DreamBlooms/HansPub-15000-to-45000 huggingface dataset:
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user: 2. 岩土工程设计 2.1. 地基处理 湿陷性黄土场地地基处理主要包括垫层法、强夯法、挤密桩法、预浸水法以及注浆加固法等。每种方法能处理的土层湿陷厚度和湿陷程度存在差异，需进行经济技术对比后综合确定。本文根据常见地基处理措施，总结了主要的三种处理流程：地基处理→防水措施→结构措施。并对不同的地基综合处理方法从处理效果、经济效益、施工难度等方面进行了总结分析。 地基处理措施：主要指利用各种方法消除黄土的湿陷性或穿透湿陷性土层将荷载传递到承载力强的土层中。防水措施：主要防止降雨及施工生产用水渗透进入地基。在场地坡面及四周布置三维排水系统，土体内部通过埋设排水管、排水涵道或在沟壑区下埋盲沟，场地表面布设降雨排泄网疏导水流并通过表面硬化减少水流聚集与下渗。结构措施：对黄土上部构筑物及基础进行柔性设计，增加建筑物对黄土地基不均匀沉降的适应性；为场地表面设置易于排水的表面坡度。 从处理深度、施工技术、工程造价及耗时方面，对几种不同湿陷性黄土地基处理方法对比分析如下。 换土垫层法是通过挖除地基设计深度内的湿陷性黄土，换填灰土或非湿陷性素土，并进行分层夯实。这种方法处理的厚度为1~3 m，是处理浅层黄土湿陷的传统方法。施工简便且效果明显，但不适用于大面积的填方造地工程，面积越大工程性价比越低。 压实法根据施工机械分为碾压、夯实和振动压实。强夯是当前地基加固中最为普遍的方法，施工前应进行原位十字板剪切试验、触探试验及室内含水量、液塑限、粒度成分测定，其处理厚度一般为3~12 m。但强夯目前尚无完整可靠的设计计算方法，且施工前后需要进行大量试验，施工过程中噪声、振动问题突出，在建筑和人口密集区使用受限，加固范围较小(小于5000 cm 2 ) [ 4 ] 时经济性低。 挤密法是在确定好位置的桩孔中填入灰土(或素土)并分层夯实或者直接注浆挤密，在成孔及夯实填料的加固施工中对周围土体施加横向荷载，挤密桩间的土体，通过增加土体的密实度改善甚至消除土层的湿陷性，提高湿陷性黄土地基承载能力。其处理厚度一般为5~15 m。 预浸水法是提前让土体通过浸水发生湿陷变形，消除施工投产后土层的湿陷性，适用于土层厚度较大且湿陷性很强的黄土场地。预浸水过程较为耗时，只有工期长的情况下才能实现。同时预浸水法的用水量大，浸水饱和后湿陷性消除但因含水率较高土体承载力下降，上部6 m左右的土体仍需进行处理。 桩基法使用各种桩型穿透建筑物下部的湿陷性土层，把上部结构的荷载经桩基传导到下部承载力较好的持力层上。设计中需要注意，在湿陷性黄土土层中不考虑桩的摩擦力，应在桩的承载能力上减去桩的负摩擦力。桩基的承载力强，但湿陷黄土层深厚时无法控制湿陷变形且费用较高。 湿陷性黄土地基处理的实践归纳起来有一下三种思路：第一种是初步消除基础下部土层的湿陷性。这种方法在土层10 m内较薄时使用，主要有强夯、换填垫层及普通挤密桩。当土层深厚时采用预浸水处理。通过物理措施改善黄土的湿陷性。第二种是穿透湿陷黄土层传力于深部的持力层。工程上最常采用的是灌注桩形式的桩基，相对来说比较安全可靠，通常在场地的重要构筑物下部运用此种处理方法。第三种是设置隔水措施，防止湿陷性黄土浸水。利用灰土、PVC和PE膜等隔水材料在地表进行隔水处理。在承载力要求不高时可简单隔水，大型工程中需结合其他措施综合处理。 消除场地黄土的湿陷性要具体问题具体分析，综合建筑物的基础承载力要求、外界降雨环境、工期和经济技术指标，分析构筑物上部荷载后进行选择。 2.2. 坡形设计 2.2.1. 稳定性设计 坡形设计包括边坡稳定性设计及坡型优化。挖填方形成的边坡临空面应首先应满足工程安全系数要求。进行边坡稳定性分析时，规范建议采用天然含水率或塑限含水率的抗剪强度来确定最危险滑动面。稳定性分析前，应对边坡的可能破坏方式及相应破坏方向、范围等做出判断。边坡的破坏包括岩土体强度造成的破坏和结构面造成的破坏，要根据不同的破坏形式对边坡进行整体、局部抗滑稳定和抗倾覆稳定分析。叱干晓敏 [ 5 ] 基于简化Bishop法，提出一种考虑黄土结构强度的边坡稳定判别方法，得出不同含水率下的临界坡高及坡角。在降雨频率较高的地区，坡角设计值应适当折减，边坡稳定安全系数应适当提高。湿陷性黄土在降雨下渗时土体饱和度及含水率会增大，土体抗剪强度下降，同时引起地下水位上涨，并在相对隔水层以上出现暂时性地下水，导致边坡失稳乃至出现滑坡事故 [ 6 ]。 复杂工程边坡采用圆弧滑动平衡分析时，无法细化局部的应力及其安全系数变化，需要进行具体部位的数值模拟分析。当原始边坡的稳定性系数不能满足要求时，要采取加固措施。常用措施的原理分为：增加土体的强度、减小和平衡下滑力。在场地地形和填料不受限制的场地，可布设抗滑平台、设置反压平台以及最大限度减缓坡比；受到限制时，可通过增加原场地的地基强度、布置加筋土、挡土墙等来保证边坡稳定性 [ 7 ]。填筑材料不能使用未经过处理的原位黄土。 边坡形式应在稳定分析的基础上进行比较，满足规范中边坡和临时边坡设计值的同时，根据填料的性质、工程地质条件结合当地工程经验合理确定。 2.2.2. 坡型优化 对20 m以上的高陡边坡 [ 8 ]，坡面设计时要分级台阶状填筑并逐级进行放坡处理，以防止黄土边坡面应力不均匀产生裂缝，加剧地表水的入渗。边坡设计应充分考虑地下水、地表降雨和施工用水，在施工和使用阶段均布置相应的临时排水措施，防止失稳及滑坡的出现。大型边坡应每隔一定高度设置坡面马道，在马道水平面及边坡斜面垂直方向设置立体排水网。边坡坡度沿每级马道逐步放缓，如图2所示。 已有研究证明，边坡的坡角是坡体最危险部位，坡角处应进行地基处理消除湿陷性影响，同时为防止坡角处土体应力失效难以提供水平支撑力，需在坡角的一定范围内夯实加固并设置构造性挡土措施来抵抗水平变形。 图2. 放坡优化设计示意图 2.2.3. 接坡面设计 对挖填方交界面处理的目的是保证填筑体和原地基土体形成均匀、稳定的整体，并通过对局部交界面的加密处理，解决表面地基处理难以控制交界面变形的问题。与填方区土体压实后随时间发生工后沉降变形不同，挖方区土体会发生卸载回弹，因此产生了挖填交界面的差异变形，使其成为工程的薄弱结构面。挖填过渡区一般采用台阶状开挖原边坡地基土，将接坡台阶的原状土夯实后，在填筑的下一级工作面再次对交界面区域进行网格夯实，强夯的能级、间距及交界面的高差要根据实际边坡结构与土体性质进行设计。 边坡开挖时要在竖直方向分层，水平方向分段同步阶梯状施工。要使场地运碴、排水、挖掘互不干扰，保证开挖的顺利进行。边坡工程施工前应熟悉边坡的危险地质状况和边坡破坏表现，了解支护物和构筑物的结构，制定监测方案并提前确定应急预案，建立信息反馈制度。当监测到结构变形较大，甚至达到预警值时，要及时调整施工方案 [ 9 ]。 2.3. 排水设计 黄土的水敏性与湿陷性对场地稳定性影响极大。施工和使用期间应布置三维立体排水系统，进行地下水疏导及工程表面排水。地下排水要预埋排水管道，水位较高时应进行井点降水，防止地下水位上升引起沉降。沟底排水应沿场区黄土沟壑走向设置树枝状的主盲沟、支盲沟、次盲沟，出露的泉眼处和渗漏点处均设置排水支盲沟，盲沟由土工布包裹砾石及涵管组成，可使地下水渗入排出而阻止泥土进入 [ 10 ]。 地面防排水可采用灰土或混凝土封水，设置地面坡度，增加重点构筑物的高程。在场地内外部周边布置排水沟，采用钢筋混凝土防水沟并设置一定的管沟坡度。慎用水泥管，在预计差异沉降大的地方采用柔性接头。预留降水井位置，若地下水位上升可采取降水措施。
