生态修复可研范文
时间：2023-12-26 17:40:05
生态修复可研篇1
人类活动对河流生态系统的胁迫
人类活动对河流生态系统的胁迫使其整体性、连续性等特点遭到破坏，往往造成河流生态环境的变化，生物多样性减少，生态服务功能降低，甚至造成不可逆的生态退化。这种胁迫主要有传统水利工程对河流生态系统的胁迫、污染物的排放对河流的污染、引水量过大、沿河的农业、渔业生产对河流生态系统的胁迫等。
1传统水利工程对河流生态系统的胁迫
传统水利工程（大坝、河道硬化等）的修建对河流原有的水文条件、河流地貌以及河流的水力特性造成严重的影响，破坏了河流生态系统本身的特性，从而造成了其对河流生态系统的胁迫。例如大坝的修建，将河流分割开来，破坏了河流的连续性，使河流上游形成高位水头、下游流量减少，中断了大坝上下游能量、物质和信息的传递，造成河流原有生境的改变，而生物群落和生境具有统一性，导致河流生物群落的栖息和迁徙规律受到影响，最终使生物群落的多样性降低。再如河道硬化整治，由于对河道采取截弯取直和大量采用混凝土等硬质材料，一方面改变了河流地貌和河流的水力特性，破坏了河流的开放性和多样性，使原来蜿蜒的河道变得顺直，河水流速加快，阻碍了河流与河岸之间的交换、地表水与地下水之间的联系，改变了水域生态系统的结构和功能，造成生物多样性减少和生态退化；另一方面，致使河流原有景观遭到破坏，河道形状几何规则化，变得十分单调，降低了河流生态系统的景观服务功能。
2污染物排放对河流的污染
人类在生产、生活过程中向河流排入大量污染物质，如果其数量超过河流生态系统的自净能力，将导致水质变坏（如水体富营养化、水体中含有大量的悬浮颗粒物等），直接对河流生态系统造成破坏（如水生生物大量死亡等），降低其淡水供应等生态服务功能。另外，由人类活动引起的硫化气体的大量排放，导致酸雨的形成，也会间接造成河流水质的恶化。
3引水量过大
随着社会的发展，工农业以及人类的生活引用了大量的河水，但是每条河流的循环水量是有限的。无限制的引用河水，使河流生态系统的水量低于生态需水量的下限，将导致原有河流生态系统结构的破坏，生态服务功能的退化，生物多样性减少，甚至造成河水干涸，整个河流生态系统的彻底毁灭。
4沿河的农、渔业活动对河流生态系统的胁迫
沿河的农业活动对河流生态系统的胁迫主要表现在对河滩的开垦和耕作。由于土地肥沃，人们加大了对河滩、湖岸、河边湿地的开垦。大量的开垦造田使河滩、湖岸及河边湿地原有的天然植被受到严重破坏，水文条件、河流地貌及水力特性均随之发生改变，导致河滩、湖岸土地以及河滩湿地的退化，减少河滩本来拥有的丰富的生物多样性，降低其生态系统服务功能（如河滩湿地对河流水质的净化作用等）。此外，河滩的开垦还会造成水土流失，在河滩田地中大量使用农药，会对河流水质造成新的污染。而渔业活动则会造成河流中的经济鱼种受到过分的捕捞，破坏了原有的食物链，导致河流生态系统的完整性受损。
河流生态修复的概念和任务
有关河流生态修复的概念在学术界还没有统一的定义。我国学者任海和彭少麟将其定义为：重建河流系统干扰前的结构与功能及有关的物理、化学和生物学特征，使其发挥应有的作用。2003年，美国土木工程师协会（ASCE）做出有关“河流生态恢复”的定义：河流恢复是这样一种环境保护行动，其目的是促使河流系统恢复到较为自然的状态，在这种状态下，河流系统具有可持续特征，并可提高生态系统价值和生物多样性。我国学者董哲仁在此基础上将其定义为：河流生态修复是指通过适度人工干预，促进河流生态系统恢复到较为自然状态的过程，在这种状态下河流生态系统具有可持续性，并可提高生态系统价值和生物多样性。这些概念都突出了人工干预和自然恢复的结合，但其分歧在于对河流生态系统修复的程度上，前者是对原有河流生态系统的重建，而后两者则是不追求完全恢复原有河流系统，而是达到一个相对较为自然的状态。学术界有关河流生态修复的任务虽然表述不一，但内涵基本相同：一是水质、水文条件的改善，使水量高于最小生态需水量，生境得到恢复；二是河流生态系统空间结构（河流地貌），及河流的连续性和开放性的恢复，以及河道纵向的蜿蜒性和横向断面的多样性；三是对生物种群的恢复，通过对生境的改善使生物的多样性得到提高。
河流生态修复理论研究
自德国学者Seifen提出“近自然河溪治理”的概念后，河流生态修复得到了蓬勃发展。20世纪60年代起，西欧和北美的发达国家将生态学原理运用于工程实践中，开展有关河道生态修复的相关实验研究，并逐步运用于实践。Vannote等［12］在更早的时候提出河流连续体（RiverContinuumConcept，RCC）的概念，指出河流网络从河流源头起，到下属各级河流流域是一个连续的、流动的整体系统，河流生态系统的结构和功能与流域具有统一性。同时RCC还概括了沿河纵向有机物数量的时空变化、生物群落的结构和资源的分配，使得河流生态系统特征能够得到预测。但是RCC描述的是没有受到干扰的河流生态系统，具有特殊性和局限性。董哲仁等提出“水文—生物—生态功能河流连续体”概念，其内涵是：以河流水文—水力学过程空间连续性，生物群落结构空间连续性，营养物质流和能量流空间连续性，信息流空间连续性为要素的河流连续体模型；同时，考虑水文、生物及河流生态系统演变和进化的动态特征，建立相应的时间坐标和尺度。这些概念指出了河流生态修复的重点和时空尺度，构成了研究人类活动对河流生态系统的胁迫机理和河流生态修复的理论基础。在此基础上，开展了河流健康、河流生态需水量、河流生态修复的尺度和机理的研究，以及修复方法技术的研究。
1河流健康
河流健康的研究可为河流的生态修复提供相关的标准，是河流管理工作的依据。学术界对河流健康还没有统一的定义，但总体来说可以分为两类。一是单纯从河流生态系统出发，Richard等认为河流健康是指河流生态系统完整、生态条件良好。这种定义适合未受人类活动干扰的河流，但是当前多数河流不可避免地与人类社会相联系，所以另外一类定义将人类的价值涵盖其中，强调了河流对社会生态服务的特征。夏自强和郭文献［16］在总结前人相关概念的基础上，提出河流健康为既能保持生态系统的完整性，同时又能维持其对人类社会提供的各种服务功能。澳大利亚新南威尔士州的健康河流委员会（HealthyRiverCommission）将健康河流定义为：与其环境、社会和经济特征相适应，能够支持社会所希望的河流的生态系统、经济行为和社会功能的河流为健康河流。目前，多数学者采用第二类定义。对河流健康的研究主要集中在对河流健康的评价上。国外较早开展了相关研究，并立足于实际情况，建立起采用不同指标体系和标准的河流健康评价方法。目前，国外采用的评价方法可分为生物评价法和综合指标法两类。其中，生物评价法是基于生物对河流环境变化的反应来对河流健康进行评价，澳大利亚采用的AusRivAS模型就是将大型无脊椎动物作为指示物种，对其生活状况进行监测，并将其作为评价指标与期望值相比较得出评价结果。但是当所评测河流缺乏指示物种时，该方法则不能有效地做出评价。而综合指标法综合了物理、化学、生境、生物等多方面因素，能够反映不同尺度的信息，综合指标法将成为未来河流健康评价的主要发展方向。常用的是澳大利亚维多利亚州制定的河流状况指数法（ISC），该法通过对河流的水文、河流物理状态、岸边带、水质和水域生物5个方面的现状与原始状况相比较进行健康评价。我国学者也较为倾向于综合指标法，高永胜等在考虑了社会需求的满足程度和维持河流自身生命需要的基础上建立了河流健康生命评价指标体系，该体系包括地貌结构、社会经济功能、生态功能3个方面的16项指标，并选择分层二元对比专家分析法确定指标权重。但是综合评价法也存在指标过于繁杂、某些指标的监测成本较高、评价速度慢等缺点，尚需要进一步完善和发展。
2河流生态需水量
河流生态需水量是河流生态修复的重要依据，使河流水量满足生态需水量要求也是河流生态修复的重点之一。河流生态需水量是指在特定生态保护目标下，维持特定时空范围内的河流生态系统水分平衡所需要的总水量。国外对河流生态需水量的研究开展的较早，并已形成了一套相对完整的体系，目前，相关研究已扩展了尺度，将生态需水量的研究与其他生态系统以及人类社会联系起来，并从河流生物群落所需的水动力学、水质要求等多个方面开展研究，并广泛地应用于河流的生态修复和管理之中。Acre－man等研究表明，河流的生态需水量应立足于河流自身，满足河流生物对水的质、量、水动力等多方面需求，同时，还要充分考虑到人类社会的需求。Arthington和Pusey通过对澳大利亚全国河流水资源分配进行分析，提出应通过对水流（包括水质、流态等）的保护和修复来保证生态需水。我国河流生态需水量研究则侧重于解决水资源短缺危机、河流生态修复等方面。倪晋仁等河流生态需水量分为：河流水污染防治用水、河流生态用水、河流输沙用水、河口区生境用水以及河流景观与娱乐环境用水。王伟等［对滦河典型水库群联合调度影响区（潘家口水库、大黑汀水库至滦河河口）的最小、适宜、理想三个等级的生态需水量进行了计算，为滦河下游的生态修复提供依据。常用的计算方法有水文学法、水力学法、栖息地法、整体法。这些方法在国内结合应用背景进行了改造，并得到了广泛的应用。
3河流生态修复的尺度和机理
河流生态修复的尺度和机理研究有助于确定河流生态修复的规划、原则以及所采用的修复方法。目前对河流修复的理论研究多集中于流域尺度，董哲仁通过分析水文过程与生态过程的耦合特征，论证了流域尺度是编制河流生态修复规划的适宜尺度，以流域尺度进行河流生态修复规划更能反映生态系统整体性特征。也有学者提出应针对不同的时空尺度特点进行针对性的研究，赵彦伟和杨志峰探讨了河流生态修复的时空尺度，将时间尺度分为短、中、长和极长四个尺度，将空间尺度分为区域、流域、河流廊道和河段4个尺度，指出在修复过程中应根据不同的时空特点，确定重点内容和方向。
在河流生态修复机理研究方面，李睿华等［26］研究了美人蕉、香根草和荆三棱3种水生植物改善河水水质的机理和效果，指出河道修复中植物对提高河流自净能力、改善流域局部小气候有重要的作用。滑丽萍等研究了河湖底泥的生物修复方法，并对其机理进行了阐述。高甲荣等对采用扦插、生物垫和梢捆3种土壤生物工程措施进行河流岸坡治理的北京怀九河—渡河段的稳固岸坡效果进行了调查观测，分析了其加固机理。Pedersen等通过对SkjernRiver的生境、大型植物和大型无脊椎动物在2000年（修复前）和2003年（修复后）的两次调查观测，分析了生物群落的恢复机理，指出生态修复使生境变得丰富多样，极大地促进了生物群落的增长，并指出生物群落将会随着河流形态的稳定而持续发展。Na－kano等对日本北部的ShibetsuRiver的生态修复进行了调查研究，探讨了大型无脊椎动物种群的恢复机理，指出重塑的蜿蜒河道为大型无脊椎动物创造了两种主要的生境：稳固的河床边缘生境和在河道弯曲处形成的树木的生境，这两种生境有利于大型无脊椎动物的发展。郑天柱等应用生态工程学理论进行河道生态恢复机理的探讨，指出满足河流生态需水量是缺水地区恢复河流生态的关键。杨海军等对河岸生态系统恢复过程中自组织机理进行了初步研究。
综合目前国内外研究情况，关于河流恢复机理的研究尚属于初步阶段，一些机理尚不清楚，还有待深入研究，例如河岸生态系统在恢复过程中对水生生物群落的影响等问题。
4河流生态修复模型
河流生态修复模型可有效地为河流生态修复的规划和决策提供参考和指导，也是近年来国际上研究的热点之一。国外较早地开展了该方面的研究，并相继建立了一些模型，为河流的生态修复服务。例如基于GIS技术建立的生境适宜指数模型（HIS，HabitatSuitabilityIndex），将其结合河流水力模型可有效地预测水生生物的适宜生境的参数（如水深、流速等），可为河流生境的修复提供参考，但该模型在遇到复杂河道时部分参数的预测与标准值不符。又如模拟大坝拆除后河流中沉积物运动和河床稳定性的模型，它可以对大坝拆除后河流中沉积物的重新分配及河床的稳定性进行预测，包括大坝拆除时期和拆除后的4a恢复时期，但是该模型未考虑河流对河床的冲刷。另外还有计算水流动力的模型（CFD，Com－putationalFluidDynamics），该模型被广泛应用于确定水流运动参数，以满足生态水利工程的需要，并可结合其他生态学模型模拟恢复过程，为河流的生态修复服务。有关综合模型的报道较少，Bockelmann等在2003年针对英国的AfonMorlais河的一段长约3km的蜿蜒片段开发了生态恢复模型，此模型集合该河流片段的水力、土层、生态参数建立而成，可以对河流的恢复进行预测，但由于各条河流的状况不同，因此该模型具有特殊性和局限性，不能得到广泛的应用。我国的河流生态修复模型尚处于起步阶段，但也取得了一定的成果。叶飞等通过原位样方观测和室内水情模拟实验，开发了岸边带植被演替模型，该模型耦合了全局基于连续性模式的水动力模块和局部基于元胞自动机模式的植被演替模块，但是该模型由于缺乏对水温、浊度等因素的考虑，具有局限性。我国在综合模型的方面尚处于概念理论阶段，相关报道较少。综合上述文献，当前国内外对河流生态修复模型的研究多集中于对部分的模拟，并且这些模型考虑的影响因素不全面，只能对一些理想状态下的情况进行模拟，具有局限性；由于河流生态恢复机理尚不明确，所以对于综合模型的报道较少，已开发出的综合模型还不完善，有待进一步研究。
