土壤有机矿质复合体分组研究 马兴旺

土壤与环境 2000, 9(1): 19~22 https://www.wendangku.net/doc/6413990716.html, Soil and Environmental Sciences E-mail: ses@https://www.wendangku.net/doc/6413990716.html,

作者简介：马兴旺（1970~），男，博士研究生，助理研究员。 收稿日期：1999-12-29

文章编号：1008-181（2000）01-0019-04

草原退化与恢复过程中土壤有机矿质复合体分组研究

马兴旺

（新疆农业科学院土壤肥料研究所，乌鲁木齐 830000）

摘要：对采自处于不同发展方向和阶段的草原土壤分组提取有机矿质复合体，并对它的质量分数、腐殖质质量分数和组成、C/N 比值等的变化做了分析，试图从土壤复合体变化的角度去认识草原的退化和恢复过程。研究发现土壤腐殖质绝大部分集中于粘粒和粉粒级复合体；退化草原恢复时，复合体腐殖质质量分数增加，并且组成也发生变化；而草原轻度退化时，复合体腐殖质质量分数会减少，但组成不会变化。

关键词：有机矿质复合体；腐殖质；草原土壤；草原退化；恢复

Fractional Study of Soil Organo-mineral Complexes in Process of Grassland

Degradation and Recovery

Ma xingwang

( Soil and Fertilizer Institute, Xinjiang Academy of Agricultural Sciences, Urumqi 830000, China )

Abstract . Organo-mineral complexes were separated from different developing direction and phases of steppe soils with fractional method of particle-size and density, and their mounts, humus contents, composition and ratio of carbon to nitrogen were analyzed. It aimed to understand the processes of grassland degradation and recovery from variations of complexes. Studies showed that most of soil humus is enriched in clay and silt complexes. When degraded grassland recovers, humus contents of complexes increases and their composition changes. But when grassland slightly degrades, humus contents decreases and their composition does not change. Key words: organo-mineral complexes; humus; steppe soil; degradation; recovery

土壤有机矿质复合体与土壤结构、土壤肥力密切相关。本文采用广泛应用的颗粒大小与密度联合分组的物理方法，提取草原土壤的复合体，对其在草原退化与恢复过程中的变化进行研究，以利于认识草原退化与恢复的机理。

1 材料与方法

1.1 取样地自然状况

土样采自中科院内蒙古草原生态系统定位站的退化草场观察样地和羊草草原观察样地，半干旱草原，土壤为暗栗钙土。

退化草场曾是发育良好的羊草草原，由于过度放牧，1983年6月围栏时已严重退化，围栏后栏内禁牧，而栏外仍自由放牧。观察样地坡度1?～3?；1992年7月采样时，围栏内植被较为茂盛，草高30～50 cm ，植被覆盖度30%～50％，形成羊草、大针茅、冰草、小叶锦鸡儿、隐子草、冷蒿草原系列。而围栏外地面有裸露，草高不足20 cm ，植被覆盖度25％，以旱生植物为主，形成冷蒿、隐子草、木地肤等退化草原系列。

羊草草原观察样地坡度小于5?；1980年7月

围栏时草原没有退化，围栏后栏内禁牧，栏外自由

放牧。1992年7月采样时围栏内植被茂盛，明显有草层分化，草高50～60 cm ，以羊草、大针茅为主，伴生小禾草及苔草、糙隐子草等；围栏外植物群落组成与栏内相同，但植被低矮，仅20～30 cm ，地面有裸露。 1.2 供试土样

共4个，分别从两样地围栏内外各取一个0～20 cm 土样，各样均为5点混和样。退化草场观察样地围栏外土样代号S1，代表严重退化草原土壤（pH 6.8）；围栏内代号S2，代表退化后一定程度恢复的草原土壤(pH 7.0)；在羊草草原观察样地围栏外取的土样为S3，代表轻度退化草原土壤(pH 7.02)；围栏内土样S4，代表自然发展没有退化草原土壤（pH 7.08）。 1.3 分析测定方法

1.3.1 有机矿质复合体提取

用颗粒大小与比重联合分组法[1]，即2 mm 风干土按土水比1∶5配成悬液，槽式超声波分散器（150 W ，30 Hz ）处理30 min ；依据Stokes 定律，

20 土壤与环境V ol.9 No.1

依次提取<2 μm、2～10 μm、10～50 μm、>50 μm 的组分，各组分再用密度为1.8 g/cm3的ZnBr2重液洗涤，得到各级复合体样品。

1.3.2机械组成测定

用Stokes法，美国分类制[2]。

1.3.3腐殖质组成测定

复合体土样按土水比1∶10，用0.1 mol/L Na4P2O7＋0.1 mol/L NaOH混和液提取滤液，测定HA＋FA的碳，滤液酸化处理后测定HA碳。HA＋FA碳减去HA碳得出FA碳；土壤全碳减去HA＋FA碳为胡敏素碳[1]。

1.3.4土壤有机碳测定

用重铬酸钾外热源法[3]。

1.3.5土壤全氮测定

用硒粉-硫酸钾-硫酸铜-硫酸消化蒸馏法[3]。

2 结果和讨论

2.1 土壤各粒级复合体质量分数变化

“单纯”的土壤矿质颗粒（去除有机质）与腐殖质结合形成复合体后其粒径会增大，假设“?＝某粒级复合体质量分数－某粒级矿质颗粒质量分数”。如果?值为正值，说明较小粒径的矿质颗粒复合形成了这一粒级的复合体。?值越大，形成的复合体越多。如果?是负值，说明这一粒级的矿质颗粒与腐殖质复合形成了较大粒径的复合体。

土壤机械组成和复合体粒级组成都用吸管法测定，只是土壤分散处理方法不同。由于吸管法允许平行绝对误差：粘粒级≤10 g/kg；粉（砂）粒级<20 g/kg，所以当?绝对值在上述范围时可认为是由误差引起的。

由表1中的?值可看出，S2中的矿质粘粒形成

大粒径复合体的质量分数要小于S1，但其粉粒形成较大粒径复合体的质量分数又大于S1中的粉粒，即S1表现出主要是矿质粘粒和细粉粒与腐殖质的复合，而S2不仅如此，还表现出矿质粗粉粒与腐殖质的明显复合。同样可看出，S3中的矿质粘粒和细粉粒形成较大粒径复合体的质量分数要远小于S4。