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user: 3. 工程监测 黄土边坡的滑坡变形具有典型的阶跃性特点 [ 11 ]，为了确保施工期的安全施工，应进行边坡安全监测。边坡监测的要点部位是正在开挖的边坡结构面以及开挖线上部的岩土体，要实时掌握边坡内部应力和外部变形情况，同步评估边坡的稳定状况。施工结束后，需要监测的项目有地表水平、垂直位移及裂缝变形，应力监测主要包括孔隙水压和土压力，另外对湿陷性黄土影响较大的地表水雨量、地下水位也需要进行监测；有支挡结构的边坡要监测其内部的变形和应力。 填筑地基在施工前后需对地表总沉降、分层沉降以及水平位移进行监测，在湿陷性黄土区域需要重视对水的监测，主要包括土体内部孔隙水土压力，地下水位及盲沟的出水量。在边坡及场地平面施工填筑时，每一层的填筑施工前后应监测一次，遇到降雨时，需要增加监测频率 [ 12 ]。
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user: 4. 结论 湿陷性黄土沟壑区山高坡陡，地形地貌复杂。此区域的场地建设中面临挖填方平山造地稳定性问题及黄土水敏性引起的土体破坏问题。本文梳理总结了黄土沟壑区平山造地中的六个要素，根据这些要素确定了地基处理、边坡设计、排水设计的处理目的与处理思路，借助这种思路将设计中的繁杂工程问题归类整理，并进行技术方案确定，其中不涉及具体的参数设计计算。同时针对湿陷性挖填方场地的处理措施：换土垫层法、夯实法、挤密法、预浸水法与桩基法等，进行施工流程、造价、耗时及处理效果的对比。并提供本工程坡形设计以及三维立体排水的工程经验，为后续同类工程提供借鉴。
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user: 摘要 在底泥处理处置工程中，对于重度污染底泥，目前使用的固化剂处理后余土往往还达不到资源化利用的要求。本研究通过大量试验，并在检测分析基础上得出了固化剂改进配方，使铜的浸出值从1.87 mg/L下降到<0.01 mg/L，使固化处理后余土达到了资源化利用的标准要求，提高了固化余土的资源化利用率，取得了良好的经济社会与环境效益。
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user: 1. 背景 珠江三角洲地区河网水系众多，经济发达，工农业生产污水大量排入河道造成了严重的污染，大量重金属污染物在河湖底泥中沉淀、聚集，当外界环境发生变化时，污染物又会释放入水体中，成为影响水质的主要因子 [ 1 ] [ 2 ] [ 3 ] [ 4 ]。清淤可快速清除内源污染，增加行洪断面。在珠江三角洲地区河道综合治理的清淤工程中每年都要产生大量的重污染底泥，处理不得当，会成为新的污染源。固化/稳定化是利用固化材料对重金属吸附、包裹的技术手段，可以固定重金属，阻止重金属的游离迁移。固化/稳定化技术还能够改善淤泥的物理力学性质，并具有较低的成本、良好的长期稳定性等特点，所以国内外围绕这一技术方面进行了大量的研究 [ 2 ] - [ 8 ]。 现阶段使用的常规重金属固化剂种类较多，可分为碱性类、磷酸盐类、天然矿物类和复合型药剂，其中碱性类固化剂主要有氧化镁、石灰等，也是底泥固化/稳定化处理工程中最常用的固化剂。 在珠三角地区，清淤底泥的固化/稳定化技术已经被广泛采用。但是对于重度污染底泥，传统碱性固化剂处理的余土往往达不到《河湖淤泥处理处置导则》(T/CWEA7-2019)规定的资源化利用要求，其他固化剂的效果和经济适用性都缺少验证，所以进一步研发经济、高效的固化剂成为亟待解决的问题。
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user: 2. 研究目标 基于珠三角地区河道污染底泥特点，对现有固化剂配方进行改进，找出经济合理、适用的配方，并应用于工程实践，提高底泥固化/稳定化处理后的资源化利用率。
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user: 3. 底泥的取样与检测 3.1. 样品采集与试验方法 原泥取样：选择广东某城市区的底泥处理厂的河道整治清淤底泥。所在区域的河道长期接纳污水，流域范围内电镀、漂水、造纸和制革等行业的工业污水部分直接进入河道，造成底泥重金属污染。 处理后的余土取样：在底泥处理厂取上述原状淤泥1 kg，采用现状固化剂按实际工程中的添加量，即加入固化剂50 g，搅拌均匀后密闭养护7 d所成。 3.2. 重金属的检测 试样委托具有国家检测资质的检测中心进行检测，同批次样品进行重金属总量与浸出检测。原样底泥的检测结果如表1所示，底泥中的重金属镉、铅、铬、镍、铜均超出了《土壤环境质量标准(试行)》(GB15618-2018)规定的农用土地风险筛选值重金属含量值。参照《河湖淤泥处理处置导则》(T/CWEA7-2019)泥体分类指标，铜(Cu)的含量达到2450 mg/kg，大于1500 mg/kg II类土的限值，界定为III类土。 Table 1 Heavy metal content of raw mud and current solidification/stabilization effect analysis tabl 分类 原泥 固化后余土 II类土 III类土 农用土地风险筛选值 (GB 15618-2018) (mg/kg) 检测项目 总量 (mg/kg) 浸出值(mg/L) 总量(mg/kg) 浸出值(mg/L) 总量(mg/kg) 浸出值(mg/L) 镉 1.05 <0.01 20 0.1 30 0.1 0.3 铅 128 <0.03 800 1 800 1 120 总铬 319 <0.02 1000 1.5 2500 1.5 200 汞 0.519 <0.00002 25 0.05 40 0.05 2.4 砷 23.2 0.0035 25 0.5 25 0.5 30 镍 138 0.226 200 1 300 1 100 铜 2.45 × 10 3 1.87 1500 1 6000 1 100 表1. 原泥重金属含量与现状固化/稳定效果分析表 3.3. 现状固化/稳定化的浸出浓度分析 淤泥固化并不能够减少重金属的含量，但能够改变重金属的形态而使其形态更加稳定 [ 9 ]。按照重金属的检测方法要求，对原状底泥的重金属总量和固化处理后余土的重金属浸出特性进行定量检测，结果如表1所示。 检测结果表明：原状底泥的重金属含量中，重金属铜含量值达到了《河湖淤泥处理处置导则》(T/CWEA7-2019)所规定的Ⅲ类土标准，固化/稳定化处理后的余土可按Ⅲ类土标准资源化利用，即可用于市政道路、工业园区和园区厂房、商业和市政用地等的用土 [ 10 ]。但通过底泥处理厂采用现状固化剂固化/稳定化处理后，重金属铜(Cu)浸出浓度达到1.87 mg/L；超出了《河湖淤泥处理处置导则(T/CWEA7-2019)》III类泥体资源化利用所要求的浸出浓度限值1.00 mg/L的要求。为使固化/稳定化处理后的泥体达到资源化利用要求，本次通过试验研究固化剂改进配方。
