城市化背景下珠江三角洲典型濕地土壤多環(huán)芳烴（PAHs）的含量、來源與污染風險評價

韓 玲，高照琴，2，白軍紅*，溫曉君，張光亮，王 偉

（1.水環(huán)境模擬國家重點實驗室，北京師范大學環(huán)境學院，北京 100875；2.生態(tài)環(huán)境部環(huán)境發(fā)展中心，北京 100029）

珠江三角洲處于海陸相互作用較強的地帶，是脆弱的生態(tài)敏感區(qū)，同時濕地類型多樣且分布廣泛，是一個活躍的生態(tài)系統(tǒng)，它以其自身的生態(tài)優(yōu)勢維系著大量的水生生物和植物的生存發(fā)育[1-2]。近年來，珠江流域經(jīng)濟社會快速發(fā)展及城市化與工業(yè)化加速推進，土地開發(fā)利用力度加大，建設用地占地比重增大，同時伴隨著沿岸生活污水和工業(yè)廢水的大量排放，以及燃料消耗量的不斷增加，自2004年以來，污染物年排放總量均超過200萬t（2008年除外），致使珠江河口濕地呈現(xiàn)開發(fā)過量、面積減少、區(qū)域環(huán)境污染嚴重、生態(tài)環(huán)境退化以及生物多樣性銳減等問題[3-4]，成為人類活動干擾極度頻繁劇烈的典型濕地區(qū)域。

PAHs是持久性有機污染物之一，具有強烈的“三致”毒性，主要來源于自然界和人類活動中化石燃料的不完全燃燒和石油泄漏等[5]。隨著工業(yè)化和城市化的迅猛發(fā)展，煤、石油等化石燃料在生產(chǎn)生活中被廣泛使用，以化石燃料燃燒為主的人類燃燒活動成為環(huán)境中PAHs的主要來源[6]。土壤環(huán)境是PAHs的儲存庫和中轉(zhuǎn)站，PAHs能夠通過大氣沉降和污水灌溉被動植物吸收而廣泛分布于土壤環(huán)境中[7]。同時由于其水溶性差，辛醇分配系數(shù)高，易與土壤有機質(zhì)結合等特點，常被吸附于土壤顆粒，并可通過地表揮發(fā)、徑流和生物作用進入整個生態(tài)系統(tǒng)，對土壤質(zhì)量和地下水產(chǎn)生長期或潛在威脅[8]。因此，土壤中PAHs的濃度水平能在一定程度上反映區(qū)域污染水平和土壤環(huán)境質(zhì)量，以致近年來國內(nèi)外對土壤中多環(huán)芳烴的分布、來源和風險評價研究越來越多[8-14]。如Swapnil Suman等[15]采用計算PAHs混合物毒性當量的方法對印度巴丹德地區(qū)土壤多環(huán)芳烴進行了評價。Xu等[16]的研究表明秸稈和薪柴燃燒產(chǎn)生的PAHs是我國PAHs的主要排放源之一，占我國每年排放量的60%。

關于我國河口濕地表層土壤多環(huán)芳烴的含量與分布、組成及來源分析[17-19]、遷移轉(zhuǎn)化[20]，以及PAHs與土壤中其他有機或無機污染物及環(huán)境因子之間的關系[21]報道很多。已有研究表明珠江河口區(qū)多環(huán)芳烴的含量與社會經(jīng)濟指標呈現(xiàn)顯著的同步相關性，主要的污染源為機動車尾氣排放、燃煤和燃油發(fā)電等[10]，但關于城市化背景下河口濕地不同功能區(qū)PAHs總體分布情況的對比研究還較少。因此，本文選取珠江河口的三類典型濕地（人工濕地、城市河流濕地和農(nóng)村河流濕地）土壤作為研究對象，采用毒性當量濃度和生態(tài)風險熵值等方法進行PAHs的污染風險評價，并對該區(qū)域典型污染物進行篩選，以期為未來研究提供參考。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況與樣地選擇

