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篇1

關(guān)鍵詞：重金屬；污染土壤；修復(fù)技術(shù)；化學(xué)淋洗

中圖分類號(hào)：X53

文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：A 文章編號(hào)：1674-9944（2016）24-0012-04

1 引言

隨著工農(nóng)業(yè)的不斷發(fā)展和城市化進(jìn)程的加快，土壤污染問(wèn)題日趨顯現(xiàn)，尤其是土壤中的重金屬污染。有害重金屬在土壤中不斷富集就會(huì)對(duì)土壤中的植物系統(tǒng)產(chǎn)生毒害作用，不僅導(dǎo)致土壤退化，生態(tài)破壞，還可通過(guò)一系列循環(huán)（如地球化學(xué)鏈、食物鏈等）在生物體內(nèi)富集，進(jìn)而對(duì)人類健康和生命安全造成威脅。土壤中的重金屬污染有著廣泛的來(lái)源，主要包括礦山開(kāi)采、金屬加工和冶煉、化工、電子垃圾、制革和染料等工業(yè)排放的三廢及汽車尾氣的排放、污水灌溉、農(nóng)藥和污泥施肥等[1，2]。重金屬污染具有長(zhǎng)期性、隱蔽性、滯后性和不可逆性等特點(diǎn)[3，4]，因此，對(duì)土壤中重金屬污染的修復(fù)一直備受國(guó)內(nèi)外廣泛關(guān)注和研究。

環(huán)境保護(hù)部和國(guó)土資源部聯(lián)合的《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》顯示[5]，全國(guó)土壤總的點(diǎn)位超標(biāo)率為16.1%，以輕微和輕度污染為主。污染類型以無(wú)機(jī)型為主，無(wú)機(jī)污染物超標(biāo)點(diǎn)位數(shù)占全部超標(biāo)點(diǎn)位的82.8%，其主要污染物是鎘（Cd）、砷（As）、汞（Hg）、鉛（Pb）、銅（Cu）、鋅（Zn）、鉻（Cr）和鎳（Ni）8種重金屬。我國(guó)土壤環(huán)境狀況總體不容樂(lè)觀。傳統(tǒng)的重金屬土壤污染修復(fù)大多采用挖掘填埋法，這種方法雖簡(jiǎn)單易行，但其治標(biāo)不治本，只是把污染物進(jìn)行了轉(zhuǎn)移，并未消除。而且還存在占用土地、滲漏和污染周邊環(huán)境的負(fù)面影響。目前，按修復(fù)機(jī)理可將重金屬污染土壤修復(fù)分為兩種[6]，一種是通過(guò)固化作用改變重金屬在土壤中的存在形態(tài)，進(jìn)而降低其在環(huán)境中的可遷移性和生物可利用性；另一種是從土壤中將重金屬去除，使土壤中重金屬的濃度接近或達(dá)到背景值。

對(duì)重金屬污染土壤修復(fù)的具體方法可分為物理法、化學(xué)法和生物法。物理法是利用一系列物理手段（如客土工程、電熱解析修復(fù)法等）將土壤中的污染物去除或分離，一般情況下，化學(xué)法與其聯(lián)合使用。化學(xué)法通過(guò)添加到重金屬污染土壤中的改良劑、抑制劑來(lái)調(diào)節(jié)和改變土壤的理化性質(zhì)，使重金屬發(fā)生化學(xué)反應(yīng)（如沉淀、吸附、拮抗和氧化還原等），從而使其生物有效性降低。生物法是利用天然或人工改造的生物整體或組分來(lái)修復(fù)重金屬污染土壤，它是一種原位土壤修復(fù)技術(shù)，主要包括微生物、植物和動(dòng)物修復(fù)。其中化學(xué)淋洗修復(fù)技術(shù)因其具有簡(jiǎn)單的修復(fù)工藝，穩(wěn)定、徹底的修復(fù)效果，并且修復(fù)周期短，對(duì)高濃度污染土壤具有較高修復(fù)效率，因而逾發(fā)受到重視。

為此，針對(duì)我國(guó)土壤重金屬污染現(xiàn)狀，概述了化學(xué)淋洗修復(fù)重金屬污染土壤修復(fù)中的應(yīng)用，并針對(duì)化學(xué)淋洗技術(shù)存在的主要問(wèn)題提出其未來(lái)發(fā)展方向。

2 化學(xué)淋洗技術(shù)

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

2.1 原位化學(xué)淋洗技術(shù)

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

2.2 異位化學(xué)淋洗技術(shù)

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

2.3 化學(xué)淋洗技術(shù)影響因素

通過(guò)化學(xué)淋洗技術(shù)修復(fù)重金屬污染土壤有很多影響因素，其中最主要的有重金屬性質(zhì)、土壤性質(zhì)、工藝操作條件。

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

土壤的性質(zhì)主要有粒級(jí)分配、有機(jī)質(zhì)含量、土壤的質(zhì)地、與陽(yáng)離子的交換能力等。黏土比砂土更易與重金屬結(jié)合，故其淋洗效率相對(duì)不高。當(dāng)污染土壤的水力傳導(dǎo)系數(shù)>10-3cms-1，較適合采用化學(xué)淋洗技術(shù)；也有觀點(diǎn)認(rèn)為，黏質(zhì)土/壤質(zhì)土占整個(gè)土體20% ～ 30%時(shí)，化學(xué)淋洗效率較低[13]。土壤中重金屬陽(yáng)離子交換容量越大，即陽(yáng)離子被吸附的數(shù)量越多，就越難將重金屬?gòu)奈廴就寥乐薪馕黐12]。

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

綜上所述，合適工藝操作條件的選取，不僅可確保最佳的修復(fù)效果，同時(shí)還可節(jié)約操作成本。

3 化學(xué)淋洗劑種類及研究概況

淋洗劑的選擇是化學(xué)淋洗技術(shù)的關(guān)鍵，淋洗劑既要能提取污染土壤中的重金屬，又不能導(dǎo)致土壤結(jié)構(gòu)和理化性質(zhì)破壞，同時(shí)還要綜合考慮淋洗劑價(jià)格和回收利用價(jià)值。目前，無(wú)機(jī)淋洗劑、有機(jī)酸、人工螯合劑和表面活性劑四種淋洗劑類型研究較為廣泛。

3.1 無(wú)機(jī)淋洗劑

無(wú)機(jī)淋洗劑常用的是酸、堿、鹽，主要有硝酸、鹽酸、磷酸、硫酸、草酸、檸檬酸和氫氧化鈉等。

Moutsatsou[14]等對(duì)受As、Cu、Pb、Zn污染的土壤通過(guò)不同無(wú)機(jī)酸淋洗，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，HCl的淋洗效果優(yōu)于H2SO4和HNO3。李海波[15]采用淋洗法，以組成為0.5 molL-1CaCl2和0.1 molL-1HCl的復(fù)合藥劑作為淋洗劑處理沈陽(yáng)張士灌區(qū)Cd、Pb污染沉積物（Cd 39 mgkg-1，Pb 1250 mgkg-1），在pH=1.0、反應(yīng)時(shí)間30 min、淋洗劑液固比3：1、攪拌速度500 rmin-1、溫度25℃的條件下，復(fù)合淋洗劑對(duì)Cd和Pb的去除率分別達(dá)到70.8%和29.3%。陳春樂(lè)[16]研究了3種鹽溶液（NaCl、CaCl2、FeCl3）及其與HCl復(fù)合淋洗劑對(duì)Cd污染土壤的修復(fù)效果，結(jié)果表明，F(xiàn)eCl3的淋洗效果明顯優(yōu)于其他兩種中性鹽淋洗劑，淋洗效果從高到低為FeCl3、CaCl2、NaCl。三種中性鹽與HCl的復(fù)合淋洗劑對(duì)土壤Cd的淋洗效率均高于單一淋洗劑，且HCl和FeCl3復(fù)合淋洗劑對(duì)Cd的淋洗效率仍高于HCl與NaCl、CaCl2的復(fù)合淋洗劑。0.1 molL-1HCl與0.4 molL-1 FeCl3的復(fù)合淋洗劑為試驗(yàn)條件下土壤Cd的最佳淋洗劑。

無(wú)機(jī)淋洗劑對(duì)土壤中重金屬去除效果較好，不僅速度快，而且成本低，但其會(huì)導(dǎo)致土壤的理化性質(zhì)嚴(yán)重破壞，從而使土壤養(yǎng)分流失。

3.2 有機(jī)酸

有機(jī)酸主要是通過(guò)與重金屬絡(luò)合促進(jìn)難溶態(tài)重金屬溶解，增加重金屬?gòu)耐寥乐械慕馕隽?。常用的有機(jī)酸有檸檬酸、蘋果酸、草酸、丙二酸等。

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

有機(jī)酸對(duì)土壤中重金屬去除能力較好，酸性溫和，生物降解性好，有較好的應(yīng)用前景。

3.3 人工螯合劑

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

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

近年來(lái)，許多學(xué)者又研究發(fā)現(xiàn)了一些可生物降解的螯合劑如EDDS，這些螯合劑不但具有較好的可生物降解性，而且對(duì)重金屬的去除效果也較好。

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

3.4 表面活性劑

表面活性劑常用的有化學(xué)表面活性劑和生物表面活性劑。它通過(guò)改變土壤的表面性質(zhì)，增強(qiáng)有機(jī)配體在水中的溶解性，或是以離子交換來(lái)促進(jìn)金屬陽(yáng)離子或配合物從固相轉(zhuǎn)移到液相[27]。

陳鋒[28]探討了3種常用化學(xué)表面活性劑，SDBS、SDS、tween-80對(duì)被重金屬鉻、鎘污染了的土壤的修復(fù)洗脫作用，實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，3種表面活性劑對(duì)土壤中的鉻、鎘有明顯去除效果，tween-80對(duì)污染土壤中鎘、鉻的去除率分別為37.06%和61.2%。Mulligan等[29]用鼠李糖脂、沙凡婷和槐糖脂3種生物表面活性劑分別去除沉積物中的Cu、Zn2種重金屬，研究表明：0.5%的鼠糖脂可去除65%的Cu和17%的Zn；沙凡婷可去除15%的Cu和6%的Zn；兩者均對(duì)有機(jī)態(tài)和氧化態(tài)金屬表現(xiàn)出好的去除效果；4%的槐糖脂可去除25%的Cu和60%的Zn，對(duì)碳酸鹽態(tài)的重金屬表現(xiàn)出良好的去除效果。Hong等[30]研究用皂角苷去除砂土和粘土中的重金屬時(shí)發(fā)現(xiàn)，皂角苷濃度越大，Cd、Pb、Zn和Cu的去除率越高，當(dāng)濃度為10%時(shí)，去除率達(dá)到最高值。

化學(xué)表面活性劑因其可生物降解性差，故會(huì)對(duì)環(huán)境造成大的危害。而生物表面活性劑由于來(lái)源廣泛、化學(xué)結(jié)構(gòu)多樣、易降解、不造成二次污染，在重金屬污染土壤的修復(fù)研究中逐漸受到人們重視。

3.5 復(fù)合淋洗劑

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

不同類型化學(xué)淋洗劑對(duì)金屬去除能力不同，利用其差異進(jìn)行組合優(yōu)化，不僅可顯著增強(qiáng)淋洗效果，同時(shí)又減少淋洗劑對(duì)土壤的破壞作用，具有較好的應(yīng)用前景。

4 化學(xué)淋洗修復(fù)重金屬污染土壤存在的問(wèn)題及展望

化學(xué)淋洗技術(shù)修復(fù)重金屬污染土壤效果穩(wěn)定、徹底、周期短，但同時(shí)也存在不足。首先，淋洗修復(fù)土壤時(shí)需要消耗大量的淋洗劑，不僅產(chǎn)生很高的處理成本，而且會(huì)產(chǎn)生大量的淋洗廢液，對(duì)其處理和回收成為一大問(wèn)題。其次，淋洗劑在淋出重金屬的同時(shí)，勢(shì)必會(huì)將土壤中的一部分其他礦物元素洗脫出去，造成土壤中營(yíng)養(yǎng)元素的流失，導(dǎo)致土壤肥力的下降。

針對(duì)化學(xué)淋洗技術(shù)修復(fù)重金屬污染土壤存在的問(wèn)題，提出今后發(fā)展方向：

①對(duì)已有的淋洗劑復(fù)合優(yōu)化，開(kāi)發(fā)環(huán)境友好、可生物降解的淋洗劑，尤其是有機(jī)酸和生物表面活性劑等新型淋洗劑。

②著重研究如何回收重金屬及處理淋洗廢液，以降低修復(fù)成本。

③研究化學(xué)淋洗技術(shù)與植物修復(fù)或微生物修圖際醯牧合使用，優(yōu)勢(shì)互補(bǔ)，擴(kuò)大適用范圍。

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篇2

關(guān)鍵詞：鎘：酸性土壤：預(yù)測(cè)模型

1 概述

鑒于以往研究[1，2]，通常認(rèn)為鎘在酸性土壤中的生物活性較強(qiáng)、毒害作用較大。因此本研究采集了中國(guó)南方酸性土壤區(qū)九種不同性質(zhì)的代表性土壤，以前期試驗(yàn)篩選的鎘高敏感作物-蕹菜作為植物受體，針對(duì)區(qū)域性土壤研究了鎘植物毒害臨界值的穩(wěn)定性及其關(guān)鍵的土壤學(xué)影響因素，并建立了標(biāo)準(zhǔn)化關(guān)系模型，以期將其應(yīng)用于區(qū)域土壤環(huán)境基準(zhǔn)的校正和建立。

2 材料與方法

2.1 供試材料

供試植物：選定對(duì)鎘元素高敏感、且幼苗生物量較大、生長(zhǎng)性狀相對(duì)穩(wěn)定的蕹菜作為本次試驗(yàn)的生態(tài)受體。

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

供試試劑：CdCl2?2.5H2O（分析純）。

2.2 試驗(yàn)方法

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

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

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

2.3 樣品檢測(cè)分析

2.3.1 土壤樣品分析測(cè)定

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

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

2.3.2 作物樣品的處理及測(cè)定

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

2.3.3 統(tǒng)計(jì)分析

統(tǒng)一以耐性指數(shù)表示鎘毒害下的各生物性狀指標(biāo)，使各個(gè)指標(biāo)之間具有可比性，計(jì)算方法如下：耐性指數(shù)=處理/對(duì)照×100%[4]。

以重金屬對(duì)植物生長(zhǎng)的抑制效應(yīng)濃度（Effective Concentration，ECx）來(lái)定量化地評(píng)價(jià)其受毒害狀況。如EC10、EC20分別是指植物生長(zhǎng)受到10%和20%抑制時(shí)環(huán)境中重金屬的濃度。

