土柱淋溶實驗裝置

㈠ 生物因素

3.2.4.1 土壤微生物新陳代謝動態特徵及對岩溶生態系統的驅動作用（桂林岩溶試驗場的野外定位監測）

桂林岩溶試驗場是一典型的峰叢窪地，地處亞熱帶季風區，多年平均氣溫18.8℃，多年平均降雨量為1915.2mm，降雨分配不均勻，4～8月的總降雨量佔全年降雨量的70.32%，9月至次年3月的降雨佔全年的29.68%。構成場區峰叢窪地的岩溶地層為上泥盆統融縣組（D₃r），主要岩石成分為淺灰色至白色緻密質純中厚層泥亮晶顆粒石灰岩。場區第四紀的地層，主要是殘坡積層，以灰褐色、棕褐色、棕色石灰土為主。在山體的上部土壤稀薄，山坡土壤較厚，可達1～1.5m，窪地中的土壤層厚可達5～6m，土壤覆蓋率約為30%。用簡易比重計法測得坡地土壤質地如表3-11。

表3-11 桂林岩溶試驗場坡地土壤不同層位的質地（w_B/%）

場區覆蓋次生灌叢群落，樹高2～2.5m，多刺、葉革質及小葉型，表現出喜鈣和耐旱性。主要樹種有石山樟、廣西芒林、黃荊、火棘、竹葉椒、穿破石、雲石、石岩楓、崖棕、石山巴豆、南天竹、水竹、楊奶、九龍藤、桂林紫微、苞茅、零餘薯。覆蓋度為60%～80%。

為了揭示土壤微生物活動與岩溶生態系統運行之間的關系，除了對氣溫、降雨進行了動態監測外，還選擇了土壤微生物的新陳代謝指標及岩溶發育強度指標進行了監測。土壤微生物的新陳代謝指標為：土壤剖面中CO₂濃度、土壤呼吸、土壤微生物量碳、土壤水溶性有機碳；岩溶發育強度指標為土下碳酸鹽岩溶蝕速率。其監測的方法：

土壤剖面中CO₂濃度：用自製的土壤CO₂採集裝置（何師意，1997），監測用日本Gestec公司產的Gastec真空泵和專制的CO₂測試管，觀測周期為每月1次；

土壤呼吸：鹼吸收法測試土壤呼吸速率（AL 佩奇等，1991）；

土壤微生物量碳、土壤水溶性有機碳：按深度0～20cm、20～50cm每月取土樣，在冰箱中保鮮；土壤微生物量用氯仿-熏蒸-培養提取法（Vance E D et al.，1987）；土壤水溶性有機碳用總有機碳分析儀（魯如坤，1999）；

碳酸鹽岩溶蝕率：用標准溶蝕試片觀測岩石溶蝕速率。

（1）土壤微生物量碳的月動態

土壤微生物是陸地生態系統中重要的組成部分，在其生命活動過程中，不斷同化環境中的碳，同時又向外界代謝釋放不同形態的碳成分，因此，微生物調控著土壤環境中的碳循環和生物有效性營養成分的供給，從而與陸地生態系統的初級生產力密切相關（Jenkison D S et al.，1992；Zak D R et al.，1990）。在以往的研究中，人們關注了陸地生態系統類型（森林、草地）、農田耕作措施（Salinas-Garcia J R et al.，1997）、管理模式的差異對土壤微生物量的影響。而對岩溶動力系統中土壤微生物的生態觀測及其代謝產物CO₂、DOC（溶解有機碳）對岩溶生態系統的驅動關注不夠。

從微生物量碳的月變化（以埡口土壤深度0～20cm的土壤微生物量碳為例）（圖3-29）看，土壤微生物量碳與氣溫動態呈顯著的負相關，即土壤微生物量在炎熱的夏季出現最低值（304mg/kg），而在寒冷的冬季土壤微生物量碳出現最高值（1110.64mg/kg）。從圖上看微生物量碳與降雨之間似乎沒有明顯的對應關系。對這一現象的正確認識，將是對土壤環境中生物驅動岩溶發育機理認識的深入。

圖3-29 桂林岩溶試驗場埡口0～20cm土壤微生物量碳的動態與氣溫、降雨間的關系

Ⅰ.土壤微生物的基本特徵

土壤微生物是土壤環境中極為活躍的活性組分，盡管其含量僅為土壤有機碳的1%～4%，但土壤微生物具有極高的繁殖能力和極短的生命周期，在良好的條件下，細菌的生命周期僅為20～30min，真菌只需幾個小時就可以更新一代，傷亡的微生物體是新生微生物最好的營養物質來源，也最易被分解成終極產物CO₂（Marumoto T，1984），因此，有理由認為傷亡的微生物體是土壤呼吸產生CO₂的重要源之一。在影響土壤微生物量動態變化的因素中，溫度是主要的（Grisi B，1998），同時土壤的干濕交替是加速土壤微生物量循環速度的重要動因（McGill W B et al.，1986；Ross D J，1987），因為大多數土壤微生物無法適應低的土壤濕度（Reid D S，1980）。由此可以認為土壤微生物是土壤環境中物質循環的「不斷更新的動態驅動器」。「不斷更新」是指土壤微生物體的生命周期極短，老的微生物體不間斷地被新的微生物體所取代；「動態驅動器」是指微生物是土壤環境中有機質（包括微生物體本身）分解產生代謝產物的直接驅動力，而且活的微生物群也處於不斷的變化之中。

Ⅱ.對土壤微生物量碳在夏季出現最低值、冬季出現最高值的理解

在冬季，雖然溫度偏低，降雨量偏少，但低的蒸發量，能夠保持土壤有較高的土壤濕度，同時土壤的干濕交替發生的頻率亦很小，使得土壤微生物量的周轉速率降低，周轉周期變長，土壤微生物量得以累積，此其一；其二，進入秋冬季，枯枝落葉增加，新鮮有機質的輸入，能刺激微生物量的增加，¹⁴C標記示蹤技術，揭示了植物殘體在土壤中的分解首先轉移到微生物體內（Van Gestel et al.，1993）。

（2）土壤微生物量碳與土壤呼吸、土壤溶解有機碳之間的關系

Ⅰ.土壤呼吸的月動態

土壤呼吸是指土壤中活的、有代謝作用的實體，在代謝過程中吸收氧和釋放CO₂的強度。它有兩個來源。生物來源：土壤微生物、土壤植物根系、土壤原生動物的呼吸；非生物來源：土壤環境中有機碳的化學氧化作用。在這些來源中土壤微生物的呼吸是主要的（鄭洪元，1996），因此，土壤呼吸強度能反應土壤中有機質的分解，以及土壤有效養分的狀況。很早就有人將它作為土壤微生物總的活性指標及作為評價土壤肥力的指標之一（李振高，2000）。在岩溶地區土壤生態系統中，土壤呼吸產生CO₂以及CO₂在土壤中的遷移，不僅與全球碳循環密切相關（Rattan Lai，1999；Wallace S B，et al.，1991），而且在岩溶地區，可使近地面CO₂產生高濃度，促進岩溶發育（Liu Zaihua，2000；曹建華等，1999）。

圖3-30 桂林岩溶試驗埡口土下20cmCO₂濃度、土壤呼吸排放速率動態與降雨、氣溫的關系

土壤呼吸排放的時間動態可分成3個不同的階段（圖3-30）：①從3月至8月1日前，隨著氣溫的升高，降雨的增加，土壤呼吸強度漸次增加，由4月6日的103.56mgCO₂/m²·h增至7月1日的229.52mgCO₂/m²·h、7月23日的181.94mgCO₂/m²·h。換一個角度看就是隨氣溫和降雨的增加，刺激土壤生物活性的增強，導致土壤呼吸的增加。②進入8月份，雖然氣溫維持在較高的水平，但土壤呼吸強度高低不定，尤其是9月土壤呼吸在9月6日為181.94mgCO₂/m²·h，9月25日即降為134.35 mgCO₂/m²·h，至10月26日又升至158.61mgCO₂/m²·h，這一極大的反彈現象與降雨的分配不均有關：在9月25日前1個月內降雨量僅3.9mm，而9月26日至10月26日的降雨量259.4mm，在此期間氣溫則由9月25日的日平均氣溫26.9℃降為10月26日的20.3℃。③11月份以後，隨氣溫的下降，降雨量偏少，但分布大致均勻，土壤呼吸持續降低，下降的趨勢持續到2月。土壤呼吸排放速率最高值出現在7月1日，為229.52mgCO₂/m²·h，最低值出現在2月22日，為41.05 mgCO₂/m²·h。從以上的分析結果看，土壤呼吸與月平均氣溫、月降雨都成正相關關系，與氣溫之間的關系更為明顯（圖3-31）。

圖3-31 桂林岩溶試驗場土壤呼吸速率與氣象之間的關系

Ⅱ.土壤呼吸與土壤剖面中CO₂分壓之間的關系

土壤呼吸排放與土壤剖面中的CO₂分壓存在著明顯的正相關關系，其相關系數為r=0.74（圖3-32）。從上文可知土壤呼吸是一個地區土壤微生物新陳代謝排放、植被根系呼吸排放、土壤動物呼吸與土壤有機碳的氧化生成CO₂的綜合反應指標，因此，土壤呼吸可用來指示區域性的生物活動強度。岩溶在土壤環境中最為活躍，且與土壤環境中的CO₂分壓存在著密切的關系。這就建立起岩溶生態系統的運行與生物活動之間的橋梁。

圖3-32 土壤呼吸與土壤剖面中CO₂濃度之間的相關分析（CC=74.97SR+4190.8，r²=0.5476）

（3）土壤DOC的月動態

土壤環境中的水溶性有機碳既是微生物分解有機質的代謝產物，又是微生物生長能量的重要來源（Kalbitz K et al.，2000）。根據前人的研究，微生物活性在10℃以上隨溫度增高而增強，在25～35℃間達到最強（Paul E A et al.，1989）。另外，微生物活動與土壤濕度關系密切，隨著土水勢的增加，微生物的活性減弱，當土壤水分含量相當於田間持水量時，微生物活性最強。一般而言，真菌通常比細菌更能適應於較低的溫度條件，由於真菌的好氣性使真菌也主要分布在土壤的淺表層；同時真菌也比細菌更能耐受高的土壤水勢（Salinas-Garcia J R et al.，1997）。在對水溶性有機碳貢獻中，細菌主要貢獻的是揮發性組分，真菌主要貢獻非揮發性組分（A D 麥克拉倫等，1984）。從圖3-33看，土壤水溶性有機碳的變化有3個不同的階段：

