简述土壤污染的特征范文

简述土壤污染的特征篇1

西江水体悬浮物颗粒有机碳稳定同位素组成及时空变化魏秀国 卓慕宁 郭治兴 朱立安 (2127)

碟形沼泽湿地水中氮的动态变化及影响因素分析王洋 刘景双 窦晶鑫 赵光影 (2132)

滇池沉积物有机磷形态分级特征高海鹰 刘韬 丁士明 白秀玲 李宝 (2137)

月湖近代生物硅沉积测定与营养演化的动态过程胡胜华 周巧红 成水平 贺锋 陶敏 吴振斌 (2141)

深圳蛇口渔港沉积物重金属分布及潜在生态风险评价胡朝晖 李平 徐维海 张干 (2145)

兰州地区苯并（a）芘的环境多介质迁移和归趋模拟董继元 王式功 高宏 姚焕炬 (2150)

曝气复氧对滇池重污染支流底泥污染物迁移转化的影响谌建宇 许振成 骆其金 廖柏寒 虢清伟 黄博 (2154)

不同源类型农业非点源负荷特征研究——以新田小流域为例程炯 邓南荣 蔡雪娇 刘平 刘晓南 (2159)

糖类在城市污水生物处理系统中的去除机理黄满红 李咏梅 顾国维 (2163)

壳聚糖改性沸石吸附废水中的苯酚李增新 孟韵 梁强 王彤 (2168)

直接高压放电降解水中苯酚的效果杨浩 张新胜 袁渭康 (2173)

高岭土界面Fe（Ⅱ）吸附与邻硝基苯酚还原转化的交互反应研究孙克文 陶亮 钟继洪 李芳柏 (2177)

水体中微污染磺胺嘧啶药物的氧化降解吴南村 尹平河 赵玲 黄焕标 严兴 (2183)

人工湿地污水处理对三种植物光合作用及叶绿素荧光特性的影响李志刚 蒋越华 李素丽 黄海连 陈伟刚 陈弦 (2187)

不同植物人工湿地对污水的净化效果孙光 马永胜 赵冉 (2192)

苄·丁可湿性粉剂中丁草胺在稻田土壤和田水中残留动态陈小军 程东美 徐汉虹 张志祥 (2195)

不同河岸带植物根际丁草胺降解特性差异及其微生物学机制陈海雁 杨长明 李建华 (2201)

底泥铬污染的纳米铁粉修复及其土壤酶活性动态王新新 张颖 王元芬 (2207)

微波催化氧化法处理垃圾渗滤液的正交试验王杰 程志辉 林 刘强 高月 马溪平 (2212)

Fenton氧化处理对土壤中芘的生物可利用性的影响燕启社 高镜清 孙红文 牛倩 (2215)

煤矸石堆放场周围玉米作物中苯并（a）芘污染特征李旭华 王心义 段宁 郭慧霞 杨建 (2221)

啶虫脒在甘蓝和土壤中的残留消解动态研究李慧冬 李瑞菊 王文博 陈子雷 杜红霞 丁蕊艳 (2224)

氧化与还原条件下水稻土重金属形态特征的对比齐雁冰 黄标 Darilek J L 王志刚 (2228)

复合重金属胁迫对秋茄幼苗某些生理特性的影响张凤琴 王友绍 李小龙 (2234)

硅对镉、锌、铅复合污染土壤中黑麦草生理生化性质的影响王晨 王海燕 赵琨 胡文 (2240)

蛭石对镉污染土壤油菜产量和土壤中镉形态的影响王小波 王艳 卢树昌 桂枝 刘志强 (2246)

两种螯合剂施用对污染土壤中叶用红恭菜Cd富集的影响王洪 孙丽娜 李海波 孙铁珩 (2249)

土壤性质对水稻土中外源镉与铅生物有效性的影响普锦成 符娟林 章明奎 (2253)

基于分形方法的合肥大兴地区土壤中污染元素Hg异常下限 袁峰 张颖慧 周涛发 李湘凌 张鑫 陈兴仁 陈永宁 (2259)

TCLP法评价酸性矿山废水污染稻田土壤重金属的生态风险许超 夏北成 (2264)

开封市污灌区土壤重金属污染评价周振民 朱彦云 冯飞 (2267)

几种固定剂对镉污染土壤的原位化学固定修复效果李佳华 林仁漳 王世和 郭红岩 王晓蓉 (2271)

土壤中乐果与微生物的相互作用研究邓晓 李勤奋 侯宪文 李光义 (2276)

中国南部样带植被NPP与气候的关系陈旭 林宏 强振平 (2281)

广州城市湿地的景观特点及小气候效应彭小芳 孙逊 袁少雄 孙儒泳 陈章和 (2289)

黄河源头生态环境变化的遥感监测及驱动因素李凤霞 伏洋 李林 肖建设 (2297)

珠江三角洲城市群大气微生物与环境相关性郑芷青 谢小保 欧阳友生 王春华 曾海燕 陈仪本 (2304)

锡林郭勒草原荒漠化状况及原因分析李政海 鲍雅静 王海梅 许田 程岩 高吉喜 (2312)

放牧对祁连山高寒金露梅灌丛草甸土壤微生物的影响盛海彦 李松龄 曹广民 (2319)

华南地区水库消涨带生态重建的植物筛选付奇峰 方华 林建平 (2325)

近25年山西植被指数时空变化特征分析武永利 栾青 赵永强 王志伟 (2330)

历山山核桃群落物种多样性特征高昆 张峰 (2336)

濒危植物疏花水柏枝种子萌发的生态学特性袁万群 詹海燕 陈芳清 夏洪伟 罗友成 刘长春 (2341)

云南粳稻核心种质杂种后代孕穗期耐冷性研究 杨树明 曾亚文 杜娟 普晓英 杨涛 邰丽梅 崔虹 (2346)

云南稻核心种质苗期与孕穗期耐冷性特点及关系分析 杨树明 曾亚文 杜娟 普晓英 杨涛 邰丽梅 崔虹 (2352)

祁连山中部土壤颗粒组分有机质碳含量及其与海拔和植被的关系吴建国 艾丽 田自强 常学向 (2358)

天然次生林人工更新后对土壤物理性质及碳贮量的影响郭俊誉 时忠杰 徐大平 太立坤 周卫卫 杨曾奖 (2366)

免耕覆盖对土壤微生物量碳的影响陈英 陈蓓 张军 张仁陟 (2370)

酸雨胁迫下黑壳楠Lindera megaphylla Hemsl．幼苗在夏季和秋季的生理生态特性 蒋馥蔚 江洪 李巍 余树全 鲁美娟 李佳 金清 (2374)

铝对养麦和金荞麦根际土壤微生物及酶活性的影响罗虹 刘鹏 徐根娣 李倩倩 (2381)

土壤干旱胁迫对Larrea tridentata叶片矿质营养元素含量的影响张香凝 崔令军 王保平 孟伟 孙向阳 乔杰 (2387)

半干旱地区环境因子与果园表层土壤水溶性Na^＋累积的关系郭全恩 权 郭天文 马忠明 刘军 南丽丽 (2391)

模拟氮沉降对大豆萌发和幼苗生长的影响胡正华 索福喜 刘巧辉 吴芳芳 陈书涛 (2397)

pH变化对酸性土壤酶活性的影响王涵 王果 黄颖颖 陈璟 陈妹妹 (2401)

施用硫磺和ALA对碱性盐土上作物生长发育及土壤性质的影响田霄鸿 南雄雄 赵晓进 李亚芳 来航线 吕家珑 (2407)

硫脲用量对菠菜生理指标及土壤氮素转化的影响何盈 蔡顺香 陈子聪 何春梅 王煌平 罗涛 (2413)

长期定位施肥对土壤生理转化菌群的影响王英 王爽 李伟群 魏丹 周宝库 王玉峰 (2418)

生物肥料对香蕉枯萎病及土壤微生物的影响张志红 李华兴 韦翔华 刘序 彭桂香 (2421)

利用根箱法解析甜椒根际土壤中氮的行为乌尼木仁 樗木直也 陈能场 稻永醇二 (2426)

中国降水量区域变化稳定性研究卢爱刚 康世昌 庞德谦 王天明 葛剑平 (2433)

月径流时间序列的混沌特性分析汪丽娜 陈晓宏 李粤安 林凯荣 李艳 (2436)

降雨作用下坡面侵蚀的水动力机理吴永 何思明 李新坡 (2440)

模拟酸雨对石灰岩的破坏和表面腐蚀徐飞高 汤剑 高士祥 (2445)

利用^137Cs示踪技术与土壤化学物质研究滇池流域土壤侵蚀 张明礼 杨浩 林加加 高明 王小雷 徐从安 桑利娟 (2450)

深圳市滨海湿地两个观光农业系统的能值整合研究王卓晗 陆宏芳 陈桂珠 谭耀文 罗金棠 (2458)

综述

工业废弃地再开发的可持续性评价方法回顾艾东 栾胜基 郝晋珉 (2464)

塑料废弃物污染的综合治理研究进展赵胜利 黄宁生 朱照宇 (2473)

难降解有机物污染底质原位修复技术研究进展李轶 李晶 胡洪营 冯毅 (2482)

农田土壤温室气体产生机制及影响因素研究进展翟胜 高宝玉 王巨媛 董杰 张玉斌 (2488)

植物耐受和解除重金属毒性研究进展袁祖丽 孙晓楠 刘秀敏 (2494)

高氯酸盐环境行为与生态毒理研究进展陈桂葵 孟凡静 骆世明 黎华寿 (2503)

景观格局演变及其生态效应研究进展葛方龙 李伟峰 陈求稳 (2511)

城市绿地对小气候影响的研究进展郭伟 申屠雅瑾 邓巍 潘星极 (2520)

广州大气低分子量羰基化合物的季节变化吕辉雄 文晟 迟玉广 郭送军 盛国英 傅家谟 (1)

干降尘中高分子有机质的组成及其来源赵金平 彭平安 宋健中 马社霞 盛国英 傅家谟 陈进生 (5)

天津夏季地面O_3浓度变化规律与影响因素姚青 樊文雁 黄鹤 孙玫玲 刘爱霞 (12)

大气CO_2含量升高对稻田水体微量元素流失的潜在影响张莉 郭嘉 朱建国 张卫建 (17)

不同类型绿地对南京热岛效应的缓解作用唐罗忠 李职奇 严春风 孙储华 徐新 相恒让 (23)

近40年来城市化对天津地区气温的影响郭军 李明财 刘德义 (29)

基于PSR的生态安全演变对气候变暖的响应黄海洪 郑凤琴 莫雨淳 吴燊先 李艳兰 (35)

模拟酸雨对噬藻体PP失活率、野生藻的吸附率、裂解周期及释放量的影响韩云 程凯 赵以军 (40)

1951—2002年中国降水变化区域差异卢爱刚 (46)

嘉陵江出口段三类水体蓝绿硅藻优势种变化机理郭蔚华 李楠 张智 曾晓岚 (51)

水体营养水平对3种沉水植物生长及抗氧化酶活性的影响刘燕 王圣瑞 金相灿 邹洪 王立刚 (57)

富营养化水体中浮游动物对藻类的控制作用张丽彬 王启山 丁丽丽 任洪强 (64)

