海洋生态修复方法精选(九篇)

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第1篇：海洋生态修复方法范文

把被破坏的生态系统恢复，重建健康的海洋生态系统，利用各种科学技术手段恢复建设海洋生态系统成为一门新的学科。海洋生态系统遵循着以多种鱼类及生物存在为组合、以食物营养链为生存的基础、以水域环境为栖息繁衍条件的完整性规则。面对日趋严重破坏的海洋生态环境，我国在加大陆源污染治理的同时采取了一些海洋生态环境修复措施。如投放人工鱼礁建设海洋牧场、增殖放流、伏季休渔、限船捕捞等。海洋牧场是在某一海域内，采用一整套规模化的渔业设施和系统化的管理体制，利用自然的海洋生态环境，将人工放流的经济海洋生物聚集起来，进行有计划、有目的的海上放养鱼虾贝类的大规模人工渔场。“海洋牧场”是20世纪70年代由日本海洋学家提出，并于80年代末在日本建成了世界第一个海洋牧场。如今日本海大部分海域都已形成大规模的人工鱼礁和海底森林场，有的完全实现了人工管理和控制，海洋牧场给日本带来可观的经济效益。2003年我国大连开始了海洋牧场的建设，取得了一些经验和效益。2010年我国将山东、浙江、广东作为发展海洋经济的试点省，这为建设海洋牧场、发展海洋渔业带来了机遇。如今，山东、浙江、广东等沿海各地在积极兴建和发展不同规模的海洋牧场。山东沿海在几年前就开始海洋牧场的建设，青岛已投资数千万元在近海多处投放人工礁石并开展增殖放流活动。目前，山东海洋渔业局已把建设海洋牧场、修复海洋生态环境作为“十二五”期间蓝色半岛经济区建设的重要内容，争取在5年内山东半岛沿海建成能形成一定规模的、多种类型的“鱼礁”，为海洋生物营造栖息、繁衍的场所。争取在10年内将山东可以利用的沿海内20％海区铺设人工鱼礁，并加大增殖放流量，通过海洋牧场的建设，把山东近海恢复到当年“黄金渔场”的景象。浙江台州市海洋与渔业局充分发挥海岛海域优越的养殖环境和资源条件，建造了全市首个海洋牧场。2004年宁波市做出了“人工鱼礁建设规划”，在近岸建六大海洋牧场，并进行了人工鱼礁和鱼苗、参苗、蟹苗等的试验投放，通过调查观测，人工鱼礁试验性投放有了初步的成效。目前已投资2000万元对生态环境进行恢复建设。从全国海洋牧场发展的形势来看，虽然发展趋势较好，但处于起步阶段。存在着规模小、设施落后、资金投入不够、科技含量低、科学管理手段还很落后，还没有达到真正意义上的海洋牧场。在增殖放流方面还处在探索阶段，缺少一系列的科技手段，影响投入的产出率，没有做到“负责任”的放流。在休渔方面缺少科学研究的依据，没有做到有的放矢的保护。

二、用科技手段修复海洋生态环境

科学技术是第一生产力，产业发展需要科技支撑，提高科技成果的转化，发展海洋科技，用科技手段引领海洋生态环境的恢复建设具有重大意义。

2.1大力加强海洋牧场的建设与管理

海洋牧场是一种大型人工渔场，是一种新型海洋资源开发利用模式。既要有增殖放流和现代养殖的特点，又要维护自然生态，更重要的是保证渔业生产的可持续发展。因此，投放人工鱼礁仅仅是建设海洋牧场的技术手段之一，远远不是海洋牧场本身，海洋牧场的建设还包括了相关的技术研究开发与应用。其中的核心技术内容分别是：鱼礁建设、海岸工程技术，选择鱼类繁殖和培育技术，海洋生态环境修复技术，海洋牧场的科学管理、经营技术。这些技术共同支撑了海洋牧场的建设与发展。我国的海洋牧场建设目前亟待解决的技术问题有：人工鱼礁设计制造及环境修复与优化技术，建设涌升流构造物、营造海底森林等；近海渔业资源增殖技术，即放流种苗，产卵场、培育场的管理技术；用科技手段对鱼类行为控制与捕捞技术，即利用高科技手段建立对鱼类生物驯化系统，以行为理论为基础，从声、光、电、磁和鱼礁饵料等物理、生物方法驯化，使鱼类的行为得到有效控制；环境监测技术等。

2.2科学指导增殖放流

虽然近些年来我国开展的增殖放流对近海渔业资源的增殖和恢复起到了积极作用，但增殖效果并不明显。科学指导、有序放流、优化品种和增殖放流对生物多样性及生态系统的影响研究，是增殖放流提高回捕率的关键问题。国外的放流经验很值得借鉴。据了解，从20世纪80年代开始，韩国在增殖放流方面由于只顾眼前利益，缺乏深入系统的科学研究盲目放流，大量放流、鱼种单一、鱼种劣质，不但对生物各种群造成了影响，也加速了韩国沿岸鱼种的遗传基因劣性化。一方面病害多发，如香鱼的冷水病、牙鲆的贫血病等，这些疾病在鱼群中蔓延，使得捕获的鱼失去经济价值；另一方面使得沿岸海洋生物单一化，本地的鱼种逐渐灭亡，生态系统逐渐失去平衡。虽然放流使大马哈鱼的数量增多了，但生存在同一水域的其他鱼种减少了一半。现在韩国每年都投入大量的资金用于放流，因放流的手段缺少科学性，最终导致了放流效果不尽如人意。解决上述增殖放流工作中存在的问题，要提高科学增殖放流的意识，用先进的科学技术手段指导增殖放流，并形成制度化；用科学技术手段规范增殖放流行为，才能更有效地增殖渔业资源，做到负责任的增殖放流活动。

2.2.1应用优化种苗和对放流种苗跟踪评估技术

放流品种的选择及种苗的健康决定着放流的回报率，而放流群体的回捕率是衡量放流经济和生态效益的重要指标。因此，要采用优化、健康的种苗和对放流种苗跟踪评估技术，针对放流鱼类生物学特点，科学掌握适合放流的季节、水域及数量规格等。还要跟踪监测鱼类生长过程、资源变动规律情况，评估鱼类的成活率，提高放流群体的回捕率，以提高放流的经济效益和生态效益。使用标志技术跟踪放流的群体，能有效鉴定出放流的效果，是准确评估放流的难题，新标志技术是解决这一难题的有效手段。目前标志方法主要有：实物标志、分子标志和生物体标志。随着现代科学技术的进步，体内标志技术及其他高新标志技术也得到很快的发展。如编码微型金属标、被动整合雷达标、内藏可视标、生物遥测标、卫星跟踪标等也已广泛应用于海洋生物洄游习性和种群判别研究，而且这些标志技术仍在不断改进和完善。

2.2.2重视生态系统结构对放流影响的研究

我国有着漫长的海岸线，沿岸环境各有特性且变化异常，放流环境是否适合放流鱼类生存问题，也是关系到放流活动的最终效果。因此，要开展对放流水域的生物种群结构、营养结构、水域的生态承受容量深入研究，要考虑到放流鱼类的生理条件、行为能力（如活动能力、捕食能力、逃生能力、群体栖息习性等）对成活率的影响，来确定适宜的放流种类和合理的放流数量。对放流种群监测，研究其对水域生态系统结构因素影响的程度，保障增殖放流持续健康进行。

2.2.3加强放流鱼类种群遗传资源保护和管理技术的研究

水域生态环境污染、捕捞过度、养殖群体“逃逸”和不安全的种苗放流是导致种群种质退化的重要原因。而种群的遗传基因多样性退化对自然种群有潜在的危害。因此，必须加强种群遗传资源保护和管理的研究，制定出科学有效的措施，营造放流水域既有放流鱼类又有当地的自然种群鱼类共存的环境，以保护水生生物遗传多样性和生物多样性。保护水生物种的多样性也是生态修复的关键。