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user: 4. 固化剂改进试验与分析 4.1. 现状固化剂材料 现状工程中使用固化剂材料组成是以氧化钙、粉煤灰为主。 4.2. 稳定化机理分析 在河道底泥中，重金属由于其赋存形态不同，对环境的危害也有差异，Tessier 等 [ 11 ] 将底泥中的重金属分为可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机物结合态、残渣态5种形态。可交换态和碳酸盐结合态是不稳定的两种形态，在一定的条件下容易浸出，碳酸盐结合态在弱酸条件下会被溶解。 现状的固化剂是以碱性类稳定剂氧化钙等为主，对重金属稳定化作用机理主要为：① 调节底泥pH值来实现重金属的稳定化。② 与重金属形成碳酸盐沉淀，使底泥中易迁移态重金属转化为更稳定的形态，减少其浸出量和生物有效性 [ 9 ]。固化/稳定化是通过水化反应改变淤泥的胶体结构，使其转化为新的晶体结构，并把污染物囊封入惰性基材中，达到限制污染物迁移的目的。 4.3. 改进固化剂材料与机理 改进试验中固化剂材料组成：以现状固化剂组成的石灰、粉煤灰为主料，辅料通过试验筛选了碱性激活剂、氧化剂、络合剂、螯合剂等。 4.4. 重金属的络合、螯合稳定机理研究 重金属的络合与螯合作用可有效地稳定重金属，络合剂通过离子交换反应对重金属及有毒有机物进行吸附，能有效降低重金属离子与有毒有机物的浸出；重金属离子通过络合、螯合作用生成稳定的络合物，并被水化反应的晶体包裹形成稳定的矿化态，阻止其在环境中迁移、扩散等过程，从而达到降低重金属浸出浓度的目的。
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user: 5. 固化剂改进试验方法与过程 5.1. 试验方法 取原泥泥样1000 g，固化剂50 g，各个试样固化剂配方不同，但总量不变。原泥泥样和固化剂搅拌均匀，密闭养护7 d后送检。 通过试验验证不同组合的固化剂配方，本次共做了6组36个试样。第一次做了两组12个试样，试验是以获得基础数据为目的，通过将不同组合络合剂、螯合剂、碱性激活剂、氧化剂加入固化剂主料，得出重金属浸出浓度的基础数据。第二次做了两组12个试样，试验是以筛选络合剂组、螯合剂组为目的，根据第一次所做两组12个试样的检测结果，重点筛选加入固化剂主料的络合剂组、螯合剂组，筛选的原则是重金属稳定效果好、较经济，材料便于采购。第三次做两组12个试样，本次试验是以优化配方为目的。根据前两次做了两组24个试样的检测结果，基本确定了络合剂组、螯合剂组，配方由繁化简。所研发的改进固化剂适用于工程应用。 5.2. 重金属铜浸出浓度的变化分析 采用现状固化剂处理后，泥体的重金属铜(Cu)浸出浓度达到了1.87 mg/L，超出了《河湖淤泥处理处置导则(T/CWEA7-2019)》中固化土资源化利用的限值(1.0 mg/L)。本次研发改进固化剂试验，用不同配方固化剂固化/稳定化处理后，分析第六组成型样品的泥体检测结果如表2。通过多组试验筛选出的加入络合剂组与螯合剂组的第六组6个样品固化剂，其检测结果为：6个样品都大幅降低了重金属铜的浸出浓度，且浸出浓度皆低于浸出安全标准限值。其中第六组的样品3重金属铜的浸出浓度最低，为<0.01 mg/L。 Table 2 Comparison table of the stabilizing effect of improved curing agent on heavy metal coppe 分组/添加量(g) 原泥泥样 现状固化剂 络合剂组 螯合剂组 浸出铜(mg/L) 现工程检测 1000 50 / / 1.87 第六组样品1 1000 40 / 5 0.066 第六组样品2 1000 40 5 / 0.79 第六组样品3 1000 40 5 5 <0.01 第六组样品4 1000 40 / 5 0.031 第六组样品5 1000 90 10 / 0.589 第六组样品6 1000 90 / 10 0.034 表2. 改进固化剂对重金属铜稳定效果对比表 加入了络合剂组，螯合剂组通过改进固化剂的配方，试验检测结果表明，络合剂组与螯合剂组都对重金属稳定起到良好的作用，且络合剂组与螯合剂组相结合的效果最显著，铜的浸出浓度从1.87 mg/L下降到<0.01 mg/L。其效果相对于络合剂组与螯合剂单组，比增加一倍投加量的效果还好很多。所以选用络合剂组与螯合剂结合组固化剂，重金属稳定化效果更好且更经济合理。 5.3. 试验样品重金属浸出浓度对比分析 本次试验中，由于铜的浸出浓度值超出了标准限值，做为特征污染物重点分析了铜在固化剂改进前后浸出浓度的变化。试验中也对铅、铬、镉、镍等重金属在改进前后的两种固化剂的浸出率浓度做了对比，结果如表3所示。 Table 3 The concentration of heavy metal leaching before and after the improvement of the test curing agent (mg/L 检测项目 铅 铬 镉 铜 镍 现状固化剂浸出浓度 <0.03 <0.02 <0.01 1.87 0.226 改进固化剂浸出浓度 <0.03 <0.02 <0.01 <0.01 <0.02 表3. 试验固化剂改进前后重金属浸出浓度对比(mg/L) 检测结果得出，改进后固化剂对镍等重金属也有稳定效果，镍的浸出浓度值从0.226 mg/L下降到<0.02 mg/L。 试验结果表明，改进固化剂已经满足工程应用的要求，可进一步在工程生产中验证。 5.4. 工程生产中对改进固化剂的验证分析 在广东某城市区的底泥处理厂(与试验样本同一个厂)，固化/稳定化处理了底泥5万m 3 。改进固化剂应用于生产实践，由第三方有资质检测单位按每5000 m 3 余土取一个样本进行检测。固化剂改进前后浸出浓度的抽样检测数据如表4所示。 Table 4 Third-party testing of heavy metal leaching concentration comparison before and after curing agent improvement (mg/L 日期 铅 铬 镉 砷 汞 六价铬 铜 镍 2019年12月(改进前) <0.005 0.085 <0.001 0.02 0.00002 <0.004 2.71 0.43 2020年11月(改进后) <0.005 0.002 <0.001 <0.0001 <0.00001 <0.004 0.02 <0.0015 表4. 第三方检测固化剂改进前后重金属浸出浓度对比(mg/L) 从检测结果看出，固化剂改进后，固化/稳定化处理泥体的铜浸出浓度从2.71 mg/L下降到0.02 mg/L，满足了资源化利用要求，且改进固化剂也大幅降低了镍、铬、砷、汞等多种重金属浸出浓度。