1）3～7月，土壤水溶性有機碳的變化與土壤呼吸排放CO₂速率保持著相同的升高趨勢。

2）8～11月，氣溫保持在較高的水平，但降雨量偏低，土壤容易乾燥，而大部分微生物難以耐受土壤乾燥，因而，土壤微生物活性極大地減弱，結果是土壤呼吸、土壤水溶性有機碳隨之降低。這里需要說明的是，9月27日～10月26日之間，降雨259 mm，刺激了微生物的大量繁殖，土壤呼吸速率出現一個反彈，而水溶性有機碳卻出現全年的最低值，導致這一現象產生的可能原因是：長時間土壤乾燥後的降雨，雨水的淋溶作用要強於微生物代謝產生水溶性有機碳的速率。

圖3-33 土壤微生物量碳與DOC、土壤呼吸之間的關系

3）11月至次年的2月，隨溫度的降低，微生物活性逐漸降低，在土壤呼吸速率持續降低的同時，水溶性有機碳升高。

影響土壤水溶性有機碳賦存、遷移的因素很多，Kalbitz K et al（2000）在對總結性論文「Controls on the Dynamics of Dissolved Organic Matter in Soils：A Review」中將影響DOC形成、遷移、演變的因素歸納為23種，其中包括了：枯枝落葉的輸入量、土壤有機質的含量、土壤有機質的C ∶N比率、生長其上的森林群落類型、真菌群落在微生物群落中發揮的作用、土壤中Fe、Al氧化物、氫氧化物和粘土礦物的含量、土壤pH值、鹽基飽和度、硫酸鹽、磷酸鹽、多價陽離子、溫度、干濕交替、水文狀況、凍融（雪融）交替、N沉降、有機肥料等。本書認為對於一個相對穩定的生態系統而言，影響土壤水溶性有機碳動態的因素主要有：

1）溫度：如果僅從結果看，土壤水溶性有機碳與溫度的關系有相反的結果，一是在較冷的條件下，DOC含量更高（Piao H C，et al.，2000；He Z L，et al.，1994）；二是DOC含量在冬季高於夏季（Ross D J，et al.，1981；Dalva M et al.，1991；Tipping E C et al.，1999）。如果考慮到降雨的淋洗和稀釋過程，這一相反的現象就比較容易理解。從表層土壤中DOC含量高於底層土壤DOC含量的事實，可以認為微生物活性高，有利於DOC的產生。因此作者認為，DOC在土壤中的發生量是與溫度成正比，除非有機能源供給不足和受水文條件的影響。

2）土壤濕度：頻繁的土壤干濕交替是土壤DOC含量增加的動因（Haynes R J et al.，1991；Lundquist E J et al.，1999）。其理由是：乾旱引起微生物活性降低，分解能力下降，由於微生物無法耐受土壤乾燥，致使土壤微生物大量傷亡，微生物的代謝產物可在土壤中累積，微生物對土壤中DOC的利用同化亦減少，這些過程都有利於土壤在再次濕潤時產生高濃度的DOC。因而，在暴雨初始階段往往可以測得土壤DOC的高含量（Easthouse K B et al.，1992）。但在降雨量過大，水體的物理淋洗稀釋效應強於微生物產生DOC的能力，將會導致DOC濃度的降低。

3）微生物群落的組成及變化：在土壤微生物群落中，Guggenberger et al.（1994）和Mooller et al.（1999）認為與其他微生物群落相比，真菌群落在DOC產生中發揮更重要的作用，一方面真菌分解有機物過程中通常是不完全降解，即產生大量小分子的有機化合物，使土壤中的DOC含量增加。另外，真菌比細菌更能耐受低溫和較高的土壤濕度。這就是為什麼冬季土壤中DOC含量增加的原因之一。

（4）土壤微生物量碳與土壤呼吸、土壤DOC之間的內在關系

土壤微生物被認為是生存於土壤中，體積小於5×10³μm³的生物總量是活的土壤有機質的部分（Jenkinson D S et al.，1981）。土壤微生物是驅動土壤碳遷移的「不斷更新的動態驅動器」。土壤微生物群落隨環境的變化，處於不斷的新老更替，分解外界的物質和有機體，吸收、同化無機養料，合成自身物質，同時又向外界不斷釋放其代謝產物，賦予土壤肥力和生產力。亦即土壤微生物同時存在著生長同化與消亡分解過程，這就是日益受到學術界關注的微生物量周轉。一般而言，低溫時周轉期延長，高溫則相反。據估算北方森林土壤微生物量碳的周轉期為0.82a，溫帶森林為0.6a，熱帶森林為0.14a；溫帶草原為0.64a，熱帶稀樹草原0.34a（Smith J L，et al.，1991）。

同時，有機能源的供給是制約土壤微生物量生長和活性的重要因素，生存於土壤環境中的微生物以異養型微生物佔主導地位，維持其生命活動需要消耗大量的能量。據何振立（1997）的估算，陸地土壤微生物總量（按微生物量碳計）為6×10¹⁵gC，陸地土壤微生物量碳平均周轉期為0.42a，則每年通過微生物周轉的有機碳量為1.43×10¹⁶gC，假定微生物對土壤有機物質的利用效率為35%，則維持土壤微生物正常生命活動所需的能源約為4.09×10¹⁶gC。這一數據超過每年以枯枝落葉形式進入土壤的有機碳總量（3.7×10¹⁶gC）。土壤微生物獲取能源的最快捷的來源是土壤中傷亡的微生物體、水溶性有機碳（DOC）和植物根系分泌物。這也是為什麼根圈土壤微生物量明顯高於非根圈土壤中的微生物量的原因（Eiland F et al.，1994）。

土壤呼吸排放CO₂是土壤中大多數生物化學過程的終極產物。在有植物生長的土壤環境中，土壤呼吸排放量從數量上看主要有3個組成部分：①植物根系呼吸；②根圈土壤微生物呼吸；③非根圈微生物呼吸。根據Kelting D L et al.（1998）的研究它們對土壤呼吸的貢獻率分別為32%、20%和48%。土壤呼吸產生的CO₂可以作為土壤有機碳礦化量的指標，也可作為土壤微生物活性的指標。鑒於以上監測結果和分析，土壤呼吸排放與土壤微生物量碳之間存在著負相關關系（圖3-34）。與土壤呼吸相比，土壤DOC的產生、賦存、遷移的因素較多、較復雜，但從本次桂林岩溶試驗場研究的結果看，DOC的月動態特徵可劃分為兩個時間段：3～9月的溫暖多雨期，土壤DOC 與土壤呼吸有相同的變化趨勢；10月至次年2月秋冬低溫少雨期，土壤DOC與土壤呼吸變化趨勢相反。因此從全年的統計分析看，土壤DOC 與土壤微生物量碳的相關性就差（圖3-35a）。如果從兩個不同的時間段進行相關分析，其負相關關系就很明顯（圖3-35b）。

以上就用野外實測的數據驗證了驅動土壤環境中岩溶發育的主要因子CO₂、DOC與土壤微生物量碳之間的關系。

圖3-34 土壤呼吸、土壤DOC與土壤微生物量碳之間的關系

圖3-35 溫暖多雨期、低溫少雨期土壤DOC與土壤微生物量碳之間的相關分析

3.2.4.2 植被群落演化不同階段對岩溶表層帶水循環的影響（廣西弄拉峰叢窪地植被恢復區的野外對比實驗）

弄拉是廣西岩溶峰叢窪地生態建設成功的典型之一，選擇封山育林40 a、20 a兩個不同的植被群落進行對比，監測其表層泉的動態變化。蘭電塘泉域覆蓋喬木頂極群落，植被覆蓋率95%，在2001年4月至2002 年5 月，泉水斷流31 d；東望泉泉域覆蓋灌叢群落，植被覆蓋率65%，斷流兩次，42d，124d（圖3-36）。而且蘭電塘泉的、Ca²⁺濃度均高於東望泉（圖3-37、圖3-38），這表明封山育林、植被群落的恢復，不僅增強了岩溶表層帶對水循環的調蓄能力，而且有利於岩溶發育強度的增加。

3.2.4.3 不同植被覆蓋對岩溶生態系統碳循環影響的模擬

在岩溶生態系統中，岩溶作用和成土作用是一對相輔相成的表層地質作用，根據岩溶環境中土壤和生態系統發育的關系，潘根興等研究了桂林丫吉村試驗場土壤碳庫的分布與碳轉移的特徵，表明植被的發育，賦予了岩溶系統活躍的碳組分，因而驅動岩溶生態系統的運行，加速碳酸鹽岩的溶蝕和系統的碳循環（潘根興等，1999）。Kelting D L et al.（1998）的研究結果顯示，在有高等植物棲息時，根系呼吸和根圈土壤微生物呼吸在占土壤呼吸排放的CO₂中佔主要地位（張福鎖等，1995）。隨著高等植物的棲居和生態系統的演化，岩溶生態系統中土壤碳循環特徵發生如下變化：

①枯枝落葉的輸入使土壤中有機質得到不斷的補充；②植物根系活動增加了土壤中活性有機碳的供源；③植物根系形成根際環境，刺激了根際微生物活動，從而構成微生物主導的根際碳循環微環境。

圖3-36 弄拉蘭電塘泉與東望泉水位動態變化對比

圖3-37 東望泉、蘭電塘泉的濃度動態變化特徵

圖3-38 東望泉、蘭電塘泉的鈣離子濃度動態變化特徵

研究植被覆蓋下土壤碳轉移是地球系統科學理論指導下將地球表層地質作用與生物作用相結合、岩溶作用與系統碳轉移作用相結合的重要方向（袁道先，1999）。為此，我們設計了3個植被-土壤-碳酸鹽岩體系簡易生長箱模擬試驗裝置（圖版Ⅰ-1）。

生長箱模擬試驗裝置的主體為5mm厚的聚丙乙烯塑料板製成的直徑50cm，高60cm的圓柱狀土柱箱，箱底開直徑2cm的出水口，用於排泄「地下水」。用0.3mm厚的三角鋼作底架支撐。

供試灰岩為桂林郊區英山融縣組（D₃r）灰岩，破碎成粒徑2～6cm顆粒狀，鋪於箱底達10cm厚。土壤取自桂林市雁山鎮付禾，發育於東崗嶺組（D₂d）之上的A層土壤，土壤按等量填於3個土壤箱中，裝土45cm厚。