注意到从S1→S2是草原退化后恢复的过程，从两个土样各粒级?值的分析看出，草原恢复时，尽管粘粒级和粉粒级复合体质量分数都减少，但在土壤细粉粒级复合体减少的同时，粗粉粒级复合体质量分数却明显增加，说明矿质粘粒和细粉粒与腐殖质的作用很活跃。而在S4→S3代表的草原退化过程中，对?值分析看出，粘粒级复合体质量分数减少较明显，砂粒级复合体质量分数也减少，而粉粒级复合体在质量分数上没有变化。但是细粉粒级复合体质量分数减少，而粗粉粒级复合体质量分数增加。这也说明矿质粘粒和细粉粒的作用十分活跃。可以说，草原在发生退化或恢复时，虽然土壤有机矿质复合体的减少或增加会侧重于不同的粒径级别，但很大程度上是由于矿质粘粒和细粉粒的复合作用引起的。

2.2 各级复合体腐殖质质量分数的变化

4种土壤尽管退化程度不同，但从表2看出，各级复合体的腐殖质碳质量分数的分布规律是一致的，即粘粒级和细粉粒级最高，且大小相近；其次是粗粉粒级；而砂粒级中碳的质量分数远低于前三者。复合体碳的质量分数随粒径增大而减小的现象与前人的结果是一致的[4~6]。S3各级复合体碳质量分数比S4对应的各级复合体碳小，而S2各级复合体碳质量分数比S1的要大。

为了区别不同土壤中各级复合体腐殖质碳占土壤全碳的比重，引入比值CER（the carbon enrichment ratio）这个概念，CER＝土壤中某粒级复合体碳质量分数/土壤全碳质量分数。用比值CER可以消除由于土壤碳质量分数不同造成比较上的困难。显然，CER值越大，该粒级复合体中的

碳占土壤全碳比重愈大。表2反映出4种土壤都是粘粒级和细粉粒级CER值相近并最大，其次是粗粉粒级，而砂粒级的CER值很小。粘粒级CER值是砂粒级CER值的10倍多。这说明土壤腐殖质绝大部分集中在粘粒和粉粒级复合体中，也说明土壤腐殖质主要是与矿质粘粒和粉粒发生复合的，与砂粒复合很少。

表1 土壤与复合体的质量分数变化

土壤①各粒级土壤矿质颗粒的质量分数

/(g?kg-1)

质地②复合体粒级组成的质量分数/(g?kg-1) △= ②- ①

<2 μm 2~10 μm 10~50 μm >50 μm <2 μm2~10 μm10~50 μm>50 μm<2 μm2~10 μm10~50

μm

2~50 μm >50 μm

S1 127.2 64.2 112.1 696.5 沙质壤土89.1 95.6 122.8 735.2 -38.1 38.7 -11.3 27.4 10.7 S2 119.5 106.3 124.0 650.2 沙质壤土103.1 85.0 161.7 602.6 -16.4 -47.6 26.3 -21.3 37.7 S3 190.4 56.7 135.1 617.8 沙质壤土119.2 126.4 136.6 680.7 -71.2 62.9 6.8 69.7 1.5 S4 197.5 50.5 199.4 552.6 沙质壤土71.6 120.9 254.9 647.8 -125.9 95.2 -24.8 70.4 55.5

V ol.9 No.1 马兴旺：草原退化与恢复过程中土壤有机矿质复合体分组研究21

从S1→S2，草原由退化状态逐步恢复，土壤的理化性状相应改善，有机质质量分数提高[1，7]；从以上结果看，这主要是由于粉粒，其次是粘粒级复合体腐殖质增加引起的。但应看到S1虽然各级

复合体腐殖质质量分数比S2低，CER值却高，这是由于退化草原每年输入土壤的新鲜有机质比恢复后的草原少，土壤中游离有机质少，土壤有机质主要以与矿质颗粒复合的重组形式存在，所以其有机矿质复合度为91.41％，比S2的83.32%高[7]。另一方面，从S4→S3，虽然重组碳质量分数由27.60 g/kg降低到25.57 g/kg[7]，与此相对应，各级复合体的腐殖质质量分数也降低，但两种土壤对应的各级复合体的CER值却没有多大差别。这是因为S3上的草原只是轻度利用，与S4上的草原相比只是植物生物量减少，还没有发生质的变化。但仍可看出，草原退化时土壤有机质的减少主要是由于粉粒，其次是粘粒级复合体中腐殖质的减少引起的。因此从以上分析可以看出，粘粒、粉粒级复合体的质量分数的变化对土壤有机质影响很大。2.3 各级复合体中腐殖质组成

在各级复合体中，可被稀碱液提取的腐殖质即HA＋FA的质量分数是不同的（表3）。S1和S2的细粉粒级复合体中HA＋FA最高，然后依次是粘

粒、粗粉粒级和砂粒级复合体。S3和S4的各级复合体中HA＋FA质量分数大小顺序与腐殖质质量分数大小顺序基本一致，即从大到小依次为粘粒级、细粉粒级、粗粉粒级、砂粒级复合体。而且从HA ＋FA占复合体中腐殖质的质量分数看，各粒级基本在25%~35％之间（由于此方法限制，数值可能偏低），表明大部分腐殖质是以不能被稀碱液提取的胡敏素状态存在的。砂粒和粗粉粒级复合体中HA＋FA绝对量很小，但相对量却很高，大于或等于粘粒级复合体中的质量分数。这表明粒径越大的复合体中可提取的HA＋FA相对越多，也说明了矿质颗粒与新鲜腐殖质能复合形成更大粒径的复合体。

随复合体粒径增大，HA＋FA占复合体腐殖质碳的质量分数增大。细粉粒级复合体的HA/FA大

表2 各级复合体腐殖质碳的质量分数g?kg-1土壤<2 μm 2~10 μm 10~50 μm >50 μm 腐殖质碳CER腐殖质碳CER腐殖质碳CER腐殖质碳CER

