1 环境中氯酚类化合物的来源
环境中氯酚类化合物的来源主要有人为源和自然源2 类。人为源主要是来自于炼油、炼焦、造纸、塑料加工等人类的生产活动向环境中排放的含有CPs 的有机化工废水。自然源主要包括2 类：① 由人类使用的一次化学物经过自然界的生物化学过程生成二次的CPs, 如农业生产过程中广泛使用的2,4- 二氯苯氧基乙酸和2,4,5- 三氯苯氧乙酸等杀虫剂通过自然界微生物的代谢作用降解生成CPs 等中间产物; ② 自然物质在某些催化作用下合成CPs, 如土壤腐殖泥层中的无机氯盐和有机化合物在过氧氯化酶的催化作用下会生成CPs,如4-CP、2,5-DCP、2,4-DCP、2,6-DCP 和2,4,5-TCP等。
2 氯酚类化合物的环境污染水平
由于氯酚类化合物是一类用途广、毒性大的持久性有机污染物(Persistent Organic Pollutants,POPs), 所以, CPs 一旦未经处理或处理不当释放到环境中, 就会污染自然生态环境, 进而威胁人类安全。目前, 关于氯酚类化合物在水体环境、沉积物和土壤环境及水生生物体内大量存在并造成污染的情况已有大量报道。
2.1 水体环境
CPs 广泛分布在水体的表面, 其含量与废水排放源有关。降水及水的流动也很大程度上影响了各种CPs 浓度的变化。有研究报道, 加拿大的Superior湖中被排入纸浆厂废水后, 其中DCP 和TCP 的浓度会迅速上升到4 mg/L 和13 mg/L; 荷兰境内河流及沿海海域中TCP、一氯酚(Mono-CP) 和DCP的浓度分别达到0.0030.l mg/L、320 mg/L 和0.011.5 mg/L。Gao 等研究发现我国北方的黄河、淮河、海河等水体中2,4-DCP 和2,4,6-TCP 的浓度较高, 且北方受其污染比南方严重; 而长江流域受PCP 的污染较为严重, 在85.4% 的地表水样品中能够检出, 且平均浓度达到50.0 ng/L。我国《城市供水水质标准(CJ/T 206-2005)》中将氯酚类化合物列为非常规检验项目, 要求氯酚类总量(含2-CP、2,4-DCP 和2,4,6-TCP) 检出浓度小于0.020 mg/L, 2,4,6-TCP 的最低检测浓度小于0.010 mg/L, PCP 的最低检测浓度小于0.009 mg/L。
2.2 底泥沉积物和土壤环境
CPs 的辛醇/水分配系数(Kow) 较大, 且随着苯环上氯原子个数的增多而增大, 导致其亲脂性增强。所以, 水相中CPs 易转移到底泥沉积物及土壤环境中。因此, CPs 在河流底泥中积累的量要远大于水体中的量, 在底泥沉积物中的环境污染也较为严重。此外, 底泥中CPs的滞留时间和危害程度与CPs 苯环上的氯原子取代基个数成正比。加拿大British Columbi 地区海域内排入了大量含有CPs 的生产废水, 致使海底沉积物中的TCP 和四氯酚(Tetra-CP) 的累积总浓度达96 mg/k。韩国核电站附近海域底泥中CPs 的含量高达0.14516.1 g/kg (干重)。希腊Thermaikos 海湾和Loudia 河沉积物中均检出了2,4-DCP。波兰Dzierzno Duze 水库沉积物中2,4-DCP 的浓度接近0.02 g/kg, 2,4,6-TCP 的浓度为0.010.62 g/kg。此外, 在我国长江中下游地区备受血吸虫病害威胁, 各省长期使用五氯酚钠防治血吸虫, 致使土壤和沉积物中积累了大量PCP。许士奋等检测了长江下游底泥沉积物中的CPs 含量, 发现PCP 浓度最高, 达到0.494.57 g/kg, 占18种待测氯酚含量的39.4 %, 明显高于其他氯酚在长江沉积物中的残留。此外, 张兵等测定洞庭湖区底泥沉积物中PCP 的含量也高达48.3 mg/kg (干污泥)。有监测数据报道, 台湾高雄地区的土壤环境中2-CP 的含量为28103.6 mg/kg[22]。Apajalahti 等检测了利用CPs 防腐的木材加工厂周围的土壤样品, 结果表明样品中PCP 含量达1 g/kg。
2.3 水生生物体
污染物在生物体内的富集效果可用生物富集因子(Bioconcentration Factors, BCF) 来评价。水生植物一般需要1020 min 的时间来完全吸收CPs,对绝大多数植物来说, CPs 的吸收速率随着pH 的升高而减小, 随着温度的升高而增大。对于水生动物或微生物而言, 动物类型、化合物种类和富集条件等因素对水中或食物中CPs 的BCF 有一定影响。蛤砺对PCP 的BCF 为41 78, 河螺对2,4,6-TCP 的BCF 可达7403 020。鳟鱼、金鱼对水中2,4-DCP 的BCF 分别为10 和34, 而藻类对2,4-DCP的BCF 高达257。Kondo 等报道青鳉鱼对2,4-DCP 在其体内的BCF 因CPs 种类和浓度不同而有所差异, 例如: PCP 的累积能力较2,4- DCP 和2,4,6-TCP 更高; 当2,4-DCP 暴露浓度为0.23 g/L和27.3 g/L 时, 其对青鳉的BCF 值分别为340 和92; 当PCP 的暴露浓度为0.07 g/L 和9.7 g/L 时,其对青鳉的BCF 分别为4 900 和2 100。不同鱼类对2,4,6-TCP 的BCF 值也有所不同, 一般在250310之间浮动。王芳等对鲫鱼开展了毒性试验,其研究结果表明鲫鱼的胆、肝、肾和肌肉等器官和组织对CPs 都有明显的吸收, 其中以胆对CPs 的吸收能力最强, 其BCF 值高达2 0006 300。