黃楊土箱（樹箱）：供試木本植物為本所花圃中成熟的黃楊（Buxus sinica），黃楊具有豐富而長的根系，其根系分布於整個土柱中；

麥冬土箱（草箱）：供試草本植物為麥冬（Liriope spicata），麥冬根系集中分布在土壤的5～10cm深度；

土箱（土箱）：無任何植物覆蓋。

在土柱中3個不同的深度（土下10cm、20cm和45cm處）安裝自製的CO₂收集裝置（何師意等，1997）。同時收集自箱底出口排出的水做化學分析。

監測的指標及方法：土壤呼吸排放CO₂用鹼吸收法（李振高，2000）；土壤剖面中的CO₂濃度用日本Gestec公司生產的GestecCO₂泵和CO₂測試管監測；水體的pH值用Cole ParmerpH計；Ca²⁺濃度用鈣測試盒；用德國Merck公司生產的鹼度計；溫度計測氣溫；雨量筒監測每天的降雨量。

實驗裝置安好後，放在岩溶所花圃內接收自然的降雨和光照，觀測對比研究持續74d（4月3日～6月16日），實驗期間的氣溫、降雨情況如圖3-39所示。

圖3-39 實驗期間日平均氣溫與降雨量

（1）不同植被覆蓋下土壤-碳酸鹽岩體系排泄水的水化學特徵

在野外觀測中，岩溶泉水的的動態變化是受多種自然因素影響的復雜過程。而在本模擬實驗中（圖3-40），3 種系統中岩溶水的動態變化具有類似的波動格局，均符合其氣溫、降雨過程的動態關系。但是，不同系統中岩溶水排泄強度有顯著差異，樹箱、草箱和土箱的平均濃度分別為4.64 mmol/L、2.69 mmol/L和2.61 mmol/L。整個試驗過程共降雨638.1 mm，監測到岩溶水排泄8 次，總排泄水量分別為：樹箱為110.6 L，草箱為70.92 L，土箱為67.56 L。因此，岩溶水排泄的總量分別為：樹箱522.95 mmol，草箱206.04 mmol和土箱196.23 mmol。

圖3-40 樹箱、草箱和土箱排出水中濃度的對比

岩溶排泄水的pH值反應了土壤生物活動代謝產物DOC、CO₂溶於水產生碳酸及土壤淋溶碳酸鹽岩後的綜合結果。從圖3-41看，三者地下水的pH值的變化動態，無論氣候條件怎樣變化帶來的影響，其樹箱的pH值始終低於草箱和土箱體系。在模擬實驗過程中，樹箱的平均pH值為7.13；草箱的平均pH值為7.36；土箱的平均pH值為7.39。即樹箱的pH值比草箱的低0.23個單位、比土箱的低0.26個單位。

圖3-41 樹箱、草箱和土箱下岩溶排泄水pH值的動態

圖3-42表明供試系統岩溶排泄水Ca²⁺濃度的動態變化。可見，不同系統下排泄水的Ca²⁺平均濃度分別為：樹箱為111.36 mg/L、草箱為116.07 mg/L、土箱為114.21 mg/L。說明不同植物處理對岩溶排泄水的Ca²⁺濃度無明顯影響。但總排泄水量分別為：26.2 L、10.5 L和 10.8 L，計算的不同系統排泄的總鈣分別為：樹箱為 304.03 mmol；草箱為188.25 mmol；土箱為176.01 mmol。樹箱下Ca²⁺排泄量是草箱的1.784 倍、土箱的1.827倍。同時樹箱排泄的總量比草箱的增加153.82%、比土箱的增加166.45%；重碳酸根的主要來源是生物活動和水岩相互作用的產物，因此，可以認為隨生物作用強度的增加，重碳酸根濃度的增加，相應導致鈣離子排泄量的增加。即生物作用的加強，產生的代謝產物引起岩溶水的pH值的降低、重碳酸根的增加，促進了水岩相互作用和土壤中不同形態鈣的釋放，最終貢獻為灰岩溶蝕量的增加。

圖3-42 樹箱、草箱和土箱地下水中的Ca²⁺濃度的對比

（2）土壤呼吸及土壤剖面CO₂濃度

土壤環境中的CO₂ 是岩溶水中的重要來源之一，同時也是使岩溶水具有侵蝕性的原因。從圖3-43 中可見，不同植物處理下系統中土下 CO₂ 濃度存在顯著的差異，盡管都表現出隨氣溫和降雨的波動。但樹箱的土壤CO₂ 濃度在整個實驗過程中都高於草箱、土箱。以土下20 cm處CO₂ 濃度為例，實驗期間其CO₂ 濃度的平均值分別為：樹箱14389×10 ^-6、草箱為8222×10 ^-6、土箱為5800×10 ^-6。相對於裸露土壤，麥冬草使土下CO₂ 濃度升高41.76%，而黃楊樹升高了140.08%。而從土壤呼吸排放 CO₂ 的速率看（圖3-44），樹箱的土壤呼吸速率比草箱、土箱的高得多。在實驗期間，樹箱的土壤呼吸釋放 CO₂ 的平均速率為 310.83 mgC/m² · h、草箱為 114.64 mgC/m² · h、土箱為112.72mgC/m² ·h。根據土壤呼吸的平均排放速率可計算出實驗期間樹箱、草箱和土箱的土壤呼吸排放的碳量：樹箱為104.438 gC、草箱為38.519 gC、土箱為37.875 gC（圖3-45）。計算公式為：

受地質條件制約的中國西南岩溶生態系統

式中：W——實驗期間CO₂排放的碳量；V——土壤呼吸的平均速率；S——土箱的口面面積；T——實驗持續的時間。

圖3-43 樹箱、草箱、土箱土下20cm處CO₂濃度動態對比

圖3-44 樹箱、草箱、土箱土壤呼吸排放CO₂速率的動態比

（3）碳穩定同位素示蹤對碳酸鹽岩溶蝕的估算

利用碳穩定同位素和放射性同位素研究土壤環境中碳遷移途徑已取得很多的成果（Ineson Petal.，1996；KellerC K etal.，1998；BernouxM etal.，1998；Hesieh Yuch-Ping，1996；KorontziS etal.，2000），利用碳穩定同位素認識和掌握岩溶動力系統的結構特徵、運行規律也有所探索（劉再華等，1997；Pan Genxingetal.，1997）。本文採集土壤呼吸排放CO₂-C及地下水排泄-C，對供試系統其碳穩定同位素測定，並以此來估算生物作用對土下溶蝕的貢獻。表3-12是5月15日和5月18日，土壤排放CO₂-C及地下水排泄-C的碳穩定同位素值。

圖3-45 實驗期間樹箱、草箱、土箱土壤呼吸排放CO₂-C量的對比

表3-12 樹箱、草箱、土箱土壤呼吸排放CO₂-C、地下水排泄-C穩定同位素值

土壤呼吸排放的CO₂主要來源於土壤微生物呼吸和植物根系的呼吸，從表3-12中可以看出，的同位素值要重於CO₂-C的，表明了有碳酸鹽岩溶蝕的來源（CaCO₃ 的δ¹³C值為0.5‰（PDB）），樹箱產生的 CO₂-C、的δ¹³ C值輕於草箱、土箱的，表明生物作用對岩溶動力系統中碳循環影響的存在。如果將土壤呼吸排放CO₂-C的δ¹³ C值作為地下水中生物來源的同位素值，則不同體系地下水中中生物貢獻率可由下式求得：

受地質條件制約的中國西南岩溶生態系統

求得的結果見表3-13。

表3-13 地下水中生物來源的比例及對碳酸鹽岩溶蝕量的估算

碳穩定同位素的示蹤結果揭示，地下水排泄的中，生物來源的比例要高於碳酸鹽岩溶蝕來源的。與土箱相比，樹箱、草箱生物作用的增強雖然沒有帶來更大比例的生物來源，但帶來的是更大量的量和碳酸鹽岩的溶蝕量。

5月18日土壤呼吸排放CO₂-C碳同位素值輕於5月15日的，意味著生物作用的增強，合理的推論是有更多的生物成因CO₂ 溶於水並作用於碳酸鹽岩；而地下水碳同位素值5月18日重於5月15日的，這似乎意味著隨生物作用的增強，地下水中生物來源的量增加的同時，碳酸鹽岩溶蝕對地下水中的貢獻量更大。要確認這一點還需要更多數據的支持。

本次實驗的結果顯示，由於植物根系的增加：

1）使土壤剖面中CO₂濃度提高，與單純的土壤微生物作用相比（土箱5800×10^-6），樹箱（14389×10^-6）提高140.08%、草箱（8222×10^-6）提高41.76%；

2）土壤呼吸排放CO₂的速率提高，與土箱（112.72mgC/m²·h）相比，樹箱（310.83 mgC/m²·h）提高175.75%，草箱（114.64mgC/m²·h）提高1.70%；

3）地下水體中濃度增加，與土箱（2.61 mmol/L）相比，樹箱（4.64 mmol/L）提高77.78%，草箱（2.69mmol/L）提高3.07%；

4）隨地下水體排泄的、Ca²⁺的量增加，與土箱（196.23 mmol、176.01 mmol）相比，樹箱（522.95mmol、304.03mmol）的增加166.45%、72.73%，草箱（206.04mmol、188.25 mmol）的分別提高5%、6.95%；

5）使地下水體的pH值降低，與土箱的（7.39）相比，樹箱的（7.13）降低0.26個單位，草箱的（7.36）降低0.03個單位；

6）使土下灰岩的溶蝕量增加，通過地下水中和土壤呼吸排放CO₂-C的穩定同位素示蹤結果估算的碳酸鹽岩溶蝕量看，樹箱碳酸鹽岩的溶蝕量為21.875 g、草箱的為9.571 g、土箱的為6.748 g。

本次實驗的結果揭示了植物生長對土壤生物活動的促進，進而影響土壤下灰岩溶蝕與系統碳的排除，最後貢獻表現為對土壤灰岩系統中碳循環的加速與碳源、匯效應的放大，也進一步支持了表層帶岩溶動力系統是在氣候-水外部動力驅動下，以土壤-生物系統的碳轉移與循環為基本過程的岩溶作用控制系統。

㈡ 淋濾試驗設計

天然條件下，河流滲濾系統是一個復雜的開放系統，具有多層次、多影響因素的特點。有機污染物在滲濾過程中的衰減除受微生物的作用外，還受各種環境因素包括光、溫度、化學物質以及其他物理過程的影響，因而在擬定的研究目標下，很難實現在天然河流滲濾系統中的有機污染物生物降解試驗研究。