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user: 6. 工程应用效益分析 所研发改进固化剂已经在广东某城市底泥处理厂中应用，在固化/稳定化处理过程只调整了固化剂配方，没有增加用量，由于改进配方中络合剂组、螯合剂组便于采购、且较经济，所以每方污染底泥的处理成本也得到有效控制。固化/稳定化处理后的泥体铜、镍等重金属浸出浓度大幅降低，达到标准要求，满足了资源化利用要求。根据《河湖淤泥处理处置导则》(T/CWEA7-2019)，固化/稳定化处理后泥体可用于市政道路、工业园区和园区厂房、商业和市政用地等的用土，解决了环境污染风险问题。
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user: 7. 结论 1) 固化剂的改进试验研究 本次通过多组试验，对现状固化剂配方进行了改进，增加络合剂组、螯合剂组。改进后固化剂固化/稳定化处理土的重金属铜浸出浓度从1.87 mg/L下降到<0.01 mg/L，浸出浓度低于浸出安全标准限值，达到了资源化利用的要求。 2) 改进型固化剂工程应用 所研发改进固化剂已经应用于工程生产中，从检测结果看出，固化剂改进后，固化/稳定化处理泥体的铜浸出浓度从2.71 mg/L下降到0.02 mg/L，满足了资源化利用要求，且改进固化剂也大幅降低了镍、铬、砷、汞等多种重金属浸出浓度，解决了环境污染风险问题，取得了良好社会效益和经济效益。
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user: 摘要 固定污染源排污许可制度已实施近30多年，已形成了丰富的管理经验，同时随着生态环境治理体系现代化建设要求，固定源排污许可已成为固定源核心管理制度，已成为与环评、监测、总量等制度有机衔接的载体。在完成全覆盖基础上，仍需做好其顶层设计的制定和证后规范化管理的监管。
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user: 1. 引言 固定污染源环境管理贯穿于项目前期、运营期甚至关闭后一定时间内，体现的是项目的全生命周期环境管理。就各管理阶级而言，自1998年《建设项目环境保护管理条例》和2002年《中华人民共和国环境影响评价法》颁布实施以来，项目准入阶段的环境影响评价制度从顶层设计得以确定和实施，但固定源运营阶段的原排污许可制度却未能配套建设支撑其实施的“四梁八柱”，原排污许可制度的作用未能完全得以发挥。因此，2013年第十八届中央委员会第三次全体会议明确了“完善污染物排放许可制，实行企事业单位污染物排放总量控制制度”。自此，排污许可制度改革正式拉开序幕，围绕“核心制度”建设目标从顶层设计、标准体系等一系列工作全面展开。
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user: 2. 排污许可制度由来 固定源排污许可制度探索历史可以追溯到20世纪80年代 [ 1 ]。1984年的《水污染防治法》和1987年的《大气污染防治法》均明确提出了排放水污染物和大气污染物的企业事业单位需申报登记涵盖排污设施、污染物种类、数量和浓度等信息。1988年《水污染物排放许可证管理暂行办法》和1989年的《排放大气污染物许可证制度试点工作方案》细化了排污许可证申领时限、监督管理等要求，并分两批组织23个环境保护重点城市及部分省辖市环保局开展试点工作。就这一时期的排污许可申报登记而言，其要求主要集中在污染物排放浓度和总量方面，同时对重点监管企业需开展的监测人员设备配置、排污口规范化编号等规范化整治提出了原则性要求(罚则里面并未设置相应的法条)。 在排污许可的发展阶段，1996年修订的《水污染防治法》第一次把排污申报登记制写入了法律。2003年出台的《行政许可法》将排污许可制纳为一项行政许可，其需符合《行政许可法》的规定 [ 2 ]。2008年再次修订的《水污染防治法》规定“国家试行排污许可制度”，由此，排污申报和排放许可证制度改为排污许可制度。这一阶段排污许可制度在法律中得以确认，排污许可制度的试行，指导了重点企业的双达标，但整体看，这一时期排污许可制定位不明确，企事业单位治污责任不落实，环境保护部门依证监管不到位，使得管理制度效能难以充分发挥 [ 1 ]。 鉴于此，2013年党的十八届三中全会《中共中央关于全面深化改革若干重大问题的决定》的“改革生态环境保护管理体制”中提出了“完善污染物排放许可制，实行企事业单位污染物排放总量控制制度”，排污许可制度的改革正式拉开帷幕。2016年11月，国务院办公厅印发了《控制污染物排放许可制实施方案》，其中就环境管理制度衔接、排污许可证发放、企事业单位环境保护主体责任落实等做了总体部署，并明确“到2020年，完成覆盖所有固定污染源的排污许可证核发工作”的总体目标。为支撑排污许可制度的建设和完善，国家建立了排污许可填报系统、《固定污染源排污许可分类管理名录(2017年版)》，为排污许可的“清单式”管理和“全覆盖”奠定了基础 [ 3 ]，同时先后出台的《排污许可申请与核发技术规范总则》等一系列技术规范，也为排污许可证的规范化提供了技术支撑，排污许可制度“四梁八柱”基本形成 [ 4 ]，而2019年党的十九届四中全会通过的《中共中央关于坚持和完善中国特色社会主义制度　推进国家治理体系和治理能力现代化若干重大问题的决定》，对排污许可制度寄予了更高的期望和提出了更高的要求，即“构建以排污许可制为核心的固定污染源监管制度体系”，通过排污许可实现“一证式”管理和以环评、环境执法、环境监测、总量、统计的有机衔接 [ 5 ]。
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user: 3. 排污许可制度现状 3.1. 排污许可在固定源污染源企业中的现状 固定污染源是生态环境保护的基础，全面掌握固定源产排污信息是实现区域环境质量持续改善的前提和基础性工作，完善后的固定污染源排污许可制度已实现了从仅关注排放达标的单一管理方式向全过程管理的综合许可类转变，就固定污染源本身而言，其实现了“污染物哪里来、如何处置、何种方式排放”的全流程跟踪，且为实现溯源而建立了台账制度，为自证达标而建立了自行监测制度，实现了固定源运营过程的“过程记录、末端监控” [ 6 ]。排污许可制度的完善也实现了“厂区有什么、排什么、需要做什么”事项的全部登记载明，为固定源企业日常规范化管理指明了方向。 固定源排污许可制度管理流程示意如下图1所示： 图1. 固定源排污许可制度管理流程示意图 3.2. 排污许可与其他环境管理制度联动现状 排污许可核心制度的建立，一方面是有效指导企事业单位日常生态环境工作，实现固定源企业生态环境的规范化、制度化和常态化。另一方面也将成为生态环境管理部门的监管手段和媒介，就目前来说，排污许可基本建立了与建设项目环评、环境执法、环境监测的衔接。 排污许可与建设项目环评的衔接。为贯彻落实《国务院办公厅关于印发控制污染物排放许可制实施方案的通知》(国办发〔2016〕81号)要求，2017年原环境保护部印发了《关于做好环境影响评价制度与排污许可制衔接相关工作的通知》(环办环评[ 2017 ]84号)，明确了从名录、污染防治措施的衔接要求，并在后续发布的如《环境影响评价技术导则大气环境》(HJ2.2)中提出了源强核算、污染防治措施等方面需充分依据行业排污许可证申请与核发技术规范中的相关内容，而在排污许可证申请与核发过程中，需对环评确定的主要生产线、生产装置、污染物种类、污染物排放标准进行登记，且在总量核算过程中考虑环评阶段计算结果。