3 氯酚类化合物的去除方法
目前, 处理CPs 污染物的方法主要集中在生物处理技术、物理化学法、化学还原法和化学氧化法等。
3.1 生物处理技术
CPs 的生物处理技术主要是微生物以CPs 为碳源和能源, 在新陈代谢过程中将CPs 分解去除,主要有好氧生物法、厌氧生物法、厌氧/好氧联合法等工艺。好氧法降解CPs 机理主要有2 种理论：① 氧化开环-脱氯机制：例如, 4-CP 在好氧菌Pseudomonassp. 的单氧化酶的催化作用下, 发生邻位氧化作用生成4-氯-儿茶酚, 然后4-氯-儿茶酚在1,2-双加氧酶的催化诱导下邻位开环生成氯代顺顺粘糖酸, 接着氯代顺顺粘糖酸通过内酯化作用脱去氯原子, 并被氧化成马来酰基乙酸, 进入三羧酸循环(Tricarboxylic Acid Cycle, TAC) , 最终被矿化成CO2 和H2O。② 氧化脱氯-开环机制：Flavobacterium sp. 和Rhodococcuschlorophenolicus 可在好氧条件下将CPs 苯环氧化生成氯代二酚, 接着逐步脱去氯取代基生成单氯二酚或对苯酚, 然后氧化开环, 进一步被矿化成CO2和H2O, PCP 被好氧菌Flavobacterium sp。此外, 好氧微生物在有氧条件下可成功处理含CPs 浓度达0.11.2 g/L 的工业废水。
微生物降解PCP 的反应机理主要是厌氧微生物在无氧条件下, 发生还原脱氯及厌氧发酵, 其主要厌氧降解的途径包括前端还原脱氯、后续厌氧发酵,即PCP 在厌氧条件下还原脱氯生成低氯酚和苯酚。然后, 苯酚在被产乙酸菌的作用下转化为乙酸, 乙酸在产甲烷菌的作用下最终转化成甲烷与CO2 。周岳溪等利用升流式厌氧污泥床反应器(UASB)在中温条件下处理PCP 废水发现, PCP 在厌氧条件下经间位脱氯生成2,3,4,6-Tetra-CP, 接着间位脱氯生成2,4,6-TCP, 继续邻位脱氯生成2,4-DCP, 接着对位脱氯生成2-Mono-CP, 最后矿化生成CH4 和CO2。Armenante 等研究了厌氧/好氧组合工艺处理2,4,6-TCP 废水, 结果指出: 在厌氧阶段,
氧微生物作用下, 以甲酸、乙酸和琥珀酸为电子供体, 使2,4,6-TCP 还原脱氯生成2,4-DCP 和4-CP; 在好氧阶段, 好氧微生物在有氧条件下将脱氯产物2,4-DCP 和4-CP 完全降解。Arora 等分别研究了CPs 在好氧和厌氧条件下的降解机理, 指出: 在好氧条件下, CPS 在细菌作用下形成对应的氯邻苯酚或(氯) 对苯二酚, 进而进入三酸羧酸循环; 在厌氧条件下, CPs 通过还原脱氯作用形成苯酚, 进一步转化为苯甲酸, 最终矿化为CO2。
3.2 物理化学法
物理化学法用于CPs 的去除, 主要是基于吸附材料的吸附去除。Hameed 等制备了椰壳活性炭用于去除2,4,6-TCP, 研究发现其吸附等温线符合Langmuir 模型, 在30 ±C 条件下最大单层吸附容量达到716.10 mg/g。Ren 等通过磷酸活化香蒲纤维前体制备了具有比表面积大(890.27 m2/g) 和多种功能团(羟基、内酯、羧基等) 的活性炭吸附材料,可有效去除水中2,4-DCP 和2,4,6-TCP。Nourmoradi等通过阳离子表面活性剂十六烷基三甲基溴化铵(HDTMA) 和十四烷基三甲基溴化铵(TTAB) 修饰蒙脱土(Mt) 用于水中4-CP 的吸附去除, 其研究表明HDTMA-Mt 和TTAB-Mt 的吸附容量分别为29.96 mg/g 和25.90 mg/g, 相比之下, HDTMA-Mt 更有利于水中4-CP 的去除。Mubarik 等利用甘蔗渣制备了具有较大比表面积的圆柱形多孔结构的生物炭材料用于2,4,6-TCP 的吸附去除, 结果表明, 在多种有机污染物共存条件下, 生物炭也可有效去除2,4,6-TCP, 且最大吸附容量为253.38 mg/g。
3.3 化学还原法
化学还原法处理CPs 污染物, 主要基于零价金属体系的还原脱氯作用Morales 等利用Pd(0)/Mg(0) 双金属体系可以在常温常压条件下将异丙醇/水溶液中的4-CP,2,6-DCP、2,4,6-TCP 和PCP 完全脱氯, 尤其是化学性质极其稳定的PCP; 其研究结果表明, 利用1.0g 浓度为2.659 g/L 的`20 目的Pd/Mg 双金属合金可在48 h 内将2.48 mmol/L 的PCP 完全脱氯, 且产物中也仅检测到易进一步氧化降解的环己醇和环己酮。零价铁渗透氧化硅混合物对2,4,6-TCP、2,4-DCP、4-CP 等氯酚类化合物的还原脱氯效果与CPs苯环上氯取代基的个数成正比, 即脱氯效果随着氯取代基数目的增多而增强, 其产物鉴定与反应机理研究表明, 零价铁渗透氧化硅催化还原脱氯降解CPs, 主要是零价铁提供电子进攻C—Cl 键, 发生逐级脱氯, 最终生成苯酚。此外, Zhou 等对比研究了Pd/Fe 双金属纳米合金与Pt/Fe、Ni/Fe、Cu/Fe 和Co/Fe 等双金属纳米颗粒对4-CP、2,4-DCP 及2,4,6-TCP 等氯酚类化合物的还原脱氯效果, 结果表明, Pd/Fe 合金纳米颗粒的还原脱氯效果明显优于其他双金属体系, 且CPs 还原脱氯规律符合准一级动力学模型, 但是脱氯效果随苯环氯取代基个数的增多而降低, 即4-CP> 2,4-DCP >2,4,6-TCP。该研究与零价铁渗透氧化硅混合物还原降解CPs 脱氯效果相反。