S1 44.14 2.54 44.82 2.57 30.46 1.74 4.12 0.24

S2 51.98 1.99 52.92 2.01 43.50 1.66 3.99 0.16

S3 54.44 1.99 53.83 1.96 40.45 1.47 5.94 0.22

S4 58.62 1.88 61.75 1.97 44.76 1.44 7.49 0.23 CER=土壤中某粒级复合体碳质量分数/土壤全碳质量分数

表3 各级复合体中腐殖质组成

土壤复合体粒径HA+FA总碳占复合体的质量分数/% HA/FA比值φ/μm w/(g?kg-1) HA+FA HA FA 胡敏素

S1 <2 11.36 25.73 13.19 12.54 74.27 1.05 2~10 13.27 29.61 17.70 11.91 70.39 1.49

10~50 8.14 26.72 13.76 12.96 73.28 1.06

>50 1.47 34.88 15.03 20.72 64.25 0.73 S2 <2 14.08 27.08 16.41 10.67 72.92 1.54 2~10 16.86 31.85 19.55 12.30 68.15 1.59

10~50 11.76 27.05 16.87 10.18 72.95 1.66

>50 2.24 56.19 26.57 29.62 43.81 0.90 S3 <2 16.53 30.37 17.89 12.48 69.63 1.43 2~10 15.22 28.28 18.86 9.43 71.72 2.00

10~50 12.00 29.66 17.94 11.72 70.34 1.53

>50 2.04 34.37 16.35 18.02 65.63 0.91 S4 <2 16.60 28.32 16.78 11.54 71.68 1.45 2~10 15.84 25.65 17.10 8.54 74.35 2.00

10~50 12.24 27.35 15.77 11.58 72.65 1.36

>50 2.68 35.84 17.30 18.54 64.16 0.93

22 土壤与环境V ol.9 No.1

于粘粒级复合体，这在某种程度上与Baldolk等[8]发现粉粒中腐殖质主要是芳香族物质，而粘粒中主

要是脂肪族物质的结论相一致。

在S2各级复合体中，HA＋FA的绝对量和相对量都比S1中对应的各级复合体大，并且S2各级的HA/FA比值比S1对应的都大。这说明退化草原恢复后植被群落组成和覆盖度发生变化，其产生的腐殖质不但在量上增大，而且特征也有改变，即HA/FA比值变大。这表明新形成的腐殖质中HA增加较多，这在细粉粒级复合体上表现得最明显。S3各级复合体中HA＋FA绝对量与S4各级复合体相比仅有微弱减少。因为S3上的草原与S4上的草原相比只是轻度退化；S3与S4上的草原植被群落组成相同，只是S3上草原植物生长量比S4上的少，在气候条件类似的情况下，腐殖质特征不会产生大的差别。

2.4各级复合体中全N质量分数及C/N比值

从表4看出，全N质量分数表现出随粒径增大而下降的趋势，并且随着退化草原的恢复，全N质量分数增加。而C/N比值基本上是粘粒级最小，表现出随粒径增大，比值也增大的趋向；这与郭成达对果园红壤的研究结果一致[5]；说明随着粒径减小，复合体富集N的能力增大，并且这种能力大于富集C的能力。这也许揭示了粘粒级复合体比较稳定的原因。

3 结论

土壤有机矿质复合体的腐殖质质量分数及组成反映了在草原退化或恢复过程中土壤矿质颗粒与有机质复合作用相应变化的结果。因此本文可得出以下初步结论。

（1）土壤腐殖质与不同粒径矿质颗粒都发生了复合，但与粘粒和细粉粒复合程度最高，并且随粒径增大，复合体含碳量减小。土壤腐殖质绝大部分集中于粘粒和粉粒级复合体，并且大部分以胡敏素形式存在。

（2）退化草原恢复时，粘粒级和粉粒级复合体质量分数相对减少；而草原轻度退化时，粘粒、砂粒级复合体质量分数相对减少，粉粒级质量分数却没有变化。两者都是因为矿质粘粒和细粉粒的活

跃的复合作用所致。

（3）退化草原恢复时，由于植物群落的演替和盖度的增加，各级复合体的碳质量分数增加，并且复合体的腐殖质组成发生变化，HA/FA比值增大，HA＋FA质量分数提高。相反，草原轻度退化时，植物落群没有发生演替，只是覆盖度降低，各级复合体的碳质量分数降低，但腐殖质组成不发生变化。并且，无论草原是退化还是恢复，土壤腐殖质的变化主要是由于粉粒和粘粒级复合体的腐殖质质量分数的变化引起的。

（4）土壤复合体的C/N比值在10左右，并且随复合体粒径增大而增大。

致谢：本文承中国农业大学赵玉萍教授、林启美副教授审阅并提出中肯的修改意见。

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表4 各级复合体中全N质量分数及C/N比值

土壤<2 μm 2~10 μm 10~50 μm >50 μm w(N)/(g?kg-1) C/N w(N)/(g?kg-1) C/N w(N)/(g?kg-1) C/N w(N)/(g?kg-1) C/N S1 4.83 9.13 5.14 8.72 2.99 10.18 0.394 10.46 S2 5.77 9.01 5.65 9.36 4.08 10.67 0.438 9.12 S3 6.06 8.98 5.78 9.31 3.91 10.35 0.538 11.04 S4 6.53 8.97 6.59 9.36 4.28 10.45 0.936 8.00

土壤的生物修复作用

土壤的生物修复作用 一、生物修复作用的概念 由于土壤、空气等受到严重的污染，因此全世界都关着研制和生产一种生物制剂，以消除土壤和水体的污染，这类研究称为“生物修复作用”或“生物修复工程”，即利用一种或多种生物（主要是微生物）来分解或降解土壤、水体中的有机污染物，是一门新兴的学科。该技术主要用于分解和消除进入环境中的各类污染物也有害有机物质。研究表明，这种技术主要有生物、特别是微生物的多样性解决。 二、生物修复作用的原理 土壤遭有机污染物侵蚀后，其降解过程取决于生物和非生物的过程，这些过程主要有光解作用，化学分解，植物根系和土壤微生物的生物转化等。参与生物修复作用的土壤微生物数量可达几千万/克以上，并有多种酶系统参与。导致有机污染物生物修复作用的主要机理为矿化作用，共代谢作用和氧化耦合作用。 生物菌肥在水稻上的应用 一、水稻的一生：水稻是我国重要的粮食作物。水稻从种子发芽到新种子形成的一生中，划分为营养生长、营养生长与

生殖生长并进期和生殖生长期三个阶段。 二、产量的形成：水稻产量是由单位面积上的有效穗数、每穗实粒数、结实率和千粒重构成的。在水稻生长发育过程中，不同生育时期决定着不同产量构成因素。穗数是由基本苗数和分蘖成穗率所决定的。每穗实粒数受稻株的生育情况、栽培条件和气候因素的影响。粒重是由抽穗后光合产物顺利运送决定。4个因素之间相互联系，相互制约和相互补偿的关系。 三、合理施肥：水稻对氮、磷、钾的吸收总量，每生产500公斤稻各约需从土壤中吸收氮素8—12.5千克，五氧化二磷5—7.5千克，氧化钾13—19千克，三者的比例大致是2：1：2。但在不同的地区、不同的土壤特性、品种类型、施肥水平、产量高低等情况下，水稻对氮、磷、钾的吸收量亦不一样。 施肥应掌握“基肥足、蘖肥速、穗肥巧”的原则。 四、百成复合生物菌肥的应用 1、拌种法：①直播田：每亩大田用生物菌肥2—2.5公斤与催芽过的谷种充分拌匀，下午4时后撒播大田。 ②育秧：为培育壮秧，原秧田底肥、断奶肥、起身肥不减的情况下，每两分秧田用0.5公斤生物菌肥与催芽过的谷种充分拌匀后播种。 2、基施：在移栽前进行，拌细土撒施入田，如有有机肥可拌入有机肥中堆置3—4天，插秧前将有机肥撒入大田；或拌入复合肥插秧前撒入大田，每亩大田用生物菌肥2—3公斤。