植物浮床-微生物对污染水体的修复作用魏瑞霞 武会强 张锦瑞 李富平 (68)

巨大芽孢杆菌对富营养化景观水体的净化效果王琳 李季 张鹏岩 (75)

三级串联湿地对氮磷的净化效果徐进 张奇 徐力刚 (79)

纳米铁用于饮用水中As（III）去除效果黄园英 刘丹丹 刘菲 (83)

废水中十六烷基三甲基溴化铵的光降解动力学研究黄焕标 尹平河 赵玲 (88)

武汉地表水对蚕豆根尖细胞微核的影响谢佳燕 王健 刘莎 (93)

不同湿地植物的根系酸化作用与重金属吸收李光辉 杨霞 徐加宽 刘建国 (97)

典型污水处理厂中多环麝香的污染特征陈多宏 胡学玲 盛彦清 曾祥英 毕新慧 盛国英 傅家谟 (101)

不同干燥处理对城市污泥物理性质和农业利用的影响丘锦荣 卫泽斌 吴长安 张俊 吴启堂 (106)

微生物淋滤法去除城市污泥中重金属的效果李淑更 张可方 周少奇 张朝升 张立秋 (111)

水功能区划在流域排污权初始分配中的应用——以沙颖河流域为例张兴榆 黄贤金 赵小风 程绪水 万一 张晓蕾 (116)

珠江三角洲流域土壤多溴联苯醚（PBDEs）的分布及环境行为邹梦遥 龚剑 冉勇 (122)

珠三角城市群典型城市土壤邻苯二甲酸酯污染特征赵胜利 杨国义 张天彬 黄宁生 朱照宇 (128)

珠江三角洲土壤中的有机氯农药的分布特征马骁轩 冉勇 (134)

干旱区矿业城市郊区农田土壤重金属有态含量及空间分布特征——以“镍都”金昌市为例刘晓文 丁海霞 南忠仁 赵转军 李媛 (138)

铅锌银矿区蔬菜中重金属吸收特征及分布规律王晓芳 罗立强 (143)

土法炼锌区生态退化与重金属污染林文杰 (149)

合肥地区典型城镇土壤中As、Hg的环境地球化学基线 李湘凌 张颖慧 周涛发 张鑫 袁峰 陈兴仁 陈永宁 (154)

喀斯特石漠化过程中土壤重金属镉的地球化学特征罗绪强 王世杰 刘秀明 王程媛 余海 (160)

TCP污染土壤的植物修复及其毒性评价丁克强 (167)

芘对玉米根系分泌氨基酸的影响许超 夏北成 (172)

镉胁迫对大豆花荚期生理生态的影响刘俊 廖柏寒 周航 张永 曾敏 (176)

镉污染对水稻不同生育期生长和品质的影响丁园 宗良纲 徐晓炎 刘光荣 (183)

石灰与磷肥对籽粒苋吸收镉的影响邱静 李凝玉 胡群群 李志安 (187)

零价铁还原脱氯污染土壤中PCBs的实验研究陈少瑾 梁贺升 (193)

纳米二氧化硅表面改性及其对阿维菌素吸附和缓释性能林春梅 崔海信 刘琪 孙长娇 黎汉生 (197)

生物样品中氯苯类化合物的提取和测定杜青平 贾晓珊 吴迪 (201)

颗粒物上十溴联苯醚的光降解反应祖耕武 文晟 盛国英 傅家谟 (205)

城市生态安全水平的空间分异与动态转移特征——以广州市为例龚建周 夏北成 (210)

环境保护优化经济增长的贡献度模型及实证分析蒋洪强 曹东 於方 过孝民 (216)

华南退化草坡自然恢复中物种多度分布的动态与模拟殷祚云 任海 彭少麟 郭勤峰 曾令海 贺骁 (222)

三种类型森林林下植物多样性及生物量比较太立坤 余雪标 杨曾奖 时忠杰 周卫卫 郭俊誉 (229)

放牧干扰对祁连山高寒金露梅灌丛草甸群落的影响盛海彦 曹广民 李国荣 周靖靖 焦文月 李吉鹏 张平 (235)

晋西黄土区封禁流域植被群落组成及物种多样性变化王鹏 张建军 (242)

中国种子植物物种丰富度的大尺度分布格局及其与地理因子的关系冯建孟 徐成东 (249)

火烧和植造桉林对南亚热带退化草坡土壤种子库的影响李丹艳 任海 王俊。 李平衡 吴建平 (255)

广西南部地区坡地桉树生长与气象因子的关系朱智强 王旭 苏永秀 杨怀 夏福军 (263)

连续年龄序列桉树人工林土壤微量元素含量及其影响因素袁颖红 樊后保 黄荣珍 苏兵强 刘文飞 (268)

桂西北喀斯特次生林凋落物养分归还特征朱双燕 王克林 曾馥平 曾昭霞 宋同清 (274)

黄土高原人工刺槐林土壤呼吸及其与土壤因子的关系周正朝 上官周平 (280)

塔里木河下游阿拉干断面胡杨枝下高对应急输水的响应汪飞 玉米提·哈力克 B.Conradie B.Kleins (286)

黄河三角洲自然湿地植被的特征及演化张绪良 叶思沥 印萍 陈东景 (292)

西樵山国家森林公园有害植物现状分析虞依娜 彭少麟 黎建力 黄景波 林海佳 叶有华 黎建勇 (299)

圆齿野鸦椿Euscaphis konishii Hayata的生态生物学特性许方宏 张倩媚 王俊 简曙光 任海 (306)

茄子（Solanum melomgena L.）根系糖苷生物碱对5种蔬菜作物的化感效应及相关分析周宝利 李志文 丁昱文 刘翔 (310)

低温胁迫对腰果幼苗叶片组织结构和生理指标的影响梁李宏 梅新 林锋 夏军 刘术金 王金辉 (317)

不同气候生态条件下水稻品种产量、功能性成分含量及稳定性杨树明 曾亚文 方晓东 普正贵 杨雅凌 普晓英 杜娟 (321)

亚热带和温带生态条件下粳稻品种产量潜力评价李贵勇 袁平荣 杨从党 周能 李本逊 卢义宣 (327)

水稻生长后期水分管理对CH_4和N_2O排放的影响李香兰 徐华 蔡祖聪 八木一行 (332)

丘陵区坡面土壤有机碳及颗粒有机碳分布特征高雪松 何鹏 邓良基 张世熔 黄春 (337)

不同种植制度土壤氧化还原酶活性和动力学特征张丽莉 武志杰 陈利军 陈振华 张玉兰 (343)

覆草旱作对晚稻田土壤氮素肥力的影响王栋 李辉信 胡锋 李大明 秦江涛 (348)

长期定位施肥下紫色土土壤微形态特征秦鱼生 涂仕华 王正银 冯文强 孙锡发 (352)

黄土高原道路边坡绿化土壤基质筛选郭陆 李君剑 张锁峰 李洪建 张峰 (357)

无

“第三届全国农业环境科学学术研讨会”征文通知 (78)

《生态环境学报》征稿简则 (F0004)

综述

石油污染生物修复研究进展黄艺 礼晓 蔡佳亮 (361)

硝基苯环境效应的研究综述李俊生 徐靖 罗建武 罗尊兰 (368)

生态恢复的环境效应评价研究进展於方 周昊 许申来 (374)

城市土地生态适宜性评价理论与方法杨少俊 刘孝富 舒俭民 (380)

城市室内外空气真菌群落及影响因素研究进展方治国 欧阳志云 (386)

观点

现代黄河三角洲湿地动态变化及保护对策张高生 李克勤 战立伟 (394)

不同部门监测机构施行环境监测存在的主要问题及其协调和规范郑习健 (399)

天津城市热岛及其对污染物扩散影响的数值模拟韩素芹 孟冬梅 佟华 李向津 李英华 (403)

多溴联苯醚对鲫鱼离体肝脏组织中CAT和GSH—Px的影响吴伟 聂凤琴 瞿建宏 (408)

水体中铊对泥鳅外周血红细胞的遗传毒性汪珍春 姚焱 蔡冬霞 张平 陈永亨 (414)

低温条件下苯酚降解菌的分离鉴定及降解特性马溪平 艾娇 徐成斌 于宁 惠秀娟 付宝荣 (418)

白腐真菌-活性污泥联合处理棉浆黑液的研究赵丽红 金若菲 孙洪军 高艳娇 (422)

鱼塘沉积物氯酚污染及其生态风险评价董军 陈若虹 栾天罡 邹世春 林里 (426)

二氧化锰氧化降解双酚A的动力学高娜 于志强 廖汝娥 彭平安 (431)

西江水体中多环芳烃的分布特征及来源邓红梅 陈永亨 (435)

黄河口表层沉积物中多环芳烃（PAHs）的生态风险分析刘爱霞 郎印海 薛荔栋 刘洁 (441)

海洋赤潮藻球形棕囊藻在氮磷富营养下的细胞增殖蔡卓平 黄伟伟 段舜山 (447)

米氏凯伦藻对氮源的吸收利用特征黄凯旋 谢雅慧 吕颂辉 (453)

新型生物栅填料用量及对景观水体藻类的去除效果苏雅玲 肖羽堂 高立杰 (458)

玻璃纤维基Fe（Ⅲ）-TiO2薄膜在可见光照射下去除球形棕囊藻的效果黄凤 尹平河 赵玲 (466)

植物生理生态特性对人工湿地脱氮效果的影响黄娟 王世和 钟秋爽 鄢璐 刘洋 王峰 (471)

几种挺水植物对重金属锌的抗性能力及其影响因素徐德福 李映雪 李久海 吴芳芳 (476)

Zn^2＋对SBR污水处理系统中污泥活性的影响印华斌 李晓晨 赵丽 (480)

铝电极－低压脉冲电解含油废水影响因素杨红斌 荆秀艳 杨泽元 (484)

镉污染胁迫下水稻生理生态表征高光谱识别模型关丽 刘湘南 (488)

镉胁迫对莴苣幼苗生长及抗氧化酶系统的影响任艳芳 何俊瑜 刘畅 罗辛灵 黄天兴 (494)

有机质对Cu^2＋在棕壤及其各粒级微团聚体中吸附解吸特性的影响朱宁 颜丽 张晓静 王圆方 关连珠 (498)

污灌区土壤-棉花系统中铊的分布特征李强 乔捷娟 赵烨 朱宇恩 陈志凡 吉艳琴 (502)

柠檬酸对中低污染土壤中重金属的淋洗动力学许超 夏北城 林颖 (507)

土壤铜镉污染的电动力学修复实验胡宏韬 程金平 (511)

不同蒸腾作用对番茄幼苗吸收Pb、Cd的影响张永志 赵首萍 徐明飞 郑纪慈 (515)

兰州地区DDT的环境多介质迁移和归趋模拟董继元 王式功 高宏 尚可政 姚焕炬 成刚 (519)

复合表面活性剂对污染土壤中柴油的增溶和洗脱作用姜霞 陈刚 金相灿 丁爱中 (523)

张士灌区多环芳烃污染土壤的植物修复宋雪英 李昕馨 伦小文 吉普辉 胡晓钧 (531)

多菌灵在香草兰和土壤中的残留动态王中 侯宪文 邓晓 沈哲峰 李勤奋 (535)