河流生态修复的方法
目前，河流的生态修复方法主要用于对河流地貌和水质的修复，常用的修复方法有：
（1）水利工程设施的拆除。由于水利工程会对河流生态系统构成胁迫，人们在进行河流的生态修复时会通过拆坝、拆除混凝土河道等措施降低水利工程对河流生态系统的负面影响。
（2）河岸带的修复。河岸带位于水陆交错地带，是河流水生生态系统和陆地生态系统之间能量、物质和信息交换的重要过渡带。因此，河岸带的修复对河流生态系统的修复具有重要的意义。常采用后撤堤防、建造生态护坡以及修复或建造河岸湿地等方法进行河岸带的修复，可有效提高生物多样性和防治水土流失。李小平和张利权在上海浦东机场镇河岸带中采用沉水植物、挺水植物、湿生植物进行修复，10个月后发现土壤剪切力和生物多样性都得到了明显改善。
（3）河道的修复。对河道的修复主要是在纵向上修复河道自然蜿蜒的形态，赵进勇等总结了修复蜿蜒形态的四种方法：复制干扰前的蜿蜒模式法、参考附近未受干扰河段模式法、自然恢复法和通过对受干扰河流进行系统评价和分析的系统分析法。但由于河流都具有独特性，因而复制法和参考法都具有特殊性，不适合所有河道；自然恢复法的历史较长；系统分析法能够综合多方因素模拟河流的蜿蜒形态，较为适用。河道修复在横向上是修复河道断面的多样性，同时注意深潭—浅滩的创建。另外还可以通过建造橡胶坝、小型水堰等方法来改善河道内的局部地貌形态。美国从1990年开始的基西米河生态修复工程，通过改变上游水库的运行方式、修建拦河坝抬高水位以恢复两岸湿地和回填渠化河道、恢复其自然蜿蜒状态等方式，达到河流生态修复的目的。
（4）控制入河污染物。水质是河流生态系统的重要影响因素和生境要素，对河流生态系统的健康有着至关重要的影响。在结合河岸湿地、生态河道的生态治污等防治污水方式的同时，还应加强对各类入河污染物排放的控制，以减少水污染，修复河流水质。
建议
我国幅员辽阔，拥有大量的河流，但是由于人为或自然原因，大部分河流生态系统遭受到了不同程度的破坏。因此，加强对未受干扰河流的保护和对已受破坏河流进行生态修复已刻不容缓。从目前国内研究情况来看，河流的生态修复虽取得一定成就，但仍处于探索阶段，针对我国实际情况提出以下发展建议：
（1）在根据不同尺度进行河流生态修复工程的规划和建设的同时，应注意结合河流所在区域的其它环境保护和生态修复，以助于更大尺度范围内的生态建设；
（2）当前大多的研究和工程实践偏重于河流水质的改善，今后应加强对河流生态系统结构和功能修复的研究和实践；
（3）加强对河流生态修复标准的研究，尽快确立起修复标准，为河流生态修复提供依据；
（4）应综合修复方法、河流健康评价体系、生态需水量以及修复标准等多个方面，构建起一套完整的河流生态修复模型，来指导具体工程建设，并对已修复河流进行监测、管理；
生态修复可研篇2
关键词：生态修复；河流；生态护岸；生物浮岛
中图分类号：X52 文献标识码：A DOI：10.11972/nyyjs.20160229001
引言
河流系统是自然界中最重要的生态系统之一。自古以来对人类的生产和生活影响极大。但是随着人类过度的开发河流，以及不断地向河流排放污染物质，导致河流的水体功能和作用不断地发生变化。对我国的农业、渔业生产、以及流域内居民的健康生活带来极大地危害，严重制约着我国社会和经济的持续发展。因此，要有效地治理恶化的水环境，修复或重建受损以及退化的水生生态系统，提高生物多样性和生态系统生产力，实现水资源的可持续发展。
1 河流生态修复的原则
1.1 保护优先，科学修复原则
生态修复不能改变和替代现有的生态系统，要以保护现有的河流生态系统的结构和功能为出发点，结合生态学原理，以河流生态修复技术为指导，通过适度的人为干预，保护、修复和完善区域生态结构，实现河流的可持续发展[1]。
1.2 遵循自然规律原则
尊重自然规律，将生态规律与当地的水生态系统紧密结合，重视水资源条件的现实情况，因地制宜，制定符合当地河流现状的建设和修复方案[2]。
1.3 生态系统完整性原则
生态系统指在自然界的一定的空间内，由于生物与环境之间不断地进行着物质循环与能量流动的过程，而形成的统一整体。这完整的生态系统能够通过自我调节和修复，维持自己正常的功能，对外界的干扰具有一定的抵抗力。要考虑河流生态系统的结构和功能，了解生态系统各要素间的相互作用，最大可能的修复和重建退化的河流生态系统，确保河流上下游环境的连续性。
1.4 景观美学原则
河流除了能满足渔业生产、农业灌溉和生活用水外，还能为人类提供休闲娱乐的场所。无论是深潭还是浅滩，无论是水中的鱼儿还是嬉戏的水鸟，都能给人带来美的享受。河边的绿色观光带，也为人类提供了一幅幅美丽的画卷。因此，河流生态系统的修复，还应注重美学的追求，保持河流的自然性、清洁性、可观赏以及景观协调性。
1.5 生态干扰最小化原则
在生态修复过程中，会对河流生态系统产生一种干扰，为了防止河流遭到二次污染和破坏，需合理安排施工期，严格控制施工过程中产生的废水、废渣。保证在施工修复的过程中，对河流生态系统的冲击降到最低，至少得保证不会造成过大的损害。
2 我国河流的现状
2.1 水质恶化
随着我国经济的快速发展，我国水环境污染日趋严重，特别是河流和湖泊的污染，呈现出不断恶化的趋势。根据水利部对全国700多条河流展开的调查结果表明，其中受污染的不能用于灌溉的河段约占10.6%，属于劣Ⅴ类水质，已经丧失了使用价值；其中属于Ⅳ类和Ⅴ类的河段约占46.5%[3]。
2.2 自然河流渠道化
为了利于航行或者行洪，在河流的整治工程中，总是人为的将一些蜿蜒曲折的天然河流，强行改造成直线或者折线型的人工河流，这样失去了弯道与河滩相间，以及急流与缓流交替的格局，改变了河流的流速、水深和水温，破坏了水生动物的栖息条件，也使河流廊道的植被趋于单一化，降低了植物多样性。再加上，在堤防和边坡护岸进行硬质化，虽然利于抗洪，但是隔断了地表水与地下水的联系通道，使大量水陆交错带的动植物失去生存的条件，同时也破坏了鱼类原有的产卵所。
2.3 自然河流的非连续化
人为的构筑水坝使原来天然的河流变成了相对静止的人工湖，导致大坝下游河段的水流速度、水深、水温以及河流沿岸的条件都发生改变，破坏了河流原有的水文连续性、营养物质传输连续性以及生物群落连续性，使沿河的水陆生物死亡，引起物种消失和生态退化的现象。
3 河流生态修复国内外研究现状
3.1 国外研究进展
尽管从20世纪60年代开始，欧洲和一些发达国家就开始进行了许多关于河流生态修复的研究和实践探索，但是至今还未形成比较系统的修复理论和方法体系。但是也取得了一些成果。在修复策略方面，20世纪60年代，德国的EmstBittmann在莱茵河用芦苇和柳树进行生态护岸实验，被看作是最早的河流生态修复实践。美国开展了对Kissimmee河、Mississipp河以及对Missouri河均进行了生态修复工程；还有20世纪70年代末瑞士Zurich州河川保护建设局将生态护岸发展为“多自然河道生态修复技术”，对河流的治理主要重视恢复植被和建设自然护岸，该方法在欧美及日本也得到了推广。
3.2 国内研究现状
我国在河流生态修复方面的研究要较发达国家而言，起步较晚。而且前期的研究中主要是注重河流生态系统某个方面的功能，例如对河岸植被恢复的研究或者从水污染治理的角度去研究。因此，存在局限性和片面性，不能从整体上把握河流生态修复。但是，近些年来，我国的水利方面的专家和学者们认识到了从不同的角度去开展河流生态修复研究的重要性。虽然我国起步较晚，但是发展迅速，在进入21世纪的十多年来，逐渐开展了许多研究与实践活动。郑天柱等应用生态工程学理论，讨论了关于河道生态恢复的机理，指出了满足河流生态需水量是缺水地区恢复河流生态的关键；根据我国国情，董哲仁提出了在研究和实施河流生态恢复时，要立足于河流生态系统现状，积极创造条件，发挥生态系统的自我修复功能，使退化的河流生态系统逐步得到恢复。我国的河流生态修复逐渐从早期的理论研究与探讨向具体的修复技术与方法转变。
通过国内外对河流生态修复的研究现状来看，大家一致认同的是：河流生态修复是对水体本身以及河岸带生态恢复综合治理的结果。对于我国的河流现状问题，主要是解决2个方面：遏制逐渐恶化的水质现状；恢复河流的自然状态。
4 河流生态修复技术与方法
4.1 恢复河流自然蜿蜒特性
天然的河流一般都具有蜿蜒曲折的自然特征，所以才会出现河湾、急流、沼泽和浅滩等丰富多样的生境。为鱼类产卵以及动植物提供栖息之所。但是，人类为了泄洪和航运，将河道强行裁弯取直，进行人工改造，使自然弯曲的河道变成直道。破坏了河流的自然生境，导致生物多样性降低。因此，在河流生态修复的过程中，应该尊重河流自然弯曲的特性，通过人工改造，重塑河流弯曲形态[5]。还能修建弯曲的水路、水塘，创造丰富的水环境。
4.2 生态护岸技术
生态护岸[6]是一种将生态环境保护与治水相结合的新型护岸技术。主要是利用石块、木材以及多孔环保混凝土和自然材质制成的亲水性较好的结构材料，修筑于河流沿岸，对于防止水土流失、水土污染、加固堤岸、美化环境和提高动植物的多样性具有重要的作用。生态护岸集防洪效应、生态效应、景观效应和自净效应于一体，不仅是护岸工程建设的一大进步，也将成为以后护岸工程的主流。因为生态护岸除了能防止河岸坍塌之外，还具备使河水与土壤相互渗透，增强河道自净能力的作用。透水的河岸也保证了地表径流与地下水之间的物质、能量的交换。
4.3 改善水质
改善河流的水质状况是河流生态修复的重点。一般有物理法、化学法、生态与生物结合法。其中生态与生物结合法是比较常见的，也是最普遍、应用最广泛的方法。主要有：人工湿地技术、生物浮岛技术和生物膜技术[7]等。
人工湿地技术。人工湿地技术是为了处理污水，人为的在具有一定的长宽比和坡度的洼地上，用土壤和填料混合成填料床，使污水在床体的填料缝隙中流动或在床体表面流动，并在床体表面种植具有性能好、成活率高，抗水性强，生长周期长，美观以及具有经济价值的水生植物的动植物生态体系。是一种较好的废水处理技术，具有较高的环境效益、经济效益和社会效益。
生态浮岛技术。生物浮岛是一种针对富营养化的水质，利用生态工学原理，降解水中的COD、氮、磷的含量的人工浮岛。它能使水体透明度大幅度提高，同时水质指标也得到有效的改善，特别是对藻类有很好的抑制效果。生态浮岛对水质净化最主要的功效是利用植物的根系吸收水中的富营养化物质，例如总磷、氨氮、有机物等，使得水体的营养得到转移，减轻水体由于封闭或自循环不足带来的水体腥臭、富营养化现象。
生物膜技术。生物膜法主要是根据河床上附着的生物膜进行进化和过滤的作用。人工填充填料或载体，供细菌絮凝生长，形成生物膜，利用滤料与载体较大的比表面积，附着种类多，数量大的微生物，使河流的自净能力大大增强。
4.4 河流生态景观建设
河流生态景观建设是指在河流生态修复过程中，除了致力于水质的改善和恢复退化的生态系统外，还应该使河流更接近自然状态，展现河流的美学价值，注重对河流的美学观赏价值的挖掘。在修复河流的同时，也为人类提供了一片休息娱乐的地方。
5 结论
随着人们对河流认识的加深，关于河流治理的呼声越来越高。我国在河流生态修复方面还处于技术研究的阶段。因此，还需要在河流修复实践过程中不断地积累经验，逐渐形成完善的河流生态修复体系，最终实现河流的生态化、自然化。
参考文献
[1]刘均平，邓文丽，刘建飞等.长园河湿地生态修复工程实践[J].首都师范大学学报（自然科学版），2013，34（5）：27-34.