土壤有机质测定

土壤有机质测定 5.2.1重铬酸钾容量法——外加热法 5.2.1.1方法原理在外加热的条件下（油浴的温度为180，沸腾5分钟），用一定浓度的重铬酸钾——硫酸溶液氧化土壤有机质（碳），剩余的重铬酸钾用硫酸亚铁来滴定，从所消耗的重铬酸钾量，计算有机碳的含量。本方法测得的结果，与干烧法对比，只能氧化90%的有机碳，因此将得的有机碳乘以校正系数，以计算有机碳量。在氧化滴定过程中化学反应如下： 2K2Cr2O7＋8H2SO4+3C→2K2SO4+2Cr2（SO4）3+3CO2+8H2O K2Cr2O7+6FeSO4→K2SO4+Cr2（SO4）3+3Fe2（SO4）3+7H20 在1mol·L-1H2SO4溶液中用Fe2+滴定Cr2O72-时，其滴定曲线的突跃范围为1.22～0.85V。 从表5—4中，可以看出每种氧化还原指示剂都有自己的标准电位（E0），邻啡罗啉（E0=1.11V），2-羧基代二苯胺（E0=1.08V），以上两种氧化还原指示剂的标准电位（E0），正落在滴定曲线突跃范围之内，因此，不需加磷酸而终点容易掌握，可得到准确的结果。 例如：以邻啡罗啉亚铁溶液（邻二氮啡亚铁）为指示剂，三个邻啡罗啉（C2H8N2）分子与一个亚铁离子络合，形成红色的邻啡罗啉亚铁络合物，遇强氧化剂，则变为淡蓝色的正铁络合物，其反应如下： [（C12H8N2）3Fe]3++e [（C12H8N2）3Fe]2+ 淡蓝色红色 滴定开始时以重铬酸钾的橙色为主，滴定过程中渐现Cr3+的绿色，快到终点变为灰绿色，如标准亚铁溶液过量半滴，即变成红色，表示终点已到。 但用邻啡罗啉的一个问题是指示剂往往被某些悬浮土粒吸附，到终点时颜色变化不清楚，所以常常在滴定前将悬浊液在玻璃滤器上过滤。 从表5-4中也可以看出，二苯胺、二苯胺磺酸钠指示剂变色的氧化还原标准电位（E0）分别为0.76V、0.85V。指示剂变色在重铬酸钾与亚铁滴定曲线突跃范围之外。因此使终点后移，为此，在实际测定过程中加入NaF或H3PO4络合Fe3+，

污染土壤微生物修复技术研究进展

污染土壤微生物修复技术研究进展课程论文 摘要针对2014年4月环境环保部公布的首次全国土壤污染状况调查结果，撰写我国最严重的耕地污染中主要污染物镉、砷、滴滴涕和多环芳烃的微生物修复研究进展。 关键词土壤污染；微生物修复；重金属污染；有机物污染 2005年4月至2013年12月我国开展的首次全国土壤污染状况调查结果显示全国土壤环境状况总体不容乐观，部分地区土壤污染较重，耕地土壤环境质量堪忧，工矿业废弃地土壤环境问题突出。全国土壤总的超标率为16.1%，其中轻微、轻度、中度和重度污染点位比例分别为11.2%、2.3%、1.5%和1.1%。人类赖以生存的耕地中土壤点位超标率高达19.4%，迫在眉睫的主要污染物为镉、砷、滴滴涕和多环芳烃[1]。 微生物修复是指利用天然存在的或所培养的功能微生物群，在适宜环境条件下，促进或强化微生物代谢功能，从而达到降低有毒污染物活性或降解成无毒物质的生物修复技术，它已成为污染土壤生物修复技术的重要组成部分和生力军[2]。由于我国土壤调查结果显示在农田耕地中重金属污染物镉、镍、砷、有机污染物滴滴涕和多环芳烃超标最严重，对这些污染物的治理已经迫在眉睫。所以，本文重点阐述针对这5种污染物的微生物修复技术研究进展。 1、重金属污染土壤微生物修复研究进展 土壤微生物种类繁多、数量庞大，是土壤的活性有机胶体，比表面大、带电荷和代谢活动旺盛，在重金属污染物的土壤生物地球化学循环过程中起到了积极作用。微生物可以对土壤中重金属进行固定、移动或转化，改变它们在土壤中的环境化学行为，可促进有毒、有害物质解毒或降低毒性，从而达到生物修复的目的[3]。因此，重金属污染土壤的微生物修复原理主要包括生物富集 (如生物积累、吸附作用)、生物转化(如生物氧化还原、甲基化与去甲基化以及重金属的溶解和有机络合配位降解)、生物固定（如与S2-的共沉淀）、生物滤除（如细菌的淋滤作用）等作用方式。 1.1镉污染 将具有重金属吸附能力的天然蛋白或人工合成肽展示在微生物细胞表面,可以提高微生物对重金属的吸附能力。Kuro da等[4]改造了微生物表面蛋白使得当酵母金属硫蛋白( YMT )串联体在酵母表面展示表达后,4 聚体对重金属吸附能力提高5.9 倍, 8 聚

有机污染土壤的修复实验报告

有机污染土壤的修复实验报告 一、有机污染土壤的微生物修复 1.1、有机污染物进入微生物细胞的过程 1.2、微生物降解有机污染物的主要反应类型 1.3、案例 二、蒸气浸提技术修复 2.1、技术特点 2.2、技术要求 2.3、案例 三、化学稳定法，电动力学修复法，离子拮抗技术 3.1、典型案例 3.2、修复方案 四、植物修复技术 4.1、典型案例 4.2、修复方案 五、联合修复技术主要有：微生物-动物-植物联合修复技术，物理-化学修复技术，物理化学-生物联合修复技术 5.1、典型案例 5.2、修复方案 林学院 12级环治2班