珠江三角洲位于廣東省中南部，地理坐標為21°17.6′～23°55.9′N，111°59.7′～115°25.3′E。屬亞熱帶海洋季風氣候，雨量充沛，熱量充足，雨熱同期，降水量在年內(nèi)相當集中，4—9月的降雨量占全年的82%～85%，年降水量為1600～2300 mm，水資源總量3235億m3，年日照為2000 h，多年平均氣溫21.4～22.4℃。土壤類型主要有赤紅壤、潴育型水稻土、鹽漬型水稻土、濱海鹽漬土等。優(yōu)勢植物群落主要有茳芏（Cyperus moldcensislam）和藨草（Scripus triqueter）等。

珠江三角洲是我國重要的河口三角洲之一，憑借優(yōu)越的地理區(qū)位和機遇，工業(yè)化和城市化得到了快速發(fā)展，導致了圍墾、污染等人為活動對環(huán)境的影響日益顯著。因此本文選取位于廣州大學城的人工濕地和番禺污灌區(qū)城市河流和農(nóng)村河流濕地的三類典型濕地進行采樣分析研究（圖1）。人工濕地是以自然泥土為基質(zhì)的，水流在濕地表面流動的表面流人工濕地，和天然濕地具有極高的相似度，處理的污水主要來源于大學城區(qū)的生活和交通污水[8]。

圖1 研究區(qū)概況圖Figure 1 Sketch map of research area

1.2 土壤樣品采集

于2015年5月進行土壤樣品采集。先將土壤地表的枯枝落葉清除，使用塑料鏟子采集表層土壤（0～10 cm）樣品，設置兩個重復樣地，每個樣點隨機采集3個重復樣品，然后將同一樣點土壤樣品混合裝袋后帶回實驗室進行分析。

1.3 樣品分析

采用島津氣相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用儀（GC-MS）QP-2010（Shimadzu，Japan）對多環(huán)芳烴含量和組分特征進行測定分析[8]。

首先，將土樣與硅藻土（5.0 g）均勻混合后填滿萃取池，用二氯甲烷和丙酮的混合溶液（1∶1）進行萃取。萃取條件為：提取溫度140℃，加壓10 MPa，加熱時間5 min，靜態(tài)萃取5 min，清洗體積20 mL，氮吹60 s，循環(huán)2次。其次，將萃取液放入旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)儀進行濃縮，轉(zhuǎn)換溶劑為正己烷，濃縮，正己烷活化弗羅里硅土柱，上樣1 mL，用正己烷：丙酮混合液（體積比4∶1）進行洗脫，流速2 mL·min-1，備用分析。氣相色譜質(zhì)譜條件為：DB-5MS毛細管色譜柱（0.25 mm×30 m×0.1μm），載氣為 He，流速恒定 1.5 mL·min-1，進樣口300℃，柱溫始溫80℃保留4 min，10℃·min-1升至270℃，以5℃·min-1升至300℃，保留35 min，無分流進樣1μL。電子能量設定為70 eV；離子源溫度設定為210℃；傳輸線溫度為280℃。

本文選取16種優(yōu)控多環(huán)芳烴，包括：萘（Nap）、苊（Acy）、苊烯（Ace）、芴（Fle）、菲（Phe）、蒽（Ant）、熒蒽（Fla）、芘（Pyr）、苯并［a］蒽（Baa）、苗屈（Chr）、苯并[b]熒蒽（Bbf）、苯并[k]熒蒽（Bkf）、苯并[a]芘（Bap）、二苯并[a，h]蒽（Daa）、苯并[g，h，i]苝（Bgp）、茚并[1，2，3-cd]芘（I1P）16種PAHs。

1.4 污染物的評價方法

1.4.1 污染分級標準

選取 Maliszewska-Kordybach（1996）[22]對土壤中16種優(yōu)控PAHs污染程度建立的分級標準對三類濕地的污染程度進行了分級劃分，具體分級標準如表1所示。

表1 土壤中PAHs污染程度分級[22]Table 1 Pollution classification of PAHs in soil

1.4.2 生物毒性評價

主要采用Long等[23]沉積物質(zhì)量基準法（SQGs）對研究區(qū)內(nèi)各類土壤多環(huán)芳烴的潛在生物毒性進行評價。若污染物濃度小于效應范圍低值（ERL），表明生物毒性效應鮮有發(fā)生；若污染物濃度大于效應范圍中值（ERM）時，表示生物毒性效應將頻繁發(fā)生；如污染物濃度介于二者之間，則生物毒性效應會偶爾發(fā)生。相同方法可用于臨界效應濃度（TEL）與必然效應濃度（PEL）毒性預測評價。多環(huán)芳烴的ERL/ERM和TEL/PEL的相關數(shù)值見參考文獻[23]。