另外，原則上在一個未受污染或污染較輕的天然河流水環境中，在各種狀態下都不允許進行人為投放污染物的研究，而且在野外自然狀態下進行試驗將要消耗大量的人力、物力和財力，因而室內模擬試驗成為研究河流滲濾系統自然凈化過程的重要手段之一。

BTEX在河流滲濾系統中的環境行為非常復雜，要想真正掌握其遷移轉化的機理，必須藉助於模擬試驗研究。在對大量試驗數據進行分析的基礎上，才能在理論上有所突破。土柱試驗（淋濾試驗）歷來是土壤-水系統中污染物遷移轉化機理研究的重要手段，國內外學者利用土柱試驗進行了大量的試驗研究工作，在此基礎上形成了大量的研究成果，所以進行土柱試驗是研究BTEX在河流滲濾系統中遷移轉化的有效手段。

本試驗也主要以室內土柱試驗（淋濾試驗）為主要研究手段，其主要目的是研究BTEX污染河水通過河流滲濾系統時各組分發生了哪些環境行為，以及河流滲濾系統對這些污染組分的凈化機理和凈化效果如何，探討BTEX在河流滲濾系統中的遷移轉化對地下水環境的影響。

本次試驗在已有的對BTEX的揮發行為及其在土壤中的吸附行為研究的基礎上，通過動態土柱試驗（淋濾試驗）研究BTEX各組分分別在以 和 作為電子受體的情況下在河流滲濾系統中的生物降解性能，並結合其中的微生物指標的測定，研究BTEX在河流滲濾系統中的生物降解作用。

（一）試驗裝置

試驗裝置有三部分組成，分別為淋濾液輸入系統、模擬的河流滲濾系統和淋濾液輸出採集系統，這三部分各自的主要功能是：

（1）淋濾液輸入系統：利用該系統把人工配製的、含有BTEX污染組分的淋濾液源源不斷地輸入至模擬的河流滲濾系統。

（2）模擬的河流滲濾系統：把從野外採集的河流沉積物樣品裝入自製的有機玻璃柱中，製成模擬的河流滲濾系統，其入口連通淋濾液輸入系統接納淋濾液，其出口連通淋濾液輸出採集系統，淋濾液在流經模擬的河流滲濾系統的過程中，經過吸附、微生物降解等作用被凈化。

（3）淋濾液輸出採集系統：通過該系統採集經模擬的河流滲濾系統凈化後的淋濾液，然後測定淋濾液中BTEX各組分和兩種電子受體的濃度。

（二）試驗系統的裝配

為了滿足試驗對三部分的功能要求，試驗系統的三部分應分別由相應設備組裝而成。試驗系統和試驗裝置實物圖如圖3-29和圖3-30所示。

圖3-29 試驗系統示意圖

圖3-30 淋濾試驗裝置

（1）輸入系統設備的組裝：採用5L下口瓶盛放淋濾液，使用硅膠管將帶有閥門的出口與土柱連接，每隔一定時間向瓶中注入配製好的淋濾液，以保證淋濾液能夠源源不斷地供給，並利用閥門和蠕動泵來控制淋濾液流速。為了排除揮發的影響，從出口處另引出一根硅膠管，每日從中採集淋濾液以測定淋濾液進入土柱的初始濃度。

（2）滲濾系統設備的組裝：由三根有機玻璃柱聯通而成，其中最上層一根長30cm，直徑10cm，內裝野外採集粉土樣品；中間一根長50cm，直徑10cm，內裝野外採集細砂樣品；最下端一根長50cm，直徑10cm，內裝野外採集粗砂樣品。由此三部分組成的滲濾系統可以模擬野外河流滲濾系統，淋濾液經過此系統時，其中的BTEX經過土壤吸附、微生物降解等相關過程被凈化。將土樣分別裝入有機玻璃柱中並夯實，柱兩端用濾網和石英砂隔開。根據裝入土壤的質量和體積計算出各土柱的容重（表3-18）。其中柱1代表以 為電子受體的系統，柱2代表以 為電子受體的系統。

（3）採集系統設備的組裝：在土柱最下端由硅膠管和淋濾液收集裝置組成，每天定時測定淋濾液下滲流量，並採集相應水樣測定其中的目標組分含量。

（三）淋濾試驗過程

實驗室人工配製淋濾液以模擬BTEX污染河水，分別以 和 作為電子受體加入模擬的污染河水中，將淋濾液源源不斷輸入到土柱中，以模擬在不同條件下河流滲濾系統中BTEX的遷移轉化機理。

表3-18 土柱容重

試驗前必須對土柱進行洗鹽，以消除土壤中原有鹽分對試驗測定的影響。用去離子水從頂部注入土柱，完全飽和後繼續沖洗土樣中的鹽分。經過一定時間的洗鹽過程， 的濃度從最初的5.5mg/L降至檢測限以下；而 自淋濾洗鹽開始即未檢出。通過洗鹽可以在今後淋濾試驗中排除土壤中溶出的兩種電子受體對降解作用的影響。

另外為了模擬地下水的避光環境，將土柱用錫紙包裹，外層再覆蓋黑布，盡可能減少光對土壤中微生物菌群的影響。BTEX滲濾試驗步驟如下：

第一步，室內人工配製淋濾液，用去離子水作為溶劑。第一套系統（柱1）溶質是BTEX色譜純試劑和KNO₃，其中苯、甲苯、乙苯、間二甲苯的濃度均約為80mg/L， 濃度為400mg/L，並將它源源不斷地供給輸入系統，污水經過滲濾系統後流入採集系統。第二套系統（柱2）以 作為電子受體，試驗系統裝置各部件沒有做任何改動，變化的僅僅是輸入系統污水成分。同樣用去離子水作為溶劑，溶質是BTEX色譜純試劑和K₂SO₄，其中苯、甲苯、間二甲苯、乙苯的濃度均約為80mg/L， 濃度為400mg/L，並將它源源不斷地供給輸入系統，污水經過滲濾系統後流入採集系統。

第二步，兩套系統同時開始注入淋濾液，並每天一次定時從兩套採集系統採集滲出液，同時測量其滲出液溫度與流量Q，並分析滲出液中BTEX各單組分、 、 等各項指標。然後分析滲出液中的BTEX各單組分和 、 濃度變化的相關關系。

第三步，對試驗數據處理計算得到最後試驗結果。

第四步，對比兩套試驗系統的試驗結果。

上述所有的淋濾試驗都是在飽水狀態下進行的，人為控制試驗的淋濾液流量以使其穩定。

試驗精度保證：由於本次試驗的目標污染物是極易揮發的BTEX，試驗過程中揮發損失的控制、樣品測試的准確性就顯得極為重要。

試驗過程中全部選用5000 mL下口瓶儲存溶液，用注射器從下口引出的硅膠管抽取目標污染物溶液，並測定其初始濃度，以最大限度地控制試驗過程中揮發損失對試驗的影響。

各目標組分測定方法參考《水和廢水監測分析方法》 推薦的方法，具體見表3-19。淋濾試驗結束後，將土柱中的土壤立即取出進行微生物指標分析，並與未經淋濾的土壤樣品進行對比，從而確定淋濾過程中，土壤中微生物菌群發生的變化。分析指標包括：細菌、真菌、放線菌、硝化細菌、亞硝化細菌和反硝化細菌，分析方法參見表3 -19。BTEX檢測結果來自華北水利水電學院環境工程實驗中心，採用島津GC-14C型氣相色譜儀檢測，檢測條件同第二章所述。 和 的檢測結果來自華北水利水電學院資源與環境實驗室，採用島津UV-2550紫外分光光度計測定。

表3-19 各目標組分分析方法

㈢ 淺層粘性土層的阻隔能力實驗研究

以北京地區單店、高安屯、梨園等地的粘性土為實驗研究對象。

一、粘性土滲透系數與土的密度、擊實次數之間的關系

為確定單店粉粘土、高安屯粉粘土、梨園粉粘土在最優含水量下的擊實功、土體密度、滲透系數三者之間關系，採用10-1型單層變體積擊實儀（擊實錘重2.5kg、落距30cm），每次往擊實儀中裝土600g進行不同次數的擊實。擊實後的土樣再拿去作土工試驗和滲透試驗，得到這些土在最優含水量下的擊實功、土體密度、滲透系數數值。經分析，這些土在最優含水量下的擊實功、土體密度、滲透系數三者之間關系如圖6-2和圖6-3。

由圖6-2和6-3可看出，上述三種土層在最優含水量下的干密度隨擊實功的增大而增大，滲透系數則隨擊實功的增大而減小。因此，將土夯實可有效地提高土的防滲能力。

圖6-2 土的密度與擊實功的關系曲線

圖6-3 土的滲透系數與擊實功關系曲線

二、淺層粘性土截污容量的試驗研究方法

（一）試驗研究思路

粘性土對污染質的阻隔或凈化主要是通過機械過濾、物理吸附、陽離子交換、化學反應、生物或生物化學作用來實現。因此，我們在研究粘性土的截污能力時，要研究機械過濾、物理吸附、陽離子交換作用和化學反應和生物或生物化學作用對垃圾污染物的綜合阻隔能力。具體研究思路是，在了解粘性土的物理性質和工程性質的情況下，把土體視為一個黑箱，只關注向該黑箱的輸入輸出因素及其參量之間的相互關系和變化規律，而對污染物在土中的過濾、吸附、陽離子交換等作用的具體方式、作用機制和強度、化學反應、生物或生物化學作用的具體作用機制等不予考慮。這樣便於在分析和解決問題時抓住主要矛盾，揭示問題的實質，研究結果實用。

（二）試驗研究方法

在上述思路的指導下，我們選用了北京地區有代表性的粘性土為研究對象；根據北京地區垃圾淋濾液中主要的污染組分，選用了COD、總氮、氨氮、電導率等幾種污染項目作為研究對象；為研究不同深度、不同厚度、不同密度土的滲透性能、阻隔能力等以及單位重土對土的污染質的截污能力等，製作了如圖6-4所示的系列淋濾試驗模型。