4 总结与展望
目前, 关于CPs 污染物的降解和去除技术研究取得了显著的成果, 但是每种技术都有其自身的优势和缺陷。生物法的投资和运行成本相对较省, 但是需要特定种群驯化, 且处理周期相对较长; 此外,CPs 的毒性相对较大, 对微生物的生长代谢可能产生不良影响。物理化学吸附法用时短, 处理效果好,但吸附仅是发生了污染物的相转移过程, 没有从根本上消除污染物; 同时, 吸附后的固体吸附剂材料无论再生还是处理处置都会在一定程度上造成环境的二次污染; 再者, 常用吸附材料活性炭可有效吸附去除水中CPs, 但是吸附后活性炭的再生相对比较困难, 这将间接增加废水的处理成本。氯代物的毒性随着氯原子数目的增多而增强, 化学还原脱氯可实现CPs 的有效脱氯脱毒, 但是污染物无害化处理的终极目标是实现其矿化, 而化学还原脱氯只停留在脱氯的环节, 不能实现CPs 的开环和矿化。基于自由基反应的AOPs 具有氧化效率高、反应速率快、反应条件温和等优点, 在有机污染物降解尤其是CPs 污染物降解和去除方面得到了快速发展, 但这些常用的AOPs 都有一定局限性, 如O3 氧化技术需要现场制备氧化剂O3, 且产率较低, 这将进一步增加能耗, 间接增加运行成本; H2O2、过硫酸盐等氧化剂的投入也需要较高的成本, 且过硫酸盐经氧化还原过程转化为硫酸盐, 增加了体系的离子强度和盐度, 可能会对后续处理工艺产生不良影响; 钴、镍、银等金属离子催化剂, 为有毒重金属, 将其引入反应体系势必会增加环境风险或造成二次污染; 自由基反应降解CPs 过程中可能还会生成毒性更强的'多氯代二次污染物等。因此, 需要研发绿色、高效、廉价的单元处理技术或联合工艺实现氯酚类污染物的无害化处理。例如: 培育驯化耐高毒性、反应高效菌群; 研发可再生吸附剂; 将化学还原脱氯与高级氧化技术耦合, 形成分段式高级还原-氧化技术, 分步实现还原脱氯和氧化矿化, 避免多氯代二次污染的产生; 耦合生物还原脱氯与高级氧化技术, 实现CPs污染物的高效化、无害化处理。
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1．中国土壤环境污染问题突出地区的污染现状及成因：
据不完全调查，目前全国受污染的耕地约有1.5亿亩，污水灌溉污染耕地3250万亩，固体废弃物堆存占地和毁田200万亩，合计约占耕地总面积的十分之一以上，全国每年因重金属污染的粮食达1200万吨，造成的直接经济损失超过200亿元。其中，一些地区土壤污染已呈严重态势，甚至出现了土壤重污染区和高风险区。
1.重金属污染
重金属是指密度 4．0以上的约 60种元素或密度在 5．0以上的45种元素。As和 Se是非金属，但是它们的毒性及某些性质与重金属相似，所以将 Se和硒列入重金属污染物范围内。污染土壤环境的重金属主要是指生物毒性显著的Hg、Cd、Pb、Cr以及类金属 As，还包括具有毒性的重金属 En、Cu、Co、Ni、Sn、V等污染物。当前最引起人类关注的是 Hg、Cd、Pb、Cr、As，它们被称为“五毒”（农田土壤重金属污染及防治研究进展）。土壤中重金属的来源是多途径的，首先是成土母质本身含有重金属，不同的母质、成土过程所形成的土壤含有重金属量差异很大。此外，人类工农业生产活动，也造成重金属对大气、水体和土壤的污染（土壤中重金属污染现状与防治方法）。我国 Cd 污染的土地涉及11 个省市的 25 个地区。 如江西省某县多达 44 ％ 的耕地受污染，形成670hm2 的“镉米”区；沈阳某污灌区农田土壤中 Cd 含量高达 130mg／kg ；成都东郊污灌区内米中含Cd 量高达165mg／kg 。 农业部农业环境监测总站 1996 ～ 1998 年的监测结果表明，污灌区 Cd 污染面积最大，占重金属超标面积的569 ％ ，而农产品 Cd 超标率达102 ％ （曹仁林等，2001）。我国各大城市的耕地土壤均存在不同程度的Cd 污染，其中沈阳市郊区和西安污灌区土壤 Cd 污染尤为严重，如沈阳市农田土壤中Cd 含量为088mg／kg ，西安污灌区土壤中Cd 含量为0628mg／kg（土壤镉污染特征及污染土壤的植物修复技术机理）