[2]倪晋仁，刘元元.论河流生态修复[J].水利学报，2006，37（9）：1029-2038.
[3]刘尚俭，邱建，安雅敏等.河流生态修复浅议[J].环境影响评价，2015，37（1）：82-85.
[4]陈兴茹.国内外河流生态修复相关研究进展[J].水生态学杂志，2011，32（5）：122-128.
[5]钟春欣，张玮.基于河道治理的河流生态修复[J].水利水电科技进展，2004，24（3）：12-15.
[6]杨平荣.河流生态修复[J].科技信息，2009，1（1）：754-755.
[7]王韶伟，徐劲草，许新宜.河流生态修复浅议[J].北京师范大学学报（自然科学版），2009，45（5）：626-630.
生态修复可研篇3
生态修复 存在问题 对策分析
1.生态修复的概念
所谓生态修复指在损害或者退化的生态系统基础上进行修复和重建的过程，其目的是为了恢复生态系统良性运行、循环和生态系统功能。详细来讲，生态修复是指通过现代各种各样的技术，生物、工程、生态技术等等，通过这一系列的措施和方法，阻断和改变生态系统退化的各种因素，以实现重新配置、调整、优化生态系统内部以及生态系统与外界的环境、信息和能量的相互接触，使退化的生态系统在其结构、功能以及生态学的潜力等各个方面重新恢复到原始的或者更好的状态。
20世纪80年代，生态修复受到重视并成为生态学的一个研究分支，如今，生态修复已成为世界各国的研究热点并在很多国家和地区得以实践。在生态修复的研究和实践中，围绕着这一概念形成了生态恢复（Ecological Restoration）、生态修复（Ecological Rehabilitation）、生态重建（Ecological Reconstruction）、生态改建（Ecological Renewal）、生态改良（Ecological Reclamation）等多种表述，如欧盟就使用生态恢复的概念，而日本则运用生态修复的概念。这些表述虽然在涵义上有所区别，但是都具有“恢复和发展”的内涵，即借助于外部力量特别是人力使原来受到干扰或者损害的系统恢复后使其可持续发展，并为人类持续利用。生态修复的多种概念表述进入我国之后，我国学者将其统称为生态修复。
2. 水土保持生态修复存在的问题
2.1环保意识薄弱
在我国，关于生态环境保护的意识存在者普遍性的薄弱问题。在社会发展过程中，过度开发自然环境，过度放牧、过度浪费、乱砍乱伐树木等想象十分严重。这些过度开发自然资源的行为已经给我们造成了严重的后果，尤其是水土流失现象。随着水土流失现象的日益加重，出现了生态系统的退化、河水污染、河道淤积等等，这些后果对我们的日常生活和社会发展也造成了不良的影响。
2.2过度开发
随着经济社会的不断发展，在20世纪末到21实际初期，我国经济突飞猛进的发展，各个地方片面的追求经济的发展，到处大兴土木，修建各种现代化的建筑和基础设施，工程项目的修建严重的破坏了原有地貌，损坏了植被和土地，地表植被的破坏使得水土流失现象加重，土壤中的营养元素不断地被冲刷，土壤的理化性质也不断地被破坏。
2.3技术水平较低
所谓生态修复并不是简单地保护植被简单，它是一项长久的工程，虽然我国在生态修复方面进行了一些探索和研究，但是相比世界发达国家，我国关于生态修复的技术水平发展和研究还处于初级阶段，就现有研究而言，研究中仅仅注重关于恢复植被群落模式的实验，过多地关注与小气候的变化研究，从而忽视了对土壤、植被、动物等因素的研究，缺乏对生态功能和结构的综合性研究和评价。
3. 水土保持生态修复对策分析
3.1加强社会宣传
关于水土保持生态修复的基本措施要做到对水土保持政策的宣传和教育，充分利用现代社会发展中的各种媒体和网络，不断提高全社会关于生态文明意识和法制观念，使水土保持的基本含义、影响以及保护措施等相关内容进行宣传，使每一个公民都能够了解如何做到水土保持生态修复，减少人们在社会活动中的盲目性，增强活动行为的科学性，能够用专业的知识进行提倡生态环境保护。
3.2加强监督执法
关于水土保持生态修复的措施，应做到监督到位，严厉打击各种在水土保持生态修复中不积极落实的行为。生态环境的破坏关系到我国农业发展、林业保护以及畜牧业的发展等等，与人们的日常生活息息相关，所以，相关部门在执法过程中应始终坚持对社会发展发展过程中的建筑建造、基础设施的建设以及其它部门关于生态修复措施的落实等等，从而建立起统一高效的水土保持生态修复工程管理制度。
3.3加强技术研究
在水土保持生态修复工程中，依据不同的自然条件而进行的修复保护技术和措施有所不同，所以应该坚持做到生态修复措施的因地制宜。各地应根据自身实际情况采用不同的技术，现有技术有过度垦、殖樵采生态系统修复技术；沿河生态修复技术；经济林过度开发生态修复技术；开发建设生态退化修复技术等等， 同时相关研究人员应做到深入实际，进行调查，充分了解当地实际情况后，进行技术研究和建议。
结束语：
在社会发展的过程中，因人类过度开发自然资源，导致地貌不断的被破坏，植被减少，水土流失现象日益加重，这严重影响到了社会的协调发展和人们的日常生活，所以针对水土流失现象的加重，我们应不断加强关于生态修复知识的宣传、加强在执法过程中的监督以及加强生态修复技术的研究等等，使得我们生活的生态环境能够不断恢复。
参考文献：
[1] 杨爱民，刘孝盈. 发展保护性耕作技术 有效防治耕地土壤侵蚀[J]. 中国水土保持科学. 2010（06）
[2] 陈善沐，林文莲. 水土保持生态修复与福建生态省建设——全国水土保持生态修复试点工作调查与思考[J]. 水土保持学报. 2003（05）
[3] 陈善沐，林文莲，徐玉华. 关于《中华人民共和国水土保持法》修改若干问题思考[A]. 水土保持监督管理论文选编[C]. 2003
生态修复可研篇4
关键词：矸石山 土壤复垦 生物修复
煤矸石是我国煤矿区最主要的固体废弃物，占据大量土地［1］。统计显示，我国煤矸石山约有1，500座，占地面积超过1.33万hm2，每年新增占地300―400 hm2 ［2］。矸石山不但污染环境，而且容易诱发地质灾害［3］，对居民财产与生命安全构成极大威胁。重建和恢复退化生态系统，是矸石山复垦的关键［4］。矸石山植被立地条件较差［5］，运用生物技术治理矸石山，不仅费用低，而且具有可观的经济，社会和生态效益。本文对生物修复技术在矸石山复垦中的应用研究动态，矸石山复垦的限制因子，矸石山生物修复的概念与机理、技术特点与分类、存在的问题与展望等进行了探讨。
1. 矸石山复垦的限制因子
矸石山风化层熟化程度是复垦成功与否的关键。其限制因子包括风化层厚度，表层风化物的水分状况、养分状况、盐分、 pH、温度、重金属含量等［6］。风化层厚度是影响表层矸石风化物质地、孔隙、水分等的决定性因素。风化层薄、孔隙多、持水性差，水分往往是矸石山植物生长的主要限制因子。风化层养分缺乏，N、P、K和有机质含量极低是复垦失败的重要原因。风化层往往呈碱性，局部呈酸性，不利于植物的生存。风化层含盐量极高，在局部半干旱地区水溶性总盐量达到1.2g/kg以上，极大限制了植物的生存。矸石山温度极高，夏日局部可达50度以上，灼伤植物根系，导致植物死亡。土壤重金属含量较高，使很多植物无法存活。另外，风化层土壤动物和微生物极少，无法完成土壤熟化的自然演替过程。
2. 矸石山生物修复的概念与机理
概念：利用矸石山土壤中原有的或引入的功能生物体，包括植物、动物和微生物，单独地或联合地吸收、降解或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污染物转化成无害物质，并恢复土壤功能的过程或技术。
机理：利用植物、动物和微生物等修复技术转移、吸收、降解或转化矸石山场地中的污染物，或阻断污染物对受体的暴露途径，使污染物稳定化、低毒化或无害化，使污染物对暴露人群的健康风险控制在可接受水平，从而恢复污染矸石山土壤使用功能，保证开发利用的安全性。
3. 矸石生物修复技术特点与分类
特点：矸石山生物修复可现场进行，减少了人体直接接触污染物的机会；常以原位方式进行，对污染位点的干扰或破坏达到最小；可永久性地消除污染物，无二次污染隐患；降解过程迅速，费用低，只是传统物理、化学修复费用的30％―50％；可与其他处理技术结合使用，处理复合污染。
分类：按照处理地点可分为原位生物修复和异位生物修复。按照应用生物种类分为植物、动物和微生物修复。植物修复技术应用较为广泛，包括植物提取，植物挥发，植物过滤和植物钝化。根据污染物种类，分为有机污染、重金属污染和放射性污染修复技术。
4. 生物修复技术在矸石山复垦中的应用研究动态
赵广东等［7］发现植物措施配合生物肥料，菌剂和保水剂能明显提高煤矸石山肥力。魏忠义等［8］发现林灌种植改善了矸石山保水特性和表层风化物的酸度，提高了表层风化深度和风化物颗粒组成。王丽艳等［9］证实种植植被可使矸石山土壤容重，土壤持水量和孔隙度明显改善。胡振琪［10］认为采取适当的配土和配肥技术可以极大提高矸石山绿化植物成活率。冯凤玲等［11］研究发现蚯蚓能提高植物生物量和土壤重金属生物有效性。李建华［12］研究表明双接种VA菌根真菌和根瘤菌能显著提高三叶草的根瘤数量、鲜重和固氮酶的活性。
Robert R. D.等［13］研究认为至少积累750kg/hm2的包括煤矸石在内的煤矿废弃物，才能保证在上面正常生长的植物不依赖外部氮源供给。Heribert［14］研究发现土壤熟化的关键是快速改善和增加土壤的生物活性。Peter S.［15］研究表明向紫砂页岩土壤中添加氮磷钾肥料和秸秆还田，可以极大增加土壤肥力，提高土壤的熟化速度。
5. 问题与展望
问题：单独使用生物方法，效率较低，交叉学科技术引入较少；能修复多种污染物或适合多种污染环境的土壤改良材料或生物研究不足；植物根系与根际矿物质及其他污染物的作用机制不明确；异域引入复垦先锋植物，可能对当地生态环境带来灾难；经济效益不明显，社会资金倾斜度不高。
展望：增强学科交叉技术发展与运用；加强微生物、植物、动物联合修复技术在矸石山生态复垦中的应用研究；加快矸石山土壤改良生理生化及分子生物学机制研究；加快目标植物筛选和相关数据库的建立；发展适合大规模应用的低成本的矸石山生物修复技术；加强矸石山生态复垦环境安全性评价研究。
参考文献
[1] 许丽等，煤矸石废弃地复垦研究进展，中国水土保持学报，2005（9）：117―122
[2] 芮素生.煤炭工业和可持续发展与环境，煤炭工业出版社，1994