2.3调整现行的休渔制度

我国从20世纪90年代中期开始实施伏季休渔制度，休渔制度并没有给渔业资源恢复带来预想的效果。我国鱼类种类繁多，不同鱼种产卵季节不同，产卵场分布也非常复杂，现在采取伏季按海区先后休渔的措施缺少科学依据，在捕捞强度不减的情况下，不但对渔业资源保护作用不大，反而把南海海区可捕捞的中上层鱼类捕捞季节错过，浪费了可合理利用的资源。在海洋中一条洄游产卵的成鱼，可以产近亿粒的鱼卵，给种群带来的增殖率在10％以上的。从国外的渔业管理经验来看，日本从70年代就开始对6～7种鱼的资源实行按鱼种限制捕捞的管理模式，韩国也在2000年对5种鱼实行了按鱼种限制捕捞管理，并取得很好的效果。面对海洋渔业捕捞效益每况愈下的形势，我国应加大对渔业资源科学调查的投入，掌握现时海洋渔业资源状况，调整现行休渔制度，做到有的放矢的休渔。建立行之有效的按鱼种的资源管理制度，有效修复传统经济鱼类资源，为将来实行捕捞配额许可证制度做准备。

2.4引进技术和加强海洋科技的研究

在海洋生态环境恢复方面，美、日、韩等国已有30多年的经验，已采用了先进科技手段。而我国目前处于起步阶段，与世界发达海洋国家相比还有很大差距。2012年5月中美签署了海洋与渔业科技合作框架计划，在合作领域里面包括了海洋生态与生物多样性的保护科技交流，以及适时建立中美海洋科学联合研究中心。国家海洋局还专门组织专家赴韩国进行考察参观，并举办了中韩海洋牧场研讨会，为学习和借鉴国外先进经验、引进技术创造了条件。海洋环境的恢复建设是一个庞大工程，我国这方面的核心技术自给率低，发明专利数量少，在配套的技术装备方面落后，一些海洋仪器还要靠国外进口解决，尤其是在环境观测方面，海洋科技总体水平有待提高。当务之急是加大科技研发的投入，提高科技创新能力，并制订出科学的实施方案，把大力推进海洋环境的恢复建设上升到国家发展战略。

三、结束语

第2篇：海洋生态修复方法范文

经济功能

在安全得到初步保障后,城市河流的经济功能逐渐引起重视,它是指水作为一种重要资源所发挥的功能,包括供水、交通运输、农田灌溉和

水产养殖等作用。

景观功能

河流景观侧重水景观,以水为中心轴线向两岸扩展,包括水域景观、过度区域景观以及岸上景观等。现代城市河流是由若干人工设施和自然存在物共同组成的集合体,各种组成部分形成密不可分的系统关系,充分研究发挥这些系统组成部分之间的关系,并加以利用,可大大增强河流景观建设的效果。

生态环境功能

生态环境功能主要指水维持自然生态过程于趋于生态环境条件的功能。一个完善的城市河流生态体系,应该具备改善水质及水体的自净能力、调节局部水温变化、维持水生态系统的平衡、保持生态多样性等功能要求。现代的城市河流修复不仅要考虑河流生存的需要,更要保障人类的基本生存安全,因此,如今河流整治工程必须兼顾安全、经济、景观与生态环境等多重功能,其中安全、经济性是基础,景观、生态性是体现现代人追求“自然”、“亲水”的基本要求。与河流的自然状况,以及分析河流整治状况与生态系统的相互影响；1989年,Pabst提出了河流的自然特性尽量要靠外界的自然力来恢复的理念,强调河道要有生态自然修复的功能;1991年,日本开始推行重视创造多样化河流形态的“多自然型河流建设”。于此同时,国外也开展许多大型的生态修复工程实践,如1987年,德国莱茵河流域管理委员会提出了重塑莱茵河的生态,使鱿鱼重新回到莱茵河的“莱茵河蛙鱼2000计划”,随后莱茵河保护国际委员会(工CPR)又进一步制定了“莱茵河蛙鱼2020计划”;在密西西比河上,Juliann等[5〕在CapeGirardeau附近主河槽内对大型无脊椎动物进行了研究,John等对河上游鱼类的时空分布进行了研究;1987年,为解决斯凯恩河(SkjernRiver)的水环境问题,丹麦通过了退耕2200公顷,恢复河流洪泛区地的决议,并于2002年基本完成修复工程。

国内外河流生态修复研究进展

1国外研究进展

人们对河流的生态环境修复的认知已经经历了半个多世纪,在德国Seifert首先提出“亲河川整治”概念后,EmstBittmann于1965年首先在莱茵河用芦苇和柳树进行生态护岸实验,并取得了很好的效果;Schlueter认为河流近自然治理要在满足人类对河流合理利用的前提下,保护或促进河流的生物多样性;1980年,瑞士州河川保护建设局将生态护岸法发展为“多自然型河道生态修复技术”,对河流的治理重视恢复植被和建设自然护岸[3];1983年,Bidner提出河流整治首先要考虑河道的水力学特性、地貌学特点

2国内研究进展

国内开展河流生态修复的研究工作起步相对较晚,但发展非常迅速。有关生态河流治理理念方面,董哲仁首先提出了“生态水工学”的概念,指出改善河流生态系统、修复河流生态环境的工程措施及思路德孙宗凤认为生态水利是我国新时期水利建设的必由之路,提出了如何把生态建设和水利工程建设有机地融为一体;孙东亚等在流域尺度的河流生态恢复研究中,指出我国现阶段河流修复中的首要任务是遏制流域内引起生态系统退化的水污染。在河流生态工程实践方面,尤其是河道生态护坡的工程应用上,我国在近二十年来做了许多尝试,如工程中分别采用了植被护坡、格宾网石笼(蜂巢网箱)护坡、生态袋护坡、连锁式铺面砖护坡、土工格栅+固土种植基护坡、三维土工网垫护坡、混凝土植生块护坡、绿色混凝土护坡、土壤固化剂护坡等。总结国内外的城市河流生态修复研究现状可知,当前国内外展开的河流生态修复工作仍着眼于河流某一方面的功能,如国外在兼顾景观的同时,更侧重生态修复和重建等方面的工作,而国内则较多地考虑护岸措施生态化,对于生态修复理念与生态功能实现还有待进一步加强。

城市河流生态修复方法研究

由前述的河流功能划分内容可知,生态功能与景观功能己然成为现代城市河流建设的两大重要评价指标。

1生态功能修复

河流生态系统中较为重要的物理组成包括河岸、浅滩、潜流带和生物栖息地等,它们是河流生物生存及完成河流生态过程的基质,其稳定和健康发展对城市河流的生态系统具有重要作用。因此,河流生态功能的修复工程应具有相对完整性和系统性,需涵盖河流的形态、水体水质、生物群落及栖息地等修复内容。

(1)河流形态修复

自然河流的横断面通常由三部分组成,分别为主河槽、洪泛区和高地边缘过渡带(见图1)。

河流形态修复的主要目标是构建近自然型的多样性河流形态,它是流域生态系统生态环境的核心,亦生物群落多样性的基础。对于河道形态多样性的修复,高永胜等针对我国目前一些中小河流健康受损的实际情况,提出从纵、横两方面来提高河流形态多样性的修复方法:在纵向上,修复河流蜿蜒性,在河床上创建深潭一浅滩序列;在横向上,构建包括主河槽和洪泛区在内的多样性断面形态,并采用生态型岸坡防护结构,避免河流岸坡的硬质化。

(2)水质修复

水质的修复可分置换净化水和河流水体内修复两种方式,其中净化水可通过城市污水集中处理、湿地修复工程等方式获得;而水体内修复可采用能够增强河流净化能力的相关技术实现,如曝气、引水稀释、添加试剂、生物操控、恢复水生植被、水体内生物强化等;另外还可以通过底泥疏浚、底泥污染物控制等方式实现河流水质的净化效果。

(3)生物群落恢复及栖息地修复

河流生态系统的生物群落恢复包括水生植物恢复、底栖动物、浮游生物、鱼类等。在河流的形态及水体水质得到改善后,河流生物群落的恢复就变得相对容易,可通过自然恢复或进行简单的人工强化,必要时采用人工重建措施。另外,恢复河流的生物群落还需要对生物栖息地进行改善,如营造适合生物生存的河流环境和形态,如多样化的流速、弯曲且深浅不一的河道、合适的水深、温度和生态状况。