試驗操作和注意事項：①按原地質礦產部《土工試驗規程》，作土工試驗，測試土的物理和工程性質等參數；作擊實試驗，測試擊實後土的密度、容重、比重、滲透系數等參數。②根據上述試驗結果，分別向圖6-4所示的高強度塑料筒（共6個）中按不同的密度裝上，在此過程中，為預防土與塑料壁之間接觸不良或開裂所造成的影響，我們採用了在裝土之前向塑料筒邊壁上先塗抹一層凡士林的辦法，效果很好。③為真實地模擬垃圾滲濾液在土中的運移及研究粘性土的截污能力，我們採用填埋場滲濾液的原液來作系列淋濾凈化試驗。④由於土柱上的淋濾液向土中滲濾，再從土柱上的取樣孔中取出的水之間存在一個時間差，為避免這個時間差造成的誤差，我們在測試從土柱中取出的水的污染組分的同時，也測試土柱之上的淋濾液的相應成分的濃度，通過計算，消除誤差。⑤不同密度土的滲透試驗採用常規的滲透試驗方法。試驗時的實驗室溫度變化范圍用空調器控制在4℃以內，以避免由於熱脹冷縮過大帶來的誤差。由於粘性土中孔隙水滲流量特別小，為避免由於乾燥產生蒸發對觀測流量帶來的誤差，在實驗室安裝了加濕器，以保證室內濕度在90%以上。⑥土柱中水樣的採集採用真空負壓計，保證隨時取到水樣。土柱中淋濾水的污染組分由中國地質科學院水文地質專業測試中心測試。

圖6-4 土體截污能力淋濾試驗裝置

（三）截污容量的計算方法

計算截污容量，要確定凈化率R和截污值S這兩個參數。

（1）凈化率R。

城市垃圾地質環境影響調查評價方法

C_原＝原狀滲濾液的濃度，C_出＝滲濾液滲過土體後流出水的污染質的濃度。凈化率R是一個衡量粘性土對污染質凈化能力重要指標。當土對污染質的凈化率R=0%時，說明該土已經不再對污染質有凈化能力。在實際使用時，為更有效地保護環境，土不再對污染質有凈化能力的標准可根據具體情況而定，而不一定要求凈化率R=0%，我們認為R可以定在0～25%之間。

（2）截污值S。土的截污值S，指滲濾液經過土體後，留在土中的污染質的量。計算式為：

城市垃圾地質環境影響調查評價方法

V_原＝滲濾液的體積為便於在工程實踐中的應用，我們引入單位重土截污值S_D的概念，即用土的截污值S除以參與截污值S的土的重量W。計算式子為：

城市垃圾地質環境影響調查評價方法

S、S_D單位分別為mg、mg/g。

（3）截污容量S_DM的確定。單位重土截污值S_D表明每單位重的土裡截留了多少重量的污染質，就同一種土來說，不一定就是一個定值，它的大小與滲濾液的性質、經過土的時間、土本身的性質等有關。對於同一種土來說，在一定時期內，對污染質的凈化作用並非是無限的。換句話說，到一定程度，土中污染質是要達到飽和的，這時，土的截污值為最大截污值或土的飽和截污值S_DM，所累積的污染質的總量就是所謂的土的截污容量（用S_DM來表示），它是一個主要與土的性質（土的顆粒組成、密實度、礦物成分、有機物成分、滲透性等）和間歇恢復時間有關的參量。

三、有效阻隔層足額厚度的計算

有效阻隔層足額厚度（H_z）的計算，涉及到有效阻隔層的阻隔能力即粘性土的截污容量S_DM、填埋場垃圾的種類、填埋垃圾的密實度（孔隙率a）、填埋垃圾的厚度（H_L）、垃圾滲濾液中污染物的濃度（C）和垃圾滲濾液量等參數。

一個垃圾填埋場的填埋容量是一定的，其所產生的污染物的總量也是一定的。按照截污容量的定義，當垃圾場下面有效阻隔層的土量一定時，在一定時期內，它對污染物的阻隔能力也是一定的，當垃圾場下面的有效阻隔層截污總量（SM_t）大於或等於垃圾填埋場所產生的污染物的總量（S_Mw），即當S_Mt≥S_Mw時，此垃圾場的污染物不會遷移污染含水層中。當S_Mt=S_Mw時，計算得到的有效阻隔層厚度為臨界有效阻隔層足額厚度。這個臨界有效阻隔層足額厚度H：計算推導過程如下：

城市垃圾地質環境影響調查評價方法

式中：W_t＝有效阻隔層土的質量（kg）,S_DM＝截污容量（kg/kg）,D_t＝有效阻隔層土的密度（kg/m³）,V_t＝有效阻隔層土的體積（m³）,S_t＝有效阻隔層土的面積（m²）,H_z＝有效阻隔層足額厚度為（m）。

由於填埋場垃圾中的污染物總量S_Mw的計算在世界各國都是一個難題，至今還未得到很好的解決。事實上，我們沒有必要計算填埋場垃圾中的污染物總量S_Mw，而只需計算垃圾處置場滲入阻隔層中的污染物總量S'_Mw，即可。實際上，填埋場中的垃圾污染物在使用期滿封場後，其中的垃圾污染物不斷從有機固體物的降解中，進入垃圾滲濾液中來。同時，垃圾滲濾液中的有機污染物又在微生物的作用下不斷分解和轉化成為非污染物，因而有機污染物濃度隨時間的推移逐漸衰減。而其中的無機污染物也在不斷的化學反應下轉化成非污染物，無機污染物濃度隨時間的推移逐漸衰減（圖6-5），即填埋場滲濾液中的污染物（不論是有機污染物或是無機污染物）濃度在場地使用的初期往往是最高的。因此，我們在計算垃圾處置場滲入阻隔層中的污染物總量S'_Mw時，為使所計算的有效阻隔層足額厚度在使用時放心，採用了非常保守的方法，用填埋場垃圾滲濾液最大濃度C與填埋場垃圾滲濾液體積的積作為垃圾處置場滲入阻隔層中的污染物總量S'_Mw，而填埋場垃圾滲濾液體積等於填埋場垃圾的體積V_L與垃圾孔隙率a的積。

所以：

城市垃圾地質環境影響調查評價方法

當S_Mt=S'_Mw，時，H_z×S_t×D_t×S_DM=H_L×S_L×a×C，則

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在上述（6-5）、（6-6）中，V_L＝填埋垃圾的體積（m³）,S_L＝填埋垃圾的面積（m²）,H_L＝垃圾填埋厚度（m）,C＝填埋場垃圾滲濾液最大濃度（kg/m³）,a＝垃圾孔隙率（%），其餘同前。

圖6-5 某填埋場中污染物濃度隨時間的推移逐漸衰減規律

如圖6-6所示，設填埋場底下面有效阻隔層足額厚度為H_z，垃圾填埋厚度為H_L，在對本區進行垃圾處置場區的選擇規劃時，在單位面積上，先假定S_L=S_t=1，則（6-6）式變成：

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並且，根據北京市平原區現有負地形的一般深度和我們調查中的現有垃圾場的堆放或填埋厚度及機械挖掘的可能深度，我們可初步認為北京未來的垃圾填埋場填埋垃圾的厚度大約為12m，即H_L=12m。

a＝填埋垃圾的孔隙率（%），根據城市垃圾的成分和壓實程度，其孔隙率通常取40%～52%。為便於計算，我們取45%。

把a=45%、H_L=12m代入（6-7），則（6-7）式變成（6-8）：

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圖6-6 有效阻隔層足額厚度H_z的計算示意圖

四、粘性土層阻隔能力的實驗研究結果

根據前述實驗研究結果及相關資料的核查，北京地區的粘性土層的截污容量（S_DM）、填埋場垃圾滲濾液的最大濃度C、有效阻隔層土的密度D_t等值及利用（6-8）式對有效阻隔層足額厚度Hz計算結果如表6-1。

五、認識和討論

歸納總結上述，可以得出下列初步認識：

（1）廢物處置場的襯墊層目的從「禁止滲濾液向地下水中滲漏」到「隔離污染物，可允許水進入地下水」的理念的轉變，為新的污染物隔離理論創新奠定了基礎。新的襯墊隔離理論來源於對地質隔離層中的物理、力學、化學和土壤微生物學性質等的正確認識和利用；由此，使傳統的處置場隔離理念得到了更新，墊層理論實現了突破。

表6-1 北京市平原區粘性土對垃圾污染物的阻隔能力

（2）粘性土隔離層既具有防滲作用，又具有截污作用。充分利用其截污作用，通過對隔離層截污容量的試驗研究、計算方法的探索，研究出了地質隔離層「截污容量」、「有效隔離層足額厚度」等新的表徵阻隔能力和特性的參數。理論推導和實際例子表明，其理論及計算方法是可靠和可行的。

（3）從H_z=5.4C/（D_t×S_DM）計算式子看出，有效隔離層足額厚度H_z的計算確定是應用該理論的關鍵，而計算H_z需要的一個基本參數S_{D M}的准確求取又很重要。本文用隔離層對COD及TDS的截污容量來分別代表有機或無機污染物的截污容量S_DM，是在受現有實驗條件、測試技術等的限制和垃圾中的污染成分狀況出發作出的選擇；但有害廢物中的有害物質成分十分復雜，不同的隔離層對不同的污染成分的截污作用或截污能力是不一樣的，究竟用那種（些）污染成分的截污容量來代表廢物污染物的截污容量最合適，還要做大量的探索性研究工作。

（4）從H_z=5.4C/（D_t×S_DM）計算式子還可看出，有效隔離層足額厚度與其密度D_t、截污容量S_DM成反比，與滲濾液污染物濃度成正比，要使隔離層比較薄的地區能填埋處置廢物，有三種辦法：一是對垃圾進行分選，盡量減少廢物中的污染物；二是對隔離層夯實，增大密度D_t；三是增大隔離層的截污容量S_DM。

（5）增加隔離層對垃圾污染物的凈化或截留能力即能增大隔離層的「截污容量」S_DM的方法，為此，筆者已經作了較成功的系列性探索。這些方法有：①通過在隔離層中加入微生物菌液體，增強土壤微生物對污染物的降解作用；②在隔離層中按一定比例加入強吸附材料膨潤土；③在隔離層中按一定比例加入強吸附材料風化煤粉；④利用天然泥炭層作為隔離層。

㈣ BTEX在河流滲濾系統中的環境行為

（一）BTEX的淋溶行為

淋溶作用是指通過雨水天然下滲或人工灌溉，將上方土層中的某些礦物鹽類或有機物質溶解並轉移到下方土層中的作用，它是污染物隨滲透水沿土壤垂直剖面向下的運動，是污染物在水土系統中發生的一種綜合性的環境行為。由於淋溶作用使溶解於土壤孔隙水中的污染物隨土壤孔隙水的垂直運動而不斷向下入滲，因此能夠造成污染物對地下水的危害。

