降（主要是颗粒物）或湿沉降（主要是雨水）的方式进入水体、土壤，进而沉积到底泥中并最终影响人类健康[11-12]。

1.2 底泥重金属污染现状 滑丽萍等[13]通过搜集我国不同区域湖泊底泥重金属含量背景值发现，我国湖泊底泥重金属污染程度不均，临近工矿企业及人类经济活动区的湖泊底泥重金属污染较重，远离这些区域的湖泊则保持比较洁净的水体环境。张颖等[14]采用潜在生态风险指数分析法对松花江全江段表层沉积物调查发现，松花江表层沉积物中重金属Hg和As的空间分布离散性较大，Cd和Pb相对较均匀，整体上松花江重金属污染处于低度风险水平，仅个别断面处于中度风险水平。戴秀丽等[15]通过对太湖沉积物重金属含量的分析发现，太湖Cu的污染级别高于其他污染金属，且集中在太湖北部地区；Cr属轻度污染，但其空间分布较广且均衡，与周边污染点源关系密切。李鸣等[16]通过测定鄱阳湖湖区、入湖口及出湖口水体及底泥中重金属含量发现，鄱阳湖水体中重金属含量较低（远低于国家标准），但鄱阳湖底泥中重金属积累较严重，Zn、Cu、Pb、Cd的含量均超过背景值。张鑫等[17]对安徽铜陵矿区水系沉积物中重金属进行潜在生态危害评价表明，沉积物中Cu、Pb和Zn的含量变化大，Hg和Cr变化小，除Hg、Cr和Zn外，其他重金属都为强和极强生态危害。

2 固化/稳定化修复技术

底泥重金属污染按修复原理可分为物理、化学、生物及联合修复技术。由于目前尚缺乏经济高效的手段将重金属从底泥中直接去除，因此，通过化学手段降低重金属活性，减小污染物向食物链的迁移是进行底泥重金属污染修复的重要方法。固化/稳定化的目的是封闭污染物，最大程度地减少污染物释放到环境中，同时提高废物的物理力学性质。相比于微生物和植物修复的低效率、长周期以及物理修复高成本的缺点，固化/稳定化技术具有操作简单、成本低、效率高等优点。

固化剂的选择是重金属固化/稳定化修复技术的关键，固化/稳定化所用的惰性材料称为固化剂[18]，常用的固化剂类型为无机固化剂、有机固化剂和复配固化剂。无机固化剂主要有磷矿石、磷酸氢钙、羟基磷灰石等磷酸盐类物质以及硅藻土、膨润土、天然沸石等矿物；有机固化剂主要有草炭、农家肥、绿肥等有机肥料[27]。固化材料有水泥、粉煤灰、石灰和石膏粉等。

水泥固化主要产生起胶结作用的水化硅酸钙；粉煤灰与水泥混合使用产生水化铝酸钙和水化硅酸钙；粉煤灰主要起充填作用；石灰固化产生碳酸钙，具有一定的脱水作用；石膏固化产生钙矾石，具有充填作用[20]，具体如表1。

2.2 磷酸盐类固化剂 羟基磷灰石和磷酸氢钙等磷酸盐类固化剂效果好、性价比较高，磷酸盐将重金属元素吸附在其表面或与重金属发生反应生成沉淀或矿物[19]。陈世宝[21]等为了研究含磷化合物对固化/稳定化土壤中有效态铅的影响，向重金属污染的土壤中施加了不同性质的含磷化合物，结果表明，在重金属污染的土壤中加入羟基磷灰石、磷酸氢钙和磷矿粉能明显降低土壤表层的有效态铅含量，并且发现有效态铅的含量随施入的磷含量的增加而显著降低。

2.3 含铁类固化剂 一些研究表明，针铁矿、铁砂FeSO4、Fe2（SO4）3、FeCl3和石灰对As有良好的固定作用[25-27]。在碱性和氧化条件下，铁主要以Fe3+存在，水解生成Fe（OH）3。Fe（OH）3既能吸附不稳定扩散状态的胶体，起到水质净化的作用，又可以利用其自身带有正电荷的特性，强烈地吸附磷，降低底泥磷的释放。此外，Fe（OH）3还能与磷反应生成磷酸铁以及络合物（FeOOH-PO4）的形态而去除磷[28]。但含铁类固化剂的处理效果容易受氧化还原电位和pH值的影响，通常都需结合其他的辅助措施[5]。近年来出现的复合铁盐与高分子聚合铁盐，如复合亚铁、聚硫酸铁等被逐渐应用于重金属污染底泥的固化处理中且效果较好[29]。

2.4 铝盐类 作为底泥固化/稳定化应用最早和最广泛的铝盐，主要有硫酸铝（明矾）、氯化铝和聚合氯化铝等，其水解后形成的A1（OH）3絮状体，既能去除水体中的颗粒物并吸附底泥中溶出的磷[5]，又可以吸附水体中的重金属离子，如铬、铜、铅、锌等[30]。铝盐用于底泥钝化效果较稳定，不受氧化还原电位影响，成本低，且有效时间长。如在美国佛蒙特州的Morey lake，投加铝酸钠和明矾来控制底泥磷的释放，5年后该湖上层水体总磷浓度由20～30μg/L下降至10μg/L以下[31]。