流域非点源污染控制管理措施的成本效益评价与优选王晓燕 张雅帆 欧洋 段淑怀 (540)

退耕还林的成本-效果分析和经济影响评价——以敦化市为例王春梅 (549)

黄土丘陵区农户生产决策行为和对土地政策的认知分析虎陈霞 傅伯杰 陈利顶 连纲 (554)

基于地区生态足迹差异的生态适度人口研究陈勇 茆长宝 程琳 (560)

近45年山西省气候生产潜力时空变化特征分析武永利 卢淑贤 王云峰 李智才 (567)

香港地区大气降水的D和^18O同位素研究张琳 陈立 刘君 刘福亮 陈宗宇 (572)

土壤呼吸、农田CO2排放及NEE的比较研究胡立峰 王宝芝 李洪文 (578)

应用能量利用特性对外来植物入侵潜力的判别分析研究宋莉英 彭少麟 (582)

秸秆内丝状真菌阻止外源真菌入侵刘保平 周连仁 王宏燕 (586)

内生真菌Neotyphodium．typhinum感染对高羊茅光合特性的影响杜永吉 王祺 韩烈保 (590)

磷输入对沼泽湿地小叶章枯落物分解过程酶活性的影响万忠梅 宋长春 刘德燕 (595)

黄河三角洲滨海湿地的维管束植物区系特征张绪良 叶思源 印萍 袁红明 (600)

山蒟（Piperhancei）的生态生物学特征简曙光 李玲 张倩媚 卢琼 叶育石 任海 (608)

PEG模拟干旱条件下尾叶桉和枫香苗木的生理响应薛立 薛晔 任向荣 史小玲 冯慧芳 (614)

南澳岛光裸地和次生林下6种乡土树幼苗生长与光合特征刘志发 申卫军 温达志 (621)

离子强度、pH对土壤胶体释放、分配沉积行为的影响胡俊栋 沈亚婷 王学军 (629)

杉木采伐迹地改植尾巨桉后对土壤水分及物理性质的影响黄承标 刘运华 黄丹 陈桂金 黄光银 李保平 (638)

沙地退化植被恢复过程中灌木发育对草本植物和土壤的影响左小安 赵学勇 赵哈林 郭轶瑞 李玉霖 刘任涛 毛伟 (643)

密云水库不同封育年限灌丛群落结构及演替规律张金瑞 高甲荣 何明月 刘瑛 李晓宏 (648)

长白山春季不同植被类型中土壤线虫的群落结构佟富春 肖以华 王庆礼 (653)

两种热带雨林土壤微生物生物量碳季节动态及其影响因素吴艺雪 杨效东 余广彬 (658)

增强UVB辐射对彩色马铃薯相关生理生化特性的影响张新永 郭华春 艾星梅 张雅琼 王晓宇 (664)

不同攀援角度裂叶牵牛叶片金属元素含量变化及其相关性分析赵则海 余曼玲 陈雄伟 陈庆华 徐锦海 梁廉 (669)

有机无机肥配施对烤烟脂类代谢的影响研究顾明华 周晓 韦建玉 曾祥难 黎晓峰 (674)

稻草型生物有机肥对萝卜的作用效果朱红梅 荣湘民 刘强 姜利红 彭建伟 谢桂先 宋海星 (679)

稻草及稻草循环利用后的废弃物还田效益研究彭志红 李明德 蔡立湘 聂军 廖育林 刘琼峰 (683)

典型城区山岳型风景区大气环境承载力分析刘立勇 王彬 李忠武 (688)

综述

气候变化对生物多样性的影响：脆弱性和适应吴建国 吕佳佳 艾丽 (693)

近地层O3污染对陆地生态系统的影响 寇太记 常会庆 张联合 徐晓峰 郭大勇 周文利 朱建国 (704)

青藏高原高寒草地植物光合与土壤呼吸研究进展田玉强 高琼 张智才 张勇 朱锴 (711)

海拔梯度上的植物生长与生理生态特性潘红丽 李迈和 蔡小虎 吴杰 杜忠 刘兴良 (722)

近30年来土壤种子库研究的回顾与展望李洪远 莫训强 郝翠 (731)

基于生态系统管理的湿地概念生态模型研究王建华 田景汉 李小雁 (738)

湖泊营养物基准的制定方法研究进展霍守亮 陈奇 席北斗 郭旭晶 陈艳卿 刘鸿亮 (743)

水环境污染源解析研究进展苏丹 唐大元 刘兰岚 王鑫 (749)

^90Sr、^137Cs在河流-沉积物体系的吸附规律研究进展韩宝华 李建国 (756)

多溴联苯醚在环境中迁移转化的研究进展张娴 高亚杰 颜昌宙 (761)

硝基苯环境效应的研究综述李俊生 徐靖 罗建武 罗尊兰 (771)

螯合剂在重金属污染土壤修复中应用研究进展丁竹红 胡忻 尹大强 (777)

循环经济评价研究进展与展望曾绍伦 任玉珑 王伟 (783)

从SCI论文看中国黄土研究的发展 魏东原 朱照宇 陆周贵 高屹 刘漪 黄转青 彭志平 (790)

观点

对我国农业废弃物资源化利用的思考彭靖 (794)

建立我国生态补偿制度的思考韩德梁 刘荣霞 周海林 韩烈保 (799)

多溴联苯醚胁迫下鲫鱼肝脏微粒体CYP3A1和GST的响应吴伟 瞿建宏 聂凤琴 孟顺龙 (805)

镉锌联合诱导金属硫蛋白在鲫鱼肝脏和肾脏中的表达周彦锋 吴伟 胡庚东 尤洋 范立民 孟顺龙 陈家长 (811)

镉在五节芒（Miscanthus floridulus）不同种群细胞中的分布及化学形态秦建桥 夏北成 赵鹏 郑晓茶 赵华荣 林小方 (817)

镉胁迫对龙葵幼苗光合特性和营养元素吸收的影响郭智 原海燕 奥岩松 (824)

镉对小麦根尖细胞的遗传损伤效应何俊瑜 任艳芳 壬阳阳 常会庆 王阳阳 (830)

邻氯苯酚抑制光合细菌1D生长的毒性效应董怡华 李亮 胡筱敏 姜中佳 和英滇 郑琳子 (835)

太湖北部湾多氯联苯分布特征及生态风险评价计勇 陆光华 吴昊 秦健 (839)

汕头红树林湿地表层沉积物环境因子对PAHs分布的影响曹启民 王华 伍卡兰 唐群峰 陈桂珠 (844)

化工污染河流沿岸植物对砷、汞的累积作用比较郑冬梅 孙丽娜 张秀武 王起超 (851)

武汉月湖水体营养物质的分布与硅藻的生态指示胡胜华 高云霓 张世羊 周巧红 徐栋 吴振斌 (856)

增强UV-B辐射下一氧化氮对小球藻氮素代谢和类囊体的保护作用陈坤 朱涛 张娅婷 杨桂芳 刘永定 (865)

重污染河道浮游动物种群的特点万蕾 朱伟 (869)

羧甲基纤维素钠基复合调湿材料的制备与性能张文清 沈方红 夏玮 (874)

污泥生物反应器填埋场中PAHs、PCBs含量变化及其影响因素朱英 赵由才 徐香泳 柴晓利 (880)

阳离子表面活性剂对沉积物及其主要组分吸附双酚A的影响信晶 王婷 黎娜 李鱼 (885)

腐殖酸对铊污染土壤中铊形态和分布的影响邓红梅 陈永亨 常向阳 (891)

污泥中锌对土壤酶活性的影响及评价黄游 陈玲 梁好均 赵建夫 (895)

土法炼锌区废渣重金属固定研究敖子强 严重玲 林文杰 瞿丽雅 窦扬扬 叶娟 (899)

不同比例钾锌共存对土壤镉有效性的影响宋正国 徐明岗 刘平 孙楠 唐世荣 (904)

磷、锌肥处理对降低污染稻田水稻籽粒Cd含量的影响张良运 李恋卿 潘根兴 崔立强 胡忠良 (909)

长期不同施肥对红壤Cu和Cd含量及活化率的影响刘景 吕家珑 徐明岗 张文菊 陈苗苗 (914)

钙对紫云英铜害的解毒作用倪才英 曾珩 黄玉源 简敏菲 朱笃 (920)

杭州市郊区表层土壤中的多环芳烃于国光 张志恒 叶雪珠 孙彩霞 袁玉伟 杨桂玲 (925)

黔南州土壤中多环芳烃的污染现状及来源分析陈椽 张明时 杨加文 袁茂琴 叶峰 林野 (929)

TiO2对毒死蜱在土壤表面光降解的催化作用汪东 王敬国 慕康国 (934)

土壤中石油污染物的脱附过程廉景燕 杜永亮 郭敏 石烁 李鑫钢 (939)

气象因素对北京臭氧的影响安俊琳 王跃思 孙扬 (944)

北京市空气污染季节变化规律研究及污染控制建议郭建斌 陈珏 (952)

半个世纪以来黄土高原降水的时空变化卢爱刚 (957)

NPP列入生态统计指标体系的潜力分析——以北京地区NPP测算与空间分析为例刘芳 迟耀斌 王智勇 王艳艳 (960)

宁夏人地系统的物质代谢和生态效率研究——基于能值分析理论郭晓佳 陈兴鹏 张子龙 逯承鹏 (967)

中国能源利用效率区域差异基尼系数分析王丽琼 (974)

天津地区各季植被NDVI年际动态及其对气候因子的响应李明财 刘德义 郭军 (979)

东南沿海经济发达地区农村居民点景观格局变化研究邓南荣 张金前 冯秋扬 程炯 韦素琼 (984)

东亚-北美间断分布植物的早期适应性杜有新 张青松 庞宏东 桂忠民 刘洁 王蔓滢 蔡浔峰 (990)

衡阳盆地紫色土丘陵坡地自然恢复灌丛阶段主要种群空间分布格局杨宁 邹冬生 李建国 (996)

辽河三角洲滨海湿地的演化张绪良 张朝晖 谷东起 徐宗军 叶思源 (1002)

青藏高原湿地景观空间格局的变化邢宇 姜琦刚 李文庆 白磊 (1010)

海洋初级生产力的卫星遥感估算模型丛丕福 王臣立 曲丽梅 刘长安 (1016)

湿地植物香蒲体内氮、磷含量的季节变化及适宜收割期郭长城 胡洪营 李锋民 下橋雅樹 迫田章义 (1020)

UV-B辐射对2个水稻品种幼苗稻瘟病的影响及机理初探高潇潇 高召华 陈海燕 祖艳群 李元 (1026)

盐胁迫对沙棘幼苗生长与光合生理特征的影响秦景 董雯怡 贺康宁 陈静 于洋 王占林 (1031)

铝对大豆根系柠檬酸合成与分泌的影响莫丙波 沈春鹏 于智卫 沈宏 (1037)

温度对芦苇不同部位分解动态的影响柳新伟 (1042)

微生物对三种入侵杂草化感作用的影响李光义 侯宪文 邓晓 张桂花 李勤奋 (1045)

东北地区旱地土壤有机碳密度的主控自然因素研究丹 史学正 于东升 王洪杰 孙维侠 任红艳 赵永存 (1049)