BTEX各組分的溶解度相對較高，是汽油組分中最容易在土壤中隨孔隙水遷移的成分。影響BTEX淋溶作用的主要因素包括其在土壤的吸附作用和微生物降解作用。目前單獨對BTEX淋溶作用的研究還不多見，大多是伴隨BTEX在包氣帶中的吸附和降解行為的研究而進行的。胡黎明等（2003）的試驗模擬研究發現，BTEX從泄漏點通過非飽和土層向下運移，在地下水位以上形成了高質量分數區，並沿地下水面發生側向遷移，部分溶解的BTEX組分在水體擴散。通常，地下水的流動性對BTEX的遷移有一定影響。而影響BTEX淋溶作用的土壤特性包括有機質含量、孔隙率和礦物質表面積等。然而，Huesemann et al.（2005）的研究卻發現，BTEX在高濃度原油污染的老化土壤中的淋溶行為主要取決於石油烴的溶解平衡，而與土壤特性無關。

（二）BTEX在滲濾過程中的降解行為

BTEX在河流滲濾系統中存在多種遷移轉化行為，包括揮發、吸附和微生物降解等。其中揮發、吸附雖然能夠延緩對地下水產生的危害，但並不能改變其在環境中的總量，而降解是去除有機污染物的唯一有效途徑。BTEX在土壤中的降解方式主要有兩種：非生物降解和生物降解。非生物降解包括化學降解和光解作用。生物降解是引起有機污染物分解的最重要的環境行為之一。研究表明，降解是從土壤中去除BTEX的最佳方式（Kao et al.，2006）。微生物降解主要是利用微生物將BTEX污染物礦化為水、CO₂和CH₄等環境可接受的物質，從而達到去除BTEX污染的目的。

1.微生物降解的條件和影響因素

A.微生物降解的條件

（1）微生物。天然條件下，微生物降解作用的發生首先要求有微生物的存在，即土著微生物存在。研究表明，自然界蘊藏著無窮的微生物個體，地下在很大深度范圍內，甚至在500～600m深處都活躍著各種微生物菌群（Thomas，1997a）。從結構上看，包括原核生物、真核生物、非細胞型生物；從生理特徵上看，有自養型、異養型、光能型等。在河流沉積物中存在大量能夠降解有機污染物的微生物菌群，大多數已發現的微生物屬於好氧微生物，同時也發現了一些厭氧菌。Smith et al.（1998）在一受污染的砂礫石含水層中觀察到有細菌參與了反硝化作用。

（2）碳源和能源。許多合成有機物可以像天然有機物那樣作為微生物的生長基質，有機化合物既是微生物的碳源，又是能源。在微生物代謝過程中，分解有機化合物，獲得生長、繁殖所需的碳及能量。當微生物代謝時，一些有機污染物作為食物源提供能量和細胞生長所需的碳；另一些有機物不能作為微生物唯一的碳源和能源，必須由另外的化合物提供，因此有機物生物降解存在兩種代謝模式：生長代謝和共代謝模式（戴樹桂，2006）。在微生物生長代謝過程中，同時需要電子供體和電子受體的參與。電子供體指在氧化還原反應中失去電子而被氧化的物質；電子受體指氧化還原反應中得到電子而被還原的物質。當電子在兩者之間傳遞時，微生物獲得生長所需的能量。一般，在代謝過程中有機污染物常是電子供體。

（3）電子受體。地下水環境中許多組分可作為電子受體，包括O₂、、Fe（Ⅲ）、和CO₂。電子受體不同，微生物的代謝方式也不同。好氧條件下苯礦化為CO₂產生的能量最多，在厭氧條件下，產能的順序由高到低為反硝化作用、鐵還原作用、硫酸鹽還原作用和產甲烷作用。

有機污染物的微生物降解是一種氧化還原反應，反應中有機物失去電子被氧化，電子受體得到電子被還原。微生物利用有機物與電子受體間的氧化還原反應生成的能量，合成新細胞，並維持已生成的舊細胞。該過程中只有一部分自由能能夠為細胞所利用，從反應的整體來看，微生物只是起氧化還原催化劑的作用。它既不能氧化基質，也不能還原電子受體，只是起到傳遞電子的作用。每種反應都有其發生的氧化還原條件，只有在特定的條件下微生物才能起作用。通常，有機物的降解首先利用氧作為電子受體，其次是、Fe（Ⅲ）、和CO₂。

B.影響有機物生物降解的因素

有機污染物的生物降解主要取決於兩類因素，一類是有機污染物本身的特性，包括有機化合物的結構和物理化學性質，微生物本身的特性，主要是微生物群體的活性；另一類是控制反應速率的環境因素，包括溫度、酸鹼度、濕度、溶解氧、微生物的營養物、吸附作用等。

（1）有機化合物的理化性質。有研究表明，有機污染物的化學結構、物理化學性質與微生物降解之間存在以下的一些關系和規律。

1）結構簡單的有機化合物一般先發生降解，結構復雜的後發生降解。分子量小的有機化合物比分子量大的有機化合物易降解。

2）如果有機化合物主要分子鏈上除碳元素外還有其他元素時，則不易被降解。

3）取代基的位置、數量、碳鏈的長短也會影響有機污染物的生物可利用性。

苯環結構較為穩定，而甲基的存在提高了甲苯的生物可利用性。與甲苯相比，二甲苯和三甲苯隨甲基數量的增加發生降解的可能性減弱。甲苯和乙苯相比，甲苯的微生物降解馴化期短，平均降解速率大。這說明取代基中碳鏈越長，微生物降解程度越低。在二甲苯的三種同分異構體中，間二甲苯和對二甲苯的微生物降解難易程度相近，間二甲苯略優於對二甲苯，而鄰二甲苯的微生物降解作用最為微弱。

另外，有機化合物的溶解度對微生物也有影響，一般說來，微生物只能有效地降解溶解於水中的有機污染物，因此溶解度高的有機化合物生物可利用性較高。不溶於水的化合物，其代謝反應只限於微生物能接觸到的水和污染物的界面處，有限的接觸面妨礙了難溶化合物的降解。

（2）微生物群體的特性。土壤中微生物的種類、分布、密度、群體間的相互作用，以及馴化程度直接影響到有機污染物的降解性能。當土壤中存在降解污染物的微生物，但其數量過少時，會導致降解速率低，其對水質凈化作用的貢獻不大。

（3）環境因素包括如下六方面。

溫度 通常，微生物生長的溫度范圍介於-12～100℃之間，大多數微生物生活在30～40℃之間。在適宜的溫度范圍內，微生物可大量生長繁殖。

另外，溫度對地下水中溶解氧的含量，以及有機污染物的溶解度影響很大。隨溫度升高，溶解氧含量降低。天然條件下，地理位置和季節的變化對微生物降解的速度和效率起到了控製作用。

酸鹼度 pH值對微生物的生命活動、物質代謝也有較大影響。大多數微生物對pH值的適應范圍介於4～10之間，最適值介於6.5～7.5之間。有機污染物的生物降解往往是一個產酸或產鹼的過程，過高或過低的pH值對微生物的生長繁殖都不利。這就需要土壤-水環境具有較強的緩沖能力，否則pH值過高或過低都將抑制微生物的生長。

濕度 水是微生物生命活動必需的一種營養成分，也是影響微生物降解的重要因素。濕度的大小影響著氧的含量水平，在包氣帶中，含水量達到80%～90%時，即氣體的體積百分比低於10%～20%時，就從好氧條件轉化為厭氧條件。

溶解氧和E_h值 土壤中溶解氧的量和E_h值的大小決定著微生物降解過程中以何種化合物作為電子受體。一般情況下，地下水污染羽中會出現微生物降解作用的分帶現象。從污染源到污染羽邊緣，氧化性逐漸增強，表現為溶解氧和E_h值增大，生物降解作用也依次從產甲烷作用、硫酸鹽還原、鐵還原、錳還原和反硝化作用過渡為好氧作用。

微生物的營養物 微生物生長除基質外，還需要氮、磷、硫、鎂等營養元素。如果環境中這些營養成分供應不足，就會限制有機污染物的降解。自然環境中，微生物表現出對低營養條件很適應，許多微生物在高營養條件下生長緩慢或根本不生長，在低營養條件下卻能夠大量繁殖（Ghiores et al.，1985）。

吸附作用 吸附是影響有機污染物在河流滲濾系統中遷移轉化的重要環境行為之一，本部分主要討論吸附作用對微生物降解作用的影響。有機化合物和微生物在土壤顆粒表面都存在吸附現象，也可將細菌看做活的膠體顆粒，它通過分子吸附黏附在顆粒表面。近年來，國內外許多學者將吸附作用與微生物降解作用結合起來開展了大量的研究工作。研究表明，吸附作用阻礙了有機污染物的微生物降解。如果吸附質本身具有抑製作用，它的吸附會降低附著的微生物的活性，但是同時會增加游離微生物的活性。

2.BTEX生物降解研究綜述

最初，研究的重點是好氧條件下BTEX的微生物降解。實驗室和野外的試驗都證明，在好氧條件下，微生物能夠降解BTEX（Chiang et al.，1989；Song et al.，1990；Wilson et al.，1983）。好氧微生物降解具有產能高、降解速度快的優點。但是，因為氧在水中的溶解度低，溶解氧很快會被有機物消耗，地下水系統中的污染區多處於厭氧狀態。因此，目前的研究重點已轉向厭氧條件下BTEX的微生物降解性能的研究。

最早的關於厭氧條件下苯降解的報道出現在1980年（Nales et al.，1998）。在Ward的研究中，少量放射性標志的苯和甲苯在產甲烷富集培養試驗中以¹⁴CH₄和¹⁴CO₂的形式被回收。隨後Gribic-Galic et al.於1987年報道，污泥接種的混合產甲烷富集培養過程中苯被礦化為CO₂和CH₄。近年來，許多研究人員（Edwards et al.，1994；Kazumi et al.，1997；Weiner et al.，1998a，b；Wilson et al.，1986）。分別進行了在產甲烷條件下苯的降解性能試驗研究。1992年，Edwards et al.（1992a）在添加硫酸鹽的嚴格控制的厭氧含水層物質微環境中，觀察到放射性標志的苯被完全礦化為CO₂。Lovely et al.（1995）的研究表明，在還原的海灣沉積物中，苯的降解與硫酸鹽還原反應明顯相關，這是最早利用天然沉積物中的組分作為厭氧條件下苯微生物降解的電子受體的報道。Hagg、Beller和Weiner等人的研究也都發現苯的降解與硫酸鹽還原反應有關（Beller et al.，1992；Hagg et al.，1991；Weiner et al.，1998ab）。Lovely、Rugge和Anderson等還發現，厭氧條件下苯的礦化還與鐵還原有關（Anderson et al.，1998；Lovley et al.，1994，1996；Rugge et al.，1995）。Kuhn et al.（1985）的研究表明，河流沉積物中的反硝化菌能降解二甲苯的三種同分異構體。Zeyer和Kuhn在含水層物質土柱試驗中觀察到反硝化條件下間二甲苯和甲苯的快速降解（Zeyer et al.，1986；Kuhn et al.，1988）。Evans et al.（1991）分離出了將甲苯作為唯一基質的反硝化細菌，同時還發現了鄰二甲苯和甲苯的共代謝作用。Hutchins et al.（1991）發現反硝化條件下BTEX可降解。目前，關於反硝化條件下苯的生物降解性能的認識還未達成一致的結論，多數研究認為在反硝化條件下苯不會被降解（Alvarez et al.，1995；Anid et al.，1993；Ball et al.，1996；Barbaro et al.，1992；Borden et al.，1997；Evans et al.，1991；Hutchins et al.，1991；Kuhn et al.，1988；Kao，1997；Lovley，1997；Thoms et al.，1997b；Zeyer et al.，1986），這通常認為是由於苯環的結構穩定。而有的研究則認為，反硝化條件下苯能發生降解（Burland et al.，1999；Gersberg et al.，1991；Nales et al.，1998；Major et al.，1988；Morgan et al.，1993；吳玉成等，1999）。