蛐岩县主要的土壤污染物为Mg和B．43％的采样点土壤 Mg含量达重度污染水平，最高超标21．16倍．仅有 211和 238两个采样点达到清洁标准；而 B的污染似乎更为普遍，所用采样点土壤 B浓度超标，50％的样点达到重度污染水平．其原因是 在岫岩县石唐、偏岭、风源等区域．分布有众多的衰 3 蚰岩县土壤捡剥统计值殛帚染指矬国营及乡镇、个体 经营的采矿、冶炼企业，以轻烧 Mg、重烧 Mg为主要工艺的菱镁矿加工业排放 出大量 MgO、SO2等 污染物．／vlgO 白色粉末降落地表后，形成 MgCX~、Mg(H0 )2等反应产物，凝聚成大颗粒分散在土壤中，加之该区域土壤 中广泛存在的 MgSO+、MgCl2，形成硬壳覆盖地表，从根本上阻止作物生长．部分地区虽然作物可以生长，但土壤中可溶性 Mg被作物吸收，对人及其他生物的健康形成较大的威胁．而 B污染也是由于B矿点源污染所致（辽宁东部山区土壤污染状况与防治对策研究）．
稻米对于镉污染的吸附作用明显强于玉米、大豆等其他的作物品种
在各种人为因素中，则主要包括工矿业、农业和交通等来源引起的土壤重金属污染（土壤中重金属污染现状与防治方法）。
2.污水灌溉
污水灌溉等废弃物已造成大面积农田的土壤污染。如沈阳张士灌区用污水灌溉 20 多年后，污染耕地2 500多 hm 2，造成了严重的镉污染，稻田含镉 5～ 7m gökg。天津近郊因污水灌溉导致213 万 hm 2 农田受到污染。广州近郊因为污水灌溉而污染农田2 700hm 2 , 因施用含污染物的底泥造成1 333hm 2 的土壤被污染, 污染面积占郊区耕地面积的 46% 。20 世纪 80 年代中期对北京某污灌区进行的抽样调查表明, 大约 60% 的土壤和 36% 的糙米存在污染问题（我国的土壤污染现状及其防治对策）。
早在 30 年代 ,就有抚顺炼油厂污水排入浑河灌溉水稻的记载。到了 50 年代 ,随着农业生产的发展，在北方一些干旱、半干旱地区，由于水资源比较紧张，为了充分利用污水的水肥资源，污水灌溉被大面积采纳、推广，这对促进当地农业的粮食生产曾起到了积极的作用。到了1983 年，污水灌溉面积达到 2 ×106 hm2 。然而，由于长期的污水灌溉 ,土壤 —作物系统的污染逐渐暴露出来，为了解决这一土壤环境问题，污水的土地处理系统得到了应用和发展
长三角、珠三角、辽中南城市群3个典型区的土壤污染状况调查；在典型地区启动污染土壤修复与综合治理试点；建立健全基于风险评估的土壤环境质量标准体系；完成《土壤污染防治法》草案。从污染物的种类和类型上看 ,新技术、新产品应用未能有效预防导致我国新型污染物不断出现 ,这些新型污染物影响更持久 ,危害更大 ;从污染物的浓度上看 ,污染物的含量 ,随着经济的发展 ,一些污染物因为无法降解、逐步积累 ,增加还是非常快的。例如 ,有资料表明 ,近年来 ,上海土壤中汞和镉的含量增加了 50% ;浙江南部一些地区土壤中 Cu、Zn等重金属全部超标 ,持久性有机污染物部分检出率达100%。
辽河流域
据介绍，辽河流域是我国传统的工矿区之一，交通便利、矿产资源丰富，长期以来形成了以煤炭、石油、钢铁等工矿业为主的经济结构，资源利用效率较低，污染强度高；污染源污染治理水平低，化工、冶金、采矿、制药等行业污染严重，部分企业设备陈旧、落后，污染治理设施不完善；加之辽河流域环境监测、预警、应急处置和环境执法能力薄弱，有些地区有法不依，执法不严现象较为突出，环境违法处罚力度不够，污染的现象不能得到有效遏制。
有关人士还指出，土壤污染和水污染是相互交替、互相影响的。一方面，部分地区的土壤污染是由于污灌造成的。由于辽河水资源短缺，为解决工农业用水问题而长期进行污水灌溉，使得大量有毒、有害物质进入土壤，积累到一定程度，超过了土壤本身的自净限度。另一方面，辽河流域鞍山、辽阳等地是全国闻名的工矿区，常年的矿产开发造成一些矿区土壤污染非常严重，通过水体的冲刷，土壤中的重金属和有毒物质加速了河流的污染。
有专家指出，在资源和重工业为主导的经济结构下，工业生产的污染程度相对会比较高，治污难度大；受经济利益的驱使，部分企业安装、运行污染治理设施不到位，随意排放废水废气废渣的现象时有发生，使人防不胜防；同时，地方政府重地区GDP轻环境保护的意识依然存在，对污染现象听之任之。
对于辽河而言，其治污问题面临更多重的考验——在当前经济危机的影响依然持续、东北老工业基地亟待振兴的形势下，一方面辽河流域土壤污染和水污染等问题严重，已经到了非治不可的地步；另一方面，在2008年来的全球性金融危机的席卷之下，地方政府面临着经济增速放缓，失业率增加的巨大压力，一切工作的中心都集中到了保障经济平稳发展上来。环境治理面临着让位于经济发展而被忽视的问题。
对于几十年污染“积重”的整个辽河流域，有人表示担心，“有些地方为了发展经济，根本不管所谓的环境污染，这么几十年下来，才造成整个流域污染情况严重。如果这一点不改，只是沿着‘污染——治理——污染’的老路子，最后只能是越治越污，环境越来越坏。”
一．
长三角
根据中科院南京土壤所2006年在南京郊区蔬菜基地做的定点测试，仅有40%的土壤处于安全等级，而30%的土壤已经受到污染。而浙江省有关部门的调查显示，全省Ⅰ类和Ⅱ类土壤占调查区总面积的82%，其余18%的土壤均受到了不同程度的污染。“区域内工业化、城市化和农业集约化的快速发展，加上疏于防治，大量未经处理的废弃物通过多种渠道向土壤系统转移、残留，是形成土壤污染的主要因素。”