1.4.3 毒性當量風險評價

Nisbet等[24]提出的毒性當量因子即以Bap作為毒性標準物質(zhì)，其他PAHs與Bap相比較的值來計算每個 PAHs單體的毒性當量濃度（BEQi，ng·g-1）及PAHs總毒性當量濃度（TEQ，ng·g-1），計算公式分別如下所示：

式中：ci指組分i的質(zhì)量濃度，ng·g-1；TEFi指組分i的等效當量因子。

1.4.4 風險熵值法風險評價

風險熵值（RQ，Risk quotient）是由 Kalf等[25]于1997年提出的評價PAHs的生態(tài)風險商值，其定義如公式（3）：

式中：CPAHs為介質(zhì)中PAHs的濃度；CQV為該介質(zhì)相應的PAHs的風險標準值。由RQ的基本定義公式可以進一步得到公式（4）和公式（5）：

式中：NCs為最低風險濃度；MPCs為最高風險濃度；CQV（NCs）為最低風險標準值；CQV（MPCs）為最高風險標準值。

1.5 質(zhì)量控制和質(zhì)量保證

為了質(zhì)量控制和保證，在測定過程中，每個多環(huán)芳烴的基體峰（100 ng·g-1）、實驗室控制（方法空白）和重復樣品（15%）一起進行?？瞻追椒z測目標多環(huán)芳烴污染的數(shù)量?；诰仃嚸}沖實驗，16個多環(huán)芳烴的回收率在80%～110%之間。16個多環(huán)芳烴的相對標準差均在10%以下。所有16個美國環(huán)保局規(guī)定的多環(huán)芳烴的濃度值都是基于烘干土壤進行計算。

1.6 數(shù)據(jù)處理

使用Excel 2010、SPSS 20.0和Origin 8.5對論文中的數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計和分析。

2 結果與討論

2.1 三類濕地土壤PAHs總量分布及同分異構體組成特征

由圖2可知，在16種PAHs中，單體菲和苯并[a]芘平均含量最高，萘含量次之；致癌性最強的苯并[a]芘的濃度范圍為73.8～139.4 ng·g-1，均值為109.8 ng·g-1，呈RRW＞URW＞CW的變化趨勢，RRW濕地土壤苯并[a]芘的濃度分別是URW和CW的1.08和1.39倍。菲的濃度范圍為112.4～175.2 ng·g-1，具有最高的單體均值140.92 ng·g-1，且呈現(xiàn)CW＞URW＞RRW的分布趨勢。此外，CW土壤中單體萘（Nap）的含量最高，分別是URW和RRW濕地的3.61倍和1.92倍?？赡芘c該樣地中強烈的人類活動干擾以及農(nóng)戶家庭供暖（主要以木材、煤和泥炭為基礎在研究區(qū)的廣泛使用）所導致的PAHs排放有關[26-28]。同時，農(nóng)村周邊的工業(yè)活動中煤炭、焦炭的燃燒可能也是重要的影響因素，因為化石燃料的不完全燃燒及焦油、煤氣等產(chǎn)品的加工過程都可能導致PAHs類物質(zhì)的排放。有研究表明，工業(yè)工廠是多環(huán)芳烴的重要污染源，所排放出的污染物能夠影響2～3 km或更大范圍的地區(qū)[29]。