长期施肥对华北平原农田土壤呼吸及碳平衡的影响牛灵安 郝晋珉 张宝忠 牛新胜 吕振宇 (1054)

长白山四种森林土壤呼吸的影响因素刘颖 韩士杰 (1061)

水分管理对稻田土壤CH_4产生、氧化及排放的影响张广斌 李香兰 马静 徐华 蔡祖聪 (1066)

退耕土壤的碳、氮固存及其对CO2、N2O通量的影响高亚琴 黄高宝 王晓娟 马剑 刘博 黄涛 李卿沛 (1071)

MCE法在土壤侵蚀危险评价中的应用王库 史学正 于东升 张定祥 王洪杰 孙维侠 (1077)

黄土高原植被破坏与重建过程中土壤侵蚀强度变化王晓燕 (1083)

放牧对祁连山高寒金露梅灌丛草甸土壤环境的影响盛海彦 张春萍 曹广民 朱广芬 (1088)

桐庐生态公益林主要林分类型的土壤水文效应黄进 杨会 张金池 (1094)

中亚热带区域几种典型生态系统土壤质量评价 Ⅰ.不同生态系统对土壤性质的影响王华 黄宇 汪思龙 杨知建 (1100)

中亚热带区域几种典型生态系统土壤质量评价 Ⅱ.不同生态系统对土壤质量的影响王华 黄宇 汪思龙 邹冬生 (1107)

包膜与氢醌结合对尿素释放及水解的影响张丽莉 武志杰 陈利军 马星竹 张玉兰 陈振华 (1112)

姜黄素分光光度法测定土壤有效硼的不确定度评定刘婷琳 张浩原 黄赛花 (1118)

综述

基于微藻细胞培养的水质深度净化与高价值生物质生产耦合技术胡洪营 李鑫 杨佳 (1122)

试论生态学的一门分支学科：环境耐性生态学刘刚才 张斌 代富强 (1128)

城市土壤碳循环特征研究进展叶红 黎慧娟 (1134)

城市生态系统代谢的能值研究进展吴玉琴 严茂超 许力峰 (1139)

橡胶树生理生态学研究进展李国华 田耀华 倪书邦 原慧芳 (1146)

植物表面蜡质对植食性昆虫的影响研究进展王美芳 陈巨莲 原国辉 雷振生 吴政卿 赵献林 (1155)

战略环境评价技术方法与应用实践关卉 王金生 徐凌 李丕学 (1161)

道路交通的生态影响研究综述李俊生 张晓岚 吴晓莆 全占军 范俊韬 (1169)

PAHs在我国土壤中的污染现状及其研究进展姜永海 韦尚正 席北斗 张化永 李红江 (1176)

土壤水研究进展与方向评述肖德安 王世杰 (1182)

观点

中国环境管理的战略创新许振成 王俊能 彭晓春 郭梅 (1189)

西樵山国家森林公园有害植物控制策略研究虞依娜 叶有华 彭少麟 黎建力 黄景波 林海佳 黎建勇 (1194)

广东省环保科技发展情况的文献计量学分析刘漪 (1197)

简述土壤污染的特征篇2

关键词：扩散方程；聚类统计分析；传播特征

中图分类号：X53

1 问题分析

随着城市经济的快速发展，人类活动对城市环境质量的影响日显突出。研究土壤中重金属含量及其传播特性等方面显得尤为重要。

按照功能划分，城区一般可分为生活区、工业区、山区、主干道路区及公园绿地区等，不同的区域环境受人类活动影响的程度也不同。

现对某城市城区土壤地质环境进行调查，选取危害度较大的8种重金属污染物，重点研究其对环境的污染程度、污染源的位置及造成污染的主要原因等问题。

1.1 土壤重金属评价方法与标准

（1）土壤重金属的单项污染指数评价方法[1]

采用单因子指数法，其计算公式为：

式中Pi为土壤中污染物i的环境质量指数，ci为污染物i的实测值，si为污染物i的评价标准。利用此方法可得出单因子污染物的等级和污染程度：

1级（Pi≤1）非污染，2级（1

3级（23）重度污染。

（2）土壤重金属的综合污染指数评价方法和分级标准[1]

为了全面反映各污染物对土壤的不同作用，突出高浓度污染物对坏境质量的影响，采用内梅罗综合污染指数法。其计算公式为：

其中，P综为综合污染指数；Pavg为所有单项污染指数的平均值；Pmax为土壤环境中各单项污染指数中的最大值。利用此方法得出综合污染分级标准：

对表1所示的结果进行分析，可以清晰的看出，各个城区的污染状况，及各种重金属在各个区的污染程度。

2 模型的建立与求解

2.1 重金属污染物在土壤中的传播

重金属进入土壤的主要方式有干湿沉降、污水灌溉、废弃物的堆积等。有些具有挥发性重金属，或工厂直接向空气中排放的废气和粉尘中均含有不同程度的重金属污染物，在地球重力、雨水冲刷作用下，这些重金属污染物会降落到土壤中。重金属污染物在土壤中很难被降解，其在土壤中的运移过程主要是受到对流、扩散、弥散和吸附作用等因素的影响。

重金属污染物在土壤中的传播受到很多因素的限制，土壤的吸附作用、紧实程度、质地、PH值、含水率共同影响着重金属污染物在土壤中的传播。

2.2 重金属污染物在土壤中传播运移的数学模型

（1）求出不同重金属离子在土壤中扩散的距离阈值

2.3 重金属污染物污染源的确定

本文只给出中度和重度污染的污染源位置。

选取浓度数据中汞元素含量最高的4个点，分别为：编号8、9、182，257把这4个点初步作为污染源的中心点，并各自作为一个类。通过已知的319个测量点的横（x）、纵坐标（y）、海拔（z），计算这4个点相对于全部测量点的空间欧氏距离，得到不同的距离长度：d1，d2，…，d319

通过将这些距离dn与各种金属传播距离d进行比较，凡是dn≤d的点，均会纳入以污染源中心点形成的类中。

（1）在编号8形成的污染源中，编号6、7、13与它的距离在d的范围之内，顾编号6、7、8、13围成的区域即为汞的一个污染源。

（2）在编号9形成的污染源中，编号6、10、139、140、141、142与它的距离在d的范围之内，顾编号6、9、10、139、140、141、142围成的区域即为汞的一个污染源。

（3）在编号182形成的污染源中，编号181、183、184与它的距离在d的范围之内，顾编号181、182、183、184围成的区域即为汞的一个污染源。

（4）在编号257形成的污染源中，编号62、63、256、258与它的距离在d的范围之内，顾编号62、63、256、257、258围成的区域即为汞的一个污染源。

综上所述，汞的污染源共有4个。

同样的方法可得铜、锌、铅，镉的污染源个数分别是2、2、3，1。

3 模型的评价

首先，我们运用了土壤污染指数pi来表示单项重金属污染物的污染程度，紧接着运用了内梅罗综合污染指数法大致的计算出城市中各个区不同重金属污染物共同影响的环境综合污染指数，并画出了重金属元素在空间中的分布。其次，我们反复推敲“传播特征”的真正含义，确定了重金属气态、液态无关因素，从而建立了土壤中重金属离子运移的扩散方程，并由此确定出污染的大致范围半径，从而确定了一些关键点并找到了污染源。总体数学思想简单易懂，实现方便。

由于重金属离子在自然界中的转化涉及到物理、化学、生物等一系列过程，十分复杂，因此，我们仅考虑重金属元素在土壤中的运移，而将其在大气、水体中的传播特点不予考虑，这难免会在污染范围上造成一些判断的困难。

参考文献：

[1]刘绍贵，张桃林等.南昌市城郊表层土壤重金属污染特征研究[J].土壤通报，2010，2（41）.

[2]覃邦余.重金属污染物在土壤环境系统中运移的建模与仿真[D].广西师范大学硕士学位论文，2009-5.

[3]范.云南丽江生态地质环境演化过程与趋势研究[D].昆明理工大学博士学位论文，2008-2.

[4]康玲芬.西北典型工业城市土壤污染及其环境效应研究[D].中国科学院寒区旱区环境与工程研究所博士学位论文，2006-11.

[5]章毛连，王祥科，陈磊.重金属离子在土壤中迁移道德模拟研究[J].吉林大学学报，2006，4（44）.

作者简介：许燕（1982.06-），女，汉族，江苏镇江人，工学硕士，讲师，从事图形图像处理、模式识别、计算机视觉、三维重建等方面的研究。

简述土壤污染的特征篇3

关键词：城市，土壤，重金属，综述

 

1、采样与测定

一般将城市划分为若干功能区，在各功能区内随机布点，注意避开污染源；同时考虑地形、气候等的影响，对某些部位多设采样点，加强采样。免费论文参考网。采样时，尽可能使用木头或塑料工具，避免金属工具直接与样品接触，对样品造成污染。土壤采样大多采取多点混合法，即一个地方采3-5个样品（一般为边长1米的正方形区域的中心及四个顶点），就地混合为一个样品，保证单个样品重约1-2公斤。采好的样品带回实验室，置于通风处自然风干，去除石块及植物根叶。用“四分法”取部分土样，用石英研钵进行研磨，过塑料筛，装入塑料袋，备用。

重金属含量的测定可采取不通的方法，但必须按照国家标准中规定的方法、材料、步骤进行，同时每若干测定样品间（如10个）需插入标准样（如GSS系列）进行全程质量监控，确保测定精度及仪器稳定度。备用样品可用HNO3-H2SO4-H2O2消化，以火焰原子吸收法测Cu、 Pb、 Zn浓度，石墨炉-原子吸收法测定Cd和As浓度。也可用X射线荧光光谱仪(XRF)进行荧光分析，将备用样品用压样机在标准压力下压成片，待测。压样过程中应用酒精擦压样机模具数次，确保干净，防止样品间污染。压好的片可直接放入XRF中测定。若要提高测定精度，也可采用熔片法，因为熔片法可消除粒度效应、矿物效应，但成本较高，用时较长。与传统方法相比，X射线荧光光谱法更简洁、方便，但它不能完成Hg(具有挥发性)、Cd（含量过低）的测定。建议两种方法结合使用。

2、污染特征

主要城市土壤重金属污染严重。沈阳市区土壤中铅含量为26-2910.6mg/kg,平均为199.72 mg/kg，是对照区（33.3 mg/kg）的6倍，是沈阳市土壤背景值（22.15 mg/kg）的9倍；乌鲁木齐城市土壤中Cr、 Cu 、Pb 、Zn含量均很高，超出相应土壤背景值1.65-2.84倍；北京市大兴区表层土壤重金属测定结果表明，Cu、Zn、Pb、Cr、Cd、Ni、Hg 、Co平均含量均高于当地背景值；而对上海市公园土壤研究发现，Cd的平均含量为背景值的3．1倍，Cr的平均含量与背景值基本相当，Pb、Zn和Cu的平均含量分别为背景值的2.2倍、2.3倍和1.6倍。