总体而言，建设项目环评与排污许可已基本实现了衔接，环评中确定的主要生产装置、污染物情况在排污许可中均得到了体现。 排污许可与环境执法的衔接。2020年固定源排污许可清理整顿和发证登记工作已于9月底完成，清理整顿和发证登记过程中发证和执法部门实现了工作联动，如对于执法检查中发现的无证排污等违法行为，执法部门及时移交了清单，发证登记中企业事业单位不主动申领、知法犯法等行为，发证部门也及时将清单移交执法部门。此外，就执法检查本身而言，排污许可中的登记事项、许可事项、环境管理要求等内容，也为执法检查提供了目录清单，实现了环境执法的“照单请客”。 排污许可与环境监测的衔接。按照《排污许可管理办法(试行)》要求，“设区的市级以上地方环境保护主管部门，应当将实行排污许可重点管理的排污单位确定为重点排污单位”。根据《关于加强重点排污单位自动监控建设工作的通知》(环办环监[ 2018 ]25号)要求，重点排污单位需完成自动监控设施的安装和联网。因此，在重点排污单位自动监控设施安装联网方面实现了排污许可与监测的衔接，此外，随着《排污单位自行监测技术指南 总则》(HJ819)及行业自行监测指南的颁布实施，企业自行监测有了技术规范支撑，排污许可管理要求事项的明确，也打通了排污许可与环境监测的衔接。
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user: 4. 存在的主要问题及工作建议 4.1. 存在的主要问题 固定源排污许可已基本实现全覆盖，通过配套的管理办法、技术规范等，基本建立了排污许可申领核发及管理的技术体系，随着《排污许可管理条例》的颁布实施，排污许可中的许可事项、环境管理要求得以有法可依 [ 7 ]。但就目前排污许可制度而言，仍存在几个方面的问题： 1) 排污许可顶层技术体系与较为成熟的环评技术体系存在冲突。两个名录未能实现完全衔接，重点管理、简化管理类与建设项目环评文件类型未能实现对应；技术规范污染物核算、排污口类型与环评技术导则要求存在冲突，为环评和排污许可排放量的衔接增加了困难。 2) 排污许可核发质量参差不齐，给核心制度建设增设了障碍。排污许可填报主体为企业，且排污许可技术规范内容较为庞杂，导致填报质量良莠不齐，进而给后续排污许可本身监管，开发利用及监管体系建设带来了困难。 3) 固定源执行报告执行率、质量有待提高，导致排污许可与总量、环境统计工作衔接缺乏基础数据支撑。 4.2. 工作建议 为发挥排污许可核心制度优势，实现固定源的“一证式”管理和打通与环评、环境执法、监测、总量、统计等工作的衔接，建立以排污许可制为核心的固定污染源监管制度体系，建议做好以下工作： 1) 加强排污许可法制地位建设和宣传。通过立法强化排污许可的法制地位 [ 8 ]，确定其核心制度与其他管理部门的联动、衔接，做到排污许可的“多部门参与、多部门联动”，避免排污许可生态环境部门一家“独唱”。创新宣传方式，生态环境管理部门提升服务意识，主动宣传、主动服务，防止“以罚代管”，实现企业事业单位“要我办证”到“我要办证”的思想转变。 2) 完善排污许可技术支撑体系。回归环境污染物排放量多少及对环境影响大小，分行业分类做好《建设项目环境影响评价分类管理名录》、《固定污染源排污许可分类管理名录》的衔接，调整编制报告书的行业其排污许可管理类别判定依据，做到报告书与重点管理的衔接。从环评、排污许可、总量核算等方面统一污染物排放量核算方法、口径，做到“一个行业、一套核算方法、一套核算结果”。建立建设项目环评、排污许可变更方面的衔接，明确非重大变更情形在排污许可中具体落实办法。 3) 培育排污许可技术力量。排污许可已转变为综合许可制度，其涵盖污染源、污染防治、监测、台账等要素，内容丰富、体系复杂，大部分固定源企业难以驾驭，因此，一方面国家、省级及地方应加大对固定源企业的技术培训力度，另一方面也应鼓励具有专业技术能力的单位开展排污许可全流程管理的技术咨询工作，培育技术力量，推动排污许可的规范化发展，为精准治污、科学治污、依法治污提供基础支撑。
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user: 5. 小结 固定源排污许可核心制度建设已从顶层设计得到了确定和重视，并在后续的制度设计中做好了与总量、环统、执法等制度的衔接工作，做好了核心制度与其他制度衔接的技术保障，但衔接过程中仍存在口径不一、技术方法不同、行业管理类别不能全覆盖等问题，在后续工作中仍需完善其自身技术体系、做好固定源排污许可质量控制和多方宣传等工作。
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user: 摘要 在社会高速发展的背景下，各种问题和挑战随之而来。例如城市化的不可持续的发展方式、自然环境的退化以及生态服务功能的丧失。这引起人们的关注。而通过自然的方式，去解决相应的问题变得尤为重要。欧盟和自然保护联盟对NBS (Based On Natural Solutions)进行了定义，并深入研究NBS，以应对全球挑战，而城市规划和生态建设方面是重点研究的部分。通过对NBS的概念了解，并与相应的其他生态系统方法比较分析，加深对NBS的理解。通过阅读文献，总结NBS在欧洲城市规划以及生态社区建设中的应用，并提出目前NBS在应用过程中面临的问题和挑战。通过总结欧洲的经验，尝试将其经验借用到国内低丘缓坡山地开发当中。以云南省为例，提出相关的措施和建议，以优化低丘缓坡山地开发方式，以达到开发过程中尽量减少生态系统服务价值以及生态系统服务功能的损失和经济–生态协同发展的目的。
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user: 4. 结论 NBS是一种具有成本效益、同时提供环境、社会和经济利益并帮助建设复原力性质的解决方案 [ 1 ]。其在城市规划和生态社区建设中尤为体现，其将生态层面与传统规划问题充分结合起来，超越了传统的过于重视经济和城市发展的层面，转向更全面的生态系统办法，其中不仅包括保护，而且还包括加强、恢复、建立和设计以多功能和连通性为特点的新生态网络，确保基本的生态系统功能得到保护，并通过以自然为基础的方法促进城市复兴，加强可持续城市化，以实现经济和生态的协同发展。 然而NBS同样面临着挑战。如：NBS的概念界定问题，因为NBS的伞式结构，与其它一些生态系统方法存在重叠，并且该术语已经多样化。在美国“以自然为基础的工程”和“以自然为基础的基础设施”为主，用于支持抗灾能力和减少洪水风险的行动 [ 6 ]，而自然保护联盟和欧盟对NBS的定义又有所不同。这也使得NBS的概念显得模糊。所以如何定义NBS成为了难题。另一难题是，在NBS的设计的过程中如何实现多专家跨学科的交流以及利益攸关者跨界的交流，来制定出相应合理的NBS。以及最终NBS项目的资金运行来源问题。问题的产生，表明人们正在不断关注NBS，这其实是有利于NBS的发展。因为NBS很有可能是一种趋势，通过其来应对全球的一些生态问题。 反观国内或是云南，低丘缓坡山地开发，城镇上山其实是一种战略和趋势。在建设用地和耕地的用地冲突越来越激烈的情况下，城镇上山是一种发展趋势，因为其实现地类的转移，保留优质耕地，同时又保证了建设用地。但若要使低丘缓坡山地开发可持续的发展，那就要实现开发中和开发后的生态保护和保持与周边生态的连通。而NBS是可用作解决该类问题的手段。问题是如何借鉴国外先进的NBS案例，并结合云南地区的特点，设计和实施NBS是目前一个较大的问题。这既是机遇也是挑战。