2景观功能修复

河流由于其自身的特点,河流景观与一般意义上的园林景观、地理景观不尽相同。河流的景观侧重水景观,以水位中心轴线想两岸扩展,包括水域景观、过渡域景观及岸上景观等。,图2为河道景观构成示意图,可见,现代城市河流是由若干人工设施和自然存在物组成的组合体,而研究这些组成部分之间的关系,并在具体的景观设计中予以应用,则可以大大增强河流景观建设的效果。在城市河流景观建设时,要根据河流所处的位置,结合城市规划,遵循格局连续性、自然和人文相结合、共享性、整体性、可持续性等原则,确定合理的景观布局。具体构建思路为「17〕:(l)查阅分析河流修复前后在城市发展过程中所扮演的角色,准确地定位城市河流功能;(2)在满足城市未来发展需求的基础上,确定景观设计的主题和亮点;(3)综合考虑河流的功能多样性要求,对河流进行合理的形态规划;(4)完善运行管理措施,以保证景观的可持续性。

第3篇：海洋生态修复方法范文

【关键词】城市水生态；修复技术水

一、我国城市水体的水质状况及其污染成因

目前全国80%以上的城市河流受到污染，许多大江大河的城市段已达不到Ⅲ类水质的标准。据全国2 222个检测站的统计，在138个城市河道中，符合Ⅱ、Ⅲ类水质标准的仅占23%，超过Ⅴ类水质的占到38%，能饮用的地面水所剩无几。2003年度全国七大水系407个重点监测断面中，只有34%适于直接饮用（属Ⅰ类水质），24.8%适于渔业生产（属Ⅰ、Ⅱ类水质），38.1%适于游泳（属Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ类水质），另有38.1%是没有任何用途的臭水（属Ⅴ类、劣Ⅴ类水质）。

1、点源污染

随着改革开放的不断深入，大量的人口涌向城市，城市内的厂矿企业急速增加，大量生活污水、工业废水未经处理直接排入河道，河道生态环境遭到破坏。

据统计，长江流域劣于Ⅲ类水河长占总评价河长的22.5%。劣于Ⅲ类的水体主要集中在城市江河段和部分支流。主要超标项目为：氨氮、高锰酸钾指数、化学需氧量、5日生化需氧量、总磷、石油类等。长江流域的污废水排放量，2003年达到270×108 t以上（其中不含火电厂直流式冷却水和矿坑排水230.9×108 t），其中生活污水81.3×108 t，工业废水192.1×108 t，较5年前增长了35%。2003年黄河流域废污水排放量为41.46×108 t，其中城镇居民生活污水排放量为9.46×108t，第二产业为29.33×108 t，第三产业为2.67×108t，火电厂直流式冷却水排放量和矿坑排水量为2.18×108t。

大量的污废水排入城市河道，而这些污废水远远超出了河道的自净能力，河道内部生态系统产生"多米诺"效应，水质急剧恶化。

2、面源污染

城市河道的面源污染主要是以降雨引起的雨水径流的形式产生，径流中的污染物主要来自于雨水对河道周边道路表面的沉积物、无植被覆盖的地面、垃圾等的冲刷。污染物的含量取决于城市河道的地形、地貌、植被的覆盖度和污染物的分布情况。因此，对面源污染的控制也可理解为对城市河道周边降雨径流污染的控制。

在诸多城市的市政建设中，雨水排水管道和污水管道是不分的，而且不具备雨水处理工艺。大量的雨水沿着排水管道未经处理直接进入城市河道，给河道带来了严重地污染。

3、混凝土的"包装"

在城市河道治理工程中，片面追求河岸的硬化覆盖，只考虑河道的防洪功能。为保护城市的安全，河堤年年加高，并大量建设钢筋混凝土、块石等直立式护岸，河道完全被人工化、渠道化。失去自净能力的河道反过来又加剧了河道水体的污染。

二、城市水生态修复技术

1、城市水生态修复技术

（1）污染源处理技术

城市水体污染的主要来源是生活污水的直接排放，尤其是分散生活污染源的排放，已经成为部分地区城市水体污染的重要原因。因此，研究开发小型的具有脱氮除磷功能的生活污水处理装置尤为重要。生活污水就地处理净化槽、土地沟渠净化系统等成为城市污水处理系统的重要配套设施。固定微生物技术、微生物载体技术、电解技术、厌氧好氧技术、水解技术及磷资源的回收技术成为上述装置的重要组成部分。尤其是发展新型磷资源回收利用系统技术为恢复有限磷资源奠定了技术基础。

（2）水体生物修复技术

生物修复是利用特定的生物（包括微生物-土著或外源微生物以及植物等）在一定条件下进行消除或富集环境污染物，从而对污染环境进行恢复的生物过程。生物修复技术是新近发展起来的一项清洁环境的低投资、高效益、便于运用、发展潜力较大的新兴技术，已经成为一种新的可靠的环保技术，并得到各国环保部门的认可。植物的修复技术主要是使生态系统的退化得到遏止，生态系统的基本功能得到恢复。研究包括河流廊道、河网及岸坡的植物培育及生物群落的构建。

2、城市水体的维护

（1）建立科学的水务管理体制

目前，我国的水资源管理涉及到水利、航运、渔业、矿产、城建、农业、林业和海洋，但没有一个真正的权力机构来统一管理水资源。长期以来在防洪减灾、城市供水、防止污染、保护水生态环境等具体工作上都存在许多矛盾，严重妨碍了水资源的统一规划、统一调配和统筹兼顾。新的城市水务管理应具有对城市防洪、除涝、需水、供水、节水、排水、水资源保护、污水处理及回用、地下水回灌等统一管理的职能。通过建立统一的水资源管理体制实现城市水体规划、调度和水量水质的统一管理，进一步确保地区社会经济和环境的可持续发展。

（2）综合治理暴雨污水

城市雨水一方面是一种可贵的水资源，另一方面会对城市水体造成污染，尤其是初雨中含有大量的污染物。随着城市化进程的加快，城市雨洪控制与利用显得尤为重要，我国已开始研究收集利用雨水的技术和方法，上海和北京等城市均在着手研究雨洪水的控制与利用方法，通过对降雨强度、降雨径流和初雨水质变化规律的研究，建立后续雨水收集、传输、调蓄、处理及利用系统。在工程措施上，可以结合生态工程建设，通过管、塘、池配套设施建设，溢流技术的完善，河湖岸边水生植物合理利用，雨水净化回用以及减少侵蚀作用等措施减少污染强度，从而达到保护水体的目的。

（3）加强水生态保护

城市水体是城市的重要组成部分，赋有供水、防洪排涝、旅游娱乐及维护环境生态平衡的重要作用。因此，在城市规划、区域流域规划及水利工程规划、设计、管理、调度中应充分考虑这一特殊水体的作用与功能。通过建设调节水库、污水库、引水冲污水道或通过湖泊河道清淤减少水体污染源等，以达到保护和改善城市水体的目的。

通过引水来增加河道流量，是改善城市水体质量的有效方法。目前国内基本上采用生物处理工艺为主，辅之以曝气氧化的方法。利用天然河道和水工建筑物，按照污水处理要求加以人工曝气、拦污沉渣等措施，达到处理要求；或通过人工投放生物菌种的方法对河道水体和底泥进行生物降解，以恢复水生态环境。此外，研究适合当地的城市二级污水处理厂尾水排放通道，是防止城市环境水体污染的重要方法。

综上所述，我国一定要结合我国水资源分布的特点，根据不同区域，不同水质环境，采取适宜的水生态环境修复措施，逐步探索适合我国水生态环境修复之路，逐步改善本区域内水生态环境，使受损的水体得以修复。树立遵循自然、利用自然、保护自然的理念，使人类与自然和谐相处。

参考文献：

[1]李艳霞，王颖，张进伟，陈建峰.城市河道水生态修复技术的探讨[J].水利科技与经济，2006，（11）

[2]胡静波.城市河道生态修复方法初探[J].南水北调与水利科技，2009，（02）

第4篇：海洋生态修复方法范文

关键词：垃圾填埋场；生态修复；耐受性；植物重建

中图分类号：X705文献标识码：A文章编号：16749944（2013）08021204

1引言

垃圾填埋场是采用卫生填埋方式下的垃圾集中堆放场地，垃圾卫生填埋场因为建设和运行成本较低、管理要求适合中国国情、无害化程度较好等原因而在国内被广泛应用。但是城市卫生填埋场对环境有很大的潜在危害，例如大量土地被占用，管理不当导致破坏环境、土地和水质[1]，导气不当引发爆炸事故影响居民生活，甚至造成人员伤亡。填埋场运行至设计库容后，应及时进行封场[2]。封场后进行生态修复和植被重建。生态恢复后垃圾填埋场所形成的植被层能美化周边环境，防止填埋气和恶臭扩散到大气中；防止雨水冲蚀土壤，利于收集导排地表径流[3]，而且植被恢复所形成的小范围绿地生态系统，也能够有效净化空气区域环境、减少污染。良好的植被重建与恢复对保持公众对垃圾填埋处理方法的认同与支持具有重要意义，也利于树立大众和青少年的环保意识。在国外，为改善和美化填埋场及其周边环境，填埋场在封场及植被重建后，经过适当的技术和工程处理，可以作为农田、牧场、公园、林地甚至自然保护区等用地[4]。