3、评价方法

综合污染指数法，即内梅罗指污染数法，它既全面反映了污染物对土壤污染的不同程度，同时又突出高浓度对土壤环境质量的影响，它的表示式为：P={(Pi2+Pimax2)/2}0.5，式中P为综合污染指数，Pi为单因子污染指数的平均值，Pimax为单因子污染指数的最大值，P≤1，未污染；1<P≤2，轻度污染；2<P≤3，中度污染；P>3，重度污染。但其未考虑到当地背景值。地积累指数又称Mull指数，是20世纪60年代晚期在欧洲发展起来的广泛用于研究沉积物及其它物质中重金属污染程度的定量指标，其表达式为Igeo=log2[ Cn/ ( k×Bn) ]，式中，Cn是元素n在沉积物中的含量；Bn是沉积物中该元素的地球化学背景值；k为考虑各地岩石差异可 能会引起背景值的变动而取的系数(一般取值为1.5)，用来表征沉积特征、岩石地质及其它影响。评价重金属的污染，除必须考虑到人为污染因素、环境地球化学背景值外，还应考虑到由于自然成岩作用可能会引起背景值变动的因素。地累积指数法注意到了此因素，弥补了其它评价方法的不足。然而，背景值的确定又是一个极其复杂的过程，它一直是国内外环境科学领域关注的对象。

4、污染源解析

交通和工业生产。含铅汽油的燃烧是城市Pb污染的重要来源。研究表明，各种汽油中Pb质量分数为0.4-1.0 mg/kg，汽车排放的尾气中Pb更多，20-50μg/L。纽约市的研究资料表明，城市的交通流量和人口密度（对数）与表层土壤的Pb量呈正相关。此外，工业区原材料中多含有Pb，释放后污染土壤，并在土壤中积累。交通边缘带机动车辆含Cu零件的磨损是表层土壤中Cu含量增多的因素之一。工业生产的迅速发展，含Cu污染物排放量越来越多，也是Cu含量增多的重要原因。汽车轮胎添加剂中含有Zn，轮胎磨损产生的粉尘，是路边土壤Zn污染的重要来源。有研究发现，在兰州市主要十字路口处，车流量越大的地方表层土壤Cu，Zn，Pb污染越严重。电镀、染料、制药、皮革、颜料等铬化合物制造企业排放的废物中还有大量的Cr，是城市土壤Cr来源之一，另外，汽车表面老化也将释放部分Cr。免费论文参考网。电子设备、荧光灯泡、温度计、电池及其它一些化学试剂的丢弃，是城市Hg污染的重要来源。

5、潜在危害

危害城市人群健康。日本的水俣病，就是因为烧碱制造工业排放的废水中含有汞，再经生物作用变成有机汞后造成的，痛痛病，是由炼锌工业和镉电镀工业所排放的镉所致。另外，镉还会损伤肾小管，出现糖尿病，还有镉引起血压升高，出现心血管病，甚至还有致癌、致畸的报道。砷对人体危害很大，它能使红血球溶解，破坏正常生理功能，甚至致癌等。人体中铅能与多种酶结合从而干扰有机体多方面的生理活动，导致对全身器官产生危害。我国城市儿童铅中毒问题普遍存在，沈阳是重工业城市，铅污染无处不在，是我国受铅污染危害较重的城市之一。沈阳市约有50％的儿童为铅污染的高危人群，其中80％的儿童血铅水平超过正常标准(1Oμg/dL)。哈尔滨市的一项调查显示，哈尔滨市O-2岁儿童铅中毒发生率为45％ ，2-6岁儿童为46％。西安市及邻近地区每年工农业和民用燃煤1000万t左右，主要为渭北石炭 ：叠系煤，含铅量为30 g/t左右，其每年排放到大气中的铅为200t左右，大量的铅最终会发生沉降，进入土壤，引起铅中毒。

6、对策与建议

城市功能区的合理布局。大量研究证明，不同的城市功能区有不同的污染特征。免费论文参考网。因此，应综合当地地形、气候、经济发展等因素，合理规划城市布局，尤其是新建工业区的规模、位置，以确保尽可能少的区域、尽可能少的人口免受其排放的废水、废气、废渣的影响。

污染修复。一般分为物理修复、化学修复技术和生物修复三种。其中生物修复既安全又经济，同时还可以美化环境。它不破坏土壤生态环境，能使土壤保持好的结构和肥力状态，无需进行二次处理就可种植其他植物。而且通过对生物的集中处理，造成二次污染的机会较少。对兰州市裸露采样点和绿化带采样点重金属含量的对比分析表明，裸露采样点表层土壤Cu、Zn、Pb的质量分数平均值比绿化带采样点的高，说明绿化带对重金属污染有明显的削减效应。

参考文献:

[1]王金达，刘景双，等.沈阳市城市土壤和灰尘中铅的分布特征[J].中国环境科学，2003，23(3)：300-304.

[2]刘玉燕，刘敏，等.乌鲁木齐城市土壤中重金属含量与影响机制探讨[J].干旱区地理，2007，30(4)：552-556.

 

简述土壤污染的特征篇4

汞作为土壤重金属污染元素之一，且在生物体中易转化为毒性更大的甲基化合物，会引起诸如水俣病等灾害的发生，被EPA列为129种优先控制的污染物之一。据报道目前全球每年人为活动向大气的汞排放量有2000t，其中我国每年排放500～600t，占全球汞排放总量的1/4以上[1]。我国土壤中Hg含量范围为0.001～45.90mg•kg-1，高于世界土壤Hg自然含量的平均值，特别是在贵州等Hg污染严重的地区，土壤含量可达29.6～793mg•kg-1[2]。因此，汞的生态毒理效应研究一直是环境和土壤科学关注的重点，在理论和实践上具有十分重要的意义。 土壤酶作为土壤重要的组成部分，在营养物质转化、能量代谢、污染土壤修复等过程中发挥着重要作用，被称为土壤生态系统的中心[3]。近20年来国内外学者将其应用到土壤污染领域，由于土壤酶测定简便、快捷、准确，而且是土壤污染和性质共同作用的结果，作为监测指标优势明显，相继提出将土壤转化酶、磷酸酶、脱氢酶等作为污染监测指标[4-7]。由于土壤酶的种类、来源、功能不同，尽管单一酶活性可提供一些重要信息，但无法涵盖全部或整体酶活性的状态，因而利用不同地区土壤酶对重金属的反应并不一致；同时对汞污染的土壤酶效应方面研究报道相对较少，结果也有一定差异，如杨春璐、Oliveira等[4，8-10]分别认为脱氢酶、碱性磷酸酶、脲酶可作为土壤汞污染的指标；加之这些文献报道多局限在单一酶活性的研究上，鲜见几个酶类的综合分析。为此，本文以我国几种主要类型土壤为对象，采用室内模拟方法，研究影响C、N、P物质循环和微生物活性的土壤转化酶、脲酶、磷酸酶和脱氢酶活性的变化规律，并以这4种酶为基础，获得监测土壤汞污染土壤酶学指标，为环境保护和监测等提供依据。 1材料与方法 1.1供试土样 采自陕西省黄龙县的褐土（简育干润淋溶土，Hapli-UsticArgosols），杨凌区的塿土（土垫旱耕人为土EumOrthicAnthrosols），榆林市的风沙土（干旱砂质新成土，Aridi-SandicPrimosols）和江西省鹰潭市的红壤（简育湿润富铁土HapUdicFerrisols）。黄褐土、风沙土、塿土的主要矿物学类型为水云母-蛭石；红壤的为高岭-水云母[11]。采样时，先去除0～5cm的表土，取5～20cm土样，混匀风干，过1mm筛后备用。常规方法分析[12]土样的理化性质，结果见表1。 1.2试验方案 向5.00g土样中加入1mL甲苯，15mim后添加5mL不同质量浓度（0、0.25、0.5、1.0、5.0、10.0、20.0Hg2+mg•kg-1）的HgCl2溶液，混匀30min后加入相应的底物和缓冲液，37℃培养，定期（8h或12h）取样，采用靛酚蓝、磷酸苯二钠、3，5-二硝基水杨酸和三苯基四氮唑氯化物（TTC）比色法分别测定土壤脲酶、碱性磷酸酶、转化酶和脱氢酶活性[13]，其单位分别用NH3-N、ph（OH）、葡萄糖的量、三苯基甲臢（TPF）的量μg•g-1•h-1来表示。每处理重复3次，设无底物、无土壤处理作为对照。 1.3数据分析 采用Excel和DPS7.05软件对数据进行计算分析。相对活性＝处理的酶活性/对照酶活性×100％生态剂量（Ecologicaldose）ED10和ED50分别是指土壤酶活性变化10%和50%时外界污染物的浓度，可表征土壤轻微和中度污染时的临界浓度[14]。总体酶活性参数按下式计算：TE（IThetotalenzymeindex）[15]=in=1ΣXi/X軍i其中Xi为第i种土壤酶活性，X軍i为第i种酶活性的平均值。 2结果与讨论 2.1Hg对土壤脲酶活性的影响 由表2可以看出： （1）未添加Hg时，同一类型土壤的脲酶活性值随有机质含量升高而增加，且与有机质（r=0.72*）、全磷（r=0.71*）达显著正相关，这主要是由于土壤酶能与有机质等结合，以吸附态存在的缘故 （2）从不同土壤类型来看，汞对4种土壤中脲酶活性的抑制程度不同，这与土壤性质有关。加入相同浓度的Hg，表现出不同的生态效应与环境效应。如添加0.25mg•kg-1Hg2+后，除5号和9号外，其他土样脲酶活性变化较小，其中4、6号和7号土样脲酶活性略有增加，增幅分别为4%、23％和9％。一般认为土壤有机质含量和pH能够对重金属的毒性起缓冲作用，土壤有机质含量高，对酶的保护作用相对较大[17-18]。其原因是重金属极易与土壤组分（有机、无机颗粒）发生吸附络合、沉淀反应，Hg进入土壤后95%以上能迅速被土壤吸持或固定，从而降低Hg的生态毒性[16]。本文中5号土壤有机质含量最低，9号土壤pH最小且有机质含量也很少，因此这两种土壤受汞毒害作用最大，在0.5mg•kg-1Hg2+时脲酶完全被抑制。 （3）随Hg质量浓度增加，除4、6、7号0.25mg•kg-1和0.50mg•kg-1浓度外，土样脲酶活性受到抑制，且大部分浓度下的酶活性差异达到显著水平。当浓度增大到20.0mg•kg-1时，供试土样脲酶活性降幅达27%～100%。 （4）当Hg质量浓度≥0.5mg•kg-1时，红壤脲酶活性降幅远大于其他土壤。这可能是酸性土壤条件下Hg毒性较强的缘故，揭示出酸性土壤脲酶比碱性的更敏感。 （5）将Hg质量浓度（C）与脲酶活性（U）按U=A×ln（C）+B模型拟合[18]，结果（表3）显示除5、8号土样外，其余均达显著或极显著负相关，揭示脲酶在一定程度上可表征土壤Hg污染程度的大小，这与SophieChaperon等的结果一致[19-21]。计算得到土壤Hg轻度污染的生态剂量ED10值为0.13～0.81mg•kg-1。 2.2Hg对土壤碱性磷酸酶活性的影响 表4可以看出： （1）土壤磷酸酶活性与有机质（r=0.77*）和全磷（r=0.76*）呈显著正相关，佐证了土壤碱性磷酸酶活性可作为土壤肥力的指标[22]。 （2）总体上Hg抑制了土壤碱性磷酸酶活性，如加入Hg在20mg•kg-1时，4号土样降幅最小为1%，5号土样降幅最大达到41%。碱性土壤平均降幅为13%，而酸性土壤的降幅为23%。#p#分页标题#e# （3）随Hg浓度增加，各处理碱性磷酸酶酶活性变化规律不明显，反映出土壤碱性磷酸酶对Hg敏感性较差。杨春璐等[3]研究表明土壤中性磷酸酶对汞污染不敏感。而徐冬梅等[17]认为汞对土壤酸性磷酸酶具有明显的抑制作用，研究表明其机理为非竞争和反竞争的混合抑制类型，这与本文结果产生差异的主要原因可能是供试土壤的地区差异所致不同。 2.3Hg对土壤转化酶活性的影响 表5显示： （1）土壤转化酶活性与有机质（r=0.76*）和全磷（r=0.79*）呈显著正相关。 （2）在低浓度时各土壤转化酶响应不尽一致。如Hg浓度为0.25mg•kg-1时，对2、9号土样转化酶有轻微的激活作用，增幅分别达到15%和14%，其余土样的降幅范围为9%～33%。 （3）随Hg浓度增加，土壤转化酶活性变化规律亦不明显，如5号土样转化酶对汞污染反应比较迟钝，因为不加污染物时本身转化酶活性很小。和文祥等[22]研究也得出类似的结论。但有研究表明Hg能抑制土壤转化酶活性，两者之间存在很好的相关性，即转化酶活性在一定程度上也可表征Hg污染状况[3]。因为Hg对转化酶活性的抑制作用主要是由于其能与酶活性部位中的巯基和咪唑的配位体等结合并形成稳定的化学键，从而与底物产生非竞争性抑制作用。土壤转化酶活性对Hg污染响应不一致，其原因可能是供试土壤的地区差异所致，有待进一步研究。 （4）将二者关系拟合（表6）后显示，仅4个土样达显著或极显著负相关；计算获得生态剂量ED10的范围为0.74～4.48mg•kg-1。 2.4Hg对土壤脱氢酶活性的影响 土壤脱氢酶是胞内酶，只存在于活的微生物细胞内，能够促进有机物脱氢，起到传递氢的作用，其活性大小直接反映土壤微生物的数量和活性，并可作为土壤重金属污染的指标[23]。 由表7可以看出： （1）Hg胁迫下土壤脱氢酶活性随Hg浓度增加而减小，各处理的脱氢酶活性均显著低于未添加Hg土壤。当浓度增至20.0mg•kg-1时，5、8、9号土样的脱氢酶活性完全被抑制，其余土样降幅也达到68%～92%。 （2）从不同土壤类型来看，当汞浓度为20.0mg•kg-1时，碱性土壤降幅为68%～100%，平均达到82%；酸性土壤中仅7号土样能检测出脱氢酶活性，其降幅为83%。含有机质较低的8号和9号酸性土样在Hg浓度为5mg•kg-1时，脱氢酶即完全被抑制。表明在酸性条件下汞的毒性更强。因为在酸性条件下，土壤中的重金属主要以离子态存在；pH越低土壤中游离出来的重金属数量越大，活性越强，对生物的毒害就越高；反之亦然[24]。 （3）Hg质量浓度（C）与脱氢酶活性（U）拟合结果（表8）显示，两者关系均达显著或极显著负相关，揭示脱氢酶在一定程度上可表征土壤Hg污染程度。 （4）计算的生态剂量值ED10为0.88～4.5mg•kg-1。其中有机质含量低的土样ED10值也较低，将土样有机质含量与其ED50值进行相关分析，两者达到极显著正相关（r=0.89**），表明有机质对Hg的污染具有一定缓冲作用。 2.5Hg对土壤总体酶活性的影响 土壤的理化性质不同，对酶的保护作用和对外源物质的吸附缓冲能力也有差异，因此二者之间关系随土壤不同也必然存在差异。由前面分析可知，土壤脲酶、碱性磷酸酶、转化酶、脱氢酶对Hg毒性的响应有明显差别，因而很难选择哪个酶作为指标会更好，为此计算了土壤总体酶活性参数。结果（表9）显示： （1）Hg加入后，土壤总体酶活性呈现抑制作用。 （2）随Hg浓度的增加，总体酶活性值持续减小，当Hg质量浓度为20mg•kg-1时，土壤总体酶活性降幅为32%～84%；而且有机质含量最高的1号土样降幅最小，揭示了有机质对Hg的污染有缓冲作用。 （3）Hg质量浓度（C）与总体酶活性（U）拟合结果（表10）显示，两者关系达极显著负相关，表明总体酶活性可较好表征土壤汞污染的程度；计算得到Hg污染的生态剂量值ED10为0.0005～0.59mg•kg-1。 3结论 综上所述，通过Hg的土壤酶效应研究表明：Hg抑制了土壤碱性磷酸酶、转化酶活性，但是规律性不明显；低浓度Hg激活了土壤脲酶活性，高浓度时则相反；土壤脱氢酶和总体酶活性受到了Hg的抑制，其间关系达到了极显著负相关，揭示出脲酶、脱氢酶和总体酶活性在一定程度上可表征土壤Hg污染程度的大小；根据剂量越小，反应越敏感的原则，计算得到供试土样Hg污染的生态剂量值ED10为0.0005～0.59mg•kg-1，酸性土壤和有机质含量低的土壤对Hg较敏感；土壤有机质和pH对土壤酶与汞的关系有重要影响。