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user: 摘要 土壤酶作为森林生态系统的重要组成部分之一，主要来自于微生物，森林土壤酶活性是评价土壤质量和土壤生物群落的指标，而酶活性作为反映土壤生态系统功能的敏感指标，会随着土壤养分状况的改变而迅速发生变化。同时土壤酶的活性具有巨大潜力，可以对土壤进行独特的综合生物学评估以及评价土壤生物的健康状况，但目前对于不同演替阶段的土壤酶动态的研究相对较少。主要对不同演替阶段进行了研究，讨论了演替前期、演替中期以及演替后期相关土壤酶，例如β-葡萄糖苷酶(β-glucosidase， BG)、纤维素酶(Cellulase， CBH)、N-乙酰-β-氨基葡萄糖苷酶(β-N-acetyl-glucosaminidase， NAG)、亮氨酸氨基肽酶(Leucine amino peptidase， LAP)、酸性磷酸酶(Acid phosphatase， AP)、碱性磷酸酶(Alkaline phosphatase， ALP)等酶活性的变化，探究其变化的原因，以期为北方森林不同演替阶段土壤酶的研究提供支持。
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user: 1. 引言 目前，由于自然因素以及人为因素对森林生态系统的干扰，由低级群落向高级群落的演替过程出现的次数越来越多 [ 1 ]，而土壤酶活性作为评价森林土壤的重要指标，必然也会发生变化，因此研究土壤酶活性与演替阶段的响应机制有重要的意义。迄今为止，人们在各类土壤中已经研究和发现了50多种不同的酶 [ 2 ]，这些土壤酶在土壤有机质的分解和形成过程中起着重要作用，人们通常认为土壤酶在很大程度上起源于土壤微生物，有研究表明大约有4%的土壤微生物将土壤酶分泌到土壤中 [ 3 ]，同时植物和土壤动物也是土壤酶的来源之一 [ 4 ]。 森林土壤酶活性是影响土壤新陈代谢的重要条件，也是生态系统物质循环和能量流动的重要参与者。土壤中的养分循环包括一系列的生化反应，而大部分的生化反应都需要酶进行催化，因此土壤酶活性适合作为土壤活性的指示标准 [ 5 ]。土壤酶对生态系统中有机质的循环也起到至关重要的作用，尤其是对碳(C)、氮(N)、磷(P)等物质循环的影响 [ 6 ]，同时土壤酶在改变土壤肥力方面也有着重要的作用 [ 7 ]。通过总结文献资料发现不同演替阶段的相关酶(BG、CBH、AP、NAG、LAP、ALP)，由于酶的种类和其相关有机质的不同，使其在不同演替阶段的作用及其变化也不尽相同 [ 8 ] [ 9 ] [ 10 ]，同时也会因研究地点不同而产生不同的变化。 Mathew E. Dornbusch [ 11 ] 在2007年研究发现，在以草地为基础的实验中，在无任何人为干扰因素的情况下，凋落物的增加会导致土壤酶活性受到影响，可能是由于凋落物的增加导致土壤中的有机质含量增加，使森林土壤生态系统中的C、N、P利用能力都得到了显著提高，进而土壤酶活性也随之增加，Jun Zeng [ 12 ] 和Agata Novara [ 13 ] 的实验也证明了这一点，Joseph E. Kennelman也通过实验证明 [ 14 ]，在受火灾因素干扰后发生的演替，随着演替阶段的进行，土壤酶活性和土壤有机质含量逐渐增加，与自然演替进行研究的结果相似。 本研究通过利用空间代替时间的方法，分析在不同演替阶段的背景下，与C、N、P相关的土壤酶活性如何发生变化，说明土壤酶对环境变化的适应性，探讨不同演替阶段土壤酶活性变化的原因，从而说明生态系统对全球变化的响应机制。
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user: 2. 不同演替阶段的相关酶 土壤中存在着各种土壤酶，人们也一直在研究土壤中的细胞外酶活性(EEA)，目的是充分了解分解养分循环的生物化学以及生态系统对全球变化和其他干扰的响应机制 [ 15 ]。土壤作为生态系统的重要组成部分之一，其中包含着多种具有不同功能的土壤酶。而这些土壤酶又催化土壤有机质中含碳(C)、氮(N)和磷(P)化合物的水解 [ 16 ]。随着演替进程的不断发生，不同演替阶段植物种类组成、有机质含量、环境因子等因素均发生相应变化，EEA也会发生相应的变化。 在不同演替阶段中，通常需要测定的酶有β-葡萄糖苷酶(BG)、纤维素酶(CBH)、N-乙酰-β-氨基葡萄糖苷酶(NAG)、亮氨酸氨基肽酶(LAP)、酸性磷酸酶(AP)、碱性磷酸酶(ALP)，BG和CBH是与碳(C)循环相关的酶，NAG和LAP是与氮(N)循环相关的酶，AP和ALP是与磷(P)循环相关的酶 [ 17 ]，都是生态系统中代表物质循环的标志物。 2.1. 演替前期相关酶 β-葡萄糖苷酶参与催化植物残体中存在的各种β-葡萄糖苷的水解和生物降解，是土壤微生物生长和活动的主要碳源，在土壤微生物的糖类代谢方面具有重要生理功能，应用敏感的C循环酶活性(如BG)对土壤功能的土壤质量评估活性或C循环酶活性起作用 [ 18 ]。纤维素酶协同分解β-1，4-连接的葡萄糖分子组成的线性多糖，为改善土壤性质和肥力提供了碳源 [ 19 ]。根据HAN W等人在2010年的研究发现 纤维素酶可以加速土壤中纤维素的分解，是提高土壤肥力的一种有效途径 [ 20 ]，是表征土壤肥力的主要参数。 2.2. 演替中期相关酶 N-乙酰-β-氨基葡萄糖苷酶(NAG)是一种从甲壳低聚糖的末端非还原端水解N-乙酰基-β-氨基葡萄糖(NAG)残基的酶 [ 21 ]，由土壤中的微生物分泌，由于土壤中的有机磷不能被植物直接吸收利用，从而成为陆地生态系统限制成分。酸性磷酸酶(AP)是一种将有机磷化合物水解并转化为不同形态的无机磷的酶，可催化磷酸脂或磷酸酐的水解，其活性的高低直接影响有机磷的分解转化及其生物有效性 [ 22 ]，是评价土壤磷素生物转化方向与强度的指标，受到土壤碳、氮含量、有效磷含量和PH显著影响。 2.3. 演替后期相关酶 亮氨酸氨肽酶(LAP)主要的作用是促进蛋白质和多肽分解为寡肽和氨基酸 [ 23 ]，由土壤微生物分泌，与森林生态系统中的N循环密切相关。碱性磷酸酶(ALP)是一种将有机磷化合物水解并转化为不同形态的无机磷的酶，同时这些无机磷可被植物吸收，因此AP和ALP的酶活性常被用作评估土壤微生物整体活性的参数 [ 24 ]。