[3] 彭德福.我国土地复垦与生态重建的回顾与展望，中国土地科学，2000（1）：13―15
[4] 李贵宝，尹澄清等.城市污泥对退化森林生态系统土壤的人工熟化研究，应用生态学报，2002，13（2）：159―162
[5] 高建钰等，煤矸石山立地条件与林业复垦研究，山西林业科技，1999，3（1）：18―21，45
[6] 魏忠义，王秋兵.大型煤矸石山植被重建的土壤限制因子分析.水土保持研究，2009，16（1）：179―182
[7] 赵广东，王兵等.煤矸石山废弃地不同植物复垦措施及其对土壤化学性质的影响.中国水保持学报，2005，3（2）：65―69
[8] 魏忠义，胡振琪等，煤矸石山植被绿化措施对煤矸石风化物理化特性的影响，安徽农业科学，2007，35（36）：11929―11930，12033王志亚等，煤矸石复垦工程中绿肥牧草对矸石风化层生态环境影响，土壤学报，1996，33（3）：317―321
[9] 王艳丽，韩有志等.不同植被恢复模式下煤矸石山复垦土壤性质及煤矸石风化物的变化特征，生态学报，2011，31（21）：6429―6441
[10] 胡振琪.半干旱地区煤矸石山绿化技术研究，煤炭学报，1995，20（3）：322―324
[11] 冯凤玲，成杰民等.蚯蚓在植物修复重金属污染土壤中的应用前景，土壤通报，2006，37（4）：809―814
[12] 李建华，郜春花等.菌剂与肥料配施对矿区复垦土壤白三叶草生长的影响，中国生态农业学报，2011，19（2）：280―284
[13] Robert R.D.et al. Ecosystem development on naturally colonized China clay waste，vegetation changes and overall accumulation of organic matter and nutrients，Journal of Ecology，1981，69∶153―161
[14] Heribert. Developments in soil microbiology since the mid 1960s，Geoderma，2001，100（3―4）：389―402
生态修复可研篇5
美国加州理工学院开发出一种全新的自愈微芯片，像终结者一样，这种芯片能够在激光多次冲击中幸存。该学院的科研人员在一个区域上放置76个芯片组件，组成一块和硬币大小相当的芯片，然后用大功率的激光器对这些组件发射激光进行破坏，这块芯片却能在一秒的时间内迅速恢复运作。
这就是金属的自我修复功能。美国麻省理工学院（MIT）材料科学和工程教授迈克尔·戴姆克维兹和研究生徐国强在一项金属特性实验中也意外发现，在受到外部力量作用产生裂痕后，金属的晶粒边界会展开大面积修复行为。
自我修复，是生物界在长期进化过程中获得的自我防御机制之一。大多数金属都是由细微的晶粒构成，晶粒的大小和方向能够影响金属的强度和特性。金属合金分子结构电脑模拟显示，微晶粒之间的边界会在压力下出现裂痕。但在某些条件下，压力可以让这种晶粒的微观结构发生改变：使晶粒边界发生移动，而晶粒边界移动则是修复“创伤”的关键。
事实上，科研人员一直在对固体金属中晶粒边界的移动进行着研究，早在一个世纪前这种现象就已经被观察到，当时认为只是一种奇特现象。他们发现只有部分晶粒边界延伸到一个晶粒时，才发生自我修复的现象，并不是所有部分。当时被称之为“向错”的缺陷。
“向错”缺陷带来的结果实际上就是金属的自我修复功能。戴姆克维兹教授和其学生在实验中意外发现这种修复行为后，为重现这一现象，他们为之建立了计算机模型，通过模型演示清楚地观察到金属材料在遭受外力创伤时，晶粒边界发生移动完成自我修复的过程。
事实上，金属内部原则上都存在一个尽可能减小外力所造成的裂痕的机制。“向错”有强烈的应力场，实际上它们完全可以减弱外加负载产生的影响。当破裂的材料两边被撕开时，这种机制阻止裂痕不再进一步扩大，并且使之产生愈合。
“这项技术可能也适用于影响金属的其他类型的失效机制，如塑性流动不稳定性——类似于拉伸一块太妃糖，直到它断裂。对金属的微观结构研究认为创造旋转位移可以减缓此类失效的发展。”中国科学院理化技术研究所双聘研究员刘静告诉记者。
这些失效是造成很多材料寿命受到限制的因素，包括用机、油井和其他重要工业应用的材料在内均是如此。金属疲劳，如纳米裂纹随时间不断积累，可能是结构化金属最常见的失效模式。如果你能找出防止这些纳米裂纹发生，或一旦形成后能加以立即修复，或阻止它们扩展的方法，将可望提高组件的寿命或安全。
引发新材料革命
事实上，这种自我修复机制相当简单。科研人员沿着线路部署10微米大小的充满了液态金属镓铟合金的微型胶囊，如果电路下方出现裂缝，那么胶囊就会裂开去修复电路，溢出的液态金属能恢复99%的导电性。这种微型胶囊能“治愈”大部分测试电路，用时只需一微秒，便能让电压恢复到正常值。
现在的可充电电池在多次重复使用后会因设备内部的损害中断电流引发故障，科研团队希望借用这一技术研制出寿命更长的可充电电池。届时电动汽车电池维护成本也将减小。这一成果还可用来制备具有自我修复功能的电子芯片和电子设备。
目前主要的技术难点在于如何让胶囊知道电路已经损坏，现阶段胶囊开裂的可能性为90%。科研人员表示，这项技术也能在常见的印刷电路板上使用。
除此之外，部分金属与其他特殊材料混合制成复合材料后，其具备的自我修复功能还可以用于军事方面。美国五角大楼曾检测一项可自我修复的新材料，这种材料由镁、铝等金属，与其他特殊材料混合构制，其内部呈泡沫结构，熔点相对较低。
若把这种材料用在装甲车外部，当遭到火箭弹等重型武器攻击时，这种材料中的泡沫便会破裂，裂缝将被气流携带的金属液体迅速填补愈合，之后凝固，就能使装甲车恢复如初。这种机制一旦被人类掌握，便可能研制出更多新式材料，应用在工业、军事等方面。
当然，这种自我修复能力还被科研人员用于人造肌肉自我修复方面的探索。
美国得州大学纳米技术研究院的教授雷·鲍夫曼的研究思路是，利用电池或电源线为人造肌肉提供生命能量。如果能像人类肌肉通过食物供应获得再生能力一样，人造肌肉能够利用自我供电的方式获得能量，人造肌肉就会迈出伟大的一步。
最初的时候，鲍夫曼小组利用几层碳纳米管研制成人造肌肉，由于碳纳米管能够容纳大量的电荷，向这些层状碳纳米管中施加一定的电压后，这些人造肌肉能够收缩。鲍夫曼随后将层状碳纳米管与燃料电池相连，这些燃料电池能够将化学能转化成电能。
但是碳纳米肌肉有一个很大的局限，虽然产生的力量是人类肌肉的100倍，但它的伸缩幅度太小，不能用于人造器官等装置。
于是，鲍夫曼开始尝试另一种完全不同的新材料——镍钛诺。它是一种镍钛合金，拥有记忆形状的特殊能力，这种合金能够很容易地弯曲或伸展，外力消失又会很快恢复到以前的形状。
鲍夫曼将这种合金做成电线，这些电线能够“记住”两个不同的长度点。镍钛诺人造肌肉最大的优点是伸展幅度非常大，完全可以达到机器人和人造假肢的要求。
目前，具有记忆形状的镍钛诺肌肉所需要的循环系统还在研究中，人造肌肉在控制精确性、耐受力和生物相容性等方面还需要改进。
自我修复材料
为了寻找有效的新材料，实现金属自我修复的功能，科研人员试图通过人为手段来实现。
北卡罗来纳州立大学的科研人员就发现了一种使用液态金属和特殊聚合物制造电线的方法。这种液态金属电线具备极强的伸缩能力，可以拉伸为原始长度的8倍。在拉伸的过程中电线还可以正常使用，即便完全切断也具备自我修复的功能。
为了制备这种具备自我修复能力的电线，科研人员专门制造了一种由聚合物材料构成的外部护套。他们将铟和镓的液态合金放置于这一同样具有可延展功能的护套通道之中，发现和液态合金相连的电线可以导电使得灯泡变亮。
为了验证这种液态金属的自我修复能力，科研人员用剪刀将护套以及液态金属的通道剪断，灯泡随之熄灭。但外露的液态金属因为被氧化，形成了坚固外层，不会有泄漏。再将剪断的两边接合起来，液态金属又恢复了流动，灯泡也再次被点亮，可见其修复能力使得接合效果与断裂之前相同。
事实上，刘静认为，相变过程中，金属中的支晶有的像狼牙棒、有的像仙人掌，确实会产生自我修复，但其状态和程度取决于很多因素，比如单质的金属和合金就不一样，温度的高低也会产生不同的影响。这说明金属在固态变为液态的时候会发生相变。
如果将这样的液态电线与小型录音设备相连，嵌置于桥梁或水坝内，电线会随着压力变化而伸收，建筑结构的安全性便可以被实时监测。这些成果还可以用于从耳机线到手机充电器电线等各种导线和电子纺织品中，负责该项研究的迈克尔·迪基博士表示，包裹在特殊材料护套中的液态电线，不仅可自我修复，还具备可根据其接收的无线电波长来自我调整的能力。这种液态金属电线可以供可携式无线设备使用。
成绩与挑战
在金属修复能力机制探索方面，由刘静领导的中国科学院理化技术研究所与清华大学联合小组同样有所建树，其科研成果发表于美国物理学会《应用物理快报》上。核心思想在于：他们在驱动弹性体方面引入了具有超级顺应性和平面自修复特性的液态金属薄膜电极技术，其中液态金属薄膜平面自修复现象系首次发现。
由于采用了液态金属电极，这一技术可以实现的弹性材料形变量，显著超越了以往的固体金属电极技术，以及近年来引起关注的纳米金属颗粒浆料电极技术，在人工肌肉、柔性电子和智能服等方面有着重要的应用价值。而且，与以往金属自修复机制不同的是，该材料的修复过程完全依靠电学激励，无需借助机械力作用，因而易于发展成纯电控的智能器件。
事实上，该小组在以往的试验中还曾发现，金属在固态变为液态的时候会发生相变，出现不同的相态和不同晶体。在力学和其他外部条件的作用下，会呈现形态各异的支晶，类似于雪花、冰晶，这可用于材料特性的控制。金属材料的自修复行为是一个新兴的领域，为许多非常规应用打开了大门。然而，要实现特定技术的产业化应用，还需解决所面临的一系列基础和应用问题，比如材料组分、结构与功能的对应关系，材料设计与器件集成乃至最优应用方式的探索等。
生态修复可研篇6
关键词：镉污染；农田；修复技术；农产品安全；发展趋势
中图分类号 X53 文献标识码 A 文章编号 1007-7731（2017）06-0115-06
Research Progress on Remediation Technology of Cadmium-contaminated Agricultural Soils
Ni Zhongying1 et al.