简述土壤污染的特征篇5

关键词：土壤污染；重金属；蔬菜基地

收稿日期：2011-05-20

基金项目：国家自然科学基金项目（编号：40963001）资助

作者简介：金联平（1985―），男,安徽颍上人,硕士研究生,主要从事热带海岛地表过程与环境评价的学习与研究。

中图分类号：X852

文献标识码：A

文章编号：1674-9944（2011）06-0001-02

1 引言

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,所以将砷和硒列入重金属污染物范围内［1］。重金属污染已成为全世界人们极为关注的焦点之一。随着全球经济化的迅速发展,重金属的污染物通过各种途径进入土壤,造成土壤严重污染。重金属在土壤中的高富集直接影响农作物的产量并使其品质下降［2］，并可通过食物链危害人类的健康; 也可导致大气和水环境质量的进一步恶化; 即使重金属富集程度不高,亦可能阻碍土壤中微生物群体的多样性和活力,从而严重影响作为营养循环和持续农业基础的土壤的生物量和肥力［3］。蔬菜基地的健康发展关系着人们的饮食安全和我国蔬菜的正常出口,因此治理蔬菜基地土壤重金属污染具有重要的理论意义和现实意义。

2 蔬菜基地土壤重金属污染物来源

土壤中重金属元素的来源主要有两种方式：自然因素来源,主要受成土母质和成土过程对土壤重金属含量的影响；受人为因素的影响,在各种人为因素中,则主要包括工业、农业和交通等来源引起的土壤重金属污染。

2.1 大气降尘污染

大气中的有害气体主要是由工厂排出的有毒废气,因其成分复杂,迁移扩散污染面大,长期对土壤造成严重污染。工业废气的污染大致分为两类，气体污染,如二氧化硫、氟化物、臭氧、氮氧化物、碳氢化合物等; 气溶胶污染,如工业粉尘、烟尘等固体粒子及烟雾、雾气等液体粒子,它们通过沉降或降水进入土壤,造成污染［4］。公路、铁路两侧农田土壤中的重金属污染主要是以Pb、Zn、Cd、Cr、Co、Cu 的污染为主,它们来自于含铅汽油的燃烧,汽车轮胎磨损产生的含Zn 粉尘等,汽油中添加的抗暴剂烷基铅会随着汽车尾气污染公路两侧100m范围内的土壤［5］。

2.2 农药、化肥等农用物资的不合理使用

农药能防治病、虫、草害,如果使用得当,可保证作物的增产,但它是一类危害性很大的土壤污染物,施用不当,会引起土壤污染。施用化肥是农业增产的重要措施,但不合理的使用,也会引起土壤污染［6］。长期大量使用氮肥,会破坏土壤结构,造成土壤板结,生物学性质恶化,影响农作物的产量和质量。

2.3 固体废物对土壤的污染

工业废物和城市垃圾是土壤的固体污染物。例如,各种农用塑料薄膜作为大棚、地膜覆盖物被广泛使用,如果管理、回收不善,大量残膜碎片散落田间,会造成蔬菜基地“白色污染”。还有一些固体废弃物被直接或通过加工作为肥料施入农田,造成土壤重金属污染,如磷钢渣作为磷源施入农田时,土壤中发现有Cr 的累积［7］。

2.4 污水灌溉和污泥施肥

污水中的重金属随着污水灌溉进入农田后以不同的方式被土壤截留固定从而引起污染。污泥中含有大量的有机质和N、P、K等营养元素,但同时也含有大量的重金属,随着大量的污泥进入农田,农田中的重金属的含量在不断增高,导致农作物中的重金属残留过多,如施用污泥和污水是造成蔬菜重金属残留的一个主要原因［8］。

3 蔬菜基地土壤重金属污染的特点

3.1 潜伏性和滞后性

重金属在土壤中不易随水淋溶,不能被微生物分解,具有明显的生物富集作用,重金属主要通过对作物的产量和品质的影响来表现其危害。因此,土壤污染具有较长潜伏期。由于土壤、污染物及地域的复杂性,土壤一旦受到污染,其治理不仅见效慢、费用高,而且受到多种因素的制约［9］。

3.2 单向性和难治理性

进入土壤中的重金属不能被微生物降解,易积累,所以一旦土壤被重金属污染,很难恢复。某些被重金属污染的土壤可能要100～200年时间才能够恢复,因此土壤的重金属污染一旦发生通常很难治理,而且其治理成本较高、治理周期较长。

3.3 间接性和综合性

土壤重金属对人的危害主要是通过食物链或者渗滤进入地下水体实现的。在生态环境中,往往是多种重金属污染同时发生,形成复合污染,且污染强度显示出放大性［10］。

4 蔬菜基地土壤重金属污染的危害

4.1 直接危害农产品的产量和质量,造成经济损失

土壤重金属污染物直接危害农作物的正常生长和发育,导致产量下降,品质降低［11］,造成经济损失。中国每年因重金属污染导致的粮食减产超过1 000万t,被重金属污染的粮食多达1 200万t,合计经济损失至少200亿元［12］。加入WTO之后,农产品的重金属超标问题对我国农业冲击更大。

4.2 威胁生态环境安全与人类的生存健康

土壤一旦被重金属污染后,其危害性远远大于大气和水体的污染。有研究表明,重金属污染能明显影响土壤微生物群落,降低土壤微生物量和活性细菌量,对土壤重金属综合污染指数的相关分析表明,在土壤综合污染较轻的情况下,土壤微生物多样性较高,随着重金属综合污染指数的增加,微生物多样性呈指数式迅速下降［13］。土壤重金属污染使污染物在植物、蔬菜、水果等食物中Cd、Pb、Cr 、As 等重金属含量超标或接近临界值,从而使重金属通过食物链富集到动物和人体,最终危害人类健康［14］。

5 蔬菜基地土壤重金属污染的治理

由于农田土壤重金属污染的特点,其治理应立足于“防重于治”的基本方针［15］,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。目前,大多数治理方法尚处于探索阶段,治理方法各有利弊［16］。