2大通垃圾场封场概况

淮南市大通垃圾填埋场位于淮南市东部九大塌陷区内的北部，陈巷村西侧，九大路东50m处，总占地面积110000m2（约165亩）。根据《生活垃圾填埋场封场工程项目建设标准》（建标124-2010），本工程的封场规模为Ⅱ类。

本次淮南市大通老垃圾场封场工程的主要目标是彻底解决老垃圾场对周围的环境污染问题，减少老垃圾场渗滤液和填埋气体对周围环境的影响，同时把老垃圾场打造成为淮南市生态公园，作为市民休闲娱乐的公共场所。主要表现在以下几个方面。

2.1环境保护目标

通过渗滤液收集导排系统的建设，有效避免渗滤液的外排，削减进入项目区域内水系的污染物总量，从而保护水体水质及区域内生态环境；通过封场覆盖系统及场顶绿化，能够杜绝垃圾外露，增加项目区域内的绿地率；通过地表雨水径流导排系统的建设，有效导出垃圾场表层清洁雨水，并通过合理疏导，实现区域内水资源的充分利用。

2.2污染防治与减排目标

通过渗滤液处理系统的建设，使渗滤液处理至达到国家标准后再排放；通过填埋气体收集导排系统以及火炬燃烧系统的建设，使填埋气体燃烧后再进行排放。通过以上措施，生活垃圾、渗滤液以及填埋气体无害化处理率均达到100%。

2.3生态保护目标

通过生态恢复及景观改造工程，修复生态系统植被，丰富物种资源，建立一个生态系统稳定的生态绿洲，使得填埋场内水质改善，边坡稳定，动植物丰富。先期恢复完成后，可进行合理的开发和利用，作为具有教育意义的、个性鲜明的、崭新的主题性环保教育园，寓教于乐，普及环保知识，提升公众环保意识，改善周边地区社会经济发展的条件，提高社区群众生活水平，最大限度地保护区内生物多样性，使之免遭人为干扰和破坏，使得封场后的填埋场与城市总体规划适应，改善区域环境，提升城市政府用地整体景观形象。

3垃圾填埋场植物生态修复面临的主要

环境问题3.1气体污染

对填埋场填埋气回收利用价值及安全性评估十分必要。垃圾填埋场的填埋物会产生二氧化碳、甲烷、硫化氢等大量气体，并形成恶臭[5]。这些气体对环境和植物生长产生不同程度的影响：二氧化碳改变土壤酸性，影响植被生长；甲烷是一种易燃、易爆的气体，当含量达到5%～15%时就会引发爆炸[6]，而且土壤中的甲烷会排挤氧气，导致植物根系缺氧，以致根系腐烂，影响植物生长。所以建立填埋场导排气系统能有效地减少土层中填埋气体的量，有利于植物的生长。

3.2土壤污染

在填埋场进行封场时，应考虑垃圾厌氧发酵后形成垃圾层塌落导致表面覆盖层开裂的情况，做好防护措施。生活垃圾的毒害性和难降解性使得其在填埋后很长一段时间都难以降解且极易产生有毒物质，这些物质长期残留在土壤，影响土壤肥力，改变土壤结构和性质，破坏了土壤的碳、氮有效循环，阻碍了植物根系的生长发育，并积累在植物体内。

3.3垃圾渗滤液

垃圾渗滤液是由于雨水及地表水等渗入填埋场，加上垃圾的化学降解和生物化学作用，产生的一种含有高浓度悬浮物和高浓度无机和有机成分的液体[7]。垃圾渗滤液含有大量的重金属、病毒、细菌等有毒物质且营养元素比例失调。覆盖和导流系统失效时，渗滤液随雨水溢出，严重影响植物的生长，给生态恢复带来很大困难，在进行植物修复前，渗滤液收集导排系统的建设非常必要。

3.4其他污染

垃圾填埋后开始发酵，会产生较高的地温，对填埋场的复垦及植被生长产生高温危害，阻碍植被重建。高温容易导致植物烧根，不利植物生长。另外，填埋场还能引起一系列的鼠害、虫害以及其他伤害，破坏被重建的效率和进程[8]。

2013年8月绿色科技第8期

吴东彪，等：淮南市大通老垃圾填埋场植物生态修复研究环境与安全

4垃圾填埋场植物生态修复机理

4.1生态修复技术的概念

生态修复技术是根据通过一定的生物、生态以及工程的技术，根据生态学原理，人为地切断和改变生态系统退化的主导因子，使生态系统的结构、功能和潜力尽快恢复到正常乃至更高的水平[9～11]。

植物修复技术作为生态恢复技术的重要手段，是一种环境友好的污染治理技术，是从生态学原理角度来解决污染问题，对实现人与自然和谐发展具有重要的实践意义[12]。用植被进行修复，是从与自然接触界面角度，构建环境友好型垃圾填埋场，使得封场表层成为绿色的会呼吸的生态皮，可以与自然友好呼吸传递信息，有效地避免鼠蝇有害生物富集。

4.2垃圾填埋场生态修复过程中应注重的生态学原理

4.2.1整体性原理

整体性原理指的是，系统是由若干要素组成的具有一定新功能的有机整体，各个作为系统子单元的要素一旦组成系统整体，就具有独立要素所不具有的性质和功能。城市老垃圾填埋场封场生态恢复研究作为一个整体的生态系统，应该从整体观出发，统筹兼顾，协调当前与长远、局部与整体、开发利用和污染治理之间的和谐关系。

4.2.2生态位原理

在城市老垃圾填埋场封场生态恢复过程中，应组建乔、灌、草多个种群组成的生物群落，在生态恢复中要避免引进相同的生态位物种，尽可能使生态位相同的物种错开，合理安排生态系统中物种及其位置，避免种群间的直接竞争，保证群落稳定[13]。

4.2.3食物链原理

食物链是物质循环和能量流动的重要途径。随着城市老垃圾填埋场封场生态系统的不断恢复，物质循环和能量流动会更加畅通。为防止覆土层招鼠类等有害动物的破坏，可以选择种植适宜植物，起到抑制效果，如牛蒡子、接骨木、十大功劳等。环境的改善可为蛇类等爬行动物提供生存地，也可为鸟类等飞行动物提供栖息场所。

4.2.4物种相互作用原理

在城市老垃圾填埋场封场生态恢复的物种配置上要遵循个体竞争理论，使生态系统各物种达到互惠共生，系统内部有机体大大减少物质和能量损耗，减小风险，获得最大的整体功能效益。

4.2.5物种多样性原理

复杂的生态系统是最稳定的，其主要特征就是食物网纵横交织，生物组成种类繁多而均衡。生物多样性丰富，其抗外界干扰能力也越强，在城市老垃圾填埋场封场恢复和重建中，必须考虑物种多样性的因素，所采用的生物配置必须在立地条件的基础上，利用本地物种与外地种相结合，木本与草本植物相结合的方法，在不同地点给予不同配置。

4.2.6生物演替假说

根据植被演替理论，植被的正向演替是通过生态系统反馈能力、抵抗力和恢复力实现。填埋场生态恢复，最有效的群落演替是顺应生态系统演替发展规律进行的，经过一系列的阶段，从先锋群落达到中生性顶极群落[14]。

4.2.7最小风险与最大效益原理

认真研究填埋区生境状况，综合分析论证，将城市老垃圾填埋场封场生态恢复工程风险降到最小。同时，应该要考虑生态恢复的经济效益和收益周期，以求保持最小风险并获最大效益，实现生态效益、经济效益和社会效益的统一。