黄瑞林 一、有机污染土壤的微生物修复原理 1.1、有机污染物进入微生物细胞的过程 土壤中大部分有机污染物可以被微生物降解、转化，并降低其毒性或使其完全无害化。微生物降解有机污染物主要依靠两种作用方式：①通过微生物分泌的胞外酶降解；②污染物被微生物吸收至其细胞内后，由胞内酶降解。微生物从胞外环境中吸收摄取物质的方式主要有主动运输、被动扩散、促进扩散、基团转位及胞饮作用等。 1.2、微生物降解有机污染物的主要反应类型 微生物降解和转化土壤中有机污染物，通常依靠以下基本反应模式来实现的。 (1)氧化作用：①醇的氧化，如醋化醋杆菌(Acetobacteraceti)将乙醇氧化为乙酸，氧化节杆菌(Arthrobacteroxydans)可将丙二醇氧化为乳酸；②醛的氧化，如铜绿假单胞菌(Pseudomonasaeruginosa)将乙醛氧化为乙酸；③甲基的氧化，如铜绿假单胞菌将甲苯氧化为安息香酸，表面活性剂的甲基氧化主要是亲油基末端的甲基氧化为羧基的过程；④氧化去烷基化：如有机磷杀虫剂可进行此反应；⑤硫醚氧化：如三硫磷、扑草净等的氧化降解：⑥过氧化：艾氏剂和七氯可被微生物过氧化降解；⑦苯环羟基化：2,4-D和苯甲酸等化合物可通过微生

土壤生态学

土壤生态学 二、土壤生态系统的结构和功能 土壤生态系统的结构 主要包括构成系统的生物组成（种类）及其数量，生物组成在系统中的时空分布和相互之间的营养关系，以及非生物组成分的数量及其时空分布。 生物组份：初级生产者：根系、藻类光能和化能自养细菌； 消费者：植食、菌食和肉食性土壤动物； 分解者：土壤微生物、土壤动物；土壤酶和其他生物活性物质。 非生物组份是土壤生态系统的重要构成部分，是土壤生物的栖居环境和生命活动的物质基础。 土壤生态系统的生物组分和非生物环境之间的相互作用不但赋予了土壤生态系统的机构特质，而且决定着系统的功能。因此，土壤生态系统结构分析是功能研究的基础。 结构方面的具体研究内容详见下表（人类活动干扰对土壤生态系统机构的影响非常重要，未单独列出）。

土壤生态系统的功能 1、生态系统的功能可以简单地理解为保持生态系统运行的过程。有时生态系统的功能 又称为生态系统过程； 2、和其它生态系统一样，土壤生态系统系统的功能也主要包括能流、物质循环和信息 流等过程，它们是生态系统得以保持和发展的动力； 3、结构与功能的关系密不可分：一定的生态系统结构决定了其具有特定的功能或过程 格局，而功能又反作用于结构。因而生态系统机构和功能的演进或退化总是相伴进行的； 能量流 生物与环境之间，生物与生物之间能量的传递和转化的过程称为生态系统能量流，简称能流。 土壤生态系统的能流以植物和土壤藻类等初级生产者光合作用固定太阳能为开端，然后这些生物或其残体中的能量进一步沿食物链向下传递，同时伴随着向环境的消散：

土壤生态系统能流的研究内容 1、初级生产者的能量（光能）同化量、呼吸量、总初级生产力和净初级生产力及其分配； 2、次级生产者的能量摄取量、同化量、排泄分泌量、呼吸量和次级生产力； 3、能量的输入和输出，在各隔室中的流通量和现存量，最终建立能流模型，揭示能量沿土壤碎屑食物网的流动规律； 4、土壤生物群落或系统演替中的能流特征以及干扰对能流过程的影响。 物质循环 物质通过一定的途径进入到生物体，再从生物体返回到环境的过程称为物质循环。物质循环是生物与环境相互作用形成的复杂过程，是生态系统的重要功能。 养分循环的概念 生物生命必需的营养元素的循环叫做养分循环。水分是养分循环的重要载体，往往是相互伴随的过程。

土壤污染修复资料总结

土壤污染修复 第一章土壤及其基本性质 1.土壤：是指地球陆地表面能生长绿色植物的疏松多孔结构表层，具有不断地、同时地为植物生长提供并协调营养条件和环境条件的能力。 2.土壤环境：是指岩石经过物理、化学、生物的侵蚀和风化作用，以及地貌、气候等诸多因素长期作用下形成的土壤生态环境。 3.土壤污染：是指人为活动将对人类本身和其他生命体有害的物质施加到土壤中，致使某种有害成分的含量明显高于土壤原有含量，而引起土壤环境质量恶化的现象． 4.造成土壤污染的原因? 过量施用化肥;农药;重金属元素;污水灌溉;酸沉降;固体废物;牲畜排泄物和生物残体5土壤污染的特点 ①隐蔽性和潜伏性②累积性和地域性; ③.不可逆性和长期性④难治理性和后果严重性. 6.土壤环境背景值:是指未受或少受人类活动（特别是人为污染）影响的土壤环境本身的化学元素组成及其含量。 7.土壤自净作用：是指在自然因素作用下，通过土壤的自净作用，使污染物在土壤环境中的数量、浓度或形态发生变化，活性、毒性降低，甚至消失的过程 8.环境容量：在人类生存和自然生态不至受害的前提下，某一环境所能容纳的污染物的最大负荷量。（单位环境中，土壤所能容纳的最大负荷量为土壤环境容量） 9.土壤污染的量度指标 ①土壤背景值；②植物中污染物质的含量；③生物指标 10.土壤环境污染物分类： 无机污染物.有机污染物；生物性污染物；固体废弃物 按照污染物污染途径分为以下五种类型 水质污染型；大气污染型；固体废弃物污染型；农业污染型；综合污染型 第二章土壤重金属污染专题 1．汞、镉、铅、铬以及类金属砷（五毒元素）

2.影响生物迁移的因素 a.重金属在土壤环境中的总量和赋存形态 b.土壤环境状况 c.不同植物种类 d.伴随离子 3.土壤重金属污染的特点： 1.形态多变 2.金属有机态的毒性大于金属无机态 3.价态不同毒性不同 4.金属羰基化合物常剧毒 5.迁移转化形式多样 6.重金属的物理化学行为多具有可逆性 7.产生毒性效应的浓度范围低 8.微生物不能降解重金属9.生物对重金属摄取具有累积性 10.重金属对人体的毒害具有积累性 4影响重金属在土壤环境中的迁移转化的因素： ①土壤Eh： 当水田灌满水时，Eh下降，导致土壤环境中的S以S2-形式存在，从而与水溶性Cd生成CdS沉淀，降低土壤溶液中水溶性镉的含量。当水稻田排水晒田（烤田）时,Eh 升高，非水溶性CdS可发生氧化还原反应，S2-被氧化成单质硫，从而CdS的溶解度增加，可给态Cd2+浓度增加。 Eh升高会促使土壤可溶性Pb与高价Fe、Mn氧化物结合，降低Pb的可溶性迁移。 ②土壤ph 土壤酸度增大不仅可增加CdCO3的溶解度，也可增加CdS的溶解度，使水溶态的Cd含量增加。 对铅在土壤中的存在形态影响也很大，一般随pH降低，土壤环境中可溶性铅的含量增加，铅在土壤中的迁移能力和生物毒性增大。 随着pH值的升高和Eh值的下降，可显着提高土壤中砷的溶解性。因为pH值的升高，土壤胶体上正电荷减少，对砷的吸附量降低，可溶解性砷的含量增加。同时，随着Eh值的下降，砷酸还原为亚砷酸 锌的迁移性取决于土壤的pH值和Eh值 5．影响Cr对植物毒性的因素： （1）Cr的化学形态；（2）土壤质地和有机质含量； （3）土壤氧化还原电位；（4）土壤pH值；（5）植物种类。 6.防治土壤铜害的主要措施： ①向土壤大量施用绿肥或有机肥；②施用石灰降低土壤酸度； ③施用铁剂(如Fe-EDTA)，或叶面喷施铁剂。 7.锌污染的防治措施： ①施用石灰调节土壤pH在范围内，使锌形成氢氧化物沉淀； ②使土壤呈还原态，形成ZnS沉淀；③施用磷肥 8.土壤重金属污染控制的基本原则，并根据原则拟定土壤重金属污染控制技术对策。