（1Agricultural and Forestry Technology Promotion Center of Tonglu County，Tonglu311500，China）
Abstract：Cadmium is one of heavy metals most widely found in the polluted agricultural soils and agricultural products in China.Remediation of cadmium contaminated farmland soils is always the key and difficult point in the treatment of heavy metal pollution of China.In recent years，a great deal of research and exploration on the remediation technologies of cadmium contaminated farmland soils have been done at both home and abroad，and the effects of various kinds of passivation agent and agricultural measures on reducing cadmium accumulation in agricultural products were studied.Several measures，such as the implementation of low absorption crop varieties，engineering measures，chemical remediation，bioremediation and agronomic regulation，had been put forward.In this paper，the application effects，mechanism and limiting factors of various techniques in remediation of cadmium contaminated soil were reviewed.It is suggested that the classification management and the implementation of joint remediation technologies are the future development of the remediation of cadmium contaminated farmland soils in China.
Key words：Cadmium pollution；Farmland；Remediation technology；Agricultural product safety；Development trend
k是土壤等环境中活性较强的一种重金属，因毒性大、易被作物根系吸收而向籽实迁移并积累在农产品中，其对生态环境的影响远高于其他重金属，是我国农田土壤污染最为广泛和农产品中超标最为突出的重金属元素。根据《全国土壤污染状况调查公报》（环境保护部和国土资源部，2014），我国耕地土壤重金属的总超标率为19.4%，其中镉的点位超标率为7.0%，居我国土壤污染物首位[1]。同时，相关研究调查也证实，稻米等农产品中普遍存在镉的污染，在南方酸性红壤地区尤为突出[2-4]。环境中镉主要通过土壤-作物-食品链进入人体，有关镉污染土壤的修复一直是农业与环境科学领域研究的热点[5]，已初步形成了种植低吸收作物品种、工程措施、化学修复、生物修复和农艺调控等镉污染土壤修复技术[6]。这些技术主要通过以下3种途径达到农产品质量安全：一是减少作物对土壤中镉的吸收；二是改变镉在土壤中的存在形态，使其由活化态转变为稳定态；三是从土壤中去除镉，使镉接近或达到土壤本底水平。但目前这些技术多局限于室内模拟研究，尚处于试验阶段，在实际应用中还存在较大的局限性。本文分类评述了这些修复技术的效果、作用机理及限制因素，目的是为完善与发展镉污染农田土壤的修复技术提供借鉴。
1 低吸收镉作物品种的筛选
研究表明，不同农作物对镉的吸收和积累存在很大的差别，同类作物的不同品种之间对镉的吸收和积累也有所不同。因此，在实际生产中，可利用可食部位镉积累较低的农作物来避免或减控镉进入食物链，这被认为是镉污染土壤持续安全生产的一条有效途径。
1.1 低吸收镉作物品种 水稻、小麦和玉米等禾谷类作物的产品（籽实）中易积累镉，容易丧失食用价值。水稻对镉有较强的生理耐受能力和富集能力，因而水稻籽粒中的镉积累常常较高。国内已在小麦、水稻、大白菜、油菜、玉米、花生、番茄等农作物上开展了镉低积累品种的筛选研究[7-9]，并以水稻品种的筛选研究最多，不同水稻品种的镉积累可以有1倍以上的差异[10]。例如，蒋彬等采用大田试验对239份稻米中镉含量进行了分析发现[11]，不同水稻品种籽粒中镉含量可在0.01～1.99mg/kg变化，不同基因型稻米中镉含量差异极显著。研究表明[12-14]：晚稻对镉的富集性显著大于早稻，籼稻品种糙米镉含量高于粳稻，生育期较长的高产品种的糙米中镉含量高于生育期较短的中、低产品种，杂交稻的镉含量高于常规稻，普通稻镉含量高于优质稻，超级稻吸收积累镉的能力显著高于普通杂交稻。
不同蔬菜种类对镉的富集能力也有明显差异[15]，镉在蔬菜中迁移累积：苋菜>叶用莴苣>菜苔>蕹菜>芥菜；蔬菜对镉的吸收整体表现为：叶菜类>花果类>块根类[16]。成都地区的研究表明[17]，不同蔬菜对镉的吸收：菠菜>芹菜>大白菜>韭菜>黄瓜>油菜>花菜>蕃茄>甘蓝；对长沙地区的比较研究发现[18]，不同蔬菜对镉的吸收能力：叶菜类>茄果类>豆类>根菜类>甘蓝类>瓜类。这些研究为利用镉低积累农作物减免镉污染农田对农产品的危害奠定了基础。
目前还没有明确的镉低积累作物标准，但一般认为种植镉低积累作物能降低农作物的镉吸收和积累，其食用部位镉含量低于国家食品卫生标准，能满足农产品安全食用的要求[19]。镉低积累农作物中镉的富集系数和转运系数常低于1；另外，镉低积累农作物对镉具有较强的耐受性，可正常生长在镉污染的土壤中。
1.2 低积累机理 农作物籽粒中镉的积累量与作物根系的形态、根对镉的吸收能力和生理活性、根表氧化膜以及镉在体内运输的不同有关[10]。水稻根系具有向根际释放氧气和氧化物质的能力，根际氧化还原电位高于土体，可使水稻土中大量的亚铁和亚锰等还原物质在水稻根表氧化形成铁锰胶膜，后者可减少土壤镉离子进入水稻体内[20，21]。不同水稻品种形成氧化铁锰胶膜的能力不同，因此它们对降控镉离子进入水稻体内的能力也有差异。研究还表明，金属转运蛋白在水稻对镉的耐性和积累中也起着重要作用[20]。不同水稻品种的这些转运蛋白基因有所差别，导致了镉在不同水稻品种体内运转的差异。根系是镉等重金属进入植物的门户，根系的形态和生理活性以及根与土壤环境的相互作用都会影响植物对镉的吸收。单位产量耗水量、根冠比高的水稻品种其糙米中镉含量相对也较高[10]。
1.3 实际应用中的限制因素 镉低积累农作物在控制镉吸收的潜力有限，因此，这一技术一般只适用于轻中度镉污染土壤的镉污染控制。另有研究表明[22]，因不同土壤的pH值、Eh、有机质等性状的差异，镉低积累作物在不同性状的土壤中其低积累效果也会有很大的差别。但至今有关镉低积累作物在不同土壤、气候条件下的适应性还不清楚，从而影响了镉低积累作物的推广应用，这也是这些作物在控制镉吸收效果不稳定的主要原因。
2 镉污染土壤的化学修复技术
对土壤本身直接进行处理修复污染土壤的技术包括工程措施和化学修复。工程措施包括客土法、去表土法、电修复技术、淋滤法和洗土法等。客土法是在污染的土壤上加入未污染的新土来控制污染土壤对植物的危害；去表土法是将污染的表土移去来减少对植物的影响；电修复技术是通过在土壤外加一直流电场，在电解、电迁移、扩散、电渗、电泳的作用下促使重金属向阴极运动，通^工程化进行收集处理；淋滤法和洗土法是运用化学试剂与土壤重金属离子作用来降低土壤中重金属的浓度。目前，这些方法虽然短期内效果显著，但成本高、容易形成二次污染，主要用于场地重金属治理，在农田土壤镉污染修复的成功案例不多。而化学钝化治理方法就是向土壤中投入钝化剂（抑制剂，改良剂），通过增加土壤有机质、氧化物及粘粒的含量，改变土壤阳离子代换量、氧化还原电位（Eh）、pH值和电导等物理化学性质，来降低土壤镉等重金属生物有效性的方法，它是当前农田土壤镉污染治理的重要方法。与以上工程措施比较，化学修复方法对土壤结构影响不大，符合农业生产的需要。
2.1 化学钝化剂的种类 常用的钝化剂包括无机钝化剂和有机钝化剂两大类，无机钝化剂主要有工业废弃物（钢渣、炉渣）、石灰、赤泥、硅肥、钙镁磷肥、粉煤灰、白云石、粘土矿物（沸石、海泡石、膨润土、凹凸棒石）、拮抗物质等；有机钝化剂主要来源于有禽畜粪便、作物秸秆、泥炭、豆科绿肥和堆肥及天然提取高分子化合物等。其中，使用石灰是目前试验研究中应用较多的钝化剂。
2.2 钝化机理 化学钝化的机理主要是通过改变土壤性状来降低土壤中镉的活性，涉及沉淀固定、吸附及离子交换、离子拮抗、螯合等作用。但对多数钝化剂而言其作用机理往往不是单一的，常常是由多种机理共同作用。
2.2.1 沉淀/固定作用 多数钝化剂通过该作用来降低土壤中镉的有效性。施用石灰等碱性物质（包括石灰、生物质炭、白云石等）可明显提高土壤pH，降低土壤中镉的溶解度和活性。另外，当土壤中施入含碳酸根离子、硅酸根离子、氢氧根离子等的钝化剂时，镉离子可与这些阴离子发生作用生成难溶的碳酸镉、硅酸镉、氢氧化镉等沉淀，降低土壤镉的有效性，从而抑制作物对其的吸收。例如，钙镁磷肥中磷酸根离子可与镉离子结合，生成磷酸盐沉淀[23]。
2.2.2 吸附及离子交换作用 沸石等粘土矿物具有很强的离子交换能力，可通过离子交换和专性吸附吸持镉离子降低土壤中镉的有效性。另外，施用石灰可通过提高土壤pH，增加土壤胶体表面的负电荷，增强对镉离子的吸附，降低土壤中镉的生物有效性[24]。因有机质具有较高的比表面积和交换能力，因此，施用有机物料也能增加对镉的吸附[25]。
2.2.3 离子拮抗作用 有研究表明，镉能与许多营养元素包括锌、硒、铜、锰、铁、钙、钾、磷、氮等产生交互作用，它们之间的作用可以是协同、拮抗或无直接相关。镉离子与锌离子有相似的外层电子结构，两者可以互相竞争进入生物细胞上的结合位点，因此，施用锌可抑制玉米幼苗吸收镉。常用镉的拮抗物质有硫酸锌、稀土镧等。石灰中的Ca2+也能与Cd2+发生拮抗，降低土壤Cd2+的有效性[26]。
2.2.4 螯合作用 有机改良剂含有大量的氨基、亚氨基、酮基、羟基及硫醚等有机配位体，能与镉等重金属离子螯合形成难溶的螯合物，从而减轻重金属离子的生物有效性。