4.2.8环境容量总体可控原理

在区域环境容量总体指标要求下，最大程度降低因垃圾填埋场未封场而造成的环境污染，控制污染物的不利影响，以防危害区域大气、地表水（地下水）、土壤和生态系统的质量和平衡。

5垃圾填埋场植物修复的实施

从成功的案例中总结出植被恢复的主要方法为直接植被法和覆土植被法，所要解决的问题主要是物理条件、土壤的毒性、营养条件、合适物种。在自然和人工条件的介入下，填埋场封场后，会发生一种类似于次生生态演替的过程，其过程通常是：适应性物种进入—土壤肥力缓慢累积—结构缓慢改善—毒性缓慢下降—新物种进驻—新的环境条件改变—群落驻扎—填埋场生态环境改善—其他用途[13]。

5.1最终覆土层厚度的确定

填埋场因不同的开发目的而要求相对的植被类型，而不同的植被类型要求基质厚度也不一样。目前在垃圾填埋场封场设计规范中，只是提出基本封场的表层土的厚度。进行植物修复前，先确定最终覆土层厚度，然后进行植物的选种和栽种。Ettala[15]指出，根据所种植的不同植被类型决定覆土层的厚度将填埋场的建设费用大大降低。Gilman等[16]认为，草本植物需要基质厚度为60cm左右，而树木则需要90cm以上。

本次淮南市大通老垃圾填埋场最终覆土层平均土层厚60cm，部分区域达90cm，下部是土工合成材料作为隔水层。

5.2土壤营养状况测定及立地条件改造

选种植物前先测定覆土层土壤营养状况。测定指标主要包括营养物水平、电导率、土壤容重和有机物含量等。根据测定决定要添加的肥料、石灰及有机物的量。最终覆土层土壤的理化性质是妨碍填埋场植被恢复的重要因素之一。

由于该填埋场是简易填埋并经过多次扩容，填埋场堆积形体很不规则，所以需要对场地进行平整，平整需根据地形地势特点，要求便于导气管铺设，有利于排水和水土保持，保证堆体稳定，平整后形体简单，便于覆盖层的铺设并考虑一定的景观要求。同时，堆体改造要考虑土地再利用的可能性。

大通垃圾填埋场封场后成山体状，通过改造和平整，挖沟修筑成台田地形，增大了散热表面积，边坡坡度1∶3，从现状地表往上每隔一阶设置宽为2m的马道，山顶坡度不低于5%，改造后适于进行植被重建。

5.3耐性树种的筛选

植物在垃圾填埋场上生长面临着复杂的环境压力，因此，树种的选择尤为关键。浅根系草本植物能够在填埋气体较多的地方生长，因为最终覆土层下的表层中填埋气体的浓度相对较低[17]。填埋场最终覆土层通常处于干旱的状态[18]，选择对填埋气具有耐性且能抗旱的植物就显得非常重要，而不是仅选用浅根系的物种，因为这些植物对干旱环境往往非常敏感[19]。因此，应考虑用不同类型植物（如乔—灌—草）的组合以达到最佳的复垦效果[20]。此外，选择耐性树种时还应考虑复垦后的填埋场用途、所填埋的固体废弃物的种类等方面特性等。

5.4植被重建

植被重建在选种时应根据垃圾填埋场具体情况进行分析，区划不同区块，根据立地条件，选种适应性强的耐受植物进行试种。

本次针对淮南市大通老垃圾填埋场植被重建，在选择植物时遵循以下几个原则：选择生长快、适应性强、抗逆性好、成活率高的植物；选择具有改良土壤能力的固氮植物；尽量选择当地优良的乡土树种和先锋树种；选择树种时要考虑其经济价值和树种的多功能效益，最主要的是要抗旱、耐湿、耐贫瘠、抗污染、抗病虫害等。

植被重建模式的核心是“分阶段种植”。在现有植物基础上，优先选择乡土树种，根据植物各自的生长习性与条件，进行分期建设，以遵循“前期改良、中期成长、后期稳定”的建设思路，促进垃圾填埋场恢复区的覆绿与美化。

5.4.1恢复初期

主要采用草本植物，因为草本植物抗性较强、适应性较强，根系发达，对土壤有一定的改良作用，能为乔灌木以及其他植物的生长创造条件，并且能够改变填埋场封场后整体的景观[21]。首先选用豆科植物进行大面积绿化种植，豆科植物本身能改良土壤，并创造良好的土壤条件（天子岭）；然后，引入次生演替较快的且适应能力很强的先锋树种，改善单一的草本植物景观，并且能够加速改良土壤，通过吸收和蒸腾作用截流雨水，改善区域小环境，为其他植物生长创造良好条件。

植物群落构建模式为：刺槐+枸树+紫穗槐+红叶石楠+四季青+牛蒡子+鸡眼草+羊茅。

5.4.2恢复中期

根据地区立地条件状况，选择树型小、浅根系、耐涝、不易发生病虫危害，对老鼠、蚊蝇等有抑制性的的植物，并且按照各个功能区划和绿化带设计，进行批量化园林绿化种植，达到绿化美化环境的作用。

植物群落模式为：湿地松+柳杉+臭椿+接骨木+夹竹桃+毛竹+紫叶小檗+酢浆草。

5.4.3恢复后期

依据园林绿化和谐对称的美学原理，建设层次丰富、高低错落、疏密有间的人工植物群落，形成四季常绿、三季有花、色彩丰富的绿地景观。经过艺术加工构图，使得多姿多彩的植物创造出幽邃旷阔的各色意境，形成别具风格的园林景色。

植物群落模式：海棠+珊瑚朴+女贞+十大功劳+黄连木+鸢尾+苜蓿+羊茅。

6城市老垃圾填埋场封场生态恢复效益

分析6.1生态效益

项目实施后，垃圾填埋区不良的环境将得到根本改变，生态系统将得以重构，并成为城市的“绿肺”，变成淮南最优美宜人的城市环保主题公园。

现状区域城市绿化覆盖率30%，通过本项目实施，将提高到32%；区域城市人均公共绿地面积现状为18.7m2，通过本项目实施，将提高到20m2。通过大范围的植绿增绿，可节约能源，吸收大气中二氧化碳，改善大气和水源质量，减少洪水径流，减弱噪声，遏制土地沙化，减少浮尘天气，改善空气质量。植物以其庞大的树冠和多毛的枝叶可以减缓风速，使空气中的粉尘滞留在枝叶上，下雨时随雨水流到地面，起到防风、固沙、防尘作用，使空气变得清新。据初步测定，每亩树林地一年可滞留粉尘6t左右，恢复区植被森林可以年滞尘990t。由于植物具有蒸腾吸热和减少太阳辐射的作用，一般可以使治理后的塌陷区室外温度比市中心区降低1℃～4℃，空气中的相对湿度会增加5%～12%，降低热辐射强度，降低老城区“热岛效应”，成为淮南市“绿色天然空调”。

6.2经济效益

通过对填埋场环境综合治理与生态修复，可以盘活城市“瘫痪”土地，重新焕发生机，让花卉、林木种苗业也得到大发展，淮南有条件跨入安徽省重要花卉城市。城市森林建设的林副产品可带来直接经济效益，并且可为旅游资源的开发带来可观的经济收益，城市森林建设可促进地方经济和社区发展，增强城市和周边地区经济活力。

6.3社会效益

环境与经济是统一的，良好的环境可以促进经济的发展。项目区域综合治理后，生态环境得到了极大的改善，居民生活环境更加美好，身体健康状况得到改善，为淮南市人民的生活创造更好的条件。通过植物生态修复，减少因环境对农业造成的损失，减少发病率，从而降低医疗保健费用，同时创造良好的投资环境，带动旅游业等第三产业的发展，为淮南市GDP的增长作出贡献，推动了淮南市社会精神文明进步和满足人们全面发展的要求。建成的生态公园及绿地，可以提高城市形象，改善城市投资环境，吸引外来投资，城市将步入良性可持续发展阶段。

7结论

（1）垃圾填埋场的植被重建影响因素主要包括填埋气体、最终覆土层厚度、覆土层土壤特性、渗滤液和植物种类等几个方面。从植物生长角度看：需要注重适宜各种植物生长的土壤基底条件，诸如厚度、土壤养分含量的关系等；从封场角度看，需要最少的覆土厚度和快速沥水条件。