近期，浙江省台州市路桥区峰江街道139名村民被查出血铅严重超标，元凶是建在村里的一家被列为重点监控企业的蓄电池企业。
在上世纪80年代末期，我国污染面积只有几百万公顷，而现在已经超过一千万公顷。土壤污染类型多样化，其中严重的是重金属污染，根据中科院生态所研究，目前我国受镉、砷、铬、铅等重金属污染的耕地面积近两千万公顷，约占耕地总面积的五分之一，全国每年因重金属污染而减产粮食1000多万吨。此外农药、抗生素、病原菌等也成为土地污染的来源。
土壤污染除导致土壤质量下降、农作物产量和品质下降外，更为严重的是土壤对污染物具有富集作用，一些毒性大的污染物，如汞、镉等富集到作物果实中，人或牲畜食用后发生中毒。
如我国辽宁沈阳张士灌区由于长期引用工业废水灌溉，导致土壤和稻米中重金属镉含量超标，人畜不能食用。土壤不能再作为耕地，只能改作他用。
3.固体废弃物堆放
另外，在农田中，由于化肥的不合理施用，农药喷施和 地膜等造成的污染也相当严重。
2. 地方土壤环境保护工作面临的问题和对国家土壤环境保护法规、制度、政策等方面的需求
目前，我国土壤污染面临着严峻的形势，部分地区土壤污染严重，土壤污染类型多样，呈现新老污染物并存、无机有机复合污染的局面，土壤污染途径多，原因复杂（环保总局在京召开首次全国土壤污染防治工作会议，且污染面积、分布和程度不清，污染防治基础薄弱，地方土壤保护工作防治措施缺乏依据和方向，状况不容乐观，面临诸多挑战。同时，防治土壤污染的法律还非常欠缺，土壤环境标准体系也尚未形成，法律是土壤污染防治的关键，是实现土壤环境保护的最主要途径，它对保护土地质量，维持社会、经济和环境的可持续发展具有重大意义。从法律角度分析，土壤污染现状的原因包括以下三个方面：
首先，我国土壤污染防治的相关法律法规空白，缺乏有效的法律制度。在我国现行的法律体系中，已经制定了环境保护、土地管理、水污染防治、大气污染防治等相关的法律法规，但土壤污染防治的法律基本上是一项空白（论我国农业用地土壤污染的法律保障）。虽然若干法律中一些零星规定，对农业生态环境的保护起到了一定的积极效果，但都是分散而不系统的，缺乏可操作性的具体法律制度。随着我国快速的工业化、城市化进程，农业用地土壤污染仍有继续加重的趋势，说明现行立法有限条款的粗略性规定不可能有效防治现代农业技术和不合理的土地利用方式造成的土壤污染问题，满足不了土壤污染防治的现实需要。而法律的“真空”状态则会进一步滋长土地资源的滥用现象，加剧土壤污染问题（浅析我国土壤防治的法律问题）。在长三角地区环保工作中，南京理工大学经济管理学院教授徐光华指出“缺乏相对统一的区域环境准入和污染物排放标准、缺乏相关法律规范，是长三角地区环保工作目前的软肋。”区域经济发展中所遇到的各类环保问题，通常都很难靠一地的政府来解决。要应对日益严重的环境污染形势，两省一市的有关部门必须尽快建立起区域环境信息共享与发布制度，启动区域环境监管与应急联动机制，并在此基础上加快区域环境保护相关法律规范的研究和制定，长三角土壤污染后果堪忧）。因此，在现行法的基础上，有必要对土壤污染防治保护采取一定的法律措施，健全和完善环境相关法律法规。
其次，土壤污染防治的行政管理和执法混乱。依据我国现有的法律体制，对于土壤的法律保护，实行管与分管相结合的多部门分层次的管理体制，涉及多个行政部门对土壤污染的行政管理，在这种体制下，管理主体林立，权力和责任分散，不仅不利于集中、统一管理，而且容易造成管理上的混乱（浅析我国土壤污染防治的法律问题）。由于土壤污染的来源多样，情况复杂，所以除了职责最多联系最为紧密的环境保护部门、农业部门有环境行政监管权力外，许多其他的部门如水利部、国土资源行政主管部门等在特定的情况下也有管理权限（我国农村土壤污染防治的法律问题研究）。但是，由于法律并没有赋予环境保护执法部门对其他行政主管部门的环境执法的监督权，同时对于各个执法部门之间在土壤污染处理上应当如何相互配合的重要问题也没有做出规定，这就导致了在具体的土壤保护的执法当中多头执法，交叉执法，执法不到位，甚至部门之间借执法来争夺各自的利益，降低了土壤保护的整体实效，损害了土壤保护的整体利益，有关法律法规对部门之间如何监督协调没有具体规定，并且在实际环境行政执法管理中地方情况差异较大，出现的许多污染问题无法很好的得到解决，从而导致部门与部门之间相互扯皮、争权推责（浅析我国土壤污染防治的法律问题）。可以说，这种多头管理体制，不仅严重影响了治污的效率，也浪费了诸多的行政管理资源。另外，在我国大多数基层地区尤其是贫困的农村地区，由于经济发展落后，摆脱贫困的愿望强烈，大多领导干部以经济的快速发展为首要目标，当经济发展与环境保护发生冲突的时候，就会牺牲环境来图发展（防控农村土壤污染的迭律对策研）。因此，我国在对土壤污染管理及执法上也存在许多的问题。