如圖3所示，三類濕地土壤PAHs的不同環(huán)的組分差異較大，在RRW和URW樣地中，土壤PAHs組成均以3-5環(huán)為主，這三種PAHs分別達到總量的81.42%和89.35%。在CW樣地中，2-5環(huán)的總量占ΣPAHs的96.77%。這是因為一些高環(huán)PAHs的水溶性較低，主要以與土壤有機質(zhì)膠體結合的形式發(fā)生遷移，不易遷移到土壤深層[30]。農(nóng)村河流濕地土壤PAHs含量呈5環(huán)＞3環(huán)＞4環(huán)＞2環(huán)＞6環(huán)的趨勢，城市河流濕地土壤PAHs含量呈3環(huán)＞5環(huán)＞4環(huán)＞2環(huán)＞6環(huán)的趨勢，表明3、5、4環(huán)多環(huán)芳烴的總含量占農(nóng)村河流和城市河流濕地總含量的絕大部分，這與肖蓉[8]在珠江河口濕地的研究結果一致，可能是由于中高分子量多環(huán)芳烴難降解且移動性弱造成的。城市農(nóng)村中垃圾的焚燒導致3環(huán)PAHs的含量分別達到33.8%和27.76%，這與肖蓉[8]研究發(fā)現(xiàn)的珠江河口圍墾濕地溶解相和顆粒相中PAHs以3環(huán)的PAHs為主（占總組分的80%）的部分結果一致，說明濕地土壤中的PAHs主要來自于水體溶解相的輸入和沉積。與城市和農(nóng)村河流濕地相似，人工濕地土壤中3、4、5環(huán)多環(huán)芳烴含量也較高，所占比例均超過總量的23%。人工濕地土壤中Phe和Nap的含量最高，可能與研究區(qū)域內(nèi)薪柴使用和秸稈燃燒[31]以及PAHs干濕沉降濃度有關[31]。

圖2 三類濕地土壤PAHs同分異構體組成特征Figure 2 Composition characteristics of PAHs isomers in three types of wetland soils

圖3 三類濕地土壤中不同環(huán)的Σ16PAH的組成特征Figure 3 The composition characteristics of different rings of Σ16PAH in three types of wetland soils

由圖4可知，濕地土壤PAHs含量組分差異與濕地類型密切相關。16PAHs在所有樣品中均有檢出，ΣPAHs含量在三類樣地的范圍值為625～736.4 ng·g-1，平均值為666.9 ng·g-1。三類濕地土壤∑PAHs含量高低呈CW＞RRW＞URW趨勢，表明該區(qū)土壤中PAHs的殘留與濕地類型有關。其中，ΣPAHs含量最高值出現(xiàn)在人工濕地，分別是農(nóng)村河流和城市河流濕地的1.15倍和1.18倍，這可能與人工濕地接納生活污水的排放有關，同時這些區(qū)域通常都受到工業(yè)活動的影響，例如煤炭處理、碳化作用、煤氣凈化和工廠副產(chǎn)物處理等[26]。城市河流和農(nóng)村河流濕地中較低的PAHs富集可能與城市和農(nóng)村區(qū)域疏浚河道的翻土工程有關，底層上翻土壤的多環(huán)芳烴含量低，污染程度較低[8]。

圖4 三類濕地土壤Σ16PAH總量分布特征Figure 4 The total contents of the PAHs in the three wetlands