微生物是降解作用的主體，在降解的過程中起著關鍵的作用，目前已經從環境中分離出了多種能夠降解BTEX的微生物菌群，細菌是能夠代謝降解有機污染物最常見的微生物，另一些研究發現，在降解BTEX過程中真菌也起到了明顯的作用（Leahy et al.，2003；Nikolova et al.，2005；Van Hamme et al.，2003；Schulze et al.，2003）。

土壤中，BTEX的微生物降解取決於各組分的性質、微生物菌群、土壤的理化性質和影響微生物生長的環境因素等。Dou et al.（2008a，b）運用馴化的反硝化混合菌群進行了BTEX的厭氧降解試驗。結果表明，混合菌群能夠在反硝化條件下有效降解苯、甲苯、乙苯、鄰二甲苯、間二甲苯和對二甲苯，BTEX 的降解規律符合底物抑制的Monod模型；他們給出了混合菌群在反硝化和硫酸鹽還原條件下對BTEX六種組分的厭氧降解速率的排序是：甲苯＞乙苯＞間二甲苯＞鄰二甲苯＞苯＞對二甲苯；另外，他們還考察了相同的細菌在不同電子受體條件下對BTEX的降解性能，與硫酸鹽相比，硝酸鹽對BTEX的降解效率更高。

微生物對BTEX的降解不僅與各組分的性質相關，而且與BTEX各組分的初始濃度有關，當各組分的初始濃度不同時，微生物會表現出不同的利用類型。生物優先利用何種組分作為基質取決於其毒性和初始濃度（Jo et al.，2008）。不同基質共同存在時，微生物對BTEX的降解也會表現出不同的效應，綜合起來主要表現為三個方面：①協同效應，即一種BTEX組分的存在促進其他組分的降解；②拮抗效應，一種BTEX組分的存在抑制其他組分的降解；③低濃度BTEX組分對其他BTEX組分的降解具有促進作用，然而在高濃度時產生抑製作用（Dou et al.，2008a，b）。Littlejohns et al.（2008）通過建立數學模型來定量研究以上這些相互作用，發現交互參數的動力學模型和共代謝模型能夠較准確地預測BTEX的降解效率和生物量。

如果向原有土壤中接種BTEX降解菌比單獨用該降解菌降解BTEX污染物速度更快。甲苯、乙苯和二甲苯可以被加入的真菌降解，然而苯需要土著微生物才能被降解。中性條件下，真菌的存在對土壤降解能力的影響較小。但是，在酸性條件下，固有降解菌的活性會受到抑制，真菌的存在會明顯加快甲苯和乙苯的降解過程（Prenafeta et al.，2004）。

㈤ 煤中有害元素洗選遷移的環境效應

煤中有害元素通過洗選釋放到大氣圈、水圈和岩石圈，會污染地表水、地下水、大氣，也會降低土壤質量，進而危及生態環境平衡及人體健康。有害元素在水-土壤-生態環境系統中遷移富集的能力以及對表生環境的污染程度，受元素本身地球化學特性及表生環境介質性質等因素的控制。由本章前面的分析可知，煤中有害元素在洗選過程中主要向中煤、煤泥（尾煤）、煤矸石及洗後水中遷移富集，因而對這些洗選產物的處置及深加工應該引起高度重視。

1.煤和煤泥中有害元素富集的環境效應

測試數據顯示，煤中有害元素通過洗選明顯向中煤和煤泥富集，如煤泥中Se，Zn，S_t，d，Hg，Ba，As的平均富集率超過100%，其他絕大部分有害元素的富集率都超過50%（表6-6）。如果用煤泥作為民用或熱電廠燃料，產生的環境危害將遠比直接燃燒要大得多。下面，以As為例，簡要闡述其對環境的影響。

As是煤中揮發性較強的有毒元素，煤燃燒時大部分砷形成劇毒的砒霜（As₂O₃）和As₂O₅化合物侵入大氣環境，一部分殘留在灰渣和飛灰中。在雨水淋濾過程中，灰渣和飛灰中殘留的As部分向水、土壤環境遷移轉化。在我國新疆、內蒙古、貴州等地，發生過由於環境中砷含量過高導致「地方性砷中毒」的實例（蔣玲等，1996）。早在1965年到1966年，貴州省織金縣就出現過砷中毒75例，安冬等（1992）又一次證實織金縣As中毒事件屬於煤煙污染型砷和氟聯合中毒。在四川省巫山縣，也發現煤煙型氟砷聯合中毒事件，8～12歲兒童60份頭發樣和尿樣中砷都偏高，超過對照樣一倍多（朱嵐等，1999）。

研究表明，上述中毒事件燃煤煙塵在室內聚集造成的，當地煤中As的含量並不高，只有（6.20±1.41）×10^-6，可室內飄塵的砷含量竟高達2.299mg/m³。因而，對煤泥的處置，應加強管理，杜絕用煤泥作燃料。

2.煤中有害元素向洗後水中遷移的環境效應

前已述及，安太堡煤中Cr，Sr，Pb，V，Mn的洗選溶出率大於50%，可見煤中這些有害元素易釋放到水中去。安太堡煤樣洗後水中Pb的濃度為0.0513mg/L，超過生活飲用水衛生標准0.05mg/L（GB5749—85）；Mo的濃度為0.0239mg/L，超過美國灌溉水推薦濃度0.01 mg/L。

安太堡、公烏素煤樣洗後水中V的濃度分別為0.1573mg/L和0.1175mg/L，均超過地面水有害物質最高允許濃度0.1 mg/L（TJ36—79）。由此表明，煤炭洗選會對水質造成較大的污染，對洗後水如不經處理隨意排放，其中的高濃度有害元素必然會對環境和人體健康造成危害。

3.煤矸石中有害元素遷移的環境效應

煤矸石既可隨採煤過程排出地面，也可通過洗選被進一步聚集。煤矸石產量占原煤產量的10%～30%，產量極其巨大。我國每年排放矸石約1.5億～2億噸，截至1995年底已在地表堆積30億噸以上，佔地約22 萬公頃。在已堆積的1500 余座矸石山中，近300座發生過自燃或正在發生自燃。如此之多的煤矸石，不僅佔用了大量土地，而且由於淋濾作用和自燃作用產生的有毒物質，使土壤、大氣、水體遭受嚴重污染。

例如，烏達礦區某礦煤矸石山自燃，排出 SO₂和 H₂S 的最高日平均濃度達10.69mg/m³，使該地區呼吸道疾病發病率明顯高於周邊地區。再如，銅川礦務局13個礦中有6個礦的矸石堆發生自燃，導致矸石山周圍地區SO₂和TSP等嚴重超標，在自燃矸石山周圍工作5年以上的職工都患有不同程度的肺氣腫病。自燃矸石山附近寸草不生，稍遠處樹木、作物也受酸害。所以，煤矸石是礦區主要的污染源之一，治理煤矸石山的污染也是煤礦區環境治理的重要任務之一。

煤矸石中有害元素可以通過燃燒向環境中的遷移。一般認為：常溫下（25℃）煤矸石中黃鐵礦可以發生氧化反應（4FeS₂+11O₂→2Fe₂O₃+8SO₂+3412kJ）；如果供氧不足，則釋放出硫磺（4FeS₂+3O₂→2Fe₂O₃+8S +917kJ）；如果有水參與，還會產生硫酸（2SO₂+O₂→SO₃+189.2kJ，SO₃+H₂O→H₂SO₄+79.5kJ），從而加劇氧化。這些放熱反應形成的熱量在矸石山內部不易擴散，熱量積聚超過煤的燃點時就產生自燃，一座矸石山自燃可長達十餘年至幾十年。自燃後，矸石山中部溫度800～1000℃，矸石融結，同時向大氣中釋放出含有害微量元素，SO₂，CO₂，CO，H₂S等的氣體和可以致癌的稠環芳香化合物，造成大氣污染。據陽泉礦務局監測，矸石自燃後大氣中 CO 濃度為125.9mg/m³，SO₂為19mg/m³，大大超過大氣最低標准要求。葛銀堂（1996）對通過燃燒模擬實驗，得出煤矸石中幾種有害元素的自燃揮發率，並認為就山西各主要礦區煤矸石自燃物排放濃度而言，除部分樣品Cd不超過規定外，其餘元素均超過工業污染源評價標准，構成工業污染源。

煤矸石中有害元素對水環境的污染，主要通過直接污染和間接污染兩種方式。直接污染是指煤矸石中有害元素直接進入水環境中，如Hg，As等進入水環境中，沒有改變自身的價位和性質，仍保持原有的化學毒性。間接污染是指從煤矸石中釋放到水環境中的微量元素濃度並不高，或在煤矸石中沒有毒性，但在淋濾作用過程中發生物理化學、化學或生物變化，其價位發生升高或降低，或改變了水環境的性質，這種方式又稱二次污染。余運波等（2001）認為，山東部分煤矸石堆放區附近水體中微量元素有害成分，如Be，U，Mn，Sr，Mo，Ni，F等存在超標或濃度過高的現象。葛銀堂（1996）對山西部分礦區煤矸石進行淋濾實驗後發現：與地面水Ⅴ類標准相比，淋濾水中超標的元素有Se，Zn，Mn，F，Fe等；以生活飲用水標准評價，Se，Zn，Cr，Mn，F，Fe等元素超標。White等（1984）認為，As，Cd，Se，Pb等元素的淋出濃度常常超過水質標准，而Hg 的淋濾較低，不會造成危害。