2.3 应用效果 众多试验都表明钝化效果随钝化剂添加量和钝化时间的增加而增加。据报道，在赤红壤中适当加入石灰后，可使土壤有效态镉含量大幅度降低；调节土壤pH值至7时能显著降低胡萝卜和菠菜中的镉含量[27]。南方酸性土壤中按0.7%比例添加石灰30d后土壤中有效态镉降低了28.17%[28]。向土壤中添加石灰和过磷酸钙可使大米镉含量下降45.1%[29]。生物炭是一种含碳量高、孔隙密度大、吸附能力强的多用途材料[30]，能明显减少土壤中有效态镉的含量，减少作物对重金属镉的吸收[31]。但生物炭的实际钝化效果因生物炭类型、土壤类型、作物种类等条件的不同而不同。在酸性土壤中投放钙镁磷肥能显著提高土壤pH，降低交换态和有效态镉含量，显著减少水稻对镉吸的吸收，且其后效持久[32]。据试验[54]，将300kg/hm2硅肥和1 800kg/hm2钙镁磷肥混合施用，可使水稻增产33.3%～36.2%，同时糙米镉含量下降72.1%～84.2%。施用粉煤灰也可提高土壤pH，降低镉的迁移能力。基施5g/kg碱性煤渣，可使早稻糙米镉含量降低75.4%，晚稻糙米镉含量降低87.9%[33]。
赤泥是在铝土矿提炼氧化铝的过程中产生的废弃物，其对镉的吸附容量高达22.25g/kg[34]，其对土壤中的重金属离子有较好的固定能力，使其从可交换状态转变为键合氧化物状态，从而降低土壤中重金属离子的活动性。赤泥可明显提高酸性土壤的pH值，赤泥处理后有效镉的含量可比对照处理下降31%[35]，10%用量时可使牛毛草含镉量降低87%[36]，且其改良效果具有持续性。
用于修复土壤重金属污染的粘土矿物主要有沸石、海泡石、凹凸棒石、伊利石、高岭石、蒙脱石等。据试验，沸石可吸附土壤中镉等重金属，降低其生物有效性[37]，使盆栽莴苣叶片镉浓度降低86%。与普通沸石相比，纳米沸石不仅能显著提高大白菜生物量，也能显著降低土壤可交换态镉含量和大白菜镉含量及镉积累[38]。施用海泡石能显著促进空心菜的生长，降低空心菜中镉的含量[39]，减少水稻和萝卜对镉的吸收[40]，但其效果取决于土壤类型[41]。在镉污染土壤中施用少量凹凸棒石，可减少镉对玉米生长的毒害[42]。
叶面喷施锌、硒，在富积锌、硒的同时可使镉的吸收降低37.01%和31.63%[43]。稀土镧对小白菜、大豆吸收镉有抑制作用[44]，也可抑制玉米幼苗对镉的吸收。经过稀土处理的大白菜，与对照相比镉含量下降89.4%～98.08%[45]。
施用有机肥料可促使交换态镉向有机结合态和氧化锰结合态镉转化[46]，从而降低土壤有效镉含量。据报道，在小麦盆栽试验土壤中施加猪厩肥，能有效减少了土壤中有效态和铁锰氧化物结合态镉含量[47]；施用牛粪、猪粪等有机肥降低了土壤中DTPA提取的镉含量[48]。稻草和紫云英可显著降低红壤和潮土中可交换态镉的含量[49]。泥炭能吸附土壤中镉等重金属，降低其生物有效性[50]。但也有研究表明，长期施用有机肥可增加稻田土壤重金属污染风险，这主要与有机肥对金属离子的激活效应有关。另外，在有机肥施用时需充分考虑到肥源中镉等重金属的含量。
2.4 存在问题 由于钝化机理的特殊性，多数钝化剂只是通过各种作用暂时性地降低了镉的有效形态，随着土壤环境的改变或其他因素的变化，土壤中镉的形态可能随之又恢复到之前的不稳定状态，因此，钝化修复容易在后期给土壤带来二次污染的威胁。目前大部分重金属钝化研究都基于短期室内试验，缺乏长期观测研究，对其最合适用量和施用方法的研究相对较少，寻找钝化剂的最佳┝亢妥罴咽檬逼谟写进一步研究。此外，长期大量使用可能会造成土壤中某些微量元素的缺乏，不利于作物的生长。
3 镉污染农田土壤的生物修复
镉污染农田土壤的生物修复是指利用生物的某些习性来适应、抑制和改良镉污染，包括动物修复、植物修复和微生物修复。
3.1 动物修复技术 动物修复是利用土壤中的某些低等动物如蚯蚓、鼠类等能吸收重金属的特性，在一定程度上降低了污染土壤中重金属含量，达到了动物修复重金属污染土壤的目的。目前利用低等生物进行镉污染修复的研究仍局限在实验室阶段。敬佩等的研究发现[51]，蚯蚓对镉具有较强的富集能力，富集量随着蚯蚓培养时间的延长而逐渐增加。但因受低等动物生长环境等因素制约，动物修复效率一般，并不是一种理想的修复技术。
3.2 植物修复技术 植物修复是指利用植物吸收、吸取、分解、转化或固定土壤中有毒有害污染物的技术的总称[52]，包括植物提取、植物挥发、植物降解、植物根滤和根际微生物降解，其中植物提取修复即利用超积累植物的特性来修复镉等重金属污染土壤应用最为广泛。超积累植物的概念最早由Brooks等于1977年提出，目前已发现400多种，涉及近20科、500种，其中十字花科较多，主要集中于芸薹属、庭芥属及遏蓝菜属。对镉污染土壤修复效果较好的超积累植物包括十字花科、禾本科在内的10余科植物[53-54]；我国已筛选出的镉超高富集植物主要有东南景天、宝山堇菜、中油杂I号、蒲公英、龙葵、小白酒花、园锥南芥等。除此之外，一些观赏性植物、农田杂草、木本植物也是镉污染土壤修复超积累植物来源[55-56]。某些超积累植物积累镉的含量可在0.1%以上。
镉超积累植物耐性机理主要有区隔化作用、抗氧化作用和螯合作用等。区隔化作用作为重金属进入植物体的第一道屏障，主要利用植物细胞壁中大量配体残基通过包括离子交换、吸附、配位络合等作用结合重金属，影响重金属离子向细胞内扩散，以达到解毒的作用。抗氧化系统是植物受逆境胁迫时抵抗不良影响的重要机制，保护细胞免受氧化胁迫的损伤。植物体内存在有机酸、氨基酸、植物螯合肽（PCs）和金属硫蛋白（MTs）等多种金属配位体，可与重金属元素发生螯合作用，将离子态的重金属转变成低毒或无毒的螯合态形式，从而降低了原生质体中游离态重金属浓度，减轻或解除了其毒害作用。
植物修复技术的优点是实施较简便、投资较少和对环境破坏小，但其也存在着一些不足，主要是这类植物往往生长缓慢、生物量低，修复周期长而难以广泛应用。但也有试验表明，通过向土壤中引入有益微生物、施用化学物质及肥料和采取农艺强化措施，促进超积累植物对养分的吸收，提高超积累植物修复镉污染土壤的效率[57]。
3.3 微生物修复技术 某些微生物可对土壤中重金属进行固定、迁移或转化，从而达到降毒和解毒的目的。微生物修复重金属污染土壤的原理主要包括微生物沉淀、微生物吸附和微生物摄取。一些微生物的代谢产物，如S2-、PO43-能与Cd2+反应生成沉淀，降低镉的毒性[58]。微生物细胞壁和其分泌的胞外聚合物（EPS）含有大量的化学基团，能直接吸附重金属[59]，减轻或解除镉的毒害作用。目前用于镉污染土壤修复的微生物涵盖了细菌（柠檬酸杆菌、芽孢杆菌、假单胞菌等）、真菌（根霉菌、青霉菌、木霉菌等）和某些小型藻类（小球藻、马尾藻等）[53，60]。微生物镉污染土壤修复方法作为一种绿色环保的修复技术，已引起国内外相关研究机构的极大重视，具有广阔的应用前景。但该类方法修复见效速度慢、修复效果不稳定，使得大部分微生物修复技术还局限在科研和实验室水平，实例研究少。
生物修复技术因具有资金投入少、操作成本低、对环境无二次污染等优势，在处理重金属污染土壤方面有着广阔的应用前景，随着现代分析科学和技术的发展，生物钝化技术有望在镉污染土壤的实地修复中发挥有效作用。但某些生物修复也不能将重金属从土壤中永久去除，一旦土壤环境理化特性发生变化，被钝化的重金属离子会被重新活化。
4 镉污染的农艺调控技术
作物对镉的吸收受土壤质地、pH值、Eh值、阳离子交换量（CEC）、根际环境、养分含量、有机质组分等多种环境因子的影响，农艺控制措施一般是通过多种植物组合间作、轮作以及改变土壤水分状况和养分状况等，从而达到有效降低植物对镉的吸收的目的。
4.1 水分管理 土壤的Eh值可影响土壤镉的有效态而影响作物对镉的吸收，随着Eh值的降低，土壤中水溶性镉含量、水稻吸收镉的总量及地上部镉含量随之下降。由于Eh值主要受土壤淹水状况影响，故可通过控制土壤水分来调节Eh值，达到降低作物镉吸收的目的[61]。水稻全生育期淹水管理可促进土壤中产生H2S，后者可与Cd形成CdS沉淀，降低镉的生物有效性[61]。张雪霞等的土壤水分管理试验表明，水稻籽粒中镉积累：80%的最大田间持水量>最大田间持水量>前期淹水+抽穗扬花期烤田>全生育期淹水，全生育期淹水管理在能保证水稻产量的同时，可有效降低水稻茎叶、糙米中的镉含量。
4.2 科学施肥 施肥对植物吸收镉也有一定的影响。不同形态的氮肥可造成土壤-作物根际环境状况的变化，从而影响镉在根际土壤的化学行为，导致镉有效性的差异，也会影响作物对镉的吸收。硝态氮能提高根际土壤的pH值，降低土壤镉等重金属的活性，促进水稻等作物对镉等重金属的吸收，而铵态氮的作用则刚好相反。徐明岗等研究发现[62]，施用（NH4）2SO4、NH4Cl这2种氮肥至镉污染土壤会促进植物对镉的吸收。由于磷肥对土壤pH值的影响，当加入钙镁磷、磷酸氢钙和磷酸二氢钾等碱性磷肥时，pH值升高，镉的生物有效性降低。因此，在施用磷肥时，应考虑不同磷肥的化学性质及土壤性质的差异。钾肥对土壤中镉有效性的影响同样表现在影响土壤pH值和理化性质，在镉污染的水稻土中采用含硫钾肥较为适宜。贾倩等的研究表明[63]，钾硅肥施用可显著降低水稻茎叶和籽粒中镉含量。胡坤等[64]采用盆栽试验发现，镁和硫能通过抑制镉从秸秆向水稻籽粒的转移来降低籽粒的镉积累；铁、铜、锰、硼等处理都能有效地抑制镉从茎秆向籽粒的转移，从而减少水稻籽粒的镉含量；硒能改变镉在根亚细胞的分布，增强镉在根细胞壁上的吸附，从而降低水稻对镉的吸收。
4.3 改变耕作制度 耕作管理制度也可控制农作物中重金属的积累。在土壤镉污染严重的农田可通过选择抗污染的植物或不种植进入食物链的植物（例如，苎麻、桑树等）来防止农产品中镉的积累。
5 研究展望
以上分析表明，通过近30年的试验研究国内外已形成了多种技术用于农田土壤镉污染修复。但由于土壤镉污染产生的广泛性及土壤生态系统的复杂性、多样性，现阶段普遍推广的土壤镉污染修复技术尚存在一些不足。其中较为突出的是现有技术耦合集成度低、标准化不足，难以大面积异地复制推广。因此，今后还需加强农田土壤镉污染修复技术的研究，逐步形成农田镉污染分区、分类、分级阻隔与钝化阻控治理方法，创建高效、低成本、环境友好的阻隔与钝化材料与产品，创建轻简化、可复制的农田重金属污染阻隔与钝化技术体系，实现农田镉污染“边修复边生产”，保证农产品质量安全和人体健康，维护农业可持续发展。为此，笔者建议从以下几个方面加强研究：
（1）做好源头控制：由于污染土壤的治理与修复需要花费大量的人力与资金，因此农田土壤镉污染控制应从源头抓起，以防为主，在阻禁一切镉污染渠道的基础上，发展清洁工艺，减少污染或不污染土壤。
（2）加强各类技术的适用性研究：应根据镉污染物性质（浓度、形态）、土壤条件、气候条件，确定相应的治理措施。在具体研究时，应重视研发高效、低成本的农田镉污染阻隔、钝化产品及标准化技术构建。
（3）加强联合修复技术研究：单一的修复方法常难以适应多种重金属复合污染土壤的修复，有必要采用化学、生物学联合修复的方法，并加以优化。化学修复可以与其他修复方式（如植物修复、微生物修复等）相结合，使对重金属污染的土壤从“减”、“控”、“阻”多方面同时进行，保证有一个健康稳定的土壤环境。此外，还需注重钝化剂与肥料配合施用的技术研究，开发钝化修复专用肥，使其既能钝化镉，又能保证粮食安全和节s劳力成本。
（4）加强开展各类技术的稳定性和长期性研究：对于钝化剂的选择，要保证其对重金属的钝化效果明显且简单易行，同时，从长远角度出发，钝化剂的施入不能对土壤环境造成剧烈变化，不能对土壤的基本理化性质产生相对较大的影响。
参考文献
[1]环境保护部，国土资源部.全国土壤污染状况调查公报[R].中国：环境保护部国土资源部，2014.