最后，土壤环境保护的司法保障有待加强。目前，虽然我国土壤污染比较严重，污染情况时有发生，但涉及土壤污染诉讼的案例却很少，从仅有的几个案例中，不难发现我国农村土壤司法救济中存在的问题。首先，我国至今没有关于土壤污染修复和赔偿的条例规定，对企业也没有任何约束，即使土壤被污染了，也很难追究他们的责任。2006年8月，甘肃省徽县发生的“铅中毒”事件就是一个典型的案例。当时，这个县水阳乡的两个村庄共有368人查出血铅超标，其中14岁以下的儿童149人。经环保部门调查发现，位于这两个村庄附近的一家铅冶炼厂是重要污染源，造成当地土壤、空气和水体污染。虽然这家工厂后来被勒令关停，但如何给那些遭受污染损害的村民以有效的补偿，如何从根本上转变那种以群众健康甚至生命为代价的粗放型增长方式，却是一个难题。（邱林，中国1/5耕地受污染防治形势严峻，改善土壤环境质量系国家行动。另外，在农村环境诉讼中，一个最现实的问题就是诉讼费用的负担问题。我国农民是社会中最大的弱势群体，他们是城市发展的牺牲品，长期处于经济的困窘之中，他们的收入大多仅能勉强维持生计（防控农村土壤污染的迭律对策研）。与此同时，土壤污染对农民造成的损失是长期的也是巨大的。在我国司法实践中 ,诉讼费用直接与诉讼标的额挂钩 ,且实行诉讼费用预交制度 ,农民很有可能会因为交不起诉讼费用而无法得到司法保障（我国农村土壤污染防治的法律问题研究）。1999年 12月 20 日大庆市红岗区杏树岗镇民吉村十三户农民向大庆市中院起诉 ,要求被告大庆油田有限责任公司赔偿原告土地污染损害赔偿518431. 06元。本案中十三户农民的土地污染发生于1993年 ,但是当年只给付原告青苗补偿款。由于农民对土地是否被污染不懂 ,在 1999年前没有提起诉讼 ,但一直以上访的形式找镇政府、土地局以及被告单位要求解决 ,虽在 1999年 11月 4日达成协议 ,但未实际履行。1999 年 12 月 ,原告向大庆市农业局申请对受污染的农田进行取样化验鉴定。2000年 1月农业局进行了取样 ,并由市农业局送省质量检验检测中心检验。2001 年 5 月农业局根据检验结果又组织五位专家现场勘查 ,做出鉴定意见：已造成受污染农田土坡次生盐渍化 ,对农作物已造成严重危害。《中华人民共和国环境保护法 》第七条：国务院环境保护行政主管部门 ,对全国环境保护工作实施统一监督管理。县级以上地方人民政府环境保护行政主管部门 ,对本辖区的环境保护工作实施统一监督管理。《中华人民共和国水污染防治法实施细则 》第四十三条第二款。该案件从 1999 年 12 月到 2003 年 12 月 ,经两级法院长达四年的审理 ,最终法庭调解结案 ,被告赔偿原告损失 159607. 38元 ,一、二审诉讼费用由被告承担。值得注意的是在案件审理过程中。大庆中院以原告超诉讼时效为由 ,判决驳回原告的诉讼请求。判后原告不服 ,但由于农民多年未耕种土地无收入没有上诉费用 ,为维护原告人合法权益 ,由代理人交上诉费 10196. 00元 ,才使得农民的合法权益能够得到最终的保护（一件土地污染损害赔偿案的艰难诉讼）。
因此，为有效防治土壤污染，应在现行有关土壤污染防治立法的基础上，细化、扩展土壤污染防治的制度，或制定专门的法律法规，以加强对土壤污染的监督和管理。从法律上，对污染灌溉、工矿废弃物、城市生活垃圾、化肥农药等土壤污染物及污染行为作出明确规定，通过法律手段有效防治土壤污染。另外，在法律法规中应当理顺土壤污染防治的行政管理体制，建立土壤污染的动态监测评价制度，制定相关土壤污染防治的具体规划制度，确立土壤污染的环境标准，建立土壤污染应急措施制度和法律责任制度等相关的制度。
（浅析我国土壤污染防治的法律问题（论文）。
3.土壤环境保护工作经验和典型模式、政策建议
由于土壤污染的潜伏性、不可逆性、长期性和后果严重性等特点，土壤环境保护应遵循 “防重于治”的基本原则，坚持“预防为主、防治结合、综合治理”。对未被污染的土壤采取预防措施，要控制或消除污染源；对已经污染的土壤则要采取积极治理措施 ，将污染控制在最低限度（我国环境保护科学研究现状与展望）。土壤一旦被污染，治理起来相当困难，相对于污染物在土壤-植物系统中含量、行为、生物地球化学循环、毒理、代谢模式和与重金属有关的流行病等方面的研究，土壤污染的治理与管理研究要薄弱得多，大多数治理方法尚处在试验阶段，再加之考虑到治理费用等问题，能应用的成熟方法目前很少。总结出现的各类土壤污染治理方法，大体上可分以下四类：
1．工程措施(包括客土、换土、翻土、去表土、隔离、热处理、电化学方法等)
此种方法效果好、稳定，是一种治本措施，适用于大多污染物和多种条件，但一般在小范围内较实用，且代价昂贵，还可能造成地下水或其他介质的潜在污染。近年来，把污水、大气污染治理技术引进土壤治理过程中，开辟了土壤污染治理新的途径，如磁分离技术、阴阳离子代换法等（土壤污染治理方法研究）。
2.化学措施
施用改良剂、抑制剂等降低土壤污染物的水溶性、扩散性和生物有效性 ,从而降低污染物进入生物链的能力，减轻对土壤生态环境的危害（）。例如：在某些重金属污染的土壤中加入石灰、矿渣等碱性物质，使重金属生成氢氧化物沉淀。或添加膨润土、合成沸石等交换容量较大的物质来钝化土壤中的重金属等。
3．生物措施