第三章 土壤有机质的测定

土壤有机质是土壤中各种营养元素特别是氮、磷的重要来源。它还含有刺激植物生长的胡敏酸类等物质。由于它具有胶体特性，能吸附较多的阳离子，因而使土壤具有保肥力和缓冲性。它还能使土壤疏松和形成结构，从而可改善土壤的物理性状。它也是土壤微生物必不可少的碳源和能源。因此，除低洼地土壤外，一般来说，土壤有机质含量的多少，是土壤肥力高低的一个重要指标。 本章介绍了有机质的形态、含量与分布，土壤有机质测定各种方法的方法原理、适用范围、试剂的配制、操作步骤、结果计算、方法要点等内容。

3.1.1 土壤有机质含量及其在肥力上的意义 土壤有机质是土壤中各种营养元素特别是氮、磷的重要来源。它还含有刺激植物生长的胡敏酸类等物质。由于它具有胶体特性，能吸附较多的阳离子，因而使土壤具有保肥力和缓冲性。它还能使土壤疏松和形成结构，从而可改善土壤的物理性状。它也是土壤微生物必不可少的碳源和能源。因此，除低洼地土壤外，一般来说，土壤有机质含量的多少，是土壤肥力高低的一个重要指标。 华北地区不同肥力等级的土壤有机质含量约为：高肥力地＞15.0g·kg-1 ，中等肥力地10～14g·kg-1，低肥力地5.0-10.0g·kg-1，薄砂地＜5.0g·kg-1。 南方水稻土肥力高低与有机质含量也有密切关系。据浙江省农业科学院土壤肥料研究所水稻高产土壤研究组报道：浙江省高产水稻土的有机质含量大部分多在23.6～48g·kg-1，均较其邻近的一般田高。上海郊区高产水稻土的有机质含量也在25.0～40g·kg-1范围之内。 我国东北地区雨水充足，有利于植物生长，而气温较低有利土壤有机质的积累，因此东北的黑土有机质含量高达40～50g·kg-1以上。由此向西北，雨水减少，植物生长量逐渐减少，土壤有机质含量亦逐渐减少，如栗钙土为20～30g·kg-1，棕钙土为20g·kg-1 左右，灰钙土只有10～20g·kg-1。向南雨水多、温度高，虽然植物生长茂盛，但土壤中有机质的分解作用增强，黄壤和红壤有机质含量一般为20～30g·kg-1。对耕种土壤来讲，人为的耕作活动则起着更重要的影响，因此在同一地区耕种土壤有机质含量比未耕种土壤要低得多。影响土壤有机质含量的另一重要因素是土壤质地，砂土有机质含量低于粘土。 土壤有机质的组成很复杂，包括三类物质： 1.分解很少，仍保持原来形态学特徵的动植物残体。 2.动植物残体的半分解产物及微生物代谢产物。 3.有机质的分解和合成而形成的较稳定的高分子化合物——腐殖酸类物质。

有机污染土壤的修复实验报告

有机污染土壤的修复实验报告 、有机污染土壤的微生物修复 1、1、有机污染物进入微生物细胞的过程 1、2、微生物降解有机污染物的主要反应类型 1、3、案例 二、蒸气浸提技术修复 2、1、技术特点 2、2、技术要求 2、3、案例 三、化学稳定法，电动力学修复法，离子拮抗技术 3、1、典型案例 3、 2、修复方案 四、植物修复技术 4、1、典型案例 4、 2、修复方案■ 五、联合修复技术主要有：微生物-动物-植物联合修复技术，物理-化 学修复技术,物理化学-生物联合修复技术 5、1、典型案例 5、2、修复方案 林学院 级环治2班 黄瑞林 一、有机污染土壤的微生物修复原理 1、1、有机污染物进入微生物细胞的过程 或使其完全无害化。微生物降解有机污染物主要依靠两种作用方式 ①通过微生物分泌的胞外酶降解；②污染物被微生物吸收至其细胞内12 土壤中大部分有机污染物可以被微生物降解、 转化,并降低其毒性

后，由胞内酶降解。微生物从胞外环境中吸收摄取物质的方式主要有主动运输、被动扩散、促进扩散、基团转位及胞饮作用等。 1、2、微生物降解有机污染物的主要反应类型 微生物降解与转化土壤中有机污染物，通常依靠以下基本反应模式来实现的。 (1)氧化作用：①醇的氧化，如醋化醋杆菌(Acetobacteraceti) 将 乙醇氧化为乙酸，氧化节杆菌(Arthrobacteroxydans) 可将丙二醇氧化为乳酸；②醛的氧化，如铜绿假单胞菌(Pseudomonasaeruginosa)将乙醛氧化为乙酸；③甲基的氧化，如铜绿假单胞菌将甲苯氧化为安息香酸,表面活性剂的甲基氧化主要就是亲油基末端的甲基氧化为羧基的过程;④氧化去烷基化：如有机磷杀虫剂可进行此反应；⑤硫醚氧化: 如三硫磷、扑草净等的氧化降解：⑥过氧化：艾氏剂与七氯可被微生物过氧化降解；⑦苯环羟基化：2,4-D与苯甲酸等化合物可通过微生物的氧化作用使苯环羟基化；⑧芳环裂解：苯酚系列的化合物可在微生物作用下使环裂解；⑨杂环裂解：五元环(杂环农药)与六元环(吡啶类) 化合物的裂解；⑩环氧化：环氧化作用就是生物降解的主要机制，如环戊二烯类杀虫剂的脱卤、水解、还原及羟基化作用，等等。 ⑵还原作用：①乙烯基的还原，如大肠杆菌(Escherichiacolitif orm)可将延胡索酸还原为琥珀酸；②醇的还原，如丙酸梭菌(Clostrid iumpropionicum)可将乳酸还原为丙酸；③芳环羟基化，甲苯酸盐在厌氧条件下可以羟基化；也有醌类还原、双键、三键还原作用等等。 ⑶基团转移作用：①脱羧作用，如戊糖丙酸杆菌（Propionibacter iumpentosaceum）可使琥珀酸等羧酸脱羧为丙酸；②脱卤作用，就是氯代芳烃、农药、五氯酚等的生物降解途径：③脱烃作用，常见于某些有烃基连接在氮、氧或硫原子上的农药降解反应：还存在氢卤以及脱水反应等。 （4）水解作用：主要包括有酯类、胺类、磷酸酯以及卤代烃等的水解类型。 （5）其她反应类型：包括酯化、缩合、氨化、乙酰化、双键断裂及卤原子移动等。 1、3、案例 濮阳油田微生物修复污染土壤