[2]宋春然，何锦林，谭红，等.贵州省农业土壤重金属污染的初步评价[J].贵州农业科学，2005，33（2）：13-16.
[3]黎勇，钟格梅，黄江平，等.2001-2013年广西农田土壤镉含量调查[J].环境卫生学杂志，2014，4（6）：544-547.
[4]田秀红.我国城郊蔬菜重金属污染研究进展[J].食品科学，2009，30（21）：449-453.
[5]彭少邦，蔡乐，李泗清.土壤镉污染修复方法及生物修复研究进展[J].环境与发展，2014，26（3）：86-90.
[6]廖芳芳，付文婷，王永平，等.镉低积累农作物筛选研究进展[J].南方农业，2015，9（25）：58-60.
[7]徐燕玲，陈能场，徐胜光，等.低镉累积水稻品种的筛选方法研究：品种与类型[J].农业环境科学学报，2009，28（7）：1346-1352.
[8]王激清，刘波，苏德纯.超积累镉油菜品种的筛选[J].河北农业大学学报，2003，1（1）：15-19.
[9]朱芳，方炜，杨中艺.番茄吸收和积累Cd能力的品种间差异[J].生态学报，2006，26（12）：4071-4075.
[10]吴启堂，陈卢，王广寿.水稻不同品种对Cd吸收累积的差异和机理研究[J].生态学报，1999，19（1）：104-107.
[11]蒋彬，张慧萍.水稻精米中铅镉砷含量基因型差异的研究[J].云南师范大学学报，2002，22（3）：37-40.
[12]龙小林，向朝，徐艳芳，等.Cd2+胁迫对籼稻和粳稻不同生育期生长发育的影响[J].环境科学与技术，2013，36（11）：61-66.
[13]唐非，雷鸣，唐贞，等.不同水稻品种对镉的积累及其动态分布[J].农业环境科学学报，2013，32（6）：1092-1098.
[14]仲维功，杨杰，陈志德，等.水稻品种及其器官对土壤重金属元素Pb、Cd、Hg、As积累的差异[J].江苏农业学报，2006，22（4）：331-338
[15]欧阳喜辉，赵玉杰，刘凤枝，等.不同种类蔬菜对土壤镉吸收能力的研究[J].农业环境科学学报，2007，27（1）：1067-1070.
[16]姚春霞，陈振楼，张菊，等.上海浦东部分疏菜重金属污染评价[J].农业环境科学学报，2005，24（4）：761-765.
[17]罗晓梅，张义蓉，杨定清.成都地区蔬菜中重金属污染分析与评价[J].四川环境，2003，22（2）：49-51.
[18]，刘明月，贾来，等.长沙地区蔬菜重金属污染初探[J].湖南农业大学学报（自然科学版），2005，31（1）：87-90.
[19]刘维涛，周启星.重金属污染预防品种的筛选与培育[J].生态环境学报，2010，19（6）：1452-1458.
[20]刘敏超，李花粉，夏立江，等.根表铁锰氧化物胶膜对不同品种水稻吸镉的影响[J].生态学报，2001，21（1）：598-602
[21]黄德乾，汪鹏，汪玉军，等.污染土壤上水稻生长及对Pb、Cd和As的吸收[J].土壤，2008，40（4）：626-629
[22]范中亮，季辉，杨菲，等.不同土壤类型下Cd和Pb在水稻籽粒中累积特征及其环境安全临界值[J].生态环境学报，2010，19（4）：792-797
[23]屠乃美.不同改良剂对铅镉污染稻田的改良效应研究[J].农业环境保护，2000，19（6）：324-326.
[24]Naidu R，Bolan N S，Kookana R S，et a1.Ionic strength and pH effects on surface charge and Cd sorption characteristics of soils[J].Journal of Soil Science，1994，45：419-429.
[25]张晓海，邵丽，张晓林.秸秆及土壤改良剂对植烟土壤微生物的影响[J].西南农业大学学报，2002，24（2）：169-172.
[26]Wang X，Liang C H，Yin Y.Distribution and transformation of cadmium formations amended with serpentine and lime in contaminated meadow soil[J].Journal of Soils and Sediments，2015，15（7）：1531-1537.
[27]Hoods P S，Alloway B J.The effect of liming on heavy metal concentrations in wheat，carrots and spinach grown on previously sludge-applied soils[J].Journal of Agricultural Science，1996，127：289-294.
[28]赵小虎，刘文清，张冲，等.蔬菜种植前施用石灰对土壤中有效态重金属含量的影响[J].广东农I科学，2007，43（7）：47-49.
[29]丁凌云，蓝崇钰，林建平，等.不同改良剂对重金属污染农田水稻产量和重金属吸收的影响[J].生态环境，2006，15（6）：1204-1208.
[30]Tran H N，You SJ，Chao H P.Effect of pyrolysis temperatures and times on the adsorption of cadmium onto orange peel derived biochar[J].Waste Management & Research，2016，34（2）：129-138.
[31]Yousaf B，Liu G J，Wang R W，et al.Investigating the potential influence of biochar and traditional organic amendments on the bioavailability and transfer of Cd in the soil-plant system[J].Environmental Earth Sciences，2016，75（5）：1-10.
[32]曹仁林，霍文瑞.不同改良剂抑制水稻吸镉的研究[J].农业环境保护，1992，11（5）：195-198.
[33]王凯荣，张玉烛，胡荣桂.不同土壤改良剂对降低重金属污染土壤上水稻糙米铅镉含量的作用[J].农业环境科学学报，2007，26（2）：476-481.
[34]Liu Y，Lin C，WU Y.Characterization of red mud derived from a combined bayer process and bauxite calcinations method[J].Journal of Hazardous Materials，2007，146：255-261.
[35]刘昭兵，纪雄辉，王国祥，等.赤泥对Cd污染稻田水稻生长及吸收累积Cd的影响[J].农业环境科学学报，2010，29（4）：692-697
[36]Friesl W.Lombi E，Horak O，et a1.Immobilization of heavy metals in soils using inorganic amendments in a greenhouse study[J].Journal of Plant Nutrition and Soil Science，2003，166（2）：191-196.
[37]郝秀珍，周东美.天然蒙脱石和沸石改良对黑麦铜尾矿砂上生长的影响[J].土壤学报，2005，42（3）：434-439.
[38]熊仕娟，徐卫红，谢文文，等.纳米沸石对土壤Cd形态及大白菜Cd吸收的影响[J].环境科学，2015，36（12）：4630-4640.
[39]李明德，童潜明，汤海涛，等.海泡石对镉污染土壤改良效果的研究[J].土壤肥料，2005，42（1）：42-44.
[40]朱奇宏，黄道友，刘国胜，等.石灰和海泡石对镉污染土壤的修复效应与机理研究[J].水土保持学报，2009，23（1）：111-116.
[41]Keller C，Marchetti M，Rossi L，et al.Reduction of cadmium availability to tobacco（Nicotiana tabacum）plants using soil amendments in low cadmium-contaminated agricultural soils：a pot experiment[J].Plant and Soil，2005，276（1-2）：69-84.
[42]杨秀敏，胡桂娟.凹凸棒石修复镉污染的土壤[J].黑龙江科技学院学报，2004，14（2）：80-82.
[43]吕选忠，宫象雷，唐勇.叶面喷施锌或硒对生菜吸收镉的拮抗作用研究[J].土壤学报，2006，43（5）：868-870.
[44]周青，彭方睛，黄晓华，等.镉对小白菜生长的影响与La-Gly的防护效应[J].农业环境保护，1997，16（6）：245-246.
[55]高贵喜，赵惠玲，王青，等.稀土抗大白菜重金属污染栽培研究[J].山西农业科学，2003，31（4）：58-60.
[46]张亚丽，沈其荣，姜洋.有机肥料对镉污染土壤的改良效应[J].土壤学报，2001，38（5）：212-218.
[47]华珞，白铃玉，韦东普，等.有机肥-镉-锌交互作用对土壤镉锌形态和小麦生长的影响[J].中国环境科学，2002，22（4）：346-350.
[48]Narwal R P，Singh B R.Effect of organic materials on partitioning，extractability and plant uptake of metals in all alum shale soil[J].Water，Air and Soil Pollution，1998，13（4）：179-184.
[49]高山，陈建斌，王果.有机物料对稻作和非稻作土壤外源镉形态的影研究[J].中国农业学报，2004，12（1）：95-98.
[50]陈世俭.泥炭和堆肥对几种污染土壤中铜化学活性的影响[J].土壤学报，2000，37（2）：280-283.
[51]敬佩，李光德，刘坤，等.蚯蚓诱导对土壤中铅镉形态的影响[J].水土保持学报，2009，23（3）：65-69.
[52]Emst W H.Evolution of mental hyperaceumulation and phytoremediation hype[J].New Phytologist，2000，146：357-358.
[53]肖春文，罗秀云，田云，等.重金属镉污染生物修复的研究进展[J].化学与生物工程，2013，8（2）：23-25.
[54]李法云，曲向荣，吴龙华，等.污染土壤生物修复理论基础与技术[M].北京：化学工业出版社，2006.
[55]魏树和，周启星，王新，等.农田杂草的重金属超积累特性研究[J].中国环境科学，2004，24（1）：105-109.
[56]周青，黄晓华，施国新，等.镉对5种常绿树木若干生理生化特性的影响[J].环境科学研究，2001，14（3）：9-11.