試驗(yàn)數(shù)據(jù)的處理和分析采用DPS軟件和Maple17.0軟件。依據(jù)模擬曲線的置信區(qū)間及相關(guān)性對(duì)不同種類植物進(jìn)行鎘毒害的劑量-效應(yīng)較優(yōu)模型擬合。

3 結(jié)果與討論

3.1 不同類型土壤中鎘的有效量差異

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

圖1 外源添加Cd下九種土壤中Cd有效量的變化

3.2 不同類型土壤中蕹菜鎘毒害響應(yīng)差異

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

3.3 影響鎘植物毒害臨界值的主要土壤學(xué)因素

在相同的土壤鎘添加量的情況下，不同土壤中有效鎘的植物毒害臨界值ECx差異很大，其原因可能是鎘的植物有效利用度為土壤性質(zhì)所制約。有報(bào)道認(rèn)為土壤不同的理化性質(zhì)決定了組分之間鎘的分配，即重金屬的形態(tài)，從而最終形成了鎘對(duì)植物有效性的基礎(chǔ)[6]。因此研究與鎘植物毒害效應(yīng)有良好相關(guān)性的土壤學(xué)因素并建立標(biāo)準(zhǔn)化關(guān)系，將可以用來(lái)預(yù)測(cè)或修正不同土壤的鎘植物毒害臨界值。

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

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篇3

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

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

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

（①BeijingGeneralResearchInstituteofMiningandMetallurgy，Beijing100160，China；

②ChinaIPPRInternationalEngineeringCo.，Ltd.，Beijing100089，China）

摘要：Cd作為重金屬污染物中毒性最強(qiáng)的元素之一，已經(jīng)對(duì)我國(guó)土壤特別是農(nóng)田土壤造成了嚴(yán)重污染。由于Cd在土壤環(huán)境中有不可降解性，其毒性具有隱蔽性與積累性，如果含Cd的污染物富集在動(dòng)植物內(nèi)，就可以通過(guò)食物鏈對(duì)人類的健康造成風(fēng)險(xiǎn)。當(dāng)重金屬進(jìn)入土壤環(huán)境中，土壤的性質(zhì)與水土環(huán)境因子會(huì)影響土壤與Cd的相互吸附關(guān)系，使得Cd在水土環(huán)境中的穩(wěn)定性與遷移復(fù)雜多變。因此，本文對(duì)土壤與Cd的吸附機(jī)理與影響兩者相互吸附的水土環(huán)境因子進(jìn)行了綜述。

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

關(guān)鍵詞 ：土壤；Cd；吸附；水土環(huán)境

Keywords:soil；Cadmium；sorption；water-soilenvironment

中圖分類號(hào)：S153文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：A文章編號(hào)：1006-4311（2015）21-0199-04

0引言

Cd是我國(guó)土壤重金屬污染中“五毒”（Cd、Cr、Pb、As、Hg）中毒性最強(qiáng)的元素之一[1，2]。Cd是一種積累性的劇毒元素，其毒理性具有長(zhǎng)期性與隱蔽性的特點(diǎn)，其在環(huán)境中不能被微生物降解，只會(huì)在環(huán)境中不斷擴(kuò)散、轉(zhuǎn)化，最終通過(guò)富集效應(yīng)在動(dòng)植物內(nèi)不斷積累產(chǎn)生更大的毒性。人體某些器官中的Cd含量隨著年齡的增長(zhǎng)而增加，其危害往往需要數(shù)十年才能被發(fā)現(xiàn)，進(jìn)而引起心血管系統(tǒng)疾病、腎臟功能失調(diào)、骨骼軟化等疾病[3-5]。目前，我國(guó)有超過(guò)10萬(wàn)公頃的農(nóng)業(yè)土壤已經(jīng)遭受到了不同程度的Cd污染，而由于稻米對(duì)于Cd具有較強(qiáng)的吸附能力，也直接導(dǎo)致了我國(guó)多個(gè)地區(qū)稻米中Cd的含量超標(biāo)，如貴州同仁、廣西陽(yáng)朔、湖南株洲、浙江遂昌、江西大余、遼寧李石等多個(gè)地區(qū)[6-9]。對(duì)Cd的環(huán)境行為、污染防治與修復(fù)等方面的研究一直受到廣泛關(guān)注，并也已納入我國(guó)“十三五”規(guī)劃中重點(diǎn)工作內(nèi)容。因此，對(duì)于土壤與Cd的吸附研究可以為土壤Cd污染的修復(fù)機(jī)理提供相關(guān)的理論基礎(chǔ)，為土壤Cd污染的修復(fù)工程開(kāi)展與實(shí)施提供依據(jù)。

1土壤Cd的限值與污染現(xiàn)狀

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

為了保證含Cd污染物在土壤中的含量對(duì)動(dòng)植物、人體健康不造成不良影響，我國(guó)《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》（GB15618-1995）中規(guī)定土壤中的Cd的背景值應(yīng)小于0.20mg/kg，對(duì)于農(nóng)業(yè)生產(chǎn)與人體健康的土壤限制應(yīng)小于0.30mg/kg（pH≤7.5）或0.06mg/kg（pH>7.5），為保證農(nóng)林生產(chǎn)和植物正常生長(zhǎng)的土壤臨界值應(yīng)小于1.0mg/kg[12]。《食用農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)地環(huán)境質(zhì)量評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)》（HJ332-2006）中規(guī)定食用農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)地土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)應(yīng)符合《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》（GB15618-1995）中的規(guī)定。溫室蔬菜產(chǎn)地環(huán)境質(zhì)量評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)（HJ333-2006）中規(guī)定當(dāng)土壤pH<7.5時(shí)，土壤的Cd含量應(yīng)小于0.30mg/kg；當(dāng)土壤pH>7.5時(shí)，土壤的Cd含量應(yīng)小于0.40mg/kg。在《農(nóng)用污泥污染物控制標(biāo)準(zhǔn)》（GB4284-84）中規(guī)定農(nóng)用污泥中污染物控制標(biāo)準(zhǔn)值（即最高容許含量）應(yīng)符合：在酸性土壤中（pH<6.5）應(yīng)小于5mg/kg，在堿性土壤（pH>6.5）中小于20mg/kg。

2土壤吸附Cd的類型

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

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

式中S表示土壤顆粒的表面，-OH表示土壤顆粒表面的羥基。

3影響土壤與Cd吸附的要素

當(dāng)重金屬進(jìn)入土壤環(huán)境中，土壤的性質(zhì)與水土環(huán)境因子會(huì)影響土壤與Cd的相互吸附關(guān)系，使得Cd在水土環(huán)境中的穩(wěn)定性與遷移復(fù)雜多變（圖1）。

3.1pH對(duì)土壤吸附Cd的影響

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

隨著土壤環(huán)境pH值的升高（>7.5）[16]，Cd2+與水生成CdOH+生成，由于CdOH+與土壤吸附親和力高于Cd2+，所以土壤有機(jī)質(zhì)-Cd絡(luò)合物的穩(wěn)定性隨pH升高而增強(qiáng)。其次，由于土壤環(huán)境pH升高，土壤溶液中H+與金屬陽(yáng)離子（如，F(xiàn)e2+、Al3+、Mg2+等）含量降低，與Cd2+競(jìng)爭(zhēng)吸附下降，也利于土壤與Cd吸附。此外，在堿性條件下，有利于形成Cd的氫氧化物、硫化物、磷酸鹽和碳酸鹽沉淀，有利用土壤與Cd2+相互作用[6，7，14，16]。

在酸性條件下，土壤中吸附反應(yīng)起主控作用[16]。但隨著土壤環(huán)境pH升高，在中性或堿性條件下，土壤中粘土礦物、水合氧化物和有機(jī)質(zhì)表面負(fù)電荷增加，對(duì)Cd2+的吸附力增大。同時(shí)在氧化物表面對(duì)Cd2+的專性吸附、土壤有機(jī)質(zhì)-金屬絡(luò)合物的穩(wěn)定性隨之增加。

3.2有機(jī)質(zhì)對(duì)土壤吸附的影響

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

3.3粘土礦物對(duì)土壤吸附Cd的影響

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

3.4土壤中電解質(zhì)對(duì)土壤修復(fù)Cd的影響

3.4.1電解質(zhì)的離子強(qiáng)度

土壤水溶液中背景電解質(zhì)的離子濃度對(duì)Cd2+的吸附也產(chǎn)生影響，隨著土壤水溶液中離子強(qiáng)度的升高，Cd2+的活度系數(shù)會(huì)隨之下降，并且無(wú)極絡(luò)合物的含量也會(huì)增加，陽(yáng)離子與Cd2+的競(jìng)爭(zhēng)吸附效應(yīng)也會(huì)升高，降低土壤顆粒對(duì)Cd2+的吸附能力，反之亦然。例如，當(dāng)溶液pH為5，NaNO3的離子濃度從0.01mol/L增加到1.5mol/L時(shí)，土壤對(duì)Cd2+的最大吸附量由0.1mmol/kg減少至0.05mmol/kg。當(dāng)土壤水溶液中電解質(zhì)為Ca（NO3）2時(shí)，土壤對(duì)于Cd2+的吸附效果亦有類似的降低效果[33]。

3.4.2電解質(zhì)類型

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

土壤水溶液中主要陰離子的類型也對(duì)土壤吸附Cd2+有一定影響作用。例如，對(duì)于0.005mol/L不同陰離子的鈣鹽（CaSO4、Ca(ClO4）2、CaCl2）為主要電解質(zhì)的土壤，其對(duì)Cd2+最大吸附量順序?yàn)镃aSO4>Ca(ClO4）2>CaCl2，所以土壤中主要陰離子對(duì)Cd吸附的影響力為Cl->ClO4->SO42-[36]。

3.5土壤的氧化還原電位

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

3.6其他影響土壤吸附Cd的因子

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

4結(jié)論

土壤顆粒與Cd2+的吸附受到土壤自身性質(zhì)與土壤水土環(huán)境因子的影響。土壤與Cd2+的吸附既有專性吸附也有非專性吸附，吸附規(guī)律復(fù)雜。目前的研究工作多圍繞單土壤單個(gè)因子對(duì)于Cd2+的吸附作用研究，對(duì)于多個(gè)離子同時(shí)作用影響的研究工作尚少，因此實(shí)驗(yàn)結(jié)果真實(shí)代表性差。在將來(lái)的研究工作中，應(yīng)注重復(fù)合因子對(duì)于吸附Cd2+的作用影響，并結(jié)合相應(yīng)的數(shù)學(xué)模擬工具，對(duì)土壤中Cd2+的吸附-解吸-遷移工作進(jìn)行全面研究，為研發(fā)修復(fù)/鈍化土壤中Cd的相關(guān)研究提供更全面的理論參數(shù)與機(jī)理支撐。

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篇4

關(guān)鍵詞 果樹；需水特性；水分運(yùn)動(dòng)；滴灌方法；建議

中圖分類號(hào) S274 文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼 A 文章編號(hào) 1007-5739（2013）15-0116-02

我國(guó)果園面積有700萬(wàn)hm2（河北農(nóng)業(yè)信息網(wǎng)，2008年），其中很大一部分沒(méi)有灌溉設(shè)施。其中，大部分果樹是在干旱和半干旱地區(qū)栽培，為了實(shí)現(xiàn)果樹豐產(chǎn)、優(yōu)質(zhì)、高效栽培的目標(biāo)，一方面要進(jìn)行灌溉，而另一方面要考慮節(jié)水。如何利用我國(guó)有限的水資源發(fā)展如此大面積果園灌溉，提高水分利用率是果樹灌溉研究的一個(gè)重要課題。目前，世界灌溉發(fā)展的趨勢(shì)是既要提高水分利用效率，又要減少灌溉對(duì)環(huán)境產(chǎn)生的影響（諸如地下水位抬高、鹽堿化和地下水污染等）。滴灌是一種既能有效地提高灌溉水的利用效率又能減少作物根系層化學(xué)物質(zhì)淋失的灌溉方法。因此，如何根據(jù)果樹種類、生長(zhǎng)周期、土壤結(jié)構(gòu)及需水要求合理布置、滴灌系統(tǒng)的設(shè)計(jì)和運(yùn)行成為果樹滴灌工程研究的主要任務(wù)。

1 果樹特性及其與水分的關(guān)系

1.1 果樹需水特性

果樹需水量的多少或灌溉時(shí)間，主要取決于自身遺傳因素和外界環(huán)境的影響，其中環(huán)境因素主要包括土壤性質(zhì)和結(jié)構(gòu)、氣溫、風(fēng)速、降雨等，而影響果樹需水量多少和灌溉時(shí)間的自身因素主要有果樹的種類、品種、砧木特性、樹齡大小以及生長(zhǎng)時(shí)期等。

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

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

1.2 果樹根系與水分的關(guān)系

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

根系的分布也同樣受環(huán)境因素比如土壤結(jié)構(gòu)、質(zhì)地、溫度、肥力等影響。如山地果園，如果下層是半風(fēng)化的母巖或縱生巖層，根系分布則深，但根量少；若為橫生巖板時(shí)，根系分布淺。沙地果園若下層有黏板層，根系分布只限制在黏板層之上。一般來(lái)說(shuō)，土層深厚根系分布較深。但在黏重土壤上下層為緊實(shí)的生土層，也會(huì)限制根系廣泛分布。另外，無(wú)論什么樣的土壤，只要地下水位高，根系分布就會(huì)受限制。土壤肥力是影響根系分布的重要因素。當(dāng)土壤中的水、肥、氣、熱等肥力因素協(xié)調(diào)時(shí)，果樹根系則相對(duì)集中，形成根系富集區(qū)。土壤越肥沃，根系越集中；相反，土壤越貧瘠，根越分散而走得遠(yuǎn)[4]。同樣，土壤水分對(duì)根系的分布也有相應(yīng)影響，當(dāng)土壤水勢(shì)下降時(shí)，根冠比增加利于吸收和水分利用率的提高，這是對(duì)干旱的一種適應(yīng)。根冠比大雖有利于抗旱，但過(guò)分龐大的根系是以消耗大量光合產(chǎn)物為前提的，因而影響了地上部的生物產(chǎn)量和經(jīng)濟(jì)產(chǎn)量[3]。

2 滴灌水分運(yùn)動(dòng)研究進(jìn)展

影響滴灌土壤濕潤(rùn)體的因素很多，一般來(lái)說(shuō)主要有土壤、灌水器以及灌水方法等方面的原因，土壤方面的影響因素主要有土壤結(jié)構(gòu)、初始含水率、容重和土壤質(zhì)地等，灌水器和灌水方法方面主要有滴頭流量 、灌水量 、灌水間歇或連續(xù)等。