土壤有机质含量的测定(精)

实训六土壤有机质含量的测定 一、目的要求 土壤有机质含量是衡量土壤肥力的重要指标，对了解土壤肥力状况，进行培肥、改土有一定的指导意义。 通过实验了解土壤有机质测定原理，初步掌握测定有机质含量的方法既注意事项。能比较准确地测出土壤有机质含量。 二、方法原理 在加热条件下，用稍过量得标准重铬酸钾—硫酸溶液，氧化土壤有机碳，剩余的重铬酸钾用标准硫酸亚铁（或硫酸亚铁铵）滴定，由所消耗标准硫酸亚铁的量计算出有机碳量，从而推算出有机质的含量，其反应式如下：2K2Cr2O7+3C+8H2SO4→K2SO4+2Cr2(SO4)3+3CO2+8H2O K2Cr2O7+6FeSO4+7H2SO4→K2SO4+ Cr2(SO4)3+3Fe2(SO4)3+8H2O 用Fe2+滴定剩余的K2Cr2O72-时，以邻啡罗啉（C2H8N2）为氧化还原指示剂，在滴定过程中指示剂的变色过程如下：开始时溶液以重铬酸钾的橙色为主，此时指示剂在氧化条件下，呈淡蓝色，被重铬酸钾的橙色掩盖，滴定时溶液逐渐呈绿色（Cr3+），至接近终点时变为灰绿色。当Fe2+溶液过量半滴时，溶液则变成棕红色，表示颜色已到终点。 三、仪器试剂 1. 仪器用具 硬质试管（18mm×180mm）、油浴锅、铁丝笼、电炉、温度计（0~200℃）、分析天平（感量0.0001g）、滴定管（25ml）、移液管（5ml）、漏斗（3~4cm），三角瓶（250ml）、量筒（10ml，100ml）、草纸或卫生纸。 2. 试剂配制 1.0.1333mol/L重铬酸钾标准溶液称取经过130℃烘烧3~4h的分析纯重铬酸钾39.216g,溶解于400ml蒸馏水中，必要时可加热溶解，冷却后架蒸馏水定容到1000ml，摇匀备用。 2.0.2mol/L硫酸亚铁（FeSO4.7H2O）或硫酸亚铁铵溶液称取化学纯硫酸亚铁55.60g或硫酸亚铁铵78.43g，溶于蒸馏水中，加6mol/L H2SO41.5ml，再加蒸馏水定容到1000ml备用。 3.硫酸亚铁溶液的标定准确吸取3份0.1333mol/L K2Cr2O7标准溶液各5.0ml 于250ml三角瓶中，各加5ml6mol/L H2SO4和15ml蒸馏水，再加入邻啡罗啉指示剂3~5滴，摇匀，然后用0.2mol/LFeSO4溶液滴定至棕红色为止，其浓度计算为： c= V 0.5 1333 .0 6? ? 式中：c——表示硫酸亚铁溶液摩尔浓度（mol/L）； V——滴定用去硫酸亚铁的体积（mol）；

土壤微生物修复综述

土壤污染生物修复 【摘要】随着工业技术不断发达，人们生活水平不断提高的今天，严重的土壤环境污染却成为发展后的代价。所以对于污染的治理的研究成为科研工作者们的主要内容。在土壤治理方面不断革新，传统的治理手段不断淘汰，随着科学技术发展，生物修复技术将大量的被应用到土壤污染修复之中。本文主要概述了生物修复土壤污染的概念及手段。 【关键词】土壤污染，微生物修复，植物修复，重金属，有机化合物。 1 我国土壤污染现状 就目前我国土壤的污染程度来说，在污染的总体趋势上较为严峻。据2014年国家环境保护部和国土资源部联合公布的《全国土壤污染调查公报》显示，全国土壤总的超标率为 16.1%，其中耕地土壤点位超标率高达19.4%；在调查的重污染企业用地和工业废弃地点位中，超标率分别高达 36.3%和34.9%。我国受到污染的耕地面积达到了0.1亿 hm2，受到污染的耕地面积占我国总耕地面积的1/10，可以说污染的程度相当深。其中很多的耕地受到重金属的污染，总面积达到了2000 万 hm2，占总耕地面积的1/5。其中工业“三废”污染耕地1000万hm2，污水灌溉农田面积达330多万hm2，1600万hm2耕地受到农药的污染，固体废弃物堆存占地和毁田13.3万 hm2，合计占耕地总面积的10%以上。二是土壤污染危害巨大。据估算，全国每年因重金属污染而减产粮食1000多万t，造成的直接经济损失超过200亿元。由土壤污染引发的农产品安全和人体健康事件时有发生，成为影响农业生产、群众健康和社会稳定的重要因素。土壤的生态环境保护与治理已引起人们的普遍关注。 2 生物修复技术 生物修复(Bioremediation)是一项清洁环境的低投资、高效益、便于应用、发展潜力较大的新兴技术，它具有成本低、操作简单、无二次污染、处理效果好且能大面积推广应用等优点，生物修复利用生物(包括植物、微生物和原生动物)的代谢功能，吸收、转化、清除或降解环境污染物，实现环境净化、生态恢复。从参与修复过程的生物类型来划分，生物修复包括微生物修复、植物修复、动物修复和联合修复等，另外还有原位生物修复技术和异位生物修复技术等。生物修复是一种较为理想的污染治理手段。 对于土壤污染生物修复是很好的修复手段，主要是利用生物的自然新陈代谢功能对环境中的各种有害物质的浓度进行有效的降低，使得土壤中的污染物形成自然分解，这样的修复可以使得土壤自然的恢复到原始的状态，而这种修复方式对于土壤的整体结构不会造成损害。针对土壤污染治理来说，传统的修复技术都存在一定的弊端，不能够彻底的将土壤中的有害物质消除，使得二次污染很快的出现，对于土壤结构来说会造成更加严重的破坏。而采用生物修复技术则可以有效的对土壤中的有害物质进行彻底的清除，而且这种技术属于物理修复技术，其中不含有任何的化学成分，这样的修复技术可以有效保持土壤的完整性，不会对土壤中的分子结构造成破坏。而且这种技术的应用也较为简单，并且不需要较高费用的支持，在处理的效果上也较为突出，对环境不会造成负面影响，而且能够有效避免二次污染的出现，可以说这种修复技术在土壤污染治理上具有极大的