生物治理方法有着物理治理方法和化学治理方法无可比拟的优越性，其优点主要表现在以下几个方面：①处理费用低，其处理成本只相当于物化方法的二分之一到三分之一；②处理效果好，对环境的影响低，不会造成二次污染，不破坏植物生长所需要的土壤环境；③处理操作简单，可以就地进行处理。基于这些优点，应用生物修复已成为当今土壤污染治理技术研究的一大热点（土壤污染的生物修复技术研究进展）。生物措施是利用特定的动、植物和微生物吸收或降解土壤中的污染物。与此措施相对应的新兴学科“环境生物技术”方兴未艾。应用现场污染治理的生物措施始于 1989 年 3 月，美国阿拉斯加海岸被石油污染，采用了两组亲脂性微生物后，使其净化过程加快了两倍。早期生物治理采用的主体生物类群多为微生物。最近，植物修复正成为生物治理措施中的一个亮点。植物对污染点的修复有三种方式：植物固定、植物挥发和植物吸收。研究表明，利用适当的植物不但可去除土壤环境中的有机物，还可以去除重金属和放射性核素。超累积植物已成为环境保护工作者追寻、筛选的目标。我国对植物修复和超积累植物的研究已有良好的开端（我国土壤环境保护研究的回顾与展望）。例如，在土壤重金属镉污染的植物修复研究中，通过大量筛选研究发现，十字花科芸苔属植物（Brassica spp.）中的很多种或基因型具有较强的吸收累积 Cd特性。我国广泛种植的油菜(B.campestris）就是该属植物，其中某些品种或基因型在累积 Cd 方面可能很高。筛选并种植可食部位低积累 Cd 作物品种（低吸收或低转移），通过作物互做（间作、轮作）减少作物对Cd 的吸收等植物修复方面的研究也需做进一步研究（土壤镉污染特征及污染土壤的植物修复技术机理）。
4.农业措施
包括增施有机肥提高环境容量、控制土壤水分、选择适宜形态化肥和选种抗污染农作物品种等。
另外，国外发达国家在土壤污染防治方面的工作开展得较早 ,许多国家都已建立了相对完善的污染土地识别、评价和处理体系 ,其中美国、德国和日本的土壤保护实践在世界范围内极具代表意义。
在国外，有关土壤污染防治法律保护的立法经验很多。美国于1985年和1990年修订的《农业法》希望实现劳动生产率的提高的同时保护资源与环境，实现“持续农业”的发展。另外，1990年在联邦政府实施了“保护计划”管理。1987年为了控制农业水源水质而制定了《水质法》。欧盟到目前为止还没有明确的土壤保护政策，但现有许多欧盟立法都与土壤保护有关。如《关于环境保护、尤其是污泥农用时保护土壤的86／278／EEC指令》对农用污泥作出了规定；《关于废物的75／442／EEC指令》要求废物在处置时不能污染土壤；2004年底前，提出《关于堆肥和生物废弃物指令》，其目的是为了控制潜在的污染，并鼓励使用被批准的混合肥料，等等。日本已经建立了由预防对策和治理对策构成的土壤环境保全体系。有《农用地土壤污染防止法律》（1970）、《市街地土壤污染暂定对策方针》（1986）、《土壤污染环境标准》（1991）、《土壤污染对策法》（2002），等等。《土壤污染对策法》的实施，使得污染治理由被动向主动转化，以前无法计算的环保社会效益可体现为可以计算的经济效益，此种趋势表明日本的土壤环境保护已经呈现出新的阶段特点[3]。这些国外的立法经验对我国土壤污染防治的法律完善具有非常重要的借鉴意义（浅析我国土壤污染防治的法律问题）。
“重视生态补偿机制，是国外土壤污染防治工作中的一大经验，值得我们借鉴。”虞锡君向记者介绍道，生态补偿机制，又称生态系统服务付费，主要原则就是“污染者付费”和“保护者受偿”——由污染事故的责任方治理土壤污染、或者支付土壤污染治理的费用。国外在这方面有过不少成功案例——1972年，美国通过的《纳税人减税法》，目的之一就是以税收方面的优惠措施，来刺激私人资本投资于土壤清洁治理。根据美国政府的报告，其直接结果是吸引了34亿美元的私人投资，8000个受到污染的棕色地块恢复了生产能力。虞锡君表示，在区域联动的基础上确立土壤生态直接补偿制度，或许是我们目前值得努力的方向（长三角土壤污染后果堪忧。）
郑进华 彭 强 郑晓琴.浅析我国土壤污染防治的法律问题.[A], 环境法治与建设和谐社会——2007年全国环境资源法学研讨会（2007.8.12~15•兰州）论文集
高拯民．我国环境保护科学研究现状与展望lJ1．土壤学报，1989，26
(3)：262-272．
环境监测存在的问题分析和解决措施理工论文
一、前言
随着我国环境污染程度的日益严重,尤其是人们环境保护意识的增强,环境监测事业获得了较快的发展。环境监测从诞生至今已经经过了半个多世纪的发展,纵观其发展历程,环境监测大致经历了典型污染事故调查、环境污染监督以及环境质量监测等三个阶段。尤其发展历程可见,环境监测已经越来越重视重大环境污染事故的事前预防,也越来越科学化。
面对我国日益严峻的环境形势,环境监测工作在促进我国环境保护工作开展方面功不可没,但是我们同样也应该清醒地认识到,相对于国际先进水平,我国的环境监测工作在配套技术水平、监测管理、人员素质、经费投入以及工作体制和运行机制方面还是存在着较大的差异,使我国目前的环境监测普遍存在一些问题和不足。在下文中,笔者就环境监测存在的问题开展了有关分析,并在此基础上,探讨了解决当前问题的措施和方法。