（2）一般填满场的生态恢复是在填埋场最终封场后进行的，如果能够在封场工程设计和施工时兼顾生态修复及植被重建工作，结合垃圾填埋场的实际情况，选择合适的修复方法和植被类别，将有利于加快填埋场的生态恢复和植被重建过程，达到生态修复的预期效果，同时也大大降低后续维护成本。

（3）植物修复对土壤的肥力和水体的水质、气候、湿度、盐度、酸碱度等条件有一定的要求和条件。植物修复过程，致使环境的pH值、Eh、溶解氧、微生物等组成一个有异于非根际的特殊环境，这种环境具有较高水平的微生物活性、多样性与生物量，有效改善区域环境质量。

（4）植物的生态修复过程中关键是植被的选择，首先应采用当地生长快、适应性强、抗逆性强的乡土植物。如本文所选植物牛蒡子、接骨木、十大功劳等都具有抑制鼠患的作用；柳杉、臭椿能吸收二氧化硫；刺槐、女贞能吸收氟化氢；夹竹桃能吸收氯气等。其次，尽量使用乡土植物。乡土植物更能适应当地环境，风险小，而且种植和维护成本低，本项目在植物选种时控制本土植物比例在80%以上，适当选取外来种，构建复合立体的乔—灌—草群落结构。在生态修复和植物构建时，关键要筛选出超富集植物，因为超富集植物根系能够分泌营养物质来活化微生物以降解污染物，并能吸收转化污染产物。在选择外来植物的时候，要严格注意防范外来植物入侵，以免引起当地生态环境破坏。

（5）植物修复技术是一种实用而较为廉价的绿色治理技术，可用于大面积的污染治理，具有较高的环境美学价值，既可消除环境中的污染物，又能美化生活环境，清洁并储存可利用的太阳能，易于社会所接受，具有明显的生态效益、经济效益和社会效益。参考文献：

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第5篇：海洋生态修复方法范文

关键词：重金属；土壤污染现状；分析方法

1 引言

重金属污染已成为全球性环境问题，尤其是重金属对土壤的污染，因其隐蔽性、不可逆性和长期性的特点，不但能直接影响生态环境，还能通过皮肤接触、呼吸吸入和通过食物链影响人体或动物的健康，所以造成的后果是非常严重的。土壤重金属污染具有污染物在土壤中移动性差、滞留时间长、毒性大等特点，并可经水、植物等介质最终影响人类健康。在我国通常被优先关注和控制排放的重金属有镉（Cd），铬（Cr）、砷（As）、铅（Pb）和汞（Hg）。

根据我国的可持续发展战略，“国民经济和社会发展第十二个五年规划纲要”（2011～2015年）已将预防和控制重金属污染作为一个重要的目标，2011年国务院批复了《重金属污染综合防治“十二五”规划》，由于“重金属”范围包括大量的金属和准金属，所以对重金属污染很难有一个全面的认识。因此，笔者对我国五个优先控制重金属的来源、毒性、污染现状进行了阐述。提出了一些防治策略及未来发展和管理的方向。

2 重金属的来源

在自然因素中，成土母质和成土过程对土壤重金属含量的影响很大[1]。自然来源包括火山、降解矿物、森林火灾、土壤和水的表面蒸发。每年火山喷发的As量是1.72×107 kg，地壳含As量大约是4.01×1016 kg，海底火山喷发4.87×106 kg[2]。在我国的一些地区，由于特殊的地质环境，地壳中的重金属含量本身就高，如山西省和As含量，这对该地区相关的重金属高浓度有直接贡献。

与自然来源相比，人为来源被认为是环境中重金属污染的主要原因：①重金属杂质的释放，采矿和其他冶金活动，如火力发电和热生产是大气汞排放的最大来源；②有意提取重金属和使用过程中的释放，如重金属矿开采，制革，电镀生产，和含重金属产品品制造；③垃圾焚烧与填埋过程中释放。Wu Y，Streets D G等[3]认为，2003年我国汞的总排放量达695.6 t，其中大部分是来自于有色金属冶炼、煤炭消费。1970年联合国的调查表明，18050 t的铅被释放到大气中，大多数都是由石油消费，粉尘排放和汽油添加剂使用释放的。

3 重金属污染现状

我国的重金属污染状况严重，如在城市土壤、河口和沿海环境中[4]，食用重金属污染的食物或饮用未经净化的地下水可能会导致重金属中毒的高风险，许多事故是由于金属非法或不安全的开采、冶炼和使用造成的。

3.1 镉

我国近年来镉污染事件时有发生，唐贞等[5]对湘潭工业园区水稻土镉污染及其潜在风险做了调查，结果表明，土壤中镉的浓度1.27～4.22 mg/kg，表明这些土壤遭受严重镉污染。郑袁明等[6]人研究了北京不同地区的土样的镉浓度，包括菜地、水田、果园、绿地、玉米田，土壤和自然土壤595个土壤样品，与背景浓度相比，镉在蔬菜、稻田和果园积累显著，这表明工业活动、交通和垃圾填埋场可以影响土壤中镉的浓度。

3.2 铬

我国是铬渣产生最多的国家，对周围环境和人类健康构成高风险。Cr（Ⅵ）的土壤淋溶液的浓度与铬渣距离成反比关系，而垃圾能影响下风侧约350 m处。除了迁移到周边地区，Cr（Ⅵ）会污染地下水。陈璐璐，周北海等[7]分析了太湖水中的铬含量和相关的生态风险评估，结果表明，在所有水样品中都可以检测到铬，浓度31.76～75.50 ng/mL，平均浓度为40.04 ng/mL。铬已对太湖水生生物造成一定的生态风险。王玉强等[8]研究了渭河Cr（Ⅵ）的分布及其迁移特征，结果表明沿河流方向Cr（Ⅵ）浓度呈先上升后下降，Cr（Ⅵ）浓度可能受排污口的影响，沉积物对Cr浓度的降低起到了重要的作用。

3.3 砷

过去的几十年里经常报道地方性慢性砷中毒，尤其是在新疆维吾尔自治区、、宁夏回族自治区和山西省。地下水受影响最严重的省份，砷浓度在220～2000 ng/mL，而最高浓度可达4440 ng/mL[9]。慢性砷中毒是新型的公共卫生问题，我国约有300万高风险人口来源于饮用水暴露，而他们中的大多数是集中在农村地区。

目前我国已成为世界上最大的煤炭生产国和消费国，能源消费构成中煤炭占75%。东北煤矿、我国东部和北部主要煤矿中砷的浓度为55.7～156.7 mg/kg[10]。当地居民普遍使用炭的明火以及开放式炉灶进行烹调和取暖，这会污染室内空气和增加食物中砷的浓度。厨房的空气，干燥的玉米和辣椒中砷的浓度分别为160～760 μg/m3，1.52～11.3 mg/kg，52.5～1090 mg/kg。

3.4 铅

最近几年由于无铅汽油的使用城市大气中铅的浓度在下降，但是大气中铅含量（100～180 ng-3）仍于高水平。由于交通排放、污水灌溉，公路两侧土壤和农田易受铅污染，如果土壤和公路之间距离小于50 m则可能受到铅的危害，而距离超过150 m，铅的浓度水平一样[11]。除了土壤自身性质，交通流、地形，绿化带和天气条件也影响路边土壤铅的分布。

一般来说，在路边土壤铅浓度要显著高于公园，而工业区的铅水平比住宅区和风景名胜区高得多。研究表明，污水灌区农田下层土壤铅浓度显著升高[12]，约是背景环境中的4.53倍。戚其平等[13]人研究了生活在城市地区6502名儿童（3～5岁）血液中铅水平，结果表明，与美国疾病控制和预防咨询委员会中心规定的儿童血液平均铅安全浓度88.3 mg/L高了29.9%，超过100 mg/L。

3.5 汞

2013年我国人为排放汞的总量约占全球排放量的40%，向大气中排放的汞约占全球大气汞排放的1/3。在我国贵州、广东、山西和辽宁省的一些地方是汞污染最严重地区。贵州省是世界上最大的汞生产区域，贵州朱砂矿储量中金属汞储量达到80000 t，占汞总量80%，地表水汞浓度高达10580 ng/L，在采空区的河岸土壤总汞和甲基汞的浓度范围分别是5.1～790 mg/kg和0.13～15 ng/g[14]。水稻籽粒中汞总浓度可达到569 ng/g，其中145 ng/g是甲基汞。这表明，摄入汞污染的大米是人类甲基汞暴露的一个重要来源。