[57]黄益宗，朱永官，胡莹，等.玉米和羽扇豆、鹰嘴豆间作对作物吸收积累Pb、Cd的影响[J].生态学报，2006，26（5）：1475-1485.
[58]薛高尚，胡丽娟，田云，等.微生物修复技术在重金属污染治理中的研究进展[J].中国农学通报，2012，28（11）；266-271.
[59]王玲，王发园.丛枝菌根对镉污染土壤的修复研究进展[J].广东农业科学，2012（2）：51-52.
[60]马文亭，滕应，凌婉婷，等.里氏木霉FS10-C对伴矿景天吸取修复镉污染土壤的强化作用[J].土壤，2012，44（6）：991-995.
[61]刘昭兵，纪雄辉，彭华，等.水分管理模式对水稻吸收积累镉的影响及其作用机理[J].应用生态学报，2010，21（4）：908-914.
[62]徐明岗，刘平，宋正国，等.施肥对污染土壤中重金属行为影响的研究进展[J].农业环境科学学报，2006，25（增刊）：328-333.
[63]贾倩，胡敏，张洋洋，等.钾硅肥施用对水稻吸收Pb、Cd的影响[J].农业环境科学学报，2015，34（12）：2245-2251.
[64]胡坤，喻华，冯文强，等.中微量元素和有益元素对水稻生长和吸收镉的影响[J].生态学报，2011，31（8）：2341-2348.
生态修复可研篇7
【关键词】环境生物技术；生物修复技术；水产养殖废水
1 生物修复技术的基本概念及其原理
生物修复又称生物改良，是指利用生物的生命代谢活动，来减少污染环境中的有毒有害物的浓度或使其无害化，从而使污染了的环境能够部分或完全地恢复到原初状态的过程。
生物修复根据所利用的生物，可以分为植物修复、动物修复、生态修复、微生物修复四类。根据被修复的污染环境，可以分为土壤生物修复、水体生物修复和大气生物修复。而由于生物修复的实施方法不同，又分为原位生物修复和异位生物修复。
1.1 生物修复的基本原理
生物修复技术是通过生物的降解和转化，将有机污染物转化为无害的小分子化合物和二氧化碳与水。利用生物对环境污染物的吸收、代谢及降解等功能，对环境中污染物的降解起催化作用，加速去除环境中的污染物。
1.2 生物修复技术的特点
生物修复技术具有投资费用低，对环境影响小，使用效果好，使用区域范围广，使用面积大等特点，而且能同时处理受污染的土壤和地下水。在土壤修复中还可以去除环境中的重金属和放射性核素。但其也存在局限性，生物不能降解进入环境中的所有污染物，并且受外部环境的影响较大。
2 生物修复技术在水产养殖废水中的应用
氨氮是水产养殖的最主要危害，但传统的加注新水、曝气、漂白粉或臭氧氧化、使用斜发沸石进行离子交换等方法脱氮效果并不理想[2]。而活性污泥法、生物膜法和稳定塘法等生物处理法存在或伴有污泥产生、反应启动慢、出水水质不稳定等问题。随着生物技术的发展，生物修复技术在水体氨氮污染的处理上被广泛应用。微生物修复技术在水产养殖中主要应用于养殖环境的原位修复中，主要处理底泥的有机污染和水体的富营养化问题。
2.1 生物在水产养殖环境生物修复中的作用机制
水产养殖生态环境中的有益微生物（净水微生物）在池塘连续养殖情况下，能清除因池塘长时间养殖水域底部积累的大量残余饲料、排泄物、动植物残体以及有害气体（氨、 硫化氢等），使之最终分解为CO2、碳酸盐、硫酸盐等物质，起到净化水质的作用。并且能为环境中的单细胞藻类为主的浮游植物提供营养物质，促进藻类等浮游植物的繁殖。这些藻类为主的浮游植物的光合作用，又为池塘内底栖动物、水产养殖动物的呼吸和有机物的分解提供氧气，从而形成一个良性的生态循环，有利于水产养殖动物的迅速生长。同时有益微生物的大量繁殖，在池内形成优势种，可抑制病原微生物的繁殖，减少养殖动物的疾病发生。
2.2 生物对养殖环境的生物修复
2.2.1 微生物对养殖水体氨氮污染的修复
在一般污水处理系统中，硝化细菌的含量很低。因此，研究开发硝化细菌的快速富集培养技术，提高硝化细菌的产率，对氨氮污染水体处理具有重要作用。
现实中，硝化过程主要由自养菌完成，但异养菌也可以参与硝化；氨氧化在有氧条件下可以进行，在厌氧条件下也可以发生。胡宝兰、郑平在Anammox （厌氧氨氧化Anaerobic Ammonia Oxidafion）反应器中分离了6株好氧氨氧化菌，它们不仅具有好氧氨氧化菌的典型特征，而且将其置于厌氧条件下培养也有厌氧氨氧化能力。Robertson和Van Neil分离的Psendomonasspp1、Alcaligenes faecalis和Thiosphaerapantotropha菌株，既表现为好氧反硝化，同时也具有异养硝化能力，因此，Robertson提出了好氧反硝化和异养硝化的工作模型，直接把氨转化为最终的气态产物。光合细菌在养殖水体氨氮污染生物修复中的应用非常广泛[5]。此外，应用属于放线菌的诺卡氏菌属、浮游植物的大型绿藻、席藻、螺旋藻和小球藻以及大型水生植物的伊乐藻、轮叶黑藻去除养殖水体氨氮的研究也有不少报道。
2.2.2 水生植物对养殖水体氨氮污染的修复
水生植物修复是生物方法和生态方法中的通用技术。水生植物按生态类型，可分为沉水植物、飘浮植物、浮叶植物、挺水植物。利用特定技术，还可以将浮游藻类、陆生植物应用于养殖水体修复中。目前国内外学者对植物修复富营养化水体进行了诸多研究，并取得了一定的成就，筛选出了一些优势种。植物系统对养殖水体的净化作用，主要是通过植物的吸收作用，根区微生物的降解作用，植物的吸附、过滤和沉淀作用，植物抑制藻类生长的作用以及作为生态系统的生产者来调节其他生物种类和数量的作用来完成的。其具有以下优势：净化所需的能源由光合作用提供；许多植物具有美学价值，能改善景观生态环境；植物可被收割和利用，创造新的价值；能固定土壤或底泥中的水分，防止污染源进一步扩散；为降解微生物提供了良好的栖息场所，有利于微生物的生存。水生植物庞大的根系为细菌提供多样性的生境，植物可输送氧气至根区，有利于微生物的好氧呼吸。目前，国内外应用较多的水生植物修复技术主要有人工湿地处理技术、生态浮床技术等。
2.2.3 水生动物修复技术
国内外许多学者和研究人员作了大量的研究工作，探讨水生动物对水体中有机污染物和无机污染物的吸收和利用。研究认为，在水体富营养化的防治过程中，除了考虑对藻类等浮游植物进行防治，对浮游动物的防治也不能忽视。防治浮游动物繁盛最有效的方法是放养鳙鱼，而鲢鱼的放养通常是为了消除浮游植物。鲢鳙的放养量以及如何搭配亦值得研究。鲢鳙混养时，鲢鱼大量摄取浮游植物，从而抑制了以浮游植物为食的浮游动物的生长和繁殖；如果鳙鱼的数量放养过多，鳙鱼就得不到足够的食物，生物量受到抑制，放养太少，不能充分利用饵料而影响其产量。合理搭配鲢鳙的放养数量，可充分利用天然饵料，从而减少浮游植物和浮游动物的数量，这样既可治理水体的富营养化，又可提高经济效益，是一项非常值得研究的生物修复技术。武汉东湖的围隔试验证明了链鱼和鳙鱼能有效控制蓝藻水华，并指出当放养的鲢鱼和鳙鱼的有效生物量达到46～50 g/m2时，可有效地抑制水华的发生。
3 生物修复技术的应用前景
生物技术在环境保护中已获得广泛的应用，并取得了显著成效。随着经济的腾飞、人口的膨胀、资源的短缺、环境状况的恶化以及人类环保意识的增强，生物技术的环境保护功能显得越来越重要，其明显的经济效益、环境效益和社会效益引起科技界和企业界的极大关注，呈现良好的发展趋势。
参考文献：
[1]杨秀敏等.生物修复技术的应用及发展[J].2007（16）.
[2]李谷等.硝化细菌富集方法的研究[J]. 淡水渔业，2000（9）.
[3]郑耀通，胡开辉.高效净化水产养殖水域紫色非硫光合细菌的分离和筛选[J].福建农业大学学报，1998（3）.
生态修复可研篇8
关键词：生态修复 空气负氧离子 评价模型 典型植被
空气负氧离子（NAI）是带负电荷的单个气体分子和轻离子团的总称，被誉为“空气维生素”[1]。近些年来，随着人们环境、保健意识的增强，空气负氧离子作为一种重要的空气质量评价重要参数已越来越受到人们的重视[2]。已有大量研究表明[3，4]，空气负氧离子在一定浓度以上有利于人类身心健康，改善肺功能，改善心肌功能，改善睡眠，促进新陈代谢，增强人体免疫能力；另外，空气负氧离子还有去除尘埃、消灭病菌、净化空气的作用。目前，关于空气负氧离子研究，国外侧重于对森林空气负离子时空变化特征、不同树种或同一树种组成的森林空气负离子浓度的变化规律、小气候因子负离子的影响、森林负离子评价与分级标准的研究等[5，6]；国内对有关森林环境中空气负离子和城市环境中空气负离子的测定和分布规律已有较多的研究，张荣健和王洪俊[7，8]等对森林公园的空气负离子水平进行了测定发现，森林公园的负离子含量明显高于城区，且与该公园的森林分类型、温度、湿度和水体等有密切关系；范海兰等[9]对福州市空气负离子浓度的空间变化进行了分析，有林地区空气负离子浓度明显高于无林地区，阔叶林地空气负离子浓度高于针叶林地；石强等[10]对森林中空气负离子评价模型及标准进行了研究。近年来，水利部在全国实施了水土保持生态修复试点工程，对增加当地植被覆盖度，恢复和改善区域生态环境效果显著[11]。空气负氧离子浓度已经成为水土保持生态修复工程生态效益评价的重要指标之一，但是关于这方面的研究报道较少[12]。因此，本文以辽宁朝阳市大黑山生态修复试点工程区为研究区域，对其典型植被的空气负氧离子的变化进行了定量监测与评价，以此为同类型区水土保持生态修复工程的实施及其效益定量评价提供科学依据和实践指导。
1. 研究区概况
2. 研究方法
3. 结果与分析
3.1 典型植被空气负氧离子浓度CI法分析评价结果
3.2 典型植被空气负离子浓度FCI法评价结果
4. 结论
（1）大黑山生态修复试点工程区典型植被空气负离子变化特点明显。
利用CI法和FCI法两种空气负离子评价模型对大黑山水土保持生态修复试点工程区典型植被空气负离子浓度的监测监测结果进行了综合分析和评价，其结果基本一致，即退耕台田高效经济林（大扁杏）地的空气质量最好，其次是蒙古栎+椴树阔叶混交林、油松针叶纯林、坡改梯农林复合（玉米+棉槐）和灌草荒坡封禁林地的，作业道路空气质量较差。生态修复区内，有林地区空气负氧离子浓度明显高于无林地区的，阔叶林地空气负氧离子浓度高于针叶林地的。在水土保持生态修复措施配置方面，首先应在建设高标准水平梯田保证粮食生产的基础上，应加强退耕台田经济林和生态林封禁措施的实施，同时重视田间道路两侧防护林工程的建设。
（2）利用CI法和FCI法两种负离子评价模型综合评价生态修复区的空气负氧离子变化是可行的。