2.2 土壤中PAHs的來源解析

本研究利用6個多環(huán)芳烴同分異構體比率參數(shù)來分析三類典型濕地土壤多環(huán)芳烴來源（表2），發(fā)現(xiàn)PAHs除自然成因外，主要以人類活動以及能源利用過程中煤、石油的不完全燃燒產(chǎn)生的PAHs為主要來源。如表2所示，Phe/Ant在7.39～9.47，均小于10，表明為燃燒來源[8]，且有研究表明，Ant和Phe通常存在于燃燒源中，Phe是煤燃燒產(chǎn)生PAHs的主導組分，圖1中也顯示三類濕地中較高的單體菲，均說明了三類樣地是屬于PAHs燃燒源污染。Fla/Pyr在RRW樣地的范圍為0.77～1.22，表明RRW土壤PAHs來源于煤和石油燃燒及石油排放的混合源[8]，這與Fla主要來源于石油產(chǎn)品（原油、燃油和使用過的機油等）的泄漏和化石燃料的燃燒會產(chǎn)生少量的Pyr的結果一致[32]。而URW和CW（Fla/Pyr＞1）來源于煤和石油的燃燒源。Ant/（Ant+Phe）在0.10～0.12，均大于0.1，說明三類濕地均是來源于煤和石油的燃燒源。Fla/（Fla+Pyr）在RRW樣地的范圍為0.43～0.55，表明RRW是液體的化石燃料和生物質(zhì)與煤炭混合燃燒源，而URW和CW大于0.5，是生物質(zhì)與煤炭燃燒的來源。Baa/（Baa+Chr）在0.47～0.54，均大于0.35，說明均是煤炭、草和木頭燃燒的來源；I1p/（I1p+Bgp）在0.41～0.47，均顯示介于0.2～0.5之間，說明均是液體的化石燃料的燃燒、汽車尾氣的排放和原油的燃燒，這與Bgp是機動車排放源的特征組分的結果一致[33]。因此，說明城市河流和人工濕地的PAHs主要來源于煤和生物質(zhì)等燃燒，而農(nóng)村河流濕地來源于木材、煤等燃燒和石油排放的混合源。同時各樣地單體Phe、Bap的檢出含量最高，而Phe和Bap的排放是煤燃燒源的重要特征[34]?？傮w而言，珠江三角洲三類濕地表層土壤中的PAHs主要來源于以煤為主的化石燃料的燃燒，石油類燃燒和泄漏的貢獻較少。此外，城市河流濕地、農(nóng)村河流濕地和人工濕地土壤∑PLPAH在16種多環(huán)芳烴總量中所占比例分別達59%、60%和50.3%，印證了以上的結果。因此，研究區(qū)PAHs的含量水平可能與采樣點周圍PAHs排放源較多、顆粒物性質(zhì)復雜有關，同時新污染源（工廠、交通源）的疊加效應也可能是一個重要影響因素。這也可能是城市地表灰塵中的PAHs隨降水、地表徑流進入河流濕地中，加上農(nóng)村大量的生活污水和滲濾液從家庭、牲畜、食品廠和塑料/電子/五金制品加工廠排入到河流濕地中[8]，以上這些都是土壤環(huán)境中PAHs的重要污染源。這與羅孝俊等[35]研究發(fā)現(xiàn)珠江三角河流及伶仃洋更多受石化燃料燃燒的影響結果一致。也與Li等[36]發(fā)現(xiàn)的長江河口沉積物中PAHs主要來自石油、木材和煤的燃燒一致，表明國內(nèi)重大河口經(jīng)濟區(qū)工業(yè)的發(fā)展伴隨著對化石燃料的消耗，在一定程度上導致了河口環(huán)境中多環(huán)芳烴的污染。

表2 土壤中PAHs多特征比值判源Table 2 Source identification with compositional analysis of PAHs in soil samples

2.3 土壤中PAHs污染水平與毒性風險評價

根據(jù)Maliszewska-Kordybach[22]對PAHs污染的土壤建立的污染程度分級標準（表1），CW（736.4 ng·g-1），RRW（639.3 ng·g-1）和 URW（625 ng·g-1）均達到了中度污染級別（Σ16PAHs為600～1000 ng·g-1）。Trapido[17]對未受人類活動干擾的土壤PAHs本底值的界定為小于100 ng·g-1。該研究區(qū)表層土壤中PAHs總量明顯高于上述限值，表明在城市化背景下，珠江三角洲三類濕地土壤已經(jīng)受到了一定程度PAHs污染，應當引起重視。與國內(nèi)不同時期在同類研究區(qū)的結果[37-40]相比，本研究區(qū)PAHs的平均值處于較高濃度范圍，總的來說，珠江三角洲典型濕地土壤中PAHs含量與國內(nèi)外其他地方相比處于中高度污染水平，可能是因為快速的城市化進程促使土壤環(huán)境的載荷加大的結果。

根據(jù)Long等沉積物質(zhì)量基準法（SQGs）[23]對研究區(qū)內(nèi)各類濕地土壤多環(huán)芳烴的潛在生物毒性進行了評價，結果顯示三類濕地土壤中Fle的含量顯著高于ERL值（Fle=19 ng·g-1），表明研究區(qū)土壤具有一定的生物毒性；同時單體Nap、Fle、Phe、Ant和Bap在三類濕地中均超過其TEL標準值，表明存在潛在的生物毒性。同時，三類濕地的PLPAHs的濃度均達到或超過ERL和TEL標準，表明研究區(qū)的土壤PAHs屬于中度污染水平，且主要源于毒性較高的中、高環(huán)組分，與已有研究結果一致[33]。