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user: 3. 不同演替阶段的变化因素 近年来，森林土壤对不同干扰时间的响应趋势越来越受到人们的关注 [ 25 ]。由草原向森林的自然过渡是近几十年来最明显的环境变化之一，特别是在因地貌、土壤和气候条件不利而受限制的地区 [ 26 ]，在进行演替的过程中，土壤酶活性会受到生物和非生物因素的影响，这些影响因素在不同演替阶段有着不同的变化，对土壤酶活性也有着不同的影响。时间序列法经常用来评估森林演替过程中发生的变化，因为几十年甚至几个世纪的直接测量是不可能的 [ 27 ]，所以我们通常采用以空间代替时间的研究方法，随着演替的进行，群落的多样性和丰富度随演替进程而增加，植物物种数量逐渐增加，群落结构趋于复杂，物种丰富度显著增加，并逐渐趋于稳定 [ 28 ]。在由低级群落向顶级群落发展的过程中，植物的生物量也随之增加，植物生物量可以通过影响凋落物、根生物量和土壤有机碳来影响土壤碳(C)库 [ 29 ]。 3.1. 不同演替阶段中土壤有机质的变化 根据A.I. Kuznetsova [ 30 ] 实验表明，随着演替的进行土壤中的凋落物逐渐增加，在演替后期凋落物中的碳积累较高，相应的会影响土壤中与碳循环相关的土壤酶活性发生变化。变化的原因是由于演替后期森林生态系统稳定性更高，多样性更高，植物物种以及凋落物增加。通过分析和了解不同演替阶段的森林结构和生长动态，有助于了解生态系统的演替和恢复，对森林生态系统的恢复有重要的意义，Man CHENG [ 31 ] 等在2015年通过实验得出，在植被演替的过程中，土壤中的有机碳、全氮和速效磷均随时间的增加而增加，这是由于随着演替的进展，植被越来越丰富，通过光合作用固定碳以及随后通过落叶层和根周转将碳转移到土壤中导致土壤碳的积累，从而导致了土壤中有机碳含量的增加。Lilit Movsesyan [ 32 ] 通过研究退耕还林后的不同恢复时间发现了相似的结果，BG和CBH活性随时间的延长而增加，我们用从农田到天然森林的植物凋落物中有机化合物的多样性和顽固性的增加来解释这种增加。 3.2. 不同演替阶段中微生物群落的变化 根据Yushu Tang [ 33 ] 等的研究证明，土壤酶活性可以指示微生物的活性，与土壤微生物的生长发育关系密切。在植被演替过程中，与碳代谢相关的土壤酶活性，如β-葡萄糖苷酶等，其活性的变化趋势与土壤微生物呼吸作用相似，随着演替的进行大体呈正相关，这可能是由于在演替的过程中土壤有机碳的积累能力逐渐增强，土壤水分和有关元素含量随演替的进行发生变化，从而改变了土壤中的微生物群落造成的。对北方森林演替 [ 34 ] 过程进行研究，结果表明，随着演替的进行先锋树种逐渐消失，顶级树种占据主导地位，整个生态系统逐渐趋于稳定，土壤中的微生物群落也随之稳定，而大多土壤酶由微生物分泌，因此土壤酶活性逐渐增加并趋于稳定。 但是由于森林生态系统的复杂性、可变性和所涉及的干扰事件以及植物演替是一个长期动态过程的事实，不可能在很短的时间中彻底了解其变化机制，我们需要更长期、更深入的研究以了解其内在响应机制。
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user: 4. 土壤酶活性对不同演替阶段的响应 土壤酶活性会受到多种因素的干扰，包括非生物因素(温度、水分、pH等) [ 35 ] [ 36 ]、生物因素(输入土壤中有机质的含量、微生物的群落组成等) [ 37 ] 以及人为因素(火灾、砍伐等)，尤其是人为因素 [ 38 ] 使生态系统受到破坏后致使森林中演替序列的重新发生，改变了整个生态系统的物质循环，而土壤酶活性作为评估土壤功能的重要参数，研究其活性如何发生变化是重中之重。本文主要从演替前期、演替中期和演替后期分析在演替过程中土壤酶活性如何发生变化。 4.1. 土壤酶活性对演替前期指示作用的研究 Wallenstein et al. [ 39 ] 等通过研究草丛土壤、灌木有机土壤和灌木矿物土壤发现，β-葡萄糖苷酶潜在活性在冬季末趋于最大，夏季却没有明显增加，这表明土壤酶库在冬季结束时比夏季对温度更敏感。李茜等也通过对退化演替草地土壤的研究得出，随着演替的发生，植物的丰富度和微生物生物量逐渐降低，纤维素酶(CBH)在土壤表层(0~10 cm)活性高于10~20 cm的活性，这是由于土壤表层中含有的有机物含量较高，同时纤维素酶还与土壤中的速效磷、铵态氮、碱解氮、全碳和有机碳呈正相关，说明土壤酶活性与土壤养分存在相互协同作用。 KATJA [ 40 ] 等对多年生草地进行研究发现，随着植物多样性的增加，土壤微生物量和参与碳、氮(BG、CBH)循环的一些酶活性显著增加，这可能是因为植物多样性的增加持续降低了微生物生物量特异性酶活性，改变土壤微生物对养分添加的反应，这表明植物多样性改变了养分限制或微生物群落组成。C. Tabard [ 41 ] 等通过研究温带湿润区的草地土壤，得出β-葡萄糖苷酶等酶活性和底物的水解速率随酶和土壤的不同而变化，有机质含量少的土壤在所有温度和酶中表现出最低的酶活性，有机质含量相似的土壤表现出相似的酶活性，说明在演替前期土壤中的有机质是影响酶活性的主要因素，同时还得出温度对酶的影响更多的取决于酶的类型，而不是土壤的特性。 Yao等通过对酸性和碱性两个草坪系统进行研究发现，在碱性土壤中，纤维素酶(CBH)和β-葡萄糖苷酶(BG)活性较低，这可能是因为碱性土壤中高浓度的可溶性酚类物质抑制了水解酶的活性，从而限制了溶解有机碳的分解，导致其在碱性土壤中的积累，同时刈草能使土壤纤维素酶(CBH)和β-葡萄糖苷酶活性提高20%左右。 在演替前期的生态系统中，土壤中的有机质含量和植物的丰富度相对较低，是影响相关土壤酶活性的主要因素，但不是绝对的，酶活性与土壤酶的类型和实验地点的不同也有一定的关系，因此土壤酶活性更深一步的变化及其对演替前期的潜在响应机制还需要进一步的研究。 4.2. 土壤酶活性对演替中期指示作用的研究 J. Sardanas [ 42 ] 等通过研究气候变暖和干旱对灌木丛中土壤酶活性的影响得出结论，增温增加了土壤酶的活性，气候变暖降低了土壤中NH4+的浓度，干旱增加了土壤中的碳储量，这说明气候变暖和干旱对土壤酶活性的影响是直接影响土壤温度及含水量而不是土壤有机质含量和营养质量的变化。María T [ 43 ] 也得出了与之相似的结论，C循环对干旱的敏感性比对气候变暖的敏感性更高。Fernando等 [ 44 ] 在2011年通过对由草地过渡到灌木生态系统的研究发现，无维管植物的灌木土壤中，酸性磷酸酶(AP)的含量较低，说明灌木的加入并没有降低草地中的土壤酶活性，由于在演替前期中，植物的丰富度相对单一，在过渡到以灌木为主的演替中期的过程中，随着植物物种的不断出现，土壤中的有机质含量不断增加，导致其酶活性也相对提高。 Hu的实验表明，不同的灌木类型对土壤酶活性有一定的影响，并且不同土层的季节变化中夏季雨季的酶活性高于其他季节，原因可能是，灌木相对于裸地，土壤表层中凋落物的含量增加导致土壤表层中的有机质含量增加，进而使土壤表层的土壤酶活性高于中层和下层，而温度对土壤酶的影响，也符合生长季节的温度变化。而根据M.T. Domí Noguez实验表明酸性磷酸酶(AP)和N-乙酰-β-氨基葡萄糖苷酶 (NAG)活性受背景土壤条件(PH值和有机质含量)的影响要大于植被发育的影响 [ 45 ]。在演替中期，灌木可以诱导土壤养分的空间异质性。与演替前期相比，灌木的出现提高了土壤中的养分和相关酶的活性，改善了土壤性质 [ 46 ]，在生态系统退化地区的土壤恢复中发挥着重要的作用。 随着演替的进行，演替中期相对于前期植物的丰富度不断提高，土壤中有机质的含量不断提高，与之相关的酶活性也相对得到了提高，因此土壤有机质可能是影响不同演替阶段酶活性的重要因素，当然这还需要我们进行更长期的观察和更深入的研究。 