2.1 滴灌條件下濕潤(rùn)峰研究

付琳[5]對(duì)滴灌過(guò)程中濕潤(rùn)鋒運(yùn)移速度、濕潤(rùn)體的形狀和體積、濕潤(rùn)體內(nèi)的水分分布等問(wèn)題進(jìn)行田間試驗(yàn)時(shí)發(fā)現(xiàn)，地表濕潤(rùn)鋒半徑及垂向濕潤(rùn)深度均與入滲歷時(shí)較好的符合冪函數(shù)關(guān)系。劉曉英等[6]在研究指出，滴灌條件下水平和垂直方向的最大濕潤(rùn)鋒運(yùn)移近似為■的線性函數(shù)。

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

2.2 滴灌條件下濕潤(rùn)體研究

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

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

3 果樹滴灌方法

果樹滴灌系統(tǒng)設(shè)計(jì)，需要考慮樹木生育期、根系特點(diǎn)、土壤類型與結(jié)構(gòu)因素的影響。苗期、幼樹與成齡期、盛果期的需水量及毛管布置都應(yīng)該有區(qū)別。對(duì)成齡樹木開(kāi)始采用滴灌，應(yīng)使50%以上根區(qū)的土壤濕潤(rùn)。

3.1 單行毛管直線布置

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

3.2 雙行毛管平行布置

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

3.3 單行毛管環(huán)狀布置

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

4 建議

4.1 根據(jù)果樹的種類、根系結(jié)構(gòu)、需水特性等設(shè)計(jì)滴灌系統(tǒng)

果樹滴灌工程設(shè)計(jì)不僅僅是水利設(shè)計(jì)，應(yīng)該結(jié)合農(nóng)藝科學(xué)，根據(jù)果樹的種類、根系結(jié)構(gòu)、需水特性等方法設(shè)計(jì)果樹滴灌系統(tǒng)。針對(duì)不同種類的果樹、不同的栽種方式應(yīng)該采用不同的滴灌方式。比如對(duì)于葡萄等密植果樹，應(yīng)該采用單行毛管直線布置，即位于葡萄種植行一側(cè)鋪設(shè)1條滴灌管或滴灌帶；而對(duì)于植株較高、株行距較大的成年果樹，可采用單行毛管環(huán)狀布置，以更有利于高效利用灌溉水源，促進(jìn)果樹生長(zhǎng)。

4.2 結(jié)合土壤結(jié)構(gòu)、氣候環(huán)境等確定灌溉水量和灌溉時(shí)間

一是果樹滴灌水量應(yīng)合理，比如花期干旱或水分過(guò)多，常引起落花落果，降低坐果率；果實(shí)發(fā)育期灌溉水量過(guò)多易引起后期落果或造成裂果，還易造成果實(shí)病害。二是果樹滴灌應(yīng)掌握好灌溉時(shí)機(jī)，應(yīng)在果樹生長(zhǎng)未受到缺水影響以前就進(jìn)行，不要等到果樹已從形態(tài)上顯露出缺水時(shí)才進(jìn)行灌溉。如果當(dāng)果實(shí)出現(xiàn)皺縮、葉片發(fā)生卷曲等時(shí)才進(jìn)行灌溉，則對(duì)果樹的生長(zhǎng)和結(jié)果將造成不可彌補(bǔ)的損失。三是果樹需要水分，但有時(shí)果樹適度的缺水還能促進(jìn)果樹根系深扎。抑制果樹的枝葉生長(zhǎng)，減少剪枝量，并使果樹盡早進(jìn)入花芽分化階段，使果樹早結(jié)果，并可提高果品的含糖量及品質(zhì)等。

4.3 引入農(nóng)藝節(jié)水理念，提高水分利用率，達(dá)到增產(chǎn)高效的目標(biāo)

可采取地膜覆蓋措施，在保肥保墑的同時(shí)，減少地面蒸發(fā)，節(jié)約灌溉水源。還可以采取水肥一體化，實(shí)現(xiàn)水肥的同步耦合，進(jìn)而提高土壤肥力，使根系分布集中而富有生機(jī)，從而進(jìn)一步提高了水分利用率。

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篇5

關(guān)鍵詞：城市土壤；污染；重金屬；植物修復(fù)

收稿日期：2012-02-02

作者簡(jiǎn)介：周鳳蓉（1976―），女，四川彭州人，農(nóng)藝師，主要從事農(nóng)產(chǎn)品檢測(cè)工作。

中圖分類號(hào)：X703.1

文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：A

文章編號(hào)：1674-9944(2012)02-0129-03

1 引言

隨著城市化進(jìn)程的加快,城市環(huán)境正經(jīng)歷著巨大的考驗(yàn)。交通工具排放的廢氣、工礦企業(yè)的污染、居民的生活垃圾,都成為了城市環(huán)境惡化的直接或間接的原因。尤其是城市土壤,遭到不可逆轉(zhuǎn)的生態(tài)破壞，因此如何有效地修復(fù)和利用被污染土壤是城市建設(shè)中不可回避的現(xiàn)實(shí)問(wèn)題。

2 城市土壤污染現(xiàn)狀

2.1 城市土壤污染的主要成分

土壤污染物降低了土壤的可利用性,當(dāng)土壤中的有毒污染物濃度超過(guò)一定界限,就會(huì)造成植物的死亡或生命的強(qiáng)度降低。20世紀(jì)中期以來(lái),人們開(kāi)始對(duì)城市土壤的污染物來(lái)源、主要成分等進(jìn)行研究。土壤污染物包括了有機(jī)污染物和無(wú)機(jī)污染物,無(wú)機(jī)污染物的主要種類是重金屬、硝酸鹽類、磷酸鹽類、酸、堿、鹽類、鹵化物等。

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

2.2 重金屬污染研究進(jìn)展

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

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

鎘(Cd2+)是一種生物毒性極強(qiáng)的重金屬元素,在自然界中以化合物的形式存在。主要礦物為硫鎘礦(CdS),與鋅礦、鉛鋅礦、銅鉛鋅礦共生。土壤中鎘的來(lái)源主要有兩個(gè)方面:一是來(lái)源于土壤的母質(zhì),而鎘在石灰?guī)r中的含量最高,在河湖沖擊物中次之,其他的母質(zhì)中居中,而且質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化不大；二是人為污染導(dǎo)致環(huán)境中Cd的富集,如有色金屬礦產(chǎn)開(kāi)發(fā)和冶煉排出的廢氣、廢水和廢渣；煤和石油燃燒排出的煙氣也是Cd污染源之一。此外,含Cd肥料、殺蟲劑、塑料、電池等都可能引起Cd污染。鎘非人體的必需元素,其對(duì)人體健康的危害主要來(lái)源于工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)所造成的環(huán)境污染。鎘對(duì)腎、肺、肝、、腦、骨骼及血液系統(tǒng)均可產(chǎn)生毒性,被美國(guó)毒物管理委員會(huì)(ATSDR)列為第6位危害人體健康的有毒物質(zhì)。20世紀(jì)60年代初期,日本富山神通川流域發(fā)生了“骨痛病”公害事件,其患病原因就是由于當(dāng)?shù)鼐用耖L(zhǎng)期食用了含Cd廢水污染土壤所生產(chǎn)的“鎘米”所致。Cd是植物生長(zhǎng)的非必需元素,環(huán)境中Cd含量過(guò)高會(huì)影響植物的生長(zhǎng)發(fā)育,對(duì)植物產(chǎn)生毒害作用。在許多植物中已經(jīng)發(fā)現(xiàn),Cd影響植物對(duì)大量元素K、P吸收和利用,如干擾冰花(Mesembry anthemum crystallinum)對(duì)K吸收和利用。Cd等重金屬降低了椰子(Cocos nucifera)葉P含量,也會(huì)引起植物對(duì)Zn、Mn、Cu和Fe等礦質(zhì)微量元素吸收的紊亂。

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

3 植物在土壤修復(fù)中的應(yīng)用

1983年美國(guó)科學(xué)家Chaney首次提出了植物修復(fù)技術(shù)的概念。 廣義的植物修復(fù)技術(shù)包括利用植物修復(fù)重金屬污染土壤，利用植物凈化水體和空氣，利用植物清除放射性核素和利用植物及其根際微生物共存體系凈化環(huán)境中有機(jī)污染物等。通常所說(shuō)的植物修復(fù)是指將某種特定植物種植在重金屬污染的土壤上,而該種植物對(duì)土壤中污染元素具有特殊的吸收富集能力,將植物收獲并進(jìn)行妥善處理后即可將該種金屬移出土體,達(dá)到污染治理與生態(tài)修復(fù)的目的。

對(duì)于重金屬污染的土壤,現(xiàn)行的修復(fù)技術(shù)有氣提法、生物修復(fù)法、淋洗法、客土法等,但這些技術(shù)容易造成二次污染、破壞自然生境,而且成本也較高。通過(guò)綠色植物對(duì)重金屬的富集來(lái)進(jìn)行污染土壤的修復(fù)理論上是可行的,利用積聚、絡(luò)合、揮發(fā)、降解、去除、轉(zhuǎn)化或者固定等機(jī)制來(lái)處理污染物,相對(duì)于常規(guī)微生物修復(fù),除了可以通過(guò)植物過(guò)程固定積聚污染物,阻止污染物隨水流和風(fēng)塵而擴(kuò)散外,植物本身作為天然自養(yǎng)系統(tǒng),也能夠向根際微生物提供營(yíng)養(yǎng),保證微生物生長(zhǎng)和一定的微生物群落,從而能夠進(jìn)一步使污染物脫毒。歐美等一些國(guó)家通過(guò)柳樹短輪伐矮林化栽培模式修復(fù)Cd等重金屬污染,生物質(zhì)用作生物能源,把可再生能源生產(chǎn)和植物修復(fù)結(jié)合起來(lái),取得顯著的生態(tài)效益與經(jīng)濟(jì)效益。

植物修復(fù)是植物、土壤和根際微生物相互作用的綜合效果,涉及土壤化學(xué)、植物生理生態(tài)學(xué)、土壤微生物學(xué)和植物化學(xué)等多學(xué)科研究領(lǐng)域。對(duì)于重金屬污染土壤和水體的植物修復(fù)技術(shù)主要包括了植物固定、植物提取、植物揮發(fā)和植物過(guò)濾4種類型。植物提取是植物修復(fù)的主要途徑,利用超積累植物將土壤中的有毒金屬提取出來(lái),轉(zhuǎn)移并富集到植物地上可收割部位,從而減少土壤中污染物的量,另一方面,改善植物礦質(zhì)營(yíng)養(yǎng)狀況也可以促進(jìn)植物對(duì)重金屬的忍耐和吸收,提高植物修復(fù)效率。超富集植物是指那些能夠超量富集重金屬的植物,也稱超積累植物,通常是一些古老的物種,在長(zhǎng)期環(huán)境脅迫下誘導(dǎo)、馴化的一種適應(yīng)變突體,生長(zhǎng)緩慢,生物量小。同時(shí)超富集植物具備以下3個(gè)特征:植物地上部分(莖和葉)重金屬含量是普通植物在同一生長(zhǎng)條件下的100倍；植物地上部分重金屬含量大于根部該種重金屬含量；植物的生長(zhǎng)沒(méi)有出現(xiàn)明顯的受害癥狀且地上部富集系數(shù)(Bioaccumulation factor),即植物體內(nèi)某種元素含量/土壤中該種元素濃度)大于1。從已報(bào)道的修復(fù)植物來(lái)看,大部分采取野外采樣法,即到重金屬污染較為嚴(yán)重的礦區(qū)及周圍地區(qū)采集仍能正常生長(zhǎng)的植物(耐性較強(qiáng)的植物),并分析其各部位的重金屬含量,涉及藻類植物、蕨類植物、裸子植物和被子植物,既有草本植物,也有木本植物。

植物修復(fù)技術(shù)也有一定的局限性,主要體現(xiàn)在以下幾個(gè)方面:超積累植物的生長(zhǎng)速度緩慢和生物量?。煌寥乐兄亟饘俚纳镉行缘?重金屬一旦進(jìn)入土壤,將通過(guò)沉淀、老化、專性吸附等物理、化學(xué)過(guò)程成為難溶態(tài),而溶解態(tài)和易溶態(tài)才是植物吸收的主要形態(tài)，因此,重金屬的生物有效性往往是植物修復(fù)效率的限值因素；植物修復(fù)具有專一性,一種植物往往只作用于1種或2種特定的重金屬元素,對(duì)土壤中其他濃度較高的重金屬則表現(xiàn)出中毒癥狀；植物修復(fù)具有耗時(shí)長(zhǎng)和修復(fù)范圍有限的缺點(diǎn)。

Pb具有較高的負(fù)電性,被認(rèn)為是弱Lewis酸,易與土壤中的有機(jī)質(zhì)和鐵錳氧化物等形成共價(jià)鍵,不易被植物吸收,加入到土壤中的螯合物與Pb結(jié)合后阻止了Pb的沉淀和吸附,從而提高了Pb的可提取性,但隨之帶來(lái)的潛在環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)問(wèn)題也不容忽視。在以野胡蘿卜(Daucus carota)和野生高粱(Sorghum bicolor)為試驗(yàn)材料,對(duì)Cd污染土壤的植物修復(fù)研究表明,不同植物對(duì)重金屬的耐受能力是不同的,受Cd毒害的程度也是不同的。此外,土壤中Cd有效性與土壤pH有密切關(guān)系,隨著土壤pH的降低,植物體內(nèi)的Cd含量也會(huì)增加。在盆栽試驗(yàn)Cd污染土壤的研究中認(rèn)為,低水平Cd處理對(duì)油菜的株高、干質(zhì)量、葉綠素含量等有輕微的促進(jìn)作用,而高水平Cd則表現(xiàn)出抑制作用。

4 結(jié)語(yǔ)

土壤是人類賴以生存、發(fā)展的主要自然資源之一,是生態(tài)環(huán)境的主要組成部分。土壤具有重要的生態(tài)、經(jīng)濟(jì)及戰(zhàn)略意義。然而這些年來(lái)隨著我國(guó)經(jīng)濟(jì)建設(shè)的迅速發(fā)展、農(nóng)業(yè)化進(jìn)程的加快、化學(xué)制品在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中的集約使用,對(duì)土壤的開(kāi)發(fā)強(qiáng)度越來(lái)越大,向土壤排放污染物也越來(lái)越嚴(yán)重。當(dāng)前,我國(guó)的耕地、工礦區(qū)、城市都存在較嚴(yán)重的土壤污染問(wèn)題。土壤污染不但直接導(dǎo)致農(nóng)作物的污染減產(chǎn),而且降低了生物品質(zhì),危害人畜健康。土壤中的污染物還會(huì)在水力和風(fēng)力的作用下分別進(jìn)入大氣和水體惡化人類的生存環(huán)境,引發(fā)其他生態(tài)環(huán)境問(wèn)題。因此,防治土壤污染,保護(hù)有限的土地資源,確保土地安全已成為當(dāng)務(wù)之急。