表3列出了三類濕地土壤中PAHs單體毒性當量濃度、ΣPAHs毒性當量濃度（TEQs）及其與總PAHs的TEQs比率。三類濕地土壤PAHs的毒性風險水平的大小趨勢呈現(xiàn)為RRW（153.07 ng·g-1）＞URW（145.04ng·g-1）＞CW（121.08 ng·g-1），呈現(xiàn)較高的TEQs值。這主要是由于三類濕地土壤包含更高濃度的強致畸致癌物質(zhì)（Bap和Daa），并且具有最高的TEFs指數(shù)，占16PAHs TEQ值的90%以上，表現(xiàn)出較強的生物毒性。RRW和URW具有相近的TEQs和相對TEQs值（TEQs/∑PAHs），這可能與兩類濕地受貨運船油泄露或化學產(chǎn)物釋放的影響有關。據(jù)2004年統(tǒng)計，番禺區(qū)工業(yè)廢水排放總量為3 164.52萬t，工業(yè)廢氣排放量524.3億m3，是整個珠三角地區(qū)生態(tài)負荷紅色預警區(qū)域。目前，全區(qū)仍有5000多家鄉(xiāng)鎮(zhèn)企業(yè)，主要以排污嚴重的印染、電鍍、化工等工廠為主，由于該區(qū)河道狹窄，河流水系自凈能力難以與日復一日的排污抗衡，致使該區(qū)河流水系、土壤環(huán)境污染問題異常嚴重[8]。

表3 三類濕地土壤中PAHs毒性當量濃度（TEQ）Table 3 Concentration of PAHs toxic equivalent（TEQ）in wetland soils

CW土壤具有相對低水平的TEQs可能與附近的環(huán)城高速公路帶來的交通尾氣、城市建設帶來的大量工業(yè)和生活污染物顆粒沉降有關[3-4，41]。同時人工濕地具有較強的自凈能力，TEQ/∑PAHs值較低。根據(jù)加拿大《基于風險的土壤保護人類健康標準》（CC?ME，2010）[42]，該地區(qū)所有樣地的TEQs均低于600 ng·g-1的安全水平。

PAHs單體和∑16PAHs生態(tài)風險等級如表4所示，在三類濕地中，除了Chr、Bkf、Daa、IP和Bgp單體的RQNC＜1（除CW的Daa和Bkf，如表4中的黑體顯示），顯示為中等風險1，其余PAHs單體的RQNC值均大于1，RQMPCs值均小于1，顯示為中等風險2。然而Nap單體在CW濕地土壤中的RQMPCs值為1.06，大于1，顯示出高風險水平。同時，根據(jù)三類濕地土壤∑PAHs的 RQNC值均小于 800，但 RQMPCs均大于 1，顯示出中等風險水平。因此，盡管三類濕地土壤總的PAHs無明顯的生態(tài)風險，但有少量PAHs單體存在中等風險，個別單體顯示了高度風險水平，應給予高度重視，進行土壤修復治理。

表4 三類濕地土壤中單體PAHs的NCs和MPCs值（ng·g-1）Table 4 NCs and MPCs of individual PAHs in sediment and soil（ng·g-1）of three type of wetlands

3 結論

（1）在城市化發(fā)展的背景下，珠江三角洲典型濕地類型土壤∑PAHs含量大小以人工濕地含量最高，農(nóng)村河流濕地次之，城市河流濕地最低；單個化合物的含量以萘、菲和苯并[a]芘3種化合物為主；土壤中以3環(huán)、4環(huán)和5環(huán)的PAHs含量最高，2環(huán)和6環(huán)的PAHs則較少，表明珠江三角洲不同土地利用對濕地土壤PAHs污染的影響存在差異。

（2）珠江三角洲農(nóng)村河流濕地土壤中的PAHs污染源來源于化石燃料不完全燃燒（熱解），和石油排放的混合源。而城市河流濕地和人工濕地土壤的PAHs主要來源于煤和生物質(zhì)燃燒。有關各種多環(huán)芳烴來源的具體貢獻率，還有待進一步探討。

（3）PAHs在城市建設區(qū)（人工濕地）土壤中的PAHs含量明顯高于濕地工業(yè)污染區(qū)（農(nóng)村河流和城市河流），且三類濕地土壤均屬于中度污染。由兩類風險評價方法的計算結果均顯示珠江三角洲三種類型濕地土壤PAHs均處于中等風險水平，但有些PAHs單體（如：菲、苯并[a]芘）具有較高的毒性當量濃度，存在高生態(tài)風險，需要采取相關措施進行治理和修復。