贵州省一些地方气态汞浓度为1.70～146.75 ng/m3，平均浓度为7.39 ng/m3，显著高于世界水平的1.5～2.0 ng/m3。季节和天气明显影响汞在大气中的含量。一般来说，由于煤燃烧气态汞总量冬季比夏季高得多。

土壤是汞的重要的源和汇，土壤中的汞主要来自土壤母质、大气沉降、化肥和农药的使用、污水灌溉及含汞废物。1990年我国国家环境监测中心进行了一项调查，在我国表层土壤汞平均浓度为0.065 mg/kg。因为对水环境没有系统的调查，且汞在水中时空分布不断变化，很难在水系统中的汞浓度作总体评价，但大型河流中的汞浓度普遍高[15]，而汞储量相对影响较小。

3.6 锡

目前，我国海水和淡水环境中有机锡的污染比较严重，尤以近岸水域、港口以及内河码头污染最为严重。我国大陆水样中三丁基锡（TBT）的浓度最高达到977ng（Sn）/L。由于减少了输入、水流量和稀释，丁基锡的浓度（BTS）随海岸距离的增加降低。相对高含量的二丁基锡（DBT）和技术性贸易壁垒在渤海湾沿海水域出现，东南沿海的三个港口（厦门，汕头，和惠阳）的积累量为0.3～174.7ng/g[16]。

4 重金属污染的监测分析方法

4.1 重金属的总浓度

在环境和生物样品中开发和应用的重金属测定方法很多，如火焰原子吸收光谱法，石墨炉原子吸收光谱法，原子荧光光谱法等。由于其能多元素同时检测、分析时间短、高通量和样品用量少的优点，电感耦合等离子体质谱和电感耦合等离子体原子发射光谱法被越来越多地应用在这一领域，特别是ICP-MS（电感耦合等离子体质谱仪）具有更多的优点，如灵敏度高，线性范围宽、抗干扰能力强。

4.2 重金属形态

重金属的毒性取决于其化学形式，由于其不同的性质和毒性，有必要区分重金属种类。研究表明，有机汞化合物尤其是甲基汞比无机汞的毒性更强，相反，有机砷化合物比无机砷毒性低。有机锡化合物的毒性取决于性质和烷基侧链数的长度。重金属形态可以用电分析、光谱分析、仪器中子活化分析、色谱分析联用技术。联用技术已被广泛应用于汞、铬、砷、锡的形态分析，以及其他环境样品中的重金属形态分析，具有广阔发展前景。

4.3 重金属生物监测

生物监测是监测环境和生物圈中重金属污染和毒性的一N有效方法。环境矩阵化学分析是揭示重金属污染状况的最直接方法，虽然对生物和生态系统的综合影响和可能毒性提供证据不足。基于个体生物组织和液体抽样分析的生物监测是化学分析的有效补充。通过与国际卫生组织（WHO）规定暂定每周可耐受摄入量重金属量比较，认为长期食用当地大米可能会造成对人体重金属高危害风险。血液、尿液、唾液、指甲和头发通常是化验重金属对人体健康潜在风险评估的生物材料。

5 毒性

重金属易通过食物链而生物富集产生生物放大作用，构成对生物和人体健康的严重威胁，主要通过空气、水、食物和直接接触体表进入人体，这些方面的重金属暴露是人类中毒的主要途径，对人类健康产生各种威胁。根据靶器官重金属毒性可分为以下几类。

5.1 胃肠道（消化系统）的影响

重金属摄入能刺激消化系统，伴随症状如恶心、呕吐、腹泻、腹痛等。铅可能通过抑制胃肠功能紊乱胰腺、唾液腺和胃腺体分泌，甚至引起顽固性便秘。

5.2 肾功能的影响

肾脏是积累重金属的重要器官，高水平铅暴露可损伤肾近端小管和肾小球，肾小管重吸收障碍，甚至引起铅中毒性肾病，如肾性高血压。元素汞可在人体组织中的氧化为无机二价的形式，肾脏积累更多的二价汞比其他组织，高水平汞暴露可能导致肾小球肾炎蛋白尿、肾病综合征，最早发现低水平汞暴露对肾小管的影响，增加低分子蛋白的排泄。

5.3 神经系统的影响

有研究报道，无论是偶然的或长期暴露于高浓度的汞蒸气中可显著影响人类的感官、认知、个性和运动功能。一般来说，去除暴露后这些症状消退。通过各种人类和动物的研究表明，甲基汞的毒性比无机汞更高，其作用于尚未出生的胎儿和新生儿的神经系统的发育。这种影响可以发生在汞暴露保持健康的母亲（通过她们的孩子受到Hg）或与汞暴露有轻微症状的母亲。一项关于父母接触甲基汞，主要来自食用领航鲸肉的法罗群岛约900个儿童的研究表明，产前甲基汞暴露会导致7岁儿童神经心理障碍。注意力、记忆力和语言似乎是影响较大的大脑功能，而视觉功能和执行力受汞增加的暴露影响较小。

5.4 癌症

大量的研究集中在高风险人群甲基汞水俣病的死亡原因。肝癌和食道癌的风险增加，慢性肝病和肝硬化导致的超额死亡率是报道率最高的事件。在长期遭受慢性砷暴露地区皮肤癌、肺癌和膀胱癌的患病机率会增加。

5.5 其他影响

暴露的高浓度的重金属可引起呼吸系统、心血管系统、免疫系统和生殖系统的功能障碍。尤其是小孩，摄入铅可能通过抑制血红蛋白的生成导致贫血。对那些长期接触铬（Ⅵ）的人群来说，患口腔炎，牙龈炎的风险，鼻中隔穿孔，皮肤溃疡的风险比其他人高多了。有关调查表明，铬电镀车间的工人从事电镀操作的一半受到了严重的铬鼻病[17]。从事镀铬作业的电镀厂工人长期接触到铬酸雾，容易发生职业性铬鼻病。

6 结论与展望

除了自然来源，有意和无意的人为排放是重金属的重要来源，过量重金属暴露可能通过影响消化系统、神经系统、心血管系统和免疫系统，增加人类的健康风险，或增加患癌症的风险。

为了充分了解重金属污染现状，我国应综合调金属问题，将重金属潜在风险作为详细的流行病学进行研究。相比其他污染控制，更理想的策略是使重金属污染的最小化和消除。这些目标可以通过减少含重金属物品的使用来实现，或回收对环境污染的排放物，同时，各种管末处理技术可以减少煤燃烧、垃圾填埋场和其他人为来源的重金属排放，虽然在实际应用中有很多优点，但生物修复，特别是植物修复和微生物修复，由于其效率高、成本低应该受到更多的关注。重金属原位钝化修复方法可改变重金属在土壤中的赋存状态，降低土壤中重金属的有效浓度、迁移性和生物有效性，并且因其成本较低、操作简单、见效快且适合大面积推广，在重金属污染土壤修复中有着不可替代的作用。2015年，随着《凹晶材料对重金属污染土壤治理与修复的集成技术研究》项目通过甘肃省科技厅鉴定，并在白银试验成功，一项新的凹凸棒吸附技术将会逐渐推广。

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Research Progressand Analyzing Methods of Heavy Metal Pollution

Gong Jianjun

（Wuwei Occupational College， Wuwei，Gansu 733000， China）

第6篇：海洋生态修复方法范文

作者单位：1.北京理工大学生命学院2.聊城大学生命科学学院

植物内生菌能定殖在健康植物组织内并与植物建立和谐联合关系,它们能通过产生IAA、细胞激动素等物质,促进植物生长发育;还可通过产生抗生素、生物碱类物质与病原菌竞争生态位等起到对植物的保护作用[1],甚至能够诱导植物产生系统抗性来增强宿主的生存适应性[2]。植物-内生菌这种和谐共生、互利共栖的生命形式,是“资源节约型,环境友好型”生态型农业发展的一条重要思路。