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篇6

1土壤退化的概念

土壤退化(Soildegradation)是指在各種自然，特別是人為因素影響下所發(fā)生的導(dǎo)致土壤的農(nóng)業(yè)生產(chǎn)能力或土地利用和環(huán)境調(diào)控潛力，即土壤質(zhì)量及其可持續(xù)性下降（包括暫時(shí)性的和永久性的）甚至完全喪失其物理的、化學(xué)的和生物學(xué)特征的過(guò)程，包括過(guò)去的、現(xiàn)在的和將來(lái)的退化過(guò)程，是土地退化的核心部分。土壤質(zhì)量(Soilquality)則是指土壤的生產(chǎn)力狀態(tài)或健康(Health)狀況，特別是維持生態(tài)系統(tǒng)的生產(chǎn)力和持續(xù)土地利用及環(huán)境管理、促進(jìn)動(dòng)植物健康的能力[2]。土壤質(zhì)量的核心是土壤生產(chǎn)力，其基礎(chǔ)是土壤肥力。土壤肥力是土壤維持植物生長(zhǎng)的自然能力，它一方面是五大自然成土因素，即成土母質(zhì)、氣候、生物、地形和時(shí)間因素長(zhǎng)期相互作用的結(jié)果，帶有明顯的響應(yīng)主導(dǎo)成土因素的物理、化學(xué)和生物學(xué)特性；另一方面，人類活動(dòng)也深刻影響著自然成土過(guò)程，改變土壤肥力及土壤質(zhì)量的變化方向。因此，土壤質(zhì)量的下降或土壤退化往往是一個(gè)自然和人為因素綜合作用的動(dòng)態(tài)過(guò)程。根據(jù)土壤退化的表現(xiàn)形式，土壤退化可分為顯型退化和隱型退化兩大類型。前者是指退化過(guò)程（有些甚至是短暫的）可導(dǎo)致明顯的退化結(jié)果，后者則是指有些退化過(guò)程雖然已經(jīng)開(kāi)始或已經(jīng)進(jìn)行較長(zhǎng)時(shí)間，但尚未導(dǎo)致明顯?耐嘶峁?/P>

2全球土壤退化概況

當(dāng)前，因各種不合理的人類活動(dòng)所引起的土壤和土地退化問(wèn)題，已嚴(yán)重威脅著世界農(nóng)業(yè)發(fā)展的可持續(xù)性。據(jù)統(tǒng)計(jì)，全球土壤退化面積達(dá)1965萬(wàn)km2。就地區(qū)分布來(lái)看，地處熱帶亞熱帶地區(qū)的亞洲、非洲土壤退化尤為突出，約300萬(wàn)km2的嚴(yán)重退化土壤中有120萬(wàn)km2分布在非洲、110萬(wàn)km2分布于亞洲；就土壤退化類型來(lái)看，土壤侵蝕退化占總退化面積的84%，是造成土壤退化的最主要原因之一；就退化等級(jí)來(lái)看，土壤退化以中度、嚴(yán)重和極嚴(yán)重退化為主，輕度退化僅占總退化面積的

38%[3～6]。

全球土壤退化評(píng)價(jià)(GlobalAssessmentofSoilDegradation)研究結(jié)果[3～6]顯示，土壤侵蝕是最重要的土壤退化形式，全球退化土壤中水蝕影響占56%，風(fēng)蝕占28%；至于水蝕的動(dòng)因，43%是由于森林的破壞、29%是由于過(guò)度放牧、24%是由于不合理的農(nóng)業(yè)管理，而風(fēng)蝕的動(dòng)因，60%是由于過(guò)度放牧、16%是由于不合理的農(nóng)業(yè)管理、16%是由于自然植被的過(guò)度開(kāi)發(fā)、8%是由于森林破壞；全球受土壤化學(xué)退化（包括土壤養(yǎng)分衰減、鹽堿化、酸化、污染等）影響的總面積達(dá)240萬(wàn)km2，其主要原因是農(nóng)業(yè)的不合理利用(56%)和森林的破壞(28%)；全球物理退化的土壤總面積約83萬(wàn)km2，主要集中于溫帶地區(qū)，可能絕大部分與農(nóng)業(yè)機(jī)械的壓實(shí)有關(guān)。

3我國(guó)土壤退化狀況

首先，我國(guó)水土流失狀況相當(dāng)嚴(yán)重，在部分地區(qū)有進(jìn)一步加重的趨勢(shì)。據(jù)統(tǒng)計(jì)資料[7]，1996年我國(guó)水土流失面積已達(dá)183萬(wàn)km2，占國(guó)土總面積的19%。僅南方紅黃壤地區(qū)土壤侵蝕面積就達(dá)6153萬(wàn)km2，占該區(qū)土地總面積的1/4[8]。同時(shí)，對(duì)長(zhǎng)江流域13個(gè)重點(diǎn)流失縣水土流失面積調(diào)查結(jié)果表明，在過(guò)去的30年中，其土壤侵蝕面積以平均每年1.2%～2.5%的速率增加[9]，水土流失形勢(shì)不容樂(lè)觀。

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

此外，其它形式的土壤退化問(wèn)題也十分嚴(yán)重。以南方紅壤區(qū)為例，約20萬(wàn)km2的土壤由于酸化問(wèn)題而影響其生產(chǎn)潛力的發(fā)揮；化肥、農(nóng)藥施用量逐年上升，地下水污染不斷加劇，在部分沿海地區(qū)其地下水硝態(tài)氮含量已遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于WHO建議的最高允許濃度10mg/l；同時(shí)，在一些礦區(qū)附近和復(fù)墾地及沿海地區(qū)土壤重金屬污染也相當(dāng)嚴(yán)重[8]。

4土壤退化研究進(jìn)展

自1971年FAO提出土壤退化問(wèn)題并出版“土壤退化"專著以來(lái)，土壤退化問(wèn)題日益受到人們的關(guān)注。第一次與土地退化有關(guān)的全球性會(huì)議——聯(lián)合國(guó)土地荒漠化(desertification)會(huì)議于1977在肯尼亞內(nèi)羅畢召開(kāi)。聯(lián)合國(guó)環(huán)境署(UNEP)又分別于1990年和1992年資助了Oldeman等開(kāi)展全球土壤退化評(píng)價(jià)(GLASOD)、編制全球土壤退化圖和干旱土地的土地退化（即荒漠化）評(píng)估的項(xiàng)目計(jì)劃。1993年FAO等又召開(kāi)國(guó)際土壤退化會(huì)議，決定開(kāi)展熱帶亞熱帶地區(qū)國(guó)家級(jí)土壤退化和SOTER（土壤和地體數(shù)字化數(shù)據(jù)庫(kù)）試點(diǎn)研究。在1994年墨西哥第15屆國(guó)際土壤學(xué)大會(huì)上，土壤退化，尤其是熱帶亞熱帶的土壤退化問(wèn)題倍受與會(huì)者的重視，不少科學(xué)家指出，今后20年熱帶亞熱帶將有1/3耕地淪為荒地，117個(gè)國(guó)家糧食將大幅度減產(chǎn)，呼吁加強(qiáng)土壤退化及土地退化恢復(fù)重建研究，并在土壤退化的概念、退化動(dòng)態(tài)數(shù)據(jù)庫(kù)、退化指標(biāo)及評(píng)價(jià)模型與地理信息系統(tǒng)、退化的遙感與定位動(dòng)態(tài)監(jiān)測(cè)和模擬建模及預(yù)測(cè)、土壤復(fù)退性能研究、退化系統(tǒng)恢復(fù)重建的專家?霾呦低車妊芯糠矯嬗辛誦碌姆⒄埂9仕簾3盅Щ嵋燦?nbsp;1997在加拿大多倫多組織召開(kāi)了以流域?yàn)榛A(chǔ)的生態(tài)系統(tǒng)管理的全球挑戰(zhàn)國(guó)際研討會(huì)，從生態(tài)系統(tǒng)、流域的角度探討土壤侵蝕等土壤退化等問(wèn)題。而且，國(guó)際土壤聯(lián)合會(huì)于1996年和1999年分別在土耳其和泰國(guó)舉行了直接以土地退化為主題的第一屆和第二屆國(guó)際土地退化會(huì)議，并在第一屆會(huì)議上決定成立了土壤退化研究工作組專門研究土壤退化，在第二屆會(huì)議上則對(duì)土壤退化問(wèn)題更為重視，并有學(xué)者倡議將土壤退化研究提高到退化科學(xué)的高度來(lái)認(rèn)識(shí)，并決定于2001年在巴西召開(kāi)第三屆國(guó)際土壤退化會(huì)議[12]。同時(shí)，在亞洲，由UNDP和FAO支持的“亞洲濕潤(rùn)熱帶土壤保持網(wǎng)(ASOCON)”和“亞洲問(wèn)題土壤網(wǎng)”也在亞太土地退化評(píng)估與控制方面開(kāi)展了大量的卓有成效的研究工作?？偟恼f(shuō)來(lái)，國(guó)際上土壤退化研究在以下方面取得了重要進(jìn)展：①?gòu)耐寥劳嘶膬?nèi)在動(dòng)因和外部影響因子（包括自然和社會(huì)經(jīng)濟(jì)因素）的綜合角度，研究土壤退化的評(píng)價(jià)指標(biāo)及分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)與評(píng)價(jià)方法體系；②從土壤的物理、化學(xué)和生物學(xué)過(guò)程及其相互作用入手，研究土壤退化的過(guò)程與本質(zhì)及機(jī)理；③從歷史的角度出發(fā)，結(jié)合定位動(dòng)態(tài)監(jiān)測(cè)，?芯扛骼嗤寥勞嘶難荼涔碳胺⒄骨饗蠔退俾?，并对其进行腄夂馱猓虎懿嘀厝死嗷疃ㄌ乇鶚峭戀乩梅絞膠屯寥讕芾澩朧┒醞寥勞嘶屯寥樂(lè)柿坑跋斕難芯?，并将土葎谒化的赖Z堊芯坑臚嘶寥賴鬧衛(wèi)硨涂⑾嘟岷希型戀馗錄際鹺屯寥郎δ鼙；氖匝槭痙逗屯乒?；⑤注重传统茧H酰ㄒ巴獾韃欏⑻錛涫匝欏⑴柙允匝欏⑹笛槭曳治霾饈?、定芜€鄄饈匝櫚齲敫咝錄際酰ㄒ8?、地理信息系蛨?chǎng)⒌孛娑ㄎ幌低場(chǎng)⒛D夥掄?、专枷伒蛙圐x┑慕岷?；⑺捰删l峋醚Ы嵌妊芯客寥勞嘶醞寥樂(lè)柿考捌瀋Φ撓跋臁?/P>

我國(guó)土壤學(xué)研究工作在過(guò)去幾十年主要集中在土壤發(fā)生、分類和制圖（特別是土壤資源清查）；土壤基本物理、化學(xué)和生物學(xué)性質(zhì)（特別是土壤肥力性狀）；土壤資源開(kāi)發(fā)利用與改良（特別是土壤培肥，鹽漬土和紅壤的改良等）等方面。這些工作雖然在廣義上與土壤退化科學(xué)密切相關(guān)，但直接以土壤退化為主題的研究工作主要集中在最近10多年，其中又以熱帶亞熱帶土壤退化研究工作較為系統(tǒng)和深入，并在80年代參與了熱帶亞熱帶土壤退化圖的編制，完成了海南島1∶100萬(wàn)SOTER圖的編制工作。90年代以來(lái)，中國(guó)科學(xué)院南京土壤研究所結(jié)合承擔(dān)國(guó)家“八五”科技攻關(guān)專題“南方紅壤退化機(jī)制及防治措施研究”和國(guó)家自然科學(xué)基金重點(diǎn)項(xiàng)目“我國(guó)東部紅壤地區(qū)土壤退化的時(shí)空變化、機(jī)理及調(diào)控對(duì)策的研究”任務(wù)，將宏觀調(diào)研與田間定位動(dòng)態(tài)觀測(cè)和實(shí)驗(yàn)室模擬試驗(yàn)相結(jié)合，將遙感、地理信息系統(tǒng)等高新技術(shù)與傳統(tǒng)技術(shù)相結(jié)合，將自然與社會(huì)經(jīng)濟(jì)因素相結(jié)合，將時(shí)間演變與空間分布研究相結(jié)合，將退化機(jī)理與調(diào)控對(duì)策研究相結(jié)合，對(duì)南方紅壤丘陵區(qū)土壤退化的基本過(guò)程、作用機(jī)理及調(diào)控對(duì)策進(jìn)行了有益的探索，并在以下方面取得了重要進(jìn)展[8、13]：①初步定義了土壤退化的概念，闡明了紅壤退化的基本過(guò)程、機(jī)制、特點(diǎn)。②在土壤侵蝕方面，利用遙感資料和地理信息系統(tǒng)技術(shù)編制了東部紅壤區(qū)1∶400萬(wàn)90年代土壤侵蝕圖與疊加類型圖及典型地區(qū)70、80、90年代疊加土壤侵蝕圖，并在土壤侵蝕圖、土地利用圖、土壤母質(zhì)圖等基礎(chǔ)上，編制了1∶400萬(wàn)土壤侵蝕退化分區(qū)概圖；對(duì)南方主要類型土壤可蝕性K值進(jìn)行了田間測(cè)定，并利用全國(guó)第二次土壤普查數(shù)據(jù)和校正的Wischmeier方程，計(jì)算我國(guó)南方主要類型土壤可蝕性K，編制了相關(guān)圖件。③在肥力退化機(jī)理方面，建立了南方紅壤區(qū)土壤肥力數(shù)據(jù)庫(kù)，初步提出了肥力退化評(píng)價(jià)指標(biāo)體系，進(jìn)行了土壤肥力退化評(píng)價(jià)的嘗試，并繪制了紅壤退化評(píng)價(jià)有關(guān)圖件；將養(yǎng)分平衡與土壤養(yǎng)分退化研究相結(jié)合總結(jié)了我國(guó)南方農(nóng)田養(yǎng)分平衡10年變化規(guī)律及其與土壤肥力退化的關(guān)系，認(rèn)為土壤侵蝕、酸化養(yǎng)分淋失等造成的養(yǎng)分赤字循環(huán)及養(yǎng)分的不平衡是土壤養(yǎng)分退化的根本原因；應(yīng)用遙感手段及歷史資料，編制了0～20cm及0～100cm土層的土壤有機(jī)碳密度圖，探討了紅壤有機(jī)碳庫(kù)的消長(zhǎng)與轉(zhuǎn)化及腐殖質(zhì)組成性質(zhì)的變化規(guī)律；提出了磷素固定是紅壤磷素退化的主要原因，磷素有效性衰減的實(shí)質(zhì)是磷素的雙核化和向固相的擴(kuò)散，解決了紅壤磷素退化的實(shí)質(zhì)問(wèn)題。④在土壤酸化方面，研究了紅壤的酸化特點(diǎn)，根據(jù)土壤的酸緩沖性能，建立了土壤酸敏感性分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，進(jìn)行了紅壤酸敏感性分級(jí)和分區(qū)，首次繪制了有關(guān)地區(qū)土壤酸敏感性分區(qū)概圖；采用MAGIC模型，并進(jìn)行校正對(duì)我國(guó)紅壤酸化進(jìn)行預(yù)測(cè)，揭示紅壤酸度的時(shí)空變化規(guī)律；并在作物耐鋁快速評(píng)估方面取得了重要進(jìn)展。⑤在土壤污染方面，利用多參數(shù)對(duì)重金屬的土壤污染進(jìn)行了綜合評(píng)估，建立了綜合污染指數(shù)(CPI)值的計(jì)算方法，對(duì)不同地區(qū)的污染狀況進(jìn)行了評(píng)估，繪制了重金屬污染概圖；應(yīng)用農(nóng)藥在土壤中的吸附系數(shù)(Kd)和半衰期(t1/2)及基質(zhì)遷移模式，闡明了土壤農(nóng)藥污染的機(jī)理；在重金屬污染對(duì)土壤肥力的影響方面的研究結(jié)果表明，重金屬污染可降低土壤對(duì)鉀的保持能力，促進(jìn)鉀的淋失；而對(duì)氮和磷而言，主要是降低與其催化降解和循環(huán)相關(guān)的酶的活性。⑥紅壤退化防治方面，提出了區(qū)域治理調(diào)控對(duì)策，“頂林—腰果—谷農(nóng)—塘魚”等立體種養(yǎng)模式等，并對(duì)一些開(kāi)發(fā)模式進(jìn)行示范和評(píng)價(jià)。