二、环境监测存在的问题分析
1.监测手段比较落后
我国的环境监测手段比较落后和陈旧,污染物的类型不同通常会采用不同的污染物采样和分析方法,但是这些方法显然缺乏必要的系统性,没有形成一个完整的体系。例如,目前欧美发达国家已经普遍开展了关于POPs的系统化研究,虽然我国目前也有一些研究机构和高校开展了POPs的本底污染情况的`相关研究,但是研究的环境介质和地域范围均存在明显不足。当前,我国的环境监测部门仍然无法开展POPs的例行监测与调查,主要原因是我国目前还没有制定符合我国国情、而且统一颁布实施的标准化监测方法,并且我国的环境监测部门在设备、人员、投入等方面均无法满足要求。当前关于POPs的研究成果无法真实、全面地反应我国生物体、土壤、大气以及水体当中的POPs的污染程度,因此也无法开展POPs污染来源及其危害程度的相关分析和研究。
2.应急监测技术仍未体系化
当前我国的环境监测部门还没有一套完整、系统的应急监测技术体系,致使环境监测部门在出现重大的、突发性环境污染事故时很难实现及时有效地应对。现有的标准监测方案在环境污染动态监测尤其是现场监测方面存在着较大的不匹配性,而且环境监测和监测结果分析的成本较高,缺乏经济性。在应急监测设备和仪器方面也比较落后,并且某些应急监测设备和仪器的监测需要采用非标准方法,所获得的监测数据也只能够进行半定量分析和定性分析。同时也应该认识到我国国情的特殊性对于应急监测技术体系化进程的限制,即地域辽阔、地形复杂、经济发展水平不一,环境监测部门只能够开展一些能力范围之内的环境监测工作。
3.监测结果不全面
导致我国环境监察结果不能够全面反映环境污染情况的原因体现在监测指标、监测要素、监测频次以及评价方法等四个方面。
(1)监测指标方面。
我国目前所执行和采用的环境监测指标仍然不能够完全适应我国的环境状况。究其原因:首先,环境监测项目没有体现出针对性,存在重复监测的问题;其次,某些可以表征污染状况的有害参数出现漏测问题,对于应该增测的污染指标迟迟没有增测。例如,某些欧美发达国家目前已经有效控制特征有毒污染物,但是我国环境监测的有机污染控制指标仍然采用非特异性指标(例如非甲烷总烃、石油类、化学需氧量等)。在实际生活中,颇让环境监测部门尴尬的是,根据当前的监测因子和指标体系评价,环境质量明明是“良好”,但是群众的实际感受却是“恶劣”。
(2)监测要素方面。
当前我们仍然没有对生物体、大气颗粒物、固体废弃物、底泥以及土壤等环境要素进行监测,所以很难真实反映环境现状。
(3)监测频次方面。
当前的环境监测频次明显偏低,导致所获得的化境监测结果缺乏必要的连续性,很难真实、准确地反应当前的实际环境状况,造成了环境管理的被动化。
(4)评价方法方面。
在环境监测结果评价方面,通常采用对比分析检测数值和控制标准数值的方式,并用是否超标来决定环境的评价结果。这种环境评价方法不仅没有对环境监测数据进行深加工,造成了资源浪费,更加缺乏对检测数据背景及其相关性的分析。
三、解决措施
1.研究突发污染事故快速监测技术
第一,采取多种手段应急和预警。现场快速分析是应急监测的手段之一。应急仪器包括流动监测车,应在应急监测“实战”之前,充分做好准备工作,建立相应的应急监测方法标准,或掌握应急仪器所出具数据与经典标准方法的差异性,以提高实际应用时对报出数据的把握性。
第二,有研究实力的环境监测站可以联合企业开发价廉实用的快速测试仪器,有经济实力的环境监测站可以购置进口设备,但加快引进国外技术和国外仪器国产化是环境监测仪器的发展出路。
2.实现监测方法的标准化
基于多种有毒污染物在环境中能积累、迁移、转化的事实,要发展多环境介质(水/悬浮物/沉积物/大气/土壤/生物界面)污染物的监测方法并使其标准化,以利于开展污染调查与研究。对于目标有毒有害污染物,除了国际上已普遍重视的POPs外,还应关注各地特征性污染物及目前尚未重视的新型污染物如抗生素、内分泌干扰物等。
3.科学监测
第一,合理制定监测因子。应根据不同地区、不同污染源所产生的有害物质种类和浓度,选取危害大、出现频率高的污染物作为监测对象,删减长期未检出或在标准值以下的项目。
第二,强化自动、连续监测。研究多种常见污染物的在线连续自动监测仪器,并加强连续自动监测系统的联网与数据共享。
第三,重视生物、毒理学监测。除了用物理、化学手段监测外,还应逐步将生物监测和环境毒理学监测纳入环境质量监测体系,使用生物毒理学来检测污染物对环境的影响及对动植物和人类的危害性。
第四,有效评价监测数据。在获得大量可信的环境监测数据的基础上,对监测数据进行统计分析和深度加工,对监测数据本身的背景、相关性进行研究,提高环境质量综合分析水平。
四、结束语
环境监测工作是环境保护部门制定环境决策的重要信息来源,同时更是进行环境管理和环境保护的重要的基础性手段。环境监测工作的主要内容是了解目前的环境质量现状,掌握环境质量变化的原因和趋势,明确导致环境质量降低的各种主要的污染物种类及其排放总量,为我国环境保护的顺利开展提供必要的技术支撑,并以此为基础提出相应的污染防治对策和环境保护政策。