5.1 控制污染源,减少污染的排放

控制污染源,即控制进入农田土壤中的污染物的数量和速度,使其在土体中缓慢地自然降解,而不致迅速而大量地进入农田,超过土壤的承受能力,引起土壤污染［17，18］。严格做好蔬菜基地的规划,做到土壤的合理安全有效利用,按规划的目标实施,防患于未然。合理使用化肥、农药,重视开发高效低毒低残留的化肥、农药。

5.2 修复被重金属污染的蔬菜基地土壤

修复措施主要包括客土、换土和深耕翻土等。通过客土、换土和深耕翻土与污土混合,可以降低土壤中重金属的含量,减少重金属对土壤植物系统产生的毒害,从而使农产品达到食品卫生标准［19］。对土壤重金属污染严重的地段,依靠切断污染源的方法则往往很难恢复,有时要靠深耕客土、淋洗土壤等方法才能解决问题。另外开展植物修复技术的研究及培养抗性微生物等。其他治理技术见效较慢、成本较高、治理周期较长。

参考文献：

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简述土壤污染的特征篇6

【关键词】 X射线荧光光谱法 原子吸收法 方法比对 总铬 土壤

铬（Chromium），化学符号是Cr，原子序数为24。这是一种具有银白色光泽的金属，无臭，无味，无毒，化学性质很稳定，有延展性，自然界没有游离状态的铬，主要的矿物是铬铁矿。在人体中，铬是一种必需的微量元素，在肌体的糖代谢和脂代谢中发挥特殊作用。铬在环境中，在不同条件下价态也有不同，其化学行为和毒性大小亦不同。如水体中三价铬可吸附在固体物质上而存在于沉积物（底泥）中；六价铬则多溶于水中，比较稳定，但在厌氧条件下可还原为三价铬。三价铬的盐类可在中性或弱碱性的水中水解，生成不溶于水的氢氧化铬而沉入水底。由于环境中的三价铬和六价铬可以互相转化，所以近来愈来愈倾向于根据铬的总含量，而不是根据六价铬的含量来制定相关标准。

铬主要用于金属加工、电镀、制革等行业。由于铬的污染源很多，而且毒性较强。所以是一项重要的污染控制指标。《土壤环境质量标准》中，铬是规定监测项目之一。

当前国家对重金属污染防治日益重视，更是将重金属污染防治写入了十二五规划中，为了保障人民群众生活环境健康，如何快速准确有效的分析土壤中铬的含量，已经成为土壤无机元素分析法研究中非常重要的一个方面。

目前，土壤中铬的测定主要为火焰原子吸收分光光度法（简称FAAS），样品消解过程复杂繁琐，需要使用大量的酸，同时会产生酸雾，易对环境造成二次污染，对实验人员有一定的伤害，且耗时长，分析效率较低。而使用X射线荧光谱仪（简称XRF）分析，样品无需前处理，只需压制成一定规格的薄片即可进行测定，且测定时间短。

1 方法原理

（1）火焰原子吸收分光光度法。采用盐酸-硝酸-氢氟酸-高氯酸全分解的方法，破坏土壤的矿物晶格，使试样中的待测元素全部进入试液，在消解过程中，所有铬都被氧化成Cr2O72-。然后，将消解液喷入富燃性空气-乙炔火焰中。在火焰的高温下，形成铬基态原子，并对铬空心阴极灯发射的特征谱线357.9nm产生选择性吸收。在选择的最佳测定条件下，测定铬的吸光度。（2）X射线荧光光谱法。将土壤试样用衬垫压片法或铝环（塑料环）压片法制样，用X射线或其他激发源照射待分析样品，样品中的元素之内层电子被击出后，造成核外电子的跃迁，在被激发的电子返回基态的时候，会放射出特征X射线；不同的元素会放射出各自的特征X射线，具有不同的能量或波长特性，其强度的大小与样品中元素浓度有关，与标准样品进行比对时，即可定量测定样品中各元素的含量。

2 实验

2.1 仪器比对

（1）X射线荧光光谱法：S4 Pioneer X射线荧光光谱仪（布鲁克-AXS）

实验条件：分析线Ka；准直器0.46dg；晶体LiF200；探测器SC；滤光片无；电压60kV；电流50mA；2θ峰位69.368；2θ背景70.472；PHA 60～140%；测量时间峰位30s；测量时间背景20s。

（2）火焰原子吸收分光光度法：55B型火焰原子吸收分光光度计（瓦里安公司）

实验条件：波长357.9nm；狭缝0.2nm；灯电流7.0mA；燃气流量3.0L/min；助燃气流量10.0L/min。

2.2 样品比对

南京某地采集的土壤样品（阴处风干，过200目筛[2]），国家GSS系列土壤标准样品，标准值为（59±2）mg/kg和（67±3）mg/kg。

3 分析

用火焰原子吸收分光光度法和X射线荧光光谱法测定实际土壤样品和标准样品的分析结果，分别见表1和表2。

4 数据分析

（1）从表2的统计结果来看，两种方法检测结果的平均值与标准值之间误差较小；经t检验法检验，在给定显著性水平为0.05时，两种方法检测结果的平均值与标准值均无显著性差异，测量中不存在系统误差。（2）经t检验法检验，给定显著性水平为0.05时，两种方法检测结果的平均值之间无显著性差异。

5 结语

通过上述实验，我们可以得出以下结论：火焰原子吸收分光光度法和X射线荧光光谱法测定土壤中铬，均具有精密度好，准确度高的优点，两者之间无显著性差异。

射线荧光光谱法与火焰原子吸收分光光度法相比，其在样品前处理方面和分析效率方面更具优势，此外X荧光可以同时分析多种元素，省时省力，建议在有条件的情况下使用X射线荧光光谱法分析土壤中铬。

参考文献：

[1]土壤 总铬的测定 火焰原子吸收分光光度法（HJ 491—2009）.

简述土壤污染的特征篇7

【关键词】生物技术；环境保护；发展

生物技术又被称为生物工程，把生命科学作为基础，通过生物有机体或者其他工程技术原理来研究新产品的一种综合性科学体系。它有利于人类社会的可持续发展，所以，生物技术在环境保护中所发挥的力量是不可估量的，并且在世界上得到了极大的重视。

1生物技术的含义和特征

当前，生物技术总共包含了微生物工程、酶工程、细胞工程以及基因工程四个部分，每个部分都有其独特的概念和应用范围，但他们又存在着互补和有机结合的关系，最后产生了一个完全的体系。生物技术的特征可以分为五大点:(1)把生物作为对象或者工具，不限自愿的使用，重点强调资源的再生和可持续发展。(2)在常温和常压下实施，操作简单并且可以联系进行，还可以节约资源，减少污染。(3)可以根据需要来制作新品种或者另外的生命体产品。(4)可以高效供应生物产品的方法和渠道。(5)可以解决平常技术不能解决的问题。

2当前我国环境的状况

随着我国不断的发展，经济、工业、农业都在快速成长，但是在发展中却造成了废水、废气、废渣的污染情况越来越严峻，已经严重危害到了我国的生态环境，并且导致大量的水源、空气和土壤被破坏。当前，我国城市缺水越来越严重，水土流失也在日益增加，土地的荒漠化也在与日具添。此外，随着树木的砍伐，我国森林面积也日渐缩小，这对人们的环境和健康有着巨大的危害。所以，保护环境是人们密切关注的问题，通过生物技术的研发和应用，在环境保护中也起到了巨大的作用。

3生物技术在环境保护中的作用

3．1生物技术在水处理中的作用

生物技术在治理水污染，改良水质中起到了关键作用。污水中包含了很多对人类有害的有毒物质，比如金属、氰化物、有机磷等等。通过微生物自身含有的新陈代谢等等活动，就可以把污水中的部分有害物质完全消除，进而让污水中的有毒物质转变为无害物质，让污水得到净化。固定化酶技术就是当前运用最普遍的一种污水处理技术，它是利用吸附法或者键合法让水溶酶和固体不溶性的载体相融合，进而把酶转变成不与水相溶，但是依然有净化能力的活性衍生物，进而对污水中的污染物进行有效的过滤处理。

3．2生物技术在废气净化中的作用

在治理水污染的过程中，利用生物技术净化已经有较长的时间了，但是作用于治理废气污染方法还在研究实践中。在上个世纪，工业废气的净化处理范围内运用生物技术进行实施，已经成为了很多生物技术学家的重点研究对象。在当前，相对较为成熟的废气处理生物技术有生物洗涤、吸附、过滤等等方法，它和传统的废气净化处理技术相比，就存在更多的优势，比如效率高、成本低、安全系数高等等。现在的废气净化处理技术，就可以分成过滤法和吸附法两大类型，过滤法主要是作为除臭工艺，一般是用来减少臭味的。吸附法的重点就是把含有胺、酚以及乙醛等等有毒物质的废气净化中有着广泛的运用，它的净化能力高达90%以上。

3．3生物技术在固废处理中的作用

固废一般是指城市中的生活垃圾、污泥、工农业的废弃物等等。通过生物技术，不仅可以把固体废弃垃圾实施无害、减量、资源化的处理，还可以让它们转变成可以用于农业生产的废料或者其他的使用产品，进而达成变废为宝的目的。普遍的生活垃圾堆肥工艺可以分成好氧堆肥和厌氧堆肥，高温好氧堆肥工艺已经成为当前的重点关注对象。

3．4生物技术在土壤污染治理中的作用

在进行土壤污染的治理中，生物技术主要是针对重金属污染土壤的修整过程，通过微生物或者植物，对含有重金属的土壤实施净化和削弱，进而减少毒性。利用生物作用，让土壤中的重金属逐渐转化为化学形态，让重金属进行毒解或者固定，然后再使用生物吸附，就可以完全把重金属的数量减少甚至去除。消除了重金属的土壤可以提升有机质的含量，并且改进生态结构，进而固定土壤，防止水土流失。

4结语

随着生物技术的不断发展，它在环境保护中有着不可代替的关键作用，在环境保护中也有着良好的发展，并且实现了生物技术的本身价值。为了可以让生物技术可以发挥更大的作用，就要不断发掘它的潜力。

参考文献:

［1］唐琼，李正山，尹华强．生物技术在环境保护中的应用及前景［J］．环境污染治理技术与设备，2002(10):28～35．

［2］朱将伟，陈卫红，邱江平．生物技术在环境保护中的研究与应用概况［J］．生物技术通讯，2010(01):145～148．

［3］宋佳．生物技术在环境保护中的应用及前景［J］．化工管理，2014(15):214．

简述土壤污染的特征篇8

持久性有机污物(PersistentOrganicPollutants，简称POPs)具有毒性、生物蓄积性和半挥发性，在环境中持久存在，且能在大气中长距离迁移并返回地表，对人类健康和环境造成严重危害的有机化学污染物质。《关于持久性有机污染物的斯德哥尔摩公约》规定首批受控的12种POPs。随着现代分析手段的不断发展，环境中新发现和证实的POPs种类不断增加。多环芳烃(PolycyclicAromaticHydrocarbons，PAHs)，六六六(HCHs)，多溴代二苯醚(PolybrominatedbiphenylEther，PBDEs)等化合物，就已被研究证实具有POPs的性质[1]。本世纪50、60年代，西方国家开始对水体中有机污染进行大规模的调查，主要是常规性综合性指标如BOD,COD,DO等；70年代中后期，对水环境中有机污染物研究；至80年代中期，西方各国已基本完成了对其主要河流的有机污染调查评价。美国、英国、法国等一些国家重视对POPs的污染现状、环境迁移及转化行为、归宿规律、生态毒性、污染源控制策略以及污染治理途径等各个方面开展基础研究和应用研究。印度、智利等一些发展中国家也正在努力开展POPs研究工作。我国关于持久性有机物污染的基础研究和应用研究都是相当薄弱的，远远落后于西方发达国家，甚至落后于印度等一些发展中国家。