崔龍鵬等（1998）通過研究認為，煤矸石中淋溶出的有害元素 Cd，Pb，Hg，Cr，As，Cu，Zn等，會對接納水體構成一定的污染。這些元素的毒性很大，能在環境和動植物體內蓄積，引起急慢性中毒，造成肝、腎、肺、骨等組織的損害，會侵害人體呼吸、血液循環、神經和心血管系統，甚至能夠致畸、致癌、致死，對人體健康產生長遠的不良影響。對淮南某礦煤矸石淋溶水的研究結果表明，除Hg外，上述其他元素含量均大大超過國家第一類污染物最高允許排放濃度，這些有害元素的排放與轉移，必然會對塌陷區積水及周圍水系造成嚴重污染。

煤矸石中有害元素可以通過風化、淋濾及其他作用向土壤環境中的遷移。Longmiro曾對多種元素進行土柱實驗，發現Pb，Zn，Cd，Hg，Cr，Cu，Ni等的陽離子在土壤中發生沉澱和交換作用，遷移能力相對較低。劉桂建等（1999）認為，Cu在土壤中的遷移能力弱於Zn和Pb。李林濤等（1991）對山東某煤礦矸石堆與周圍土壤中的Hg進行了對比分析，發現Hg在周圍土壤中的濃度高於土壤對照點中的濃度，說明煤矸石中Hg對土壤的污染效應還是較為明顯的。煤矸石中有害元素的淋濾排放濃度受雨水和其他匯水量大小的控制，一般要按淋濾水最大量來計算。計算結果表明：在山東兗州礦區濟寧二號井和三號井，年排放矸石為56.76萬噸和70.59萬噸，在pH=7的情況下，兩礦井煤矸石每年向土壤中排放As的數量分別為5.676 kg和7.059 kg。

就鄂爾多斯盆地北緣-晉北地區來看，根據國家土壤質量環境標准（GB15618—1995），部分煤層頂底板中有害元素含量的統計結果見表6-13，與世界土壤元素含量平均值及土壤質量環境三級標準的比較結果見圖6-20。國標中列出標准含量的元素種類較少，故在研究區只有Cd的含量超過土壤質量環境三級標准，其他元素無法比較。然而，與世界土壤元素含量平均值比較，發現研究區煤矸石中有害元素Cd，Hg，As，Pb，Cu，S，Se，U，Th，Mo及Ba的含量相對較高。其中，國標中沒有列出的元素僅有 S，Se，U，Th，Mo及Ba，表明除個別元素（如Cd）外，研究區煤矸石對土壤的直接污染不是很大，與前述推論一致。

表6-13 研究區煤矸石中部分有害元素的含量（w_B/10^-6）

圖6-20 鄂爾多斯盆地北緣-晉北地區煤矸石中有害元素的含量（S含量單位為%）

進一步而言，鄂爾多斯盆地北緣-晉北地區煤矸石中Cd的含量明顯高出土壤背景值（陝西省農業土壤背景值0.118μg/g）及土壤質量環境三級標准，表明Cd對土壤環境存在污染潛勢。

㈥ 摘要翻譯 謝謝啊。找個英語棒棒的翻譯 不要電腦翻譯的

With lime soil and brown soil for using indoor simulation tests soil column leaching method, TaiGuXian equivalent average annual rainfall condition in different soil fertility in zinc vertical migration of characteristics. The results showed that the leaching after three different soil fertility in various forms of zinc most focused mainly on 0-5 cm. Different soil fertility of the zinc in different levels in different change.

㈦ 試驗材料與方法

(1)試驗材料與儀器

有機玻璃柱兩根(φ5cm×60cm);高嶺土(化學純)、石英砂(5目、10目、20目)和腐殖酸;橡膠管、抗腐蝕特氟龍管(16#)、控制閥、量筒、棕色玻璃瓶、錐形瓶;蠕動泵BT100-2J(保定蘭格);PNA-550RPM16種PAHs標液。

(2)裝柱

試驗裝置選用內徑5cm、高60cm的有機玻璃管為滲流土柱的外壁，底部中心有一個直徑為0.8cm的小孔，用於連接抗腐蝕特氟龍管，在距離底部承托層10cm、20cm、30cm、40cm、50cm處分別設置取樣孔，呈豎排列，在一條直線上，孔徑為0.6cm。

土柱裝填:在有機玻璃柱中分別裝入混合均勻的同一配給比例和不同配給比例的人工配土，其中無機礦物石英砂為5目、10目、20目的混合配比，均質柱子中三者的配給比例為5∶5∶2，有機質在人工配土中的比例為3%。非均質柱子中以取樣孔3為分界線，上下兩介質石英砂的配比均為5∶2∶5，上下介質中有機質的含量分別為1%和0.5%。裝樣過程中，每隔2～3cm搗實一次，使土層盡量均勻並壓實周邊，以避免水流短路。隨後把土壤表面劃毛，繼續下一次，裝填後土壤容重接近自然狀態下的容重。取樣口外接橡膠管，並由控制閥控制。土柱用錫箔紙遮蓋，以起到避光作用。

飽和土柱:土柱裝完後，以穩定的流速從淋溶柱底部充去離子水以排除柱內的空氣，使土壤通過毛管上升水濕潤達飽和狀態後，等到土柱頂端出現水層時，再將孔隙中重力水排盡，目的是為了使試驗更能模擬原裝土壤的含水量，穩定孔隙結構和滲流速度，避免淋溶過程中空氣的阻塞。

供水方式:將標液稀釋到一定濃度作為淋溶液，用蠕動泵以恆定的流速從柱子的底端輸入土柱中，以保持定水頭的條件，每天24h淋濾，並進行觀測。每隔一定的時間，在土柱不同深度的取樣孔取樣，並記錄運行時間。水樣經前處理後，測定PAHs的含量。柱試驗的裝置如圖6.11所示。

㈧ 研究手段

國內外對氟的地球化學模擬研究主要有兩種方法，利用計算機模擬程序模擬和物理實驗模擬。

1.計算機軟體模擬

早在20世紀80年代人們就開始了對水-岩系統化學反應的研究。Parkhurst et al.（1980）討論了建立地下水系統及水-岩系統化學反應模型的理論和方法，編制了地下水地球化學模擬的計算機程序PHREEQE，並研究了美國佛羅里達州碳酸鹽承壓含水層的化學反應和質量遷移。至1985年，已有50多個計算機地球化學模擬軟體。Kenoyer et al.（1992）利用PHREEQE軟體對美國威斯康星州北部砂質硅酸鹽含水層進行了水文地球化學模擬，研究了地下水化學的演化過程及演變趨勢。

國內學者曾濺輝等（1997）利用化學熱力學和化學動力學理論，以及多反應組分系統水動力彌散運移與化學反應耦合模型的理論和方法，對河北邢台山前平原氟的地球化學行為進行了數值模擬。劉春國等（1994）將熱力學的水化學形成模型引入高氟地下水成因及遷移轉化問題上，建立了風化-蒸發耦合模型，模擬了地下水高氟的起源、演化、發展的水化學作用。郭清海等（2006）用PHREEQC軟體模擬了太原盆地氟的水文地球化學過程，認為HCO₃-Na型水有助於含氟礦物的溶解，在補給區和徑流區，含氟礦物的溶濾是F^-增加的原因，在排泄區，蒸發是氟富集的主導因素。劉瑞平（2009）應用氟的質量平衡模型，模擬了含氟礦物在水文地球化學分帶中的溶解沉澱及遷移轉化規律。他將模型歸結為：初始溶液組分+「反應物」→終點水溶液組分+「生成物」。

這些水化學的模擬都是建立在化學平衡的基礎上，假設體系處於局部平衡狀態，在給定溫度與壓力和各個離子組分的條件下，找到體系的最穩定狀態，建立預測水溶液組分熱力學性質的水化學模型，這種水化學模型受到質量守恆的約束。

2.物理實驗模擬

物理實驗的方法主要是通過模擬大氣降水、岩土空隙溶液成分、岩土及含氟礦物的淋溶、浸泡實驗和土柱實驗建立非飽和帶水-土系統和非飽和帶水土界面氟遷移、富集的地球化學反應模型。曾濺輝等（1997）將南王莊非飽和帶土體按比例縮小成50cm的土柱，用pH值為6.3的蒸餾水代替大氣降水作為滲濾液，進行土柱淋濾實驗，對滲濾液進行測試分析，得出非飽和帶土體是淺層地下水的主要供氟源。李偉娟等（1995）用飽水動態土柱法對氟離子的吸附、解析特徵及其反應動力學特徵進行探討。李日邦等（1992）以蒸餾水作為淋溶液對8種土壤進行了淋溶試驗研究，表明不同的淋溶程度，氟的淋溶濃度也不同。

㈨ 室內土柱實驗怎麼分層取土

你的淋洗試驗，正常情況下，土壤要過多少目的篩啊？如果過的篩比較細，應該就沒什麼問題。如果，你是要過2mm這樣的粗篩，建議你還是換一下土樣。因為，你現在的土壤結皮後，相當於把原有土壤的結構破壞了埃

㈩ 淋濾試驗

採用自行設計的土柱試驗裝置進行BTEX在河流滲濾過程中的環境行為試驗模擬。土柱試回驗裝置由三部答分組成，其中通過淋濾液輸入系統把配製好的、代表含有不同污染組分的淋濾液源源不斷地供給模擬的河流滲濾系統。模擬的河流滲濾系統是把從野外採集的河流沉積物裝入有機玻璃柱中，製成模擬的河流滲濾系統，其入口連通淋濾液輸入系統接納滲濾液，其出口連通淋濾液輸出採集系統，污染河水在流經模擬的河流滲濾系統過程中，被該系統凈化。通過淋濾液輸出系統採集經模擬的河流滲濾系統凈化後的滲濾液並測量其流量，然後測定滲濾液中各目標組分的濃度。淋濾液由實驗室人工配製，以模擬BTEX污染河水，分別以 和 作為電子受體加入到兩套滲濾系統的淋濾液中，並源源不斷輸入到土柱中，模擬在不同條件下河流滲濾系統中BTEX的遷移轉化機理。通過每日定時從土柱採集滲濾液並測定其BTEX各組分的濃度，同時測定其中 和 的濃度並繪制出各組分濃度變化的歷時曲線。當滲濾液中各組分濃度穩定後，將土柱拆除並將土壤進行微生物指標測定，從而研究在模擬的河流滲濾系統中BTEX的微生物降解性能。