然而，我國(guó)幅員遼闊，自然和社會(huì)經(jīng)濟(jì)條件復(fù)雜多樣，地區(qū)間差異明顯。各類型區(qū)在農(nóng)業(yè)和農(nóng)村發(fā)展過(guò)程中均不同程度地面臨著各種資源環(huán)境退化問(wèn)題，有些問(wèn)題是全區(qū)共存的，有些則是特定類型區(qū)所特有的。過(guò)去的工作僅集中于江南紅壤丘陵區(qū)，而對(duì)其它地區(qū)觸及較少。而且，在研究工作中，也往往偏重于單項(xiàng)指標(biāo)及單個(gè)過(guò)程的研究。土壤退化綜合評(píng)價(jià)指標(biāo)體系的研究基本處于空白，對(duì)退化過(guò)程的相互作用研究不夠。同時(shí)，在合理選擇堿性物質(zhì)改良劑種類、提高經(jīng)濟(jì)效益以及長(zhǎng)期施用改良劑對(duì)土壤物理、化學(xué)，特別是生物學(xué)性質(zhì)的影響等方面還有許多問(wèn)題有待進(jìn)一步研究，對(duì)耐酸（鋁）作物品種的選擇研究也亟待加強(qiáng)。此外，對(duì)其它土壤退化問(wèn)題，如集約化農(nóng)業(yè)和鄉(xiāng)鎮(zhèn)企業(yè)及礦產(chǎn)開(kāi)發(fā)引起的土壤及水體污染、土壤生物多樣性衰減等問(wèn)題，尚未開(kāi)展系統(tǒng)研究。

5土壤退化的研究方向

土壤退化是一個(gè)非常綜合和復(fù)雜的、具有時(shí)間上的動(dòng)態(tài)性和空間上的各異性以及高度非線性特征的過(guò)程。土壤退化科學(xué)涉及很多研究領(lǐng)域，不僅涉及到土壤學(xué)、農(nóng)學(xué)、生態(tài)學(xué)及環(huán)境科學(xué)，而且也與社會(huì)科學(xué)和經(jīng)濟(jì)學(xué)及相關(guān)方針政策密切相關(guān)。然而，迄今為止，國(guó)內(nèi)外的大多數(shù)研究工作偏重于對(duì)特定區(qū)域或特定土壤類型的某些土壤性狀在空間上的變化或退化的評(píng)價(jià)，而很少涉及不同退化類型在時(shí)間序列上的變化。而且，在土壤退化評(píng)價(jià)方法論及評(píng)價(jià)指標(biāo)體系定量化、動(dòng)態(tài)化、綜合性和實(shí)用性以及尺度轉(zhuǎn)換等方面的研究工作大多處于探索階段。

我國(guó)土壤退化研究雖然在某些方面取得了一定的、有特色的進(jìn)展，但整體上還處于起步階段。為此，作者認(rèn)為，今后我國(guó)土壤退化的研究工作應(yīng)從更廣和更深的層次上系統(tǒng)綜合地開(kāi)展土壤退化的綜合評(píng)價(jià)與主要退化類型農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)的重建和恢復(fù)研究，并逐步向土地退化或環(huán)境退化方向拓展。具體來(lái)說(shuō)，應(yīng)加強(qiáng)以下幾個(gè)方面的研究工作：

(1)土壤與土地退化指標(biāo)評(píng)價(jià)體系研究。主要包括用于評(píng)價(jià)不同土壤及土地退化類型的單項(xiàng)和綜合評(píng)價(jià)指標(biāo)、分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)、閾值和彈性，定量化的和綜合的評(píng)價(jià)方法與評(píng)價(jià)模型等；

(2)土壤退化的監(jiān)測(cè)與預(yù)警系統(tǒng)研究。主要包括建立土壤退化監(jiān)測(cè)研究網(wǎng)絡(luò)，對(duì)重點(diǎn)區(qū)域和國(guó)家在不同尺度水平上的土壤及土地退化的類型、范圍及退化程度進(jìn)行監(jiān)測(cè)和評(píng)價(jià)，并進(jìn)行分類區(qū)劃，為退化土地整治提供依據(jù)；

(3)土壤與土地退化過(guò)程、機(jī)理及影響因素研究。重點(diǎn)研究幾種主要退化形式（如土壤侵蝕、土壤肥力衰減、土壤酸化、土壤污染及土壤鹽漬化等）的發(fā)生條件、過(guò)程、影響因子（包括自然的和社會(huì)經(jīng)濟(jì)的）及其相互作用機(jī)理；

(4)土壤與土地退化動(dòng)態(tài)監(jiān)測(cè)與動(dòng)態(tài)數(shù)據(jù)庫(kù)及其管理信息系統(tǒng)的研究。主要包括土壤退化監(jiān)測(cè)網(wǎng)點(diǎn)或基準(zhǔn)點(diǎn)(Benchmarksites)的選建、3S(GIS、GPS、RS)技術(shù)和信息網(wǎng)絡(luò)及尺度轉(zhuǎn)換等現(xiàn)代技術(shù)和手段的應(yīng)用與發(fā)展、土壤退化屬性數(shù)據(jù)庫(kù)和GIS圖件及其動(dòng)態(tài)更新、土壤退化趨向的模擬預(yù)測(cè)與預(yù)警等方面的工作；

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

(6)退化土壤生態(tài)系統(tǒng)的恢復(fù)與重建研究。主要包括運(yùn)用生態(tài)經(jīng)濟(jì)學(xué)原理及專家系統(tǒng)等技術(shù)，研究和開(kāi)發(fā)適用于不同土壤退化類型區(qū)的、以持續(xù)農(nóng)業(yè)為目標(biāo)的土壤和環(huán)境綜合整治決策支持系統(tǒng)與優(yōu)化模式，主要退化生態(tài)系統(tǒng)類型土壤質(zhì)量恢復(fù)重建的關(guān)鍵技術(shù)及其集成運(yùn)用的試驗(yàn)示范研究等方面的工作，為土壤退化防治提供決策咨詢和示范樣板；

(7)加強(qiáng)土壤退化對(duì)生產(chǎn)力的影響及其經(jīng)濟(jì)分析研究，協(xié)助政府制定有利于持續(xù)土地利用，防治土壤退化的政策。

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篇7

關(guān)鍵詞：土壤；鎘污染；來(lái)源；危害；治理

中圖分類號(hào) X53 文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼 A 文章編號(hào) 1007-7731（2015）24-104-04

Abstract：As the development of industry，soil cadmium pollution have caused more and more concern.In this thesis，the pollution actualities，source，damage and management of soil cadmium pollution were briefly introducted，and the development direction of soil cadmium pollution management was discussed.

Key words：Soil；Cadmium pollution；Source；Damage；Managment

據(jù)2014年《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》顯示，我國(guó)土壤環(huán)境狀況總體不容樂(lè)觀，部分地區(qū)土壤污染較重，耕地土壤環(huán)境質(zhì)量堪憂。其中，鎘污染物點(diǎn)位超標(biāo)率達(dá)到7.0%，呈現(xiàn)從西北到東南、從東北到西南方向逐漸升高的態(tài)勢(shì)，是耕地、林地、草地和未利用地的主要污染物之一[1]。鎘是眾所周知的重金屬“五毒”元素之一，具有分解周期長(zhǎng)（半衰期超過(guò)20a）、移動(dòng)性大、毒性高、難降解等特點(diǎn)，在生產(chǎn)活動(dòng)中容易被作物吸收富集，不僅嚴(yán)重影響作物的產(chǎn)量和品質(zhì)，而且可以通過(guò)食物鏈在人體的積累危害人體健康[2]，例如，20世紀(jì)60年代在日本富山縣神通川流域出現(xiàn)的“骨痛病”事件。針對(duì)我國(guó)鎘污染現(xiàn)狀，本文將從鎘污染的來(lái)源、危害、修復(fù)治理等方面進(jìn)行了論述，詳細(xì)介紹鎘污染這一環(huán)境污染問(wèn)題，以期為我國(guó)農(nóng)業(yè)的健康發(fā)展和鎘污染土壤的治理提供科學(xué)依據(jù)，為后續(xù)研究提供參考。

1 我國(guó)土壤鎘污染現(xiàn)狀

我國(guó)于20世紀(jì)70年代中后期才開(kāi)展有關(guān)農(nóng)田土壤鎘污染調(diào)查的工作，1980年中國(guó)農(nóng)業(yè)環(huán)境報(bào)告顯示，我國(guó)農(nóng)田土壤中鎘污染面積為9 333hm2，到2003年我國(guó)鎘污染耕地面積為1.33×104 hm2，并有11處污灌區(qū)土壤鎘含量達(dá)到了生產(chǎn)“鎘米”的程度[3-4]。近年來(lái)，隨著我國(guó)工業(yè)的發(fā)展，由于化肥、農(nóng)藥的大量施用，工業(yè)廢水和污泥的農(nóng)業(yè)利用，以及重金屬大氣沉降的日益增加，土壤中鎘的含量明顯增加，土壤鎘污染狀況越發(fā)嚴(yán)重，目前，我國(guó)鎘污染土壤的面積已達(dá)2×105km2，占總耕地面積的1/6[5]。

從近年的有關(guān)研究來(lái)看，我國(guó)各地均存在著不同程度的鎘污染問(wèn)題。目前，我國(guó)土壤鎘污染涉及11個(gè)省市的25個(gè)地區(qū)。比如，上海螞蟻浜地區(qū)污染土壤鎘的平均含量達(dá)21.48mg/kg，廣州郊區(qū)老污灌區(qū)土壤鎘的含量高達(dá)228.0mg/kg[6-7]。我國(guó)農(nóng)田土壤的鎘污染多數(shù)是由于進(jìn)行工業(yè)廢水污灌造成的。據(jù)統(tǒng)計(jì)，我國(guó)工業(yè)每年大約排放300億～400億t未經(jīng)處理的污水，引用工業(yè)廢水污灌農(nóng)田的面積占污灌總面積的45%[8]，至20世紀(jì)90年代初，我國(guó)污灌農(nóng)田中有1.3×104hm2的農(nóng)田遭受不同程度的鎘污染，污染土壤的鎘含量為2.5～23.0mg/kg，重污染區(qū)表層土壤的鎘含量高出底層土壤幾十甚至1 000多倍[9]。在大田作物中，鎘是我國(guó)農(nóng)產(chǎn)品主要的重金屬污染物[10]。據(jù)報(bào)道，我國(guó)污灌區(qū)生產(chǎn)的大米鎘含量嚴(yán)重超標(biāo)，例如，成都東郊污灌區(qū)生產(chǎn)的大米中鎘含量高達(dá)1.65mg/kg，超過(guò)WHO/FAO標(biāo)準(zhǔn)約7倍[11]。2000年農(nóng)業(yè)部環(huán)境監(jiān)測(cè)系統(tǒng)檢測(cè)了我國(guó)14個(gè)省會(huì)城市共2 110個(gè)樣品，檢測(cè)數(shù)據(jù)顯示，蔬菜中鎘等重金屬含量超標(biāo)率高達(dá)23.5%；南京郊區(qū)18個(gè)檢測(cè)點(diǎn)的青菜葉檢測(cè)表明，鎘含量全部超過(guò)食品衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)，最多超過(guò)17倍[6]。潘根興研究團(tuán)隊(duì)于對(duì)2007年對(duì)全國(guó)6個(gè)地區(qū)（華東、東北、華中、西南、華南和華北）縣級(jí)以上市場(chǎng)隨機(jī)采購(gòu)的91個(gè)大米樣品檢測(cè)后，發(fā)現(xiàn)約有10%左右的市售大米存在重金屬鎘含量超標(biāo)問(wèn)題[12]。據(jù)報(bào)道，廣西某礦區(qū)生產(chǎn)的稻米中鎘濃度嚴(yán)重超標(biāo)，當(dāng)?shù)鼐用褚蜷L(zhǎng)期食用“鎘米”已經(jīng)出現(xiàn)了“骨痛病”的癥狀，嚴(yán)重威脅當(dāng)?shù)鼐用竦纳眢w健康[3]。以上研究結(jié)果表明，我國(guó)土壤受鎘污染的程度已相當(dāng)嚴(yán)重，土壤鎘污染造成水稻、蔬菜等農(nóng)產(chǎn)品的質(zhì)量下降、產(chǎn)量降低，并且嚴(yán)重威脅到當(dāng)?shù)鼐用竦纳硇慕】?，影響我?guó)農(nóng)業(yè)的可持續(xù)發(fā)展。