黄瓜是世界上分布最广泛、最重要的蔬菜栽培作物之一,在我国蔬菜周年供应中同样占有极其重要的地位。据联合国粮农组织统计,2004年我国黄瓜栽培面积已达1502900hm2,产量达到25558000Mt[3]。黄瓜生长周期主要包括营养和生殖生长两个阶段。前者包括发芽和幼苗期;后者包括初花和结瓜期,该阶段占据了大部分生育期且与产量形成密切相关。影响初花和结瓜期的因素除了环境因素(如温度、光照、水分),还有生物因素如植物自身分泌的激素及内生菌的影响等[4]。由于植物与内生菌的作用是相互的,因此由于植物生长发育阶段更替带来的生理生化变化,必然会影响到定殖微生物的种群与数量等[5],相关研究对从微生态角度研究作物生长、产量形成具有重要意义,备受关注。目前国内外关于黄瓜内生菌的研究相对较少,且主要集中在内生真菌和放线菌方面,其研究目的也主要是在抗病与促生方面[6],关于黄瓜内生细菌的多样性研究尚未见报到。本文则主要探索黄瓜初花和结瓜期内叶片可培养内生细菌的种类、数量及优势菌的种类变化,为黄瓜促生内生细菌的理论探索和生产应用提供一定的研究基础。

1材料和方法

1.1黄瓜品种与植株

黄瓜为“中农16”品种,由中国农业科学院蔬菜花卉研究所研制,抗多种病害,为目前华北地区瓜农种植主栽品种。黄瓜植株,于2010年4月中旬至5月中旬分3次采自北京市平谷区农业推广学校蔬菜大棚。取样阶段为初花期和结瓜期,试验对象为植株叶片。

1.2内生菌的分离与培养

分别取初花和结瓜期的黄瓜植株叶片各1g,用无菌水冲洗干净,无菌滤纸吸干后,分别用75%酒精浸泡2min,2.6%NaClO浸泡5min,75%酒精浸泡1min进行表面消毒,再用无菌水冲6次,将最后一次冲洗液涂营养琼脂(NA)培养基(g/L):牛肉膏3,蛋白胨10,氯化钠5,琼脂1820,pH6.87.0,1105Pa高压蒸汽灭菌20min。平板检查表面消毒效果,要求对照平板无菌落生长,确保表面消毒彻底。将消毒后的样品放在加有9mL无菌水的无菌研钵充分研磨,静置20min,再稀释3个浓度梯度,各取0.1mL涂布到NA培养基中,每个梯度3个重复,置于恒温培养箱中30°C培养13d。每个叶片样品做3个重复。

1.3内生菌的纯化与保存

细菌培养13d后分别记录各平板的菌落数量,根据菌落形态(大小、形状、颜色、表面光泽度、边缘整齐度、透明度和质地等),镜检菌体形态(形状、革兰氏染色反应、排列方式和有无芽孢等);分别挑取有差异的菌落,在NA平板上划线纯化3次,将纯化后的内生细菌编号后接种到相应培养基斜面上4°C冰箱保存,同时采用80°C甘油管冻存。

1.4内生细菌DNA模板的提取与16SrDN段扩增

将内生细菌培养至指数期,取1.5mL菌液用基因组DNA提取试剂盒(北京百泰克生物技术有限公司)提取基因组DNA,进行16SrDNA序列扩增。扩增选用通用引物[7],由上海生工生物工程技术服务有限公司合成：P1:27f(5-AGAGTTTGATCCTGGCTCAG-3),P2:1492r(5-TACGGCTACCTTGTTACGACTT-3)。PCR扩增时,94°C4min;94°C1min,55°C1min,72°C2min,共30个循环;72°C10min。PCR扩增产物通过1%琼脂糖凝胶电泳检测。

1.5细菌16SrDNA序列测定与同源性比对

PCR扩增产物由上海生工生物工程技术服务有限公司测序后,用CHECK-CHIMERA进行嵌合体序列的鉴定,除去嵌合体及怪异序列,再与GenBank数据库中的已知序列进行NCBIBLAST(ncbi.nlm.nih.gov/)比对分析,寻找具有较高同源性的16SrDNA序列。确定各菌株有效序列后用ClustalX进行多序列比对[8],再用Megaversion4.1进行系统发育分析,其中系统进化矩阵按Kimura2-Parameter模型计估算[9],采用邻接法(Neighbor-Joining)聚类分析[10],构建系统发育树。重复取样1000次进行自展值(Bootstrapvalue)分析评估系统进化树的拓扑结构的稳定。

根据文献,定义16SrDNA序列相似性大于98%归于同一个物种[11]。

2结果与分析

2.1初花期和结瓜期黄瓜叶片内生菌的分离

将初花和结瓜期两时期的黄瓜叶片表面消毒后,进行组织内生细菌的分离培养,结果表明,在NA平板上长出大量菌落,菌落形态存在明显差异,说明黄瓜叶片中不仅存在大量内生细菌,且种类丰富。菌落计数得到两时期内生菌数量分别为:初花期为(2.6±0.18)106CFU/g鲜重,结瓜期为(5.2±0.42)105CFU/g鲜重(显著性水平P＜0.05),前者是后者的5倍。选择差异明显的菌落进行平板划线纯化,共得到81株内生菌;其中,初花期38株,结瓜期43株。

2.216SrDNA序列扩增及菌种鉴定

将两个时期分离的81株内生细菌成功提取基因组DNA,对其16SrDNA序列进行PCR扩增均得到片段约1.5kb的单一条带(图1,图中仅列出两个时期部分内生菌的电泳条带,其它菌的条带位置与图中一致)。将PCR产物测序并将测得的序列提交登陆GenBank并获得登录号(JN084129-JN084164,HQ874629)。

2.3系统发育分析

对上述初花期的38株和结瓜期的43株内生细菌的16SrDNA序列进行比对分析,结果见表1和2以及图2和4。从分析结果(表1和图2)看,初花期的38株内生细菌分别属于4个细菌类群中的14个已知属。其中放线菌类(Actinobacteria)最多,占60.5%,为优势菌群,包含7属。其次是厚壁菌类(Firmicutes),占28.9%,包含2属。剩余的两类：伽马变形杆菌类(Gammaproteobacteria)和阿尔法变形杆菌类(Alphaproteobacteria)各占7.9%和2.7%,分别包含2属和1属(图3A)。其中,短小杆菌属(Curtobacterium)含有7株细菌,在初花期为优势属,其次是芽孢杆菌属(Bacillus),含有6株细菌。其中,隶属于短小杆菌属的菌株Y1为最优势种,占初花期分离内生菌总量(以CFU计)的57.6%。此外,隶属于藤黄单胞菌属(Luteimonas)的一株编号Y4的内生菌与已知序列同源性为96.8%,通过分子生物学及生理生化指标测定确定其为一新种,将在近期另文发表。需要指出的是,鉴于优势种在所有分离菌的比例仅是依据形态学特征来区分和计算的,其统计数量和比例仅供参考之用。

从表2和图4可以看出,结瓜期的43株内生细菌分别属于5个细菌类群中的11个已知属。其中伽马变形杆菌类细菌最多,占46.5%,为优势菌群,包含3属。其次是阿尔法变形杆菌类,占23.3%,包含2属,放线菌类和厚壁菌类占有相同的比例13.9%,分别包含3属和2属。异常球菌类(Deinococci)含量最少,为2.4%,仅含有1属(图3B)。其中,泛菌属(Pantoea)含有15株细菌,是结瓜期的优势菌属,其次是农杆菌属(Aqrobacterium),含有9株细菌。其中,隶属于泛菌属的菌株CE1为最优势种,占结瓜期分离内生菌总量(以CFU计)的65.0%。

3讨论

植物内生菌的分离鉴定是内生菌研究的首要问题,是内生菌与植物的互作研究、发现重要功效内生菌的前提,一直受到高度重视。本文选用在我国蔬菜种植中占有重要地位的黄瓜“

中农16”品种为研究对象,探究初花期和结瓜期叶片内生菌的多样性,并对这些内生菌进行了16SrDNA鉴定。两时期共分离到内生菌81株,初花期38株,分属于14个已知属,其中隶属于短小杆菌属的菌株Y1为最优势种,占57.6%,发现Y4菌株属于新种Luteimonassp.。结瓜期43株分属于11个已知属,其中隶属于泛菌属的菌株CE1为最优势种,占65.0%。显示出两个时期黄瓜叶片组织内生菌的多样性。