1我国POPs污染现状

1.1我国POPs来源的研究进展持久性有机污染物的来源广泛，包括工业生产过程和农业生产中化肥、农药的大量使用；石油等燃料的不完全燃烧过程。水和沉积物中的POPs来源：环境中的早期生产残留影响深远。我国是生产和使用POPs的大国，已查明杀虫剂类POPs的生产企业45家，分布于18个省市[2]。北京市官厅水库上游洋河边的一家生产阿特拉津的农药厂导致库水中有痕量的阿特拉津残留[3]。环渤海地区曾经是我国重要的氯碱化工、有机氯杀虫剂的生产基地，检出较高含量的有机氯农药、多氯联苯（PolychlorinatedBiphenyls,PCBs）和二恶英等POPs物质[4]。沿海地区工业废水、废渣、废气排放，农业生产区农药的使用等均可造成污染[5]。土壤中的POPs来源：持久性有机污染物类农药的使用导致我国的土壤约有1.3-1.6×103km2被污染[6]。杀虫剂类持久性有机污染物是目前污染土壤的主要污染物之一[7]。辽宁地区土壤中的PAHs以煤炭和生物质燃烧为主要来源[8]。珠穆朗玛峰地区土壤中多环芳烃的主要来源是家庭燃烧和汽车尾气的排放[9]。大气中POPs来源：工业污染和机动车尾气的排放；设备拆解排放和泄漏；垃圾焚烧等。乌鲁木齐市现有产生二恶英类等POPs的企业，排放量最大的行业是炼钢生产行业[10]。珠江口及南海近海海域大气有机氯主要来自三氯杀螨醇的生产和使用，以及船舶防污油漆中使用的滴滴涕[11]。

1.2我国POPs分布的研究进展POPs可在环境中得以长久存在，对环境造成威胁。近年来我国学者对水、沉积物、土壤、大气中POPs种类与分布状况进行研究。

1.2.1水中POPs分布的研究进展水体与我们的生产生活密切相关。在我国主要河流、水库均有POPs检出，受污染程度各不相同。辽河中下游水体中多氯有机物浓度高于国外相应的浓度[12]。黄浦江表层水体中有机氯农药含量未超过地表水环境质量标准限值[13]。官厅水库—永定河水系中有机氯农药的污染属轻度污染[14]。丹江口水库水体中主要微量有机污染物种类共220种，多环芳烃占10.45%[15]。三峡库区重庆段水域中多环芳烃类检出率比较高[16]。河南省主要城市饮用水源水普遍受到多环芳烃的污染[17]。长江和嘉陵江作为重庆市的饮用水水源，共检测出101种有机污染物[18]。

1.2.2沉积物中POPs分布的研究进展关于沉积物中有机污染物的分布特征及污染来源的研究近年来不断增加，研究区域范围有：河口、湖泊、海湾、港口、海岸等。我国东部11条主要河流城市区段沉积物中，PCBs与各种同系物在我国南北河流沉积物中的含量无明显差别[19]。太湖重污染区—五里湖底泥中的多环芳烃的蓄积在深度上呈指数分布[20]。渤海表层沉积物中多环芳烃的含量分布由高至低分别为秦皇岛近岸、辽东湾近岸、莱州湾近岸、辽东半岛近岸、外海海区和渤海湾近岸[21]。东海泥质区中总有机氯农药的平均含量，近岸泥质区含量高于远岸[1]。

1.2.3土壤中POPs分布的研究进展我国土壤POPs东部地区POPs的污染较为严重；西部和边远地区污染水平相对较低。1988年中国土壤有机氯农药的残留分布，呈现南方>中原>北方空间格局，平均残留水平南方相当于北方的3.3倍[22]。在河北省境内采集的207个表层土壤样品中七氯的浓度呈典型的对数正态分布。沧州土壤七氯的浓度最高[23]。随着我国有机氯农药的禁用，土壤中残留浓度逐年下降。但在污灌的农田等地残留量仍较高，同时存在分布的不均匀性。我国PCBs的污染不是很严重，但在PCBs使用较多或放置不当的地区，土壤中PCBs的检出较高[7]。卧龙高海拔地区的不同海拔高度冬季土壤中的PCDD/Fs,PCBs和PCNs污染水平较低[24]。珠穆朗玛峰地区土壤中的多环芳烃属于地球边远地区的水平[9]。

1.2.4大气中POPs分布的研究进展无论在城市乡村，发达地区还是相对落后边远地区都应重视POPs的研究。城市中大气中POPs污染分布有规律可循。PAHs在我国大气中的分布颇有规律:自城区中心向外而减少，北方城市高于南方城市，沿海低于内地[25]。ShuiJenChen的研究表明台湾南部PCBs浓度比较：农村<城市<工业区[26]。大气远程输送和沉降，使在远离人类活动的卧龙高海拔地区的POPs具有比预想要高的浓度及大气沉降[24]。

2POPs迁移、转化机理研究

POPs具有挥发性，而且很难降解，可在环境中进行长程迁移。在自然环境中，POPs通过空气向土壤、植被或水体传递。

2.1POPs在大气中的迁移转化研究从全球来看，在中纬度地区在温度较高的夏季POPs易于挥发和迁移，温度较低的冬季POPs则易于沉降下来。POPs在向高纬度迁移的过程中会有一系列距离相对较短的跳跃过程，称为“蚱蜢跳效应”(GrasshopperEffect)。此外，大气的稀释作用、洋流作用等将POPs由释放源带到从未使用过POPs的清洁地区。大气中POPs的清除，分为干沉降和湿沉降。干沉降是吸附在颗粒物上的POPs在重力的作用下降落到地面并被地表物质所吸附；湿沉降是雨水或雪直接吸附或冲刷大气中的POPs，沉降到地面[27]。

2.2POPs在水体和沉积物中的迁移转化研究污染物通过大气沉降，废水排放，雨水淋溶与冲刷进入水体。夏季，大量的污染物被水体所吸附，减缓大气中污染物的影响范围和强度；冬季，相对污染较轻的东北季风经过中国时，地表将会释放出污染物，进入大气气团[28]。有机污染物在不同水体迁移能力不同。在比较静止的河流或湖泊，易在离排放源不远的地方沉积下来。而在水流湍急，水质变化大，水生生物活动旺盛的水体里，有机污染物则可能迁移很长的距离，并且长期存在[29]。污染物从水体中沉积到沉积物中，逐渐富集。POPs会与沉积物中的有机质、矿物质等发生一系列物理化学反应，如分配、物理吸附、化学吸附等。水温，盐度，pH值等条件会影响有机物的吸附与解吸作用的进行，而水流会严重影响颗粒物的沉降。在一定条件下，吸附到沉积物相的有机物又会发生各种转化，重新进入到水中[30]，通过反复的沉降-悬浮过程迁移到很远的地方。

2.3POPs在土壤中的迁移转化研究土壤有机质可以吸附并固定POPs，是环境中POPs的天然汇。土壤中的POPs可以挥发到大气、沉积到水体当中，沿食物链逐级放大并在环境中远距离迁移。Stuart&Harrad对英国的土壤、淡水、海水等介质中PCBs的含量、来源、分布、迁移、归宿等环境行为进行了研究，发现残留于环境中的PCBs其中93.1%都留存在土壤中[31],土壤是PCBs在环境中的重要归宿，PCBs在土壤中的迁移性很弱，并且随着土壤深度的增加PCBs含量迅速降低[32]。

2.4POPs环境多介质空间分异模型环境多介质空间分异模型是环境多介质模型中具有空间分辨率，可对污染物空间归趋进行模拟分析的一类模型。POPs在多种介质中残留，进行远距离传输,环境多介质模型进行模拟可以对POPs在环境中的整体分布状况有较为清楚的认识。曹红英等在稳态假设条件下研究了菲在天津市的多介质分布和相间迁移，建立具有空间变异特征的多介质模型，验证结果完全符合区域多介质模型的精度要求[33]。WegmannF等用一个稳态全球分配质量平衡模型和一个动态全球分配质量平衡模型，估算了全球不同地区、不同气候带的植物对DDT在全球迁移、分配的影响[34]。

3POPs生态风险评价研究

生态风险评价(EcologicalRiskAssessment，简称ERA)是评估由于一种或多种外界因素导致可能发生或正在发生的不利生态影响的过程。针对持久性有机污染物进行生态风险评价，是近年来国内外关注的领域。“持久性有机污染物论坛2011”的会议中，关注POPs分析方法、污染状况、迁移转化、控制技术、危害效应、环境风险及履约决策支持等问题。目前，国内外对生态风险评价方法主要有：物理方法、数学方法和计算机模拟方法。其中物理方法包括商值法、暴露-反应法；数学方法包括模糊数学方法、灰色系统理论、概率风险分析方法和机理模型；计算机模拟方法包括人工神经网络模型和蒙特-卡罗模型。我国对于持久性有机污染物的生态风险评价已有相关成果，针对不同介质采用的研究模型不同。

3.1生物富集因子法水体及沉积物的生态风险评价可采用生物富集因子法[35]：生物沉积物富集因子(BiologicalSedimentAccumulationFactor,BSAF)表征有机污染物从沉积物向水体生物转移的能力。生物富集因子(BioaccumulationFactor,BAF)表示水体污染物被水体生物富集浓缩的程度。公式如下:式中：CL，COC和CW分别代表污染物在单位生物体中的含量、单位沉积物有机质中的含量和在水中的浓度；BAF为生物浓缩或生物富集因子；KOC足以沉积物有机质表示的固液两相分配系数；KOW是辛醇/水分配系数，β和γ修正实验室数据和野外数据之间的差别。BSAF越高，对应的生态风险越大。王子健等使用这种方法对淮河信阳和淮南段沉积物中PCBs进行了生态风险评估[36]。

3.2食物链模型食物链模型的方法，重点在于描述环境中的生物组成，以及物质随生物链迁移、积累、放大的过程和规律，风险结果用ESQ值来表示。ESQ就是估算的污染物暴露水平(EEL)除以指定测量受体污染物的毒性参考值(TRV)的商，ESQ是一个无量纲的量。公式：ESQ=EEL/TRV其中,EEL为大气污染物的暴露浓度，mg/(kg*d)；TRV为大气污染物的毒性参考值，mg/(kg*d)此模型可以构建污染源暴露下生物受体的食物链，生物体内的污染物浓度水平决定了风险水平。有些POPs属环境激素，如DDT及其化合物DDD和DDE具有雌激素作用，干扰作用在食物链中呈现明显的放大效应，目前评估土壤中DDT的生态风险时多采用食物链模型[37]。

4结语