2 土壤鎘污染的來(lái)源

土壤中鎘的主要有2種來(lái)源，分別為自然界的成土母質(zhì)和人為活動(dòng)，前者為自然界中巖石和土壤鎘含量的本底值，一般來(lái)講世界范圍內(nèi)土壤鎘平均值為0.35mg/kg，我國(guó)土壤鎘背景值為0.097mg/kg，遠(yuǎn)低于世界均值[13-14]。而后者主要指通過(guò)工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動(dòng)直接或間接地將鎘排放到環(huán)境的人為活動(dòng)，并且是造成土壤鎘污染的主要途徑，歸納起來(lái)污染途徑主要有如下4個(gè)方面：

2.1 大氣鎘沉降 電鍍、油漆著色劑、塑料穩(wěn)定劑、電池生產(chǎn)以及光敏元件的制備等工業(yè)廢氣中存在一定量的鎘，它們會(huì)和粉塵一起隨風(fēng)擴(kuò)散到工廠周圍，一般在工業(yè)區(qū)周圍的大氣中鎘的濃度較高[15]，較高濃度的鎘可以通過(guò)降雨或沉降進(jìn)入土壤。進(jìn)入土壤中的鎘，一部分被植物吸收，剩余的部分則在土壤大量積累，而當(dāng)土壤中鎘累積超過(guò)一定范圍時(shí)，就造成了土壤的鎘污染[16]。

2.2 施肥不當(dāng) 在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)過(guò)程中為了獲得高產(chǎn)，一般都加大農(nóng)藥化肥的投入，長(zhǎng)期施用含有鎘的農(nóng)藥化肥必然導(dǎo)致土壤的鎘污染。據(jù)統(tǒng)計(jì)分析，磷肥中含有較多的鎘，氮肥和鉀肥含量較少，因此含鎘磷肥的施用影響最為嚴(yán)重。我國(guó)磷肥生產(chǎn)所需磷礦石的鎘含量雖然較低，在世界上屬于較低水平，但我國(guó)磷礦石含磷量同樣不高，因此需要從國(guó)外進(jìn)口大量的磷肥[4]。據(jù)西方國(guó)家估算，全球磷肥平均含鎘量7.0mg/kg，可給全球土壤帶來(lái)約6.6×104kg鎘[17]。韓曉日等[18]研究也發(fā)現(xiàn)，長(zhǎng)期施用磷肥和高量有機(jī)肥能夠增加土壤鎘含量。由此可見(jiàn)，長(zhǎng)期施用含鎘的化肥會(huì)增加土壤的鎘含量，給土壤帶來(lái)嚴(yán)重的重金屬污染問(wèn)題。

2.3 污水灌溉 鍍鋅廠以及與塑料穩(wěn)定劑、染料及油漆等生產(chǎn)有關(guān)工廠產(chǎn)生的工業(yè)污水中含有多種重金屬，其中就有大量的鎘，這些廢水如不經(jīng)處理或者處理不達(dá)標(biāo)，廢水中的鎘就會(huì)隨著污灌進(jìn)入土壤，因此，在工礦和城郊區(qū)的污灌農(nóng)田均存在著土壤鎘污染問(wèn)題。據(jù)統(tǒng)計(jì)，目前我國(guó)工業(yè)、企業(yè)每年要排放約300億～400億t未經(jīng)處理的污水，利用這些工業(yè)污水進(jìn)行灌溉造成了嚴(yán)重的重金屬污染，污水灌溉已經(jīng)是我國(guó)農(nóng)田土壤鎘污染的主要原因[8]。何電源等[19]在1987-1990年間對(duì)湖南省的農(nóng)田污染狀況調(diào)查也表明，農(nóng)田土壤鎘污染的主要來(lái)源是工礦企業(yè)排放的廢氣和廢水。此外，大量堆積的工業(yè)固體廢棄物和農(nóng)田施用的污泥，也會(huì)造成土壤的鎘污染[16]。

2.4 金屬礦山酸性廢水污染 金屬礦山的開(kāi)采、冶煉以及重金屬尾礦、冶煉廢渣和礦渣堆等，存在著大量的酸性廢水，這些酸性廢水溶出的多種重金屬離子能夠隨著礦山排水和降雨進(jìn)入水環(huán)境或土壤，可以間接或直接地造成土壤重金屬污染。據(jù)報(bào)道，1989年我國(guó)有色冶金工業(yè)向環(huán)境中排放重金屬鎘多達(dá)88t[20]。

3 土壤鎘污染的危害

鎘是一種具有毒性的重金屬微量元素，是人體、動(dòng)物和植物的非必需元素，但它在冶金、塑料、電子等行業(yè)非常重要，通常通過(guò)“工業(yè)三廢”等途徑進(jìn)入土壤。土壤中鎘的形態(tài)有水溶態(tài)、可交換態(tài)、碳酸鹽態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化態(tài)和硅酸態(tài)等，水溶性和交換態(tài)鎘可以被植物吸收，并通過(guò)食物鏈進(jìn)入人體富集，達(dá)到一定程度時(shí)會(huì)引發(fā)各種疾病，嚴(yán)重危害植物和人體的健康，且具有長(zhǎng)期性、隱蔽性和不可逆性等特點(diǎn)。

3.1 鎘對(duì)植物健康的危害 鎘是植物生長(zhǎng)的非必需元素，當(dāng)鎘在植物組織中含量達(dá)到1.0mg/kg時(shí)，會(huì)通過(guò)阻礙植物根系生長(zhǎng)、抑制水分和養(yǎng)分的吸收等引起一系列生理代謝紊亂，如蛋白質(zhì)、糖和葉綠素的合成受阻，光合強(qiáng)度下降和酶活性改變等，使植物表現(xiàn)出葉色減褪、植物矮化、物候期延遲等癥狀，最終導(dǎo)致作物品質(zhì)下降和減產(chǎn)，甚至死亡[6，21-22]。張義賢等[23]研究表明，大麥種子在鎘脅迫下，種子的萌芽率、根生長(zhǎng)率均呈下降趨勢(shì)，當(dāng)鎘濃度達(dá)到0.01mol/L時(shí)，種子萌芽率小于45%，且根不再生長(zhǎng)。劉國(guó)勝等[24]研究表明，當(dāng)土壤含有0.43mg/kg可溶態(tài)鎘時(shí)，水稻減產(chǎn)10%，當(dāng)含量為8.1mg/kg時(shí)，水稻減產(chǎn)達(dá)25%，并且，稻米的氨基酸、支鏈淀粉和直鏈淀粉比例發(fā)生改變，使水稻品質(zhì)變差[4]。

3.2 鎘對(duì)人體健康的危害 鎘是人體非必需的微量元素，具有較強(qiáng)的致癌、致畸及致突變作用，對(duì)人體會(huì)產(chǎn)生較大的危害，鎘一般通過(guò)呼吸系統(tǒng)和消化系統(tǒng)進(jìn)入人體，在人體內(nèi)半衰期長(zhǎng)達(dá)20～30a。鎘對(duì)人體的毒害分為急性毒害和慢性毒害2種，鎘的急性毒害主要表現(xiàn)為肺損害、胃腸刺激反應(yīng)、全身疲乏、肌肉酸痛和虛脫等；慢性毒害主要表現(xiàn)為對(duì)骨骼、肝臟、腎臟、免疫系統(tǒng)、遺傳等的系列損傷，并誘發(fā)多種癌癥[25-27]。例如，20世紀(jì)60年生在日本神通川流域的“骨痛病”，原因就是當(dāng)?shù)鼐用袷秤面k米造成的。因此，聯(lián)合國(guó)環(huán)境規(guī)劃署（UNEP）將其列為具有全球性意義的危險(xiǎn)化學(xué)物質(zhì)[28]。

4 土壤鎘污染的治理方法

為了有效利用現(xiàn)有的土地資源，減少鎘等重金屬人體造成的危害，需要采取有效措施治理和恢復(fù)受污染的土壤。目前，有關(guān)鎘污染土壤的治理方法有很多，主要有物理方法、化學(xué)方法和生物方法等。

4.1 物理方法 鎘污染土壤的物理修復(fù)方法主要有排土、客土、深耕翻土等傳統(tǒng)物理方法以及電修復(fù)技術(shù)、洗土法等?？屯练ň褪菍⑽廴就寥犁P除，換入未污染的土壤，去表土法就是將污染的表土移去等。傳統(tǒng)的物理修復(fù)方法治理鎘污染效果非常明顯，如吳燕玉等[29]在張士灌區(qū)調(diào)查時(shí)發(fā)現(xiàn)去除表層土可使稻米中鎘含量降低50%。然而，這種方法需要耗費(fèi)大量資金、人力物力，且移除的污染土壤又容易引起二次污染，因此難以在大面積治理上推廣。電修復(fù)技術(shù)，是指在土壤外加一個(gè)直流電場(chǎng)，土壤重金屬在電解、擴(kuò)散、電滲、電泳等作用下流向土壤中的某個(gè)電極處，并通過(guò)工程收集系統(tǒng)收集起來(lái)進(jìn)行處理的治理方法。胡宏韜等[30]研究發(fā)現(xiàn)，當(dāng)試驗(yàn)電壓為0.5W/cm時(shí)，陽(yáng)極附近土壤中鎘的去除效率達(dá)到75.1%；淋濾法和洗土法是運(yùn)用特定試劑與土壤重金屬離子作用，然后從提取液中回收重金屬，并循環(huán)利用提取液。據(jù)報(bào)道，美國(guó)曾應(yīng)用淋濾法和洗土法成功地治理了包括鎘在內(nèi)的8種重金屬，治理了2.0×104t污染的土壤，且重金屬得到了回收和利用，而且整個(gè)治理過(guò)程中沒(méi)有產(chǎn)生二次污染[20]。

4.2 化學(xué)方法 化學(xué)法是指通過(guò)在土壤中施用化學(xué)制劑、改良劑，增加土壤粘粒和有機(jī)質(zhì)，改變土壤氧化還原電位和pH值等理化性質(zhì)，使土壤鎘發(fā)生氧化還原等作用，降低鎘的生物有效性，以減輕對(duì)其它生物的危害[31-32]。目前，磷酸鹽、石灰、硅酸鹽等是化學(xué)法處理鎘污染土壤中常用物質(zhì)。Gworek[33]等在研究中發(fā)現(xiàn)利用沸石等硅鋁酸鹽鈍化土壤重金屬能顯著降低污染土壤中鎘的濃度。總體而言，化學(xué)方法具有操作簡(jiǎn)單、治理效果、費(fèi)用適中等優(yōu)點(diǎn)，缺點(diǎn)是容易再度活化重金屬。因此，該方法適用于重金屬污染不太嚴(yán)重的地區(qū)，對(duì)污染太嚴(yán)重的土壤不適用[4，20]。

4.3 生物方法 生物方法是指通過(guò)某些特定微生物、動(dòng)物或植物的代謝活動(dòng)，吸附降解土壤污染物質(zhì)、降低土壤重金屬生物活性的治理方法，具有土壤擾動(dòng)小、原位性、不產(chǎn)生二次污染等優(yōu)點(diǎn)，一般分為微生物修復(fù)、動(dòng)物修復(fù)、植物修復(fù)3種。

4.3.1 微生物修復(fù) 微生物修復(fù)是指利用土壤微生物固定、遷移或轉(zhuǎn)化土壤中的重金屬，從而降低重金屬毒性，主要包括生物富集和生物轉(zhuǎn)化2種作用方式。生物富集作用指微生物的積累和吸附作用；生物轉(zhuǎn)化作用指微生物對(duì)重金屬的氧化和還原作用、重金屬的溶解和有機(jī)絡(luò)合配位等[34]。例如，吳海江[35]利用分離獲得的菌株對(duì)鎘的去除率高達(dá)60%，吸附量達(dá)54mg/kg；張欣等[36]在模擬鎘輕度污染試驗(yàn)中通過(guò)施入微生物菌劑使菠菜植株鎘含量平均下降14.5%。

4.3.2 動(dòng)物修復(fù) 動(dòng)物修復(fù)是指利用土壤中某些低等動(dòng)物的代謝活動(dòng)來(lái)降低污染土壤中重金屬比例的方法。例如，Ramseier等[37]研究發(fā)現(xiàn)蚯蚓具有強(qiáng)烈的鎘富集能力，當(dāng)土壤鎘濃度為3mg/kg時(shí)，蚯蚓的鎘富集量可以達(dá)到120mg/kg。但由于低等動(dòng)物生長(zhǎng)受環(huán)境等因素的嚴(yán)重制約，該項(xiàng)技術(shù)在實(shí)際應(yīng)用中受到了一定限制[20，28]。

4.3.3 植物修復(fù) 植物修復(fù)是指利用超富集植物吸附清除土壤鎘污染的原位治理方法，具有實(shí)施較簡(jiǎn)便、投資較少、破壞小、無(wú)二次污染等優(yōu)點(diǎn)，是一種環(huán)境友好型修復(fù)技術(shù)[20，34]。目前，全世界已發(fā)現(xiàn)500多種富集重金屬的植物，其中部分植物對(duì)土壤鎘具有強(qiáng)烈的富集作用，表現(xiàn)出對(duì)鎘的選擇性吸收，如蕪菁、菠菜、煙草、向日葵等[12]。近幾年來(lái)，我國(guó)在利用植物修復(fù)鎘污染土壤方面取得了不少成果，例如，蔣先軍等[38]研究發(fā)現(xiàn)印度芥菜、劉威等[39]發(fā)現(xiàn)寶山堇菜等屬于鎘超積累植物，這些發(fā)現(xiàn)都可以應(yīng)用于鎘污染土壤的治理與恢復(fù)工作。

5 展望

2014年《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》顯示，我國(guó)土壤鎘污染物點(diǎn)位超標(biāo)率達(dá)到7.0%，鎘是我國(guó)耕地、林地、草地和未利用地的主要污染物之一，土壤鎘污染日趨嚴(yán)重。因此，要積極開(kāi)展切實(shí)有效的管理控制、污染防治綜合治理等，首先，從源頭上控制鎘對(duì)土壤的污染，采取清潔生產(chǎn)與資源循環(huán)利用措施，減少甚至避免各類鎘污染物進(jìn)入土壤環(huán)境；其次，加強(qiáng)鎘污染土壤修復(fù)技術(shù)的研究，特別是植物修復(fù)技術(shù)和微生物技術(shù)；再次，發(fā)展聯(lián)合修復(fù)技術(shù)，將生物修復(fù)與物理化學(xué)法、工程措施和農(nóng)藝措施有效結(jié)合起來(lái)，開(kāi)展多學(xué)科聯(lián)合的生態(tài)修復(fù)。只有這樣，才有可能修復(fù)已經(jīng)被鎘等重金屬污染的土地，保護(hù)未被污染的土地資源，實(shí)現(xiàn)自然與社會(huì)的健康、可持續(xù)發(fā)展。