4.3. 土壤酶活性对演替后期指示作用的研究 Yuqing Geng [ 47 ] 等研究淹水对演替后期的影响发现，随着淹水频率的降低，碱性磷酸酶的活性显著增加，而在长期淹水的研究区内，亮氨酸氨肽酶活性显著高于遭受中度淹水或罕见洪水的研究区，而NO 3 -N抑制亮氨酸氨基肽酶的活性 [ 48 ]。在有相关限制元素(N元素)的演替后期阶段中增氮显著提高了N-乙酰-氨基葡萄糖苷酶，而对亮氨酸氨基肽酶没有影响 [ 49 ]，这说明土壤有机氮矿化与土壤细胞外N-获取酶有关。根据Bangguo Yan等研究表明，在植被恢复的演替过程中，演替后期土壤酶活性显著高于演替前期。相对于演替前期，演替后期的亮氨酸氨肽酶提高了45%，原因可能是演替后期土壤中总碳和总氮的浓度相对于演替前期是升高的，导致与氮循环相关的亮氨酸氨肽酶活性得到了提高，说明酶活性可能与土壤中C、N、P浓度密切相关 [ 50 ]。 David J. Burke等通过对北方阔叶林进行研究发现，丛植菌根(AM)群落不随季节变化，依据皮尔逊相关分析的相关系数临界值确定其显著性，p值分别为−0.315和−0.458，因此与植物获取土壤资源特别是土壤氮(N)、磷(P)显著相关，与参与氮循环的亮氨酸氨基肽酶相关系数p值为0.490，呈显著正相关 [ 51 ]。这也说明了土壤酶活性与相关有机质的浓度相关，对于北方森林火灾之后的演替 [ 52 ]，随着演替的进行，N-获取酶(LAP)和P-获取酶(ALP)活性逐渐增加 [ 52 ] [ 53 ]，凋落物的分解速率逐渐增加，可能是由于土壤担子菌的相对丰度随火烧后显著下降，而担子菌在火灾后的减少可能归因于外生菌根真菌的减少，火灾后真菌菌丝长度的缩短与胞外酶活性的降低有关，随着时间的不断延长，真菌菌丝长度恢复到原来的长度，酶活性也逐渐恢复。 Bing Wang [ 54 ] 等研究了黄土高原退耕还林后的土壤性质的变化，退耕还林后大部分地区已经恢复到草地，其他地区恢复到针叶、阔叶以及针阔混交的林地，在土壤酶活性方面，碱性磷酸酶(ALP)活性增加，同时还发现，恢复土壤中的有机质含量相对较低。这可能是由于土壤中每单位有机碳的酶活性高，有助于分解有机碳，从而减少土壤中的有机物 [ 55 ]。
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user: 5. 结论与展望 土壤酶活性作为土壤健康的生物学指标具有很大的潜力，提供了由外部管理或环境因素引起的土壤生物学和生物化学的综合指标，在整个生态系统中的物质和能量循环中有着不可或缺的作用。在全球气候变化的大背景下，环境因素(有机质含量、森林的类型等)和人为因素(砍伐、火烧等)都会导致演替的发生并造成土壤酶活性的变化。在演替进行的过程中，由低级群落向高级群落进行演替，土壤中凋落物和有机质的含量是不断变化的，土壤中的C-、N-、P-相关酶的活性与有机质的含量有显著的相关性。不同演替阶段森林土壤酶是研究在演替的各个阶段森林生态系统物质和能量循环的重要手段，同时也能表征土壤中的养分循环包括生物化学、化学和物理化学反应，作为评价森林土壤的重要指标。 就目前的研究来看，关于农田系统发生演替的土壤酶研究相对较多，而关于北方森林不同演替阶段土壤酶的研究相对较少，单一一个演替阶段的研究较多，从演替前期到演替后期的一个长期的发展过程没有一个系统的总结与研究，这就需要我们在今后的研究中侧重以下几个问题：1) 在完整的演替过程中，土壤酶活性与不同演替阶段之间的耦合机制，同时注意不同研究地点之间变化的联系2) 森林土壤酶如何在整个演替过程中调控森林生态系统中的C、N、P等有机质的循环过程以及有机质的含量变化；3) 全球气候变化的大背景下，在整个演替过程中，各种影响土壤酶的变化因子间的交互作用机制。我们在今后的研究中应考虑多种因素的交互作用对土壤酶活性的影响，同时应关注不同演替阶段这个长期的研究过程，可能更能说明一些问题。
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user: 摘要 由于朴素贝叶斯分类器对特征变量作了独立性假设，忽略了相关性，导致在某些特征相关的情况下分类效果很差。为了提高分类效果，本文对有缺失的数据集利用C-Vine Copula理论进行填补从而得到完整的数据集，并结合Copula函数研究特征变量之间的相关性优化问题，用C-Vine Copula分类器对完整数据集做分类。结果表明，基于C-Vine Copula理论的监督学习分类器具备良好的分类性能。
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user: 1. 引言 随着信息技术与网络技术的高速发展，各个行业每天都会产生大量数据。然而现实世界中的数据集通常有质量问题，如存在一些错误数据、缺失数据、不确定数据。在数据质量问题中，缺失数据现象尤其常见。 朴素贝叶斯分类是机器学习和数据挖掘中最流行的学习算法之一，主要用于给定特征变量的分类问题。朴素贝叶斯分类器对分类对象的特征变量作了条件独立性假设，该假设忽略了特征变量之间的相关性，从而忽略了实际数据中的相关性 [ 1 ]。 Sklar (1959) [ 2 ] 提出的Copula理论指出，一个多元联合分布可以分解为k个边缘分布和一个Copula函数，这个Copula函数描述了变量间的相关性。Nelsen (1999) [ 3 ] 较为系统地介绍了Copula函数的定义和构建方法，使得Copula理论成为构造多元变量联合分布及描述随机变量间相依结构的重要工具。Joe (1996) [ 4 ] 首次提出了Pair Copula的理念，Bedford和Cooke (2001) [ 5 ] 基于Joe的研究提出了Pair Copula构建(PCC)方法，利用图论中藤(Vine)描述结构，将高维Copula函数仿照树藤结构的分解形式分解为一系列二元成对Copula函数，称为Vine Copula模型。Aas (2009) [ 6 ] 等进一步深入研究Vine Copula模型，详细论述了Vine Copula模型的参数估计和数值模拟的方法。 针对有缺失的数据集，本文设计并提出基于C-Vine Copula理论的贝叶斯分类器，进一步优化贝叶斯分类器。首先，确定需要归因的特征变量，通过C-Vine Copula理论将数据集的联合概率分布分解为一系列二元Copula函数与边缘概率密度函数乘积的形式；然后，将归因特征作为目标特征，对其他特征变量根据特征样本间的相关性，选择适当的二元Copula函数，计算条件分布函数和相应的逆函数，从而提出C-Vine Copula Imputation算法(CVI)，用该算法得到的预测值替换缺失值得到新的数据集，对新的数据集构建贝叶斯分类器中的条件概率密度函数；最后，将优化后的分类器应用到实际分类问题中，对模型进行分析验证。与样本丢弃法(NADel)、均值归因法(Mean)、预测平均匹配插补法(PMM)、贝叶斯线性回归归因法(Norm)、分类回归树归因法(Cart)和在观测值中随机抽样归因法(Sample)比较，本文提出的分类器具备良好的性能，能够为有缺失的数据集的分类提供新的实现途径。