2.5 天然矿物类固化剂 海泡石、沸石等天然矿物材料，颗粒小、比表面积大，矿物表面富集负电荷，具有较强的离子交换能力和吸附性。章萍等[32]向苏州河的污染底泥中加入了膨润土，结果表明，钙基膨润土对铜、铅和锌均具有较大的吸附性能，且溶液pH值升高时，对这3种重金属的吸附效果增强。

2.6 有机物料 农家肥一类的有机质用于固化/稳定化底泥中的重金属，作用机理主要是含有的胡敏素和胡敏酸等能够与底泥中的重金属离子发生络合作用，形成难溶物，以此降低重金属毒性及生物可利用性[19]。华珞[33]等向重金属污染的土壤中施加了猪厩肥进行固化/稳定化研究，结果显示，施入猪厩肥可以使土壤中的碳酸盐态锌和有效态锌的含量升高，而铁猛氧化物结合态镉、有效态镉及铁猛氧化物结合态锌的含量降低。Houben等[34]向重金属污染底泥中施加有机肥后，可交换态的铅、镉和锌的含量均有大幅度的减少，固化/稳定化效果明显。

2.7 复配固化剂 底泥和土壤中重金属污染多为复合污染，多种重金属之间有相互作用，且不同固化剂对不同重金属的固化效果存在差异。现阶段，通常将多种固化剂复配后再使用，以此达到对多种重金属污染高效修复的效果[19]。曾卉[22]等用海泡石、膨润土、硅藻土、沸石分别与石灰石以不同的质量比进行复配，对重金属污染的底泥进行固化试验，结果表明，石灰石与硅藻土以质量比2∶1复配时固化效果最好。

3 展望

近年来，水体污染治理力度不断加大，2015年2月《水污染防治行动计划》的颁布后，与水体水质密切相关的底泥重金属污染的治理也越来越得到人们的关注。2016年3月17日，中华人民共和国国民经济和社会发展第十三个五年规划纲要提出开展66.67万hm2受污染耕地治理修复和266.67万hm2受污染耕地风险管控，深入推进以湘江流域为重点的重金属污染综合治理。这些条例和规划纲要的，都有助于我国大气、土壤和水体环境质量的改善。因此，当前底泥重金属污染治理重要的是进一步减少进入水体和底泥的污染物，达到“控源”目的，以及针对历史遗留的重度污染底泥区进行修复和治理，减少底泥污染物的总量，实现“减存”目标。

然而，当前能够实现底泥污染物“减存”的方法成本高，操作复杂，少有推广应用。更多的是采用固化方法，降低污染物的活性，减少污染物对其他生物的毒性，且目前已经有一些实际应用案例。如1996年长春南湖湖区内用硫酸铝钝化底泥，显著增加了底泥中可溶性磷酸盐的去除率[35]。2006年，为了解决香港城门河水质恶臭问题，特区政府按照“生化处理为主，疏浚为辅”的原则，疏浚底泥29×104m3，采用投加硝酸钙原位钝化方法从根本上治理城门河淤泥，改善了城门河的生态环境[36]。

尽管如此，固化方法当前还存在很多不足。首先，对于固化剂材料本身，需要满足高效、不产生二次污染、低成本且操作便捷；其次，由于底泥性质差异大，对于多种重金属复合污染，既要考虑到重金属之间的相互作用，又要考虑到不同固化剂所针对不同重金属的固化效果的不同（如能够较好固定Cu、Cd、Pb的碱性固化剂，往往会增加As的活性），将多种固化剂复配之后使用，以达到高效修复的效果。

当前已经有不少学者在重金属底泥固化方面进行了大量的研究，但在实际的底泥固化中，仍存在固化效率不稳定、底泥固化速率差异大等现象，尤其是酸雨的作用可能会导致固化后底泥污染物的二次释放，可能会危害水生生物生存，甚至导致鱼类死亡。关于底泥固化修复技术的实施，国内还缺少自主生产的机械设备，如固化剂造粒设备、机械化投加固化剂设备等），需要加强研发，降低修复工程中对施工人员的健康的危害，提高可操作性。

因此，今后的一段时间内，在固化剂产品的研发上，要加强复合固化剂的研发力度，研发出高效、绿色、低成本、效果持久的新产品。同时，要加强固化机理的研究，明确固化剂产品的最佳投加环境条件，加强对固化修复技术装备的研发投入，降低对国外机械的依赖程度。最后，结合国内底泥重金属污染形势（如湖南湘江流域、广西环江流域、江西鄱阳湖流域），适当选取部分严重污染区，开展重金属污染底泥的固化修复示范试点，总结好的经验，进行更大范围的推广示范。

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