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篇8

關(guān)鍵詞：根際環(huán)境；污染土壤；根系；根系分泌物；細(xì)菌；菌根真菌；土壤動(dòng)物

1引言

根際環(huán)境是指以植物根系為中心，所形成的含有大量微生物、土壤動(dòng)物、植物根系及其分泌物，在物理學(xué)、化學(xué)、生物學(xué)特性上而不同于周圍土體的微區(qū)域環(huán)境。根際環(huán)境內(nèi)土壤的重要特征之一就是富有大量的生物，其微生物和原生動(dòng)物的數(shù)量比非根際土壤要多得多.[1]。根際環(huán)境內(nèi)土壤生物學(xué)特性在很大程度上取決于植物根系分泌物的性質(zhì)，一些研究結(jié)果表明：根際土壤微生物活性及其群落結(jié)構(gòu)隨植物生長(zhǎng)發(fā)育而變化，對(duì)根系生長(zhǎng)發(fā)育、營(yíng)養(yǎng)產(chǎn)生很大的影響.[2，3]。正是由于根際環(huán)境內(nèi)這些特殊的特性存在使得污染物在根際環(huán)境內(nèi)表現(xiàn)出特殊的化學(xué)行為。

作為植物根系生長(zhǎng)的真實(shí)土壤環(huán)境，根際環(huán)境在對(duì)污染土壤修復(fù)中的作用也不容忽視。近年來(lái)重金屬和有機(jī)污染物對(duì)動(dòng)物、植物及人類的直接的和潛在危害以及被污染環(huán)境的綜合治理已成為社會(huì)各界關(guān)注的焦點(diǎn)。生物修復(fù)已成為污染生態(tài)學(xué)和環(huán)境生態(tài)學(xué)研究的熱點(diǎn)。存在于土壤中的污染物首先通過(guò)根際環(huán)境與植物相接觸，進(jìn)而通過(guò)植物和根際環(huán)境內(nèi)的生物來(lái)降解這些污染物質(zhì)。根際環(huán)境內(nèi)植物的根及其分泌物和微生物、土壤動(dòng)物的新陳代謝活動(dòng)對(duì)污染物產(chǎn)生吸收、吸附、降解等一系列活動(dòng)，在污染土壤修復(fù)中起著重要作用.[4]?；诖?，本文著重從植物根系和根系分泌物、微生物（細(xì)菌、菌根真菌）和土壤動(dòng)物等方面進(jìn)行概述，總結(jié)了它們?cè)诟H環(huán)境內(nèi)對(duì)污染土壤修復(fù)的重要意義。

2根際環(huán)境內(nèi)植物根系及其分泌物對(duì)污染土壤的修復(fù)作用

植物根系是土壤食物網(wǎng)的主要基質(zhì)和能量來(lái)源之一，驅(qū)動(dòng)土壤生物、化學(xué)和物理過(guò)程.[5]。植物根系如同一張“過(guò)濾網(wǎng)”，使通過(guò)的重金屬得到固定并吸附于土壤表面，從而降低重金屬在土壤中的生物有效態(tài)，達(dá)到減輕重金屬污染的效果.[6]。植物根系是植物吸收營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的重要途徑之一，因而也成為污染物質(zhì)進(jìn)入植物體內(nèi)的重要路徑。利用植物根系修復(fù)污染物正是應(yīng)用了根系這種“提取能力”，對(duì)于富集在植物體內(nèi)的污染物，通過(guò)植物自身的揮發(fā)和人為對(duì)地上部分的收獲達(dá)到修復(fù)的目的。

2.1植物根系分泌物對(duì)重金屬污染土壤的修復(fù)

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

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

2.2植物根系分泌物對(duì)有機(jī)物污染土壤的修復(fù)

根系分泌物對(duì)污染物的降解主要通過(guò)酶系統(tǒng)的直接降解和增加微生物的數(shù)量和提高其活性的間接降解.[12]。前一種途徑已被一些研究所證實(shí)，如有毒有機(jī)物在外酶的作用下分解為低毒的形態(tài)、磷酸酶可降解有機(jī)磷殺蟲劑 .[13]、植物死亡后釋放到土壤環(huán)境中的酶還可以繼續(xù)發(fā)揮分解作用。其中尤其植物特有酶對(duì)多環(huán)芳烴的降解為根際修復(fù)的潛力提供了強(qiáng)有力的證據(jù).[14]。根系分泌物通過(guò)影響根際土壤中微生物數(shù)量和活性來(lái)實(shí)現(xiàn)有機(jī)污染物的修復(fù)是主要途徑。

3根際環(huán)境內(nèi)微生物對(duì)污染土壤的修復(fù)作用

根際微生物通常是指細(xì)菌、放線菌和真菌（尤以菌根真菌為主）幾大類。根際環(huán)境內(nèi)的微生物對(duì)污染物具有多種修復(fù)手段，有的以污染物為碳源和能源，有的與污染物共代謝，通過(guò)代謝過(guò)程，這些離子可被沉淀或被螯合在可溶或不溶性生物多聚物上.[15]，進(jìn)而達(dá)到對(duì)根際環(huán)境內(nèi)污染土壤修復(fù)作用。

3.1根際環(huán)境內(nèi)微生物對(duì)重金屬污染土壤的修復(fù)

細(xì)菌對(duì)重金屬污染土壤的修復(fù)主要表現(xiàn)在吸附能力上。尤其集中在汞、鉻（Hg、Cr）等方面的研究上，證實(shí)了可以降低重金屬可移動(dòng)性和生物有效性，從而對(duì)污染土壤起到修復(fù)作用。根際環(huán)境內(nèi)有獨(dú)特的氧化還原電勢(shì)與溶解氧水平，也為污染物的揮發(fā)和還原提供了條件。例如，土壤細(xì)菌對(duì)無(wú)機(jī)與有機(jī)汞化合物的還原與揮發(fā)；鉻酸鹽的還原與亞砷酸鹽的氧化.[16，17]。另外，細(xì)菌為了生存在尋找碳源和能源的過(guò)程中就會(huì)形成一種進(jìn)化優(yōu)勢(shì)——趨化性。細(xì)菌趨化性在根際環(huán)境內(nèi)污染土壤的生物修復(fù)過(guò)程中發(fā)揮重要的作用，例如，趨化性可以使降解菌株與污染物緊密接觸，解決污染物的生物可利用問(wèn)題.[18]。

關(guān)于菌根真菌對(duì)重金屬的相對(duì)獨(dú)立吸收作用很早就已經(jīng)有了研究。如，Cooper和Tinker.[19]采用能區(qū)分根系和菌絲的裝置，利用同位素示蹤技術(shù)，演示了內(nèi)生菌根菌絲吸收、累積和移動(dòng).65Zn的過(guò)程，表明了菌絲本身能夠吸收重金屬，這可能促進(jìn)了根系對(duì)重金屬的吸收能力。此外，外生菌根真菌還具有它獨(dú)特的特點(diǎn)——屏障作用，因菌套的形成而較為明顯，對(duì)重金屬起了物理阻礙作用，阻止重金屬向植物體內(nèi)轉(zhuǎn)移.[4]。另外，菌根真菌還通過(guò)屏障、螯合以及菌根根際效應(yīng)來(lái)影響微生物活性.[20]等作用，進(jìn)一步促進(jìn)污染物的降解和轉(zhuǎn)化。

3.2根際環(huán)境內(nèi)微生物對(duì)有機(jī)物污染土壤的修復(fù)

根際環(huán)境內(nèi)的細(xì)菌除了對(duì)無(wú)機(jī)污染物具有獨(dú)特的降解之外，也對(duì)大多數(shù)有機(jī)污染物進(jìn)行降解。它們除直接的代謝活動(dòng)外，還能以根分泌物和根際內(nèi)有機(jī)質(zhì)為主要營(yíng)養(yǎng)源，從而具有根際環(huán)境外細(xì)菌所不具有的降解特點(diǎn).[4]。Ortega-Calvo等人首次評(píng)價(jià)了根際環(huán)境內(nèi)細(xì)菌的趨化性使根際內(nèi)降解性細(xì)菌數(shù)量增加，提高了污染物的生物可利用性，促進(jìn)了根際內(nèi)多環(huán)芳烴的降解.[21]。

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

4根際環(huán)境內(nèi)土壤動(dòng)物對(duì)污染土壤的修復(fù)

目前對(duì)于土壤動(dòng)物修復(fù)的概念還沒(méi)有準(zhǔn)確統(tǒng)一的定義。據(jù)大量研究表明土壤動(dòng)物修復(fù)技術(shù)是利用土壤動(dòng)物對(duì)污染物進(jìn)行機(jī)械破碎、分解、消化和富集以及在土壤中進(jìn)行的翻耕和穿插等活動(dòng)影響污染物的遷移和分布，并通過(guò)腸道排放的微生物及分泌的酶而使污染物降低或消除的一種生物修復(fù)技術(shù).[25]。土壤動(dòng)物作為土壤中的一份子，它們的活動(dòng)、生長(zhǎng)以及繁殖都與土壤的理化性質(zhì)息息相關(guān)，尤其生活在根際環(huán)境內(nèi)的土壤動(dòng)物對(duì)有機(jī)物污染物的機(jī)械破碎和分解具有重要的作用。與此同時(shí)，大量的腸道微生物及分泌的酶也轉(zhuǎn)移到土壤中來(lái)，它們與根際環(huán)境內(nèi)土著微生物一起通過(guò)吸收、降解等方式使得污染物濃度降低或消失。

土壤動(dòng)物生活在土壤環(huán)境內(nèi)，作為土壤污染的一個(gè)評(píng)價(jià)指標(biāo).[26]，因此它在一定程度上能夠反映土壤的污染狀況。在土壤中添加有機(jī)氯培養(yǎng)蚯蚓試驗(yàn)中，謝文明.[27]等發(fā)現(xiàn)蚯蚓對(duì)所加的有機(jī)氯農(nóng)藥的富集作用明顯。蚯蚓不但富集了重金屬，還可以改良土壤，保持土壤的肥力。將蚯蚓應(yīng)用于污染土壤生態(tài)系統(tǒng)的恢復(fù)，甚至應(yīng)用于強(qiáng)化污染土壤生態(tài)系統(tǒng)的修復(fù)，具有一定的發(fā)展?jié)摿?，在?shí)際應(yīng)用當(dāng)中也有較大的可行性。

除了以捕食和代謝分泌為基礎(chǔ)的假說(shuō)外，土壤動(dòng)物對(duì)微生物群落結(jié)構(gòu)、土壤有機(jī)碳、根系生長(zhǎng)及植物群落等的影響也將對(duì)根際生物修復(fù)產(chǎn)生深遠(yuǎn)的反饋?zhàn)饔?[28]。在今后的研究中應(yīng)加大土壤動(dòng)物其它種類，如甲螨、線蟲、跳蟲等微型和中型土壤動(dòng)物對(duì)土壤污染修復(fù)作用研究。

5結(jié)語(yǔ)

根際環(huán)境內(nèi)除了上述的生物種群外，還有很多微生物及土壤動(dòng)物類群，而對(duì)于它們?cè)诟H污染土壤中修復(fù)作用研究的較少。土壤遭受污染是一個(gè)十分復(fù)雜的過(guò)程，不存在相對(duì)單一的污染物，幾乎都是多種污染物綜合污染的結(jié)果。生物修復(fù)體系中任何單一生物體一般都不具備降解復(fù)合污染物整體能力，因此，生物聯(lián)合修復(fù)是必須采用的。修復(fù)過(guò)程中可以充分發(fā)揮各有機(jī)體及相互結(jié)合產(chǎn)生的修復(fù)作用。隨著科技的進(jìn)步根際環(huán)境內(nèi)污染土壤的生物修復(fù)技術(shù)已經(jīng)取得很大的發(fā)展，但由于受到區(qū)域生物特性以及自然環(huán)境的限制，還存在著許多局限性。

（1）土壤中根系的形態(tài)和根系的構(gòu)型在污染土壤中的修復(fù)作用研究的很少，應(yīng)加強(qiáng)不同土壤層中根系修復(fù)作用的研究。

（2）由于根際環(huán)境是動(dòng)態(tài)的、復(fù)雜的系統(tǒng)，在營(yíng)養(yǎng)及重金屬等的脅迫條件下，根系分泌物產(chǎn)生的機(jī)制以及影響根際環(huán)境中其它組成成分的機(jī)理需要進(jìn)一步的研究。

（3）對(duì)于輕度污染的土壤，污染物濃度沒(méi)有達(dá)到生物降解的最低含量，迫使生物無(wú)法發(fā)揮其正常的降解功能，鑒于此，微生物對(duì)污染物最低量的降解反應(yīng)能否進(jìn)行定量的研究。

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

（5）土壤動(dòng)物在對(duì)根際內(nèi)污染土壤修復(fù)中的研究報(bào)道的很少，大部分都是集中于蚯蚓的修復(fù)作用，而應(yīng)加強(qiáng)對(duì)土壤動(dòng)物其它種類，如甲螨、線蟲等微型和中型土壤動(dòng)物對(duì)土壤污染修復(fù)作用研究。隨著科學(xué)技術(shù)的發(fā)展和對(duì)實(shí)驗(yàn)條件進(jìn)一步的精確模擬，很多新的技術(shù)和理論也得到了很大的發(fā)展，如，分子生物學(xué)技術(shù)、基因工程理論、重新組建微生物的遺傳性狀、篩選具有降解多種污染物且降解效率更高的優(yōu)良菌株及酶系，顯然已經(jīng)成為污染土壤修復(fù)研究的熱點(diǎn)。通過(guò)對(duì)以上內(nèi)容的深入研究，必將促進(jìn)生物修復(fù)技術(shù)從實(shí)驗(yàn)室走向大田生產(chǎn)應(yīng)用。

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

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篇9

摘要水環(huán)境污染和破壞已成為當(dāng)今世界上最引人注意的環(huán)境問(wèn)題之一，通過(guò)對(duì)水體底泥中磷的吸附-解吸的研究進(jìn)展進(jìn)行概述，介紹了底泥磷在水體污染方面的作用，為底泥磷在農(nóng)業(yè)面源污染及水體富營(yíng)養(yǎng)化的研究提供理論依據(jù)。

關(guān)鍵詞水體底泥;磷;吸附;解吸

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

Key wordsunderwater sediment;phosphorus;absorption;desorption

水環(huán)境污染和破壞已成為當(dāng)今世界上最引人注意的環(huán)境問(wèn)題之一，水環(huán)境的好壞直接關(guān)系到人類的生存發(fā)展。我國(guó)在經(jīng)濟(jì)持續(xù)高速增長(zhǎng)的同時(shí)，帶來(lái)最大的負(fù)效應(yīng)就是環(huán)境污染日益嚴(yán)重，江河湖海等水環(huán)境質(zhì)量日趨惡化，而影響這一趨勢(shì)惡化的主要原因是水體富營(yíng)養(yǎng)化。隨著富營(yíng)養(yǎng)化水體的不斷增加，水體富營(yíng)養(yǎng)化的研究和防治日益被重視，其中過(guò)量的磷輸入或水體磷的高負(fù)荷是導(dǎo)致河流湖泊營(yíng)養(yǎng)化污染的重要原因。近年來(lái)，人們對(duì)底泥的空間分布及其表面營(yíng)養(yǎng)物的分布已有較多的調(diào)查和分析，但對(duì)底泥中磷在底泥-水界面的吸附-解吸特性的分析和研究較少?，F(xiàn)對(duì)底泥磷的吸附-解吸研究進(jìn)展作一綜述。為農(nóng)業(yè)面源研究和水體富營(yíng)養(yǎng)化的研究提供參考資料。

1水體底泥對(duì)磷的吸附作用與富營(yíng)養(yǎng)化的關(guān)系

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

磷作為沉積物的宿體，是水體的重要營(yíng)養(yǎng)源之一，其內(nèi)源污染對(duì)水環(huán)境質(zhì)量的影響不容忽視。沉積物，也稱底泥或底質(zhì)，是來(lái)自各種途徑的營(yíng)養(yǎng)物，即各種自然過(guò)程和人類經(jīng)濟(jì)活動(dòng)的產(chǎn)物，在一般的靜水水體中，污染物質(zhì)被水體中顆粒物吸附、絡(luò)合、絮凝、沉降，從而進(jìn)入沉積物。從一定意義上來(lái)說(shuō)，沉積物通過(guò)接納了大量的污染物而緩解了水體富營(yíng)養(yǎng)化的進(jìn)程，是污染匯而非污染源，但富營(yíng)養(yǎng)化湖泊沉積物有很高的容量暫時(shí)吸附水中的磷，然后將其釋放出來(lái)[5-6]。沉積物一般含豐富的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)和大量的腐敗性有機(jī)質(zhì)。由于湖泊沉積物粒度的差異，比表面積不同，表面電荷的性質(zhì)也不一樣，對(duì)磷的吸收與釋放表現(xiàn)較大不同。研究表明，沉積物中的磷循環(huán)在很大程度上影響著水體富營(yíng)養(yǎng)化的進(jìn)程。土壤和沉積物能通過(guò)交換吸附作用從環(huán)境中富集包括磷在內(nèi)的多種微量元素及其他有毒有機(jī)物，對(duì)天然水體起到一定的凈化作用，是一種極好的清潔劑[7-9]。

2水體底泥中磷吸附-解吸機(jī)理的研究進(jìn)展

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

目前，國(guó)內(nèi)外學(xué)者已對(duì)磷釋放機(jī)理開(kāi)展了大量的研究，如溫度、溶解氧、pH值、水動(dòng)力學(xué)的擾動(dòng)以及底泥覆蓋對(duì)磷釋放的影響[16]。尹濤等通過(guò)對(duì)大鏡山水庫(kù)底泥磷釋放模擬研究發(fā)現(xiàn)底泥上覆水的氧化還原電位和pH值是影響底泥磷釋放的重要影響因子[17]。Berg等考察了方解石覆蓋技術(shù)控制底泥磷釋放的效果，結(jié)果表明1cm厚的方解石覆蓋層2~3個(gè)月內(nèi)可以減少80%的底泥磷釋放通量[18]。林建偉等研究發(fā)現(xiàn)天然沸石和方解石復(fù)合覆蓋技術(shù)能有效抑制底泥磷的釋放[19]。

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

韓偉明通過(guò)對(duì)杭州西湖底泥釋磷的研究，考察了pH值、DO、溫度和上復(fù)水組成等環(huán)境因素對(duì)其影響，發(fā)現(xiàn)在20 ℃，pH值為6.5時(shí)，底泥釋磷量最小，pH值升高或降低，釋磷量倍增，TDP(可溶性磷)解吸量與pH值呈拋物線相關(guān)。

Shang等研究發(fā)現(xiàn)，pH值變化對(duì)有機(jī)磷和無(wú)機(jī)磷的吸附影響明顯;Sundar等研究認(rèn)為，鹽度變化對(duì)潮灘濕地沉積物的磷吸附影響也十分顯著;石曉勇等在黃河口懸浮物磷的吸附和解吸研究中發(fā)現(xiàn)，隨著環(huán)境溫度的升高，懸浮物對(duì)磷的吸附呈線性增加。

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

李敏等研究發(fā)現(xiàn)，環(huán)境因素影響沉積物磷吸附量的強(qiáng)弱順序?yàn)?SS>pH值>溫度>鹽度，其中懸浮沉積物濃度是影響吸附量最重要的因素，pH值、溫度和鹽度對(duì)吸附量的影響程度差不多。沉積物對(duì)磷酸鹽的吸附量與粒徑小于0.005 mm顆粒的含量成較好的正相關(guān)關(guān)系，說(shuō)明吸附作用主要發(fā)生在細(xì)顆粒沉積物上，樣品中細(xì)顆粒含量越高，吸附量就越大。

pH值是湖泊水環(huán)境的重要指標(biāo)，大量研究表明，pH值與沉積物釋磷量之間呈拋物線關(guān)系，上覆水pH值近中性時(shí)釋磷量最低，而在偏酸、偏堿時(shí)都有利于磷的釋放。其原因可能是一方面pH值的改變引起了系統(tǒng)內(nèi)微生物結(jié)構(gòu)及其活動(dòng)強(qiáng)度的變化，另一方面也影響了磷素的溶解狀態(tài)。

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篇10

（1黑龍江省農(nóng)業(yè)科學(xué)院佳木斯分院，黑龍江佳木斯154007；2東北農(nóng)業(yè)大學(xué)，哈爾濱150030）

摘要：試驗(yàn)為選取有效耕作方式及合理種植密度指導(dǎo)玉米生產(chǎn)，采用裂區(qū)設(shè)計(jì)方法，主區(qū)為耕作方式，副區(qū)為密度，以‘德美亞3’為試驗(yàn)材料，研究不同耕作方式和密度對(duì)玉米的產(chǎn)量、產(chǎn)量構(gòu)成因素及主要農(nóng)藝性狀的影響。結(jié)果表明：相同密度下，免耕平作(T1)玉米產(chǎn)量高于秋翻平作(T2)和傳統(tǒng)壟作(T3)，前兩者差異不顯著，與后者產(chǎn)量差異達(dá)極顯著水平；相同耕作方式下，隨著密度的增加產(chǎn)量呈先增再降的趨勢(shì)，D2處理產(chǎn)量最高，與D3差異不顯著，D2、D3處理大于D1處理，但與D1處理差異達(dá)到極顯著水平；相同密度下，免耕平作處理穗粒數(shù)、穗粒重最高，倒伏率、空稈率較低。通過(guò)本試驗(yàn)，得出以下結(jié)論：（1）免耕優(yōu)于傳統(tǒng)壟作和秋翻平作；（2）T2D2組合處理產(chǎn)量最高。

關(guān)鍵詞 ：耕作方式；密度；玉米；產(chǎn)量；農(nóng)藝性狀

中圖分類號(hào)：S-1 文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A 論文編號(hào)：cjas14100104

基金項(xiàng)目：科技部火炬計(jì)劃項(xiàng)目“中國(guó)創(chuàng)新驛站佳木斯基層站點(diǎn)”(2013GH560196)。

第一作者簡(jiǎn)介：蓋志佳，男，1985 年出生，黑龍江人，實(shí)習(xí)研究員，在職博士，主要從事作物耕作與栽培研究。通信地址：154007 黑龍江省佳木斯市安慶街269號(hào)黑龍江省農(nóng)業(yè)科學(xué)院佳木斯分院，Tel：0454-8351081，E-mail：gaizhijia@163.com。

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

收稿日期：2014-10-29，修回日期：2015-04-02。

0 引言

耕作方式的不同對(duì)產(chǎn)量和環(huán)境的影響也不同，最終的經(jīng)濟(jì)效益也不同。在黑龍江省玉米種植面積躍居全國(guó)第一的背景下，如何選取合理的耕作方式，對(duì)玉米生產(chǎn)持續(xù)發(fā)展至關(guān)重要。有關(guān)耕作方式對(duì)玉米產(chǎn)量的影響，國(guó)內(nèi)外學(xué)者觀點(diǎn)不同。Kapusta 等[1]連續(xù)20 年研究表明，耕作處理對(duì)玉米產(chǎn)量一般無(wú)影響。Alke[2]研究指出，免耕較常規(guī)種植玉米產(chǎn)量差異較小。張志國(guó)等[3]對(duì)24 年的長(zhǎng)期免耕與犁耕玉米的產(chǎn)量研究結(jié)果表明，前13 年免耕平均玉米產(chǎn)量與犁耕相當(dāng)，而后11 年免耕平均玉米產(chǎn)量顯著高于犁耕玉米產(chǎn)量，隨時(shí)間的延長(zhǎng)，免耕在產(chǎn)量上逐漸顯示出優(yōu)勢(shì)。另外，還有一些研究認(rèn)為，免耕造成減產(chǎn)，免耕玉米產(chǎn)量一般比常規(guī)耕作低10%~15%，并提出不同的減產(chǎn)原因。

此外，種植密度是易調(diào)控又經(jīng)濟(jì)的增產(chǎn)措施。但在生產(chǎn)實(shí)踐中若不考慮具體生產(chǎn)條件，盲目選用耐密型品種或增加種植密度，會(huì)造成田間郁閉，田間小氣候惡劣，通風(fēng)透光不良，中下部葉片受光較少，葉片早衰嚴(yán)重，品質(zhì)下降[4-10]；過(guò)度密植取株?duì)I養(yǎng)面積減小，對(duì)肥水的競(jìng)爭(zhēng)加劇，導(dǎo)致植株?duì)I養(yǎng)不良、矮小，病蟲草害加劇，生育后期空稈率及倒伏率大幅增加，最終導(dǎo)致作物減產(chǎn)[11-14]。由此可見(jiàn)，種植密度在玉米增產(chǎn)中起著非常重要的作用。

綜上所述，目前的研究只是單一的研究耕作方式或種植密度對(duì)玉米產(chǎn)量及相關(guān)指標(biāo)的影響。因此，本試驗(yàn)采用裂區(qū)設(shè)計(jì)研究不同耕作方式和種植密度對(duì)玉米產(chǎn)量，產(chǎn)量構(gòu)成因子以及主要農(nóng)藝性狀的影響，旨在為黑龍江玉米生產(chǎn)提供合理的耕作方式以及選擇合理的種植密度，促進(jìn)玉米生產(chǎn)持續(xù)發(fā)展。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

試驗(yàn)于2013—2014 年在黑龍江省農(nóng)科院佳木斯分院試驗(yàn)地進(jìn)行。前茬作物為大豆，土壤為草甸黑土，地勢(shì)平坦，肥力均勻。供試玉米品種為‘德美亞3’。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

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

1.3 調(diào)查項(xiàng)目

產(chǎn)量測(cè)定方法為對(duì)角線布點(diǎn)，每區(qū)取5點(diǎn)，每點(diǎn)5 m2，按標(biāo)準(zhǔn)水分計(jì)算產(chǎn)量。室內(nèi)考種測(cè)定項(xiàng)目包括穗行數(shù)、行粒數(shù)、穗粒數(shù)、每穗粒重、每穗粒重、百粒重、禿尖長(zhǎng)；棒三葉期測(cè)定棒三葉葉面積；成熟期測(cè)定株高、穗位高、莖粗、空稈率、倒伏率。

1.4 數(shù)據(jù)處理

采用Excel 2003 和DPS 7.0 軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)與分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同耕作方式和密度對(duì)‘德美亞3’產(chǎn)量的影響

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

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

因此，試驗(yàn)條件下，‘德美亞3’最合適密度和耕作方式分別為D2和免耕平作。

2.2 不同耕作方式和密度對(duì)‘德美亞3’產(chǎn)量構(gòu)成因子的影響

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

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

2.3 不同耕作方式和密度對(duì)‘德美亞3’農(nóng)藝性狀的影響

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

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

3 結(jié)論與討論

本試驗(yàn)通過(guò)設(shè)置不同3 種耕作方式，研究不同密度下免耕平作、秋翻平作、秋翻壟作對(duì)玉米產(chǎn)量的影響，研究結(jié)果表明免耕平作玉米產(chǎn)量最高，中密度(D2)、高密度(D3)處理產(chǎn)量比低密度(D1)處理產(chǎn)量高，且與低密度處理差異達(dá)到極顯著水平，但中、高密度處理產(chǎn)量差異不顯著，說(shuō)明‘德美亞3’是較耐密植玉米品種?？傊囼?yàn)條件下免耕優(yōu)于傳統(tǒng)壟作和秋翻平作，且T2D2組合處理產(chǎn)量最高（表1~3）。本試驗(yàn)研究結(jié)果免耕處理產(chǎn)量最高，與前人[1-3]研究結(jié)果不同，這可能是因?yàn)槊飧幚聿捎脤捳蟹N植方式，通風(fēng)、透光效果好，邊際效應(yīng)明顯。

良好的耕作方式和合理的種植密度不僅有利于產(chǎn)量的提高，而且有利于農(nóng)業(yè)生態(tài)環(huán)境的持續(xù)發(fā)展。玉米免耕作為玉米保護(hù)性耕作的核心，是當(dāng)前研究的熱點(diǎn)問(wèn)題。玉米免耕不但能減少工作量、降低生產(chǎn)，對(duì)提高地力、改善生態(tài)環(huán)境和玉米可持續(xù)生產(chǎn)發(fā)展具有重要意義[15-19]。目前，如何使免耕玉米種植技術(shù)推廣開(kāi)來(lái)，關(guān)鍵在于是否能提高玉米產(chǎn)量，提高農(nóng)民對(duì)免耕玉米種植技術(shù)的認(rèn)識(shí)[20]。此外，由于免耕地硬度高，需要專用的播種機(jī)械才能進(jìn)行播種，因此，選用專用免耕播種機(jī)是免耕技術(shù)能否得到推廣的主要限制因素之一。

本試驗(yàn)也存在品種單一、試驗(yàn)?zāi)晗薅痰膯?wèn)題，今后應(yīng)該進(jìn)一步多品種、多點(diǎn)、多年試驗(yàn)，完善該項(xiàng)技術(shù)，更好地服務(wù)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)。加之，本試驗(yàn)測(cè)定的各項(xiàng)指標(biāo)為地上部分，沒(méi)有對(duì)地下指標(biāo)（如根系指標(biāo)、土壤生理生化指標(biāo)）進(jìn)行測(cè)定，這也是今后需要研究的內(nèi)容之一。

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