土壤有机质的作用及调节

土壤有机质的作用及调节 一、土壤有机质的作用 土壤有机质在土壤肥力和植物营养中具有多方面的重要作用。主要包括以下几个方面： （一）提供作物需要的各种养分 土壤有机质不仅是一种稳定而长效的氮源物质，而且它几乎含有作物和微生物所需要的各种营养元素。大量资料表明，我国主要土壤表土中大约80%以上的氮、20%~76%的磷以有机态存在，在大多数非石灰性土壤中，有机态硫占全硫的75%~95%。随着有机质的矿质化，这些养分都成为矿质盐类（如铵盐、硫酸盐、磷酸盐等），以一定的速率不断地释放出来，供作物和微生物利用。 ，另外，据估计土壤有机质的分解以及微生物和根系呼吸作用所产生的CO 2 每年可达1.35*1011t,大致相当于陆地植物的需要量,可见土壤有机质的矿化分的重要来源,也是植物碳素营养的重要来源. 解是大气中CO 2 此外，土壤有机质在分解过程中，还可产生多种有机酸（包括腐殖酸本身），这对土壤矿质部分的一定溶解能力，促进风化，有利于某些养分的有效化，还能络合一些多价金属离子，使之在土壤溶液中不致沉淀而增加了有效性。 （二）增强土壤的保水保肥能力和缓冲性 腐殖质疏松多孔，又是亲水胶体，能吸持大量水分，故能大大提高土壤的保水能力。此外腐殖质改善了土壤渗透性，可减少水分的蒸发等，为作物提供更多的有效水。 腐殖质因带有正负两种电荷，故可吸咐阴、阳离子；又因其所带电性以负电 +、Ca2+、荷为主，所以它具有较强的吸咐阳离子的能力，其中作为养料的K+、NH 4 Mg2+等阳离子一旦被吸咐后，就可避免随水流失，而且能随时被根系附近的其他阳离子交换出来，供作物吸收，仍不失其有效性。 腐殖质保存阳离子养分的能力，要比矿质胶体大许多倍至几十倍。一般腐殖质的吸收量为150~400cmol（+）/kg。因此，保肥力很弱的砂土中增施有机肥料后，不仅增加了土壤中养分分数，改良砂土的物理性质，还可提高其保肥能力。

有机物污染土壤修复技术

《有机污染土壤植物修复机理的研究现状_王志刚》 植物修复有机污染土壤的机理： 1. 植物直接修复：植物直接修复有机污染的土壤通常植物吸收、植物转运、植物降解、植物固定和植物挥发。有机污染物被吸收到植物体内后除极少部分被植物组织酶系彻底分解为CO2 和H2O, 通常被降解为次生产物固定在植物组织中或挥发到大气中。( 1) 植物对有机污染物的吸收及其主要影响因素。( 2) 植物对有机污染的转运。部分有机污染物被根系吸收后在植物体内通过木质部或韧皮部沿根-茎- 叶向上转运。( 3) 植物对有机污染物的体内降解。( 4) 植物对有机污染物的体内固定作用。( 5) 植物对有机污染物的挥发作用。 2 植物增强的根际土壤修复( 1) 植物增强的根际微生物修复。( 2) 根系释放酶去除根际土壤有机污染物。( 3) 根际效应增强有机污染物生物可获得性。 《持久性有机污染土壤的植物修复及其机理研究进展_彭胜巍》 有机污染土壤的植物修复是指利用植物在生长过程中, 吸收、降解、钝化有机污染物的一种原位处理污染土壤的方法, 具有应用成本低、生态风险小、对环境副作用小等特点。本文综述了近年来国内外有机污染土壤的植物修复研究进展情况, 重点介绍了多氯联苯、多环芳烃、农药和硝基芳香化合物等持久性有机污染物的植物修复, 阐述了有机污染土壤植物修复的关键机制, 并分析了该技术在实际工程应用中的局限性及应考虑的因素。最后, 指出了今后该领域的重点研究方向。(1)大力开发和培育高效修复型植物, 筛选出对持久性有机污染物耐受性强, 生物量大的植物, 扩大土壤持久性有机物污染的植物修复应用范围;(2)加强复合污染植物修复研究, 由吸收单种污染物植物跨入到吸收多种污染物植物的研究, 实现同时对多种持久性有机污染物的降解;(3)通过对修复机理的进一步深化研究, 提出促进和改善植物吸收性能的新技术, 进一步提高持久性有机污染土壤修复的效率;(4)加强植物修复和其它修复技术的联用,有效缩短修复时间, 提高修复效率;(5)通过环境生物技术, 提高控制植物吸收、转化的有机物限速酶的表达水平, 或者引入新的基因, 培育出应用于持久性有机污染物植物修复的全新品种;(6)应用计算机模拟技术建立一些有效的植物修复模型, 从而有助于准确认识参与植物修复过程的多种因素间的相互作用。 《持久性有机污染场地土壤淋洗法修复研究进展_叶茂》 淋洗法是指运用特定淋洗剂对污染土壤进行深度洗涤，通过分离净化淋洗剂，实现回用集成，达到去除土壤中污染物的目的，并最终安全化处置污染物和修复土壤的过程。本文根据污染场地土壤处理位置、淋洗剂种类和淋洗剂施用方式的差异，将持久性有机污染场地土壤淋洗法划分为不同的种类; 总结了为达到高效去除土壤中污染物质，可运用多级淋洗方式、超声方式、电动力方式和化学氧化等方式实现强化修复效率; 阐述了污染场地土壤质地、污染物性质、淋洗剂性质、淋洗条件优化以及淋洗剂回用效率等因素对淋洗修复整体效用的显著影响; 同时指出了目前持久性有机污染场地土壤淋洗法存在的问题和今后国内外研究和应用的方向。综合考虑土壤淋洗修复技术适用范围和成本因素，认为淋洗法是一种较符合我国持久性有机污染场地土壤实情的修复技术，具有较强的针对性和较广泛的运用前景。 《固定化微生物技术修复PAHs污染土壤的研究进展_钱林波》 绿色修复PAHs 污染土壤已成为国内外环境和土壤界共同关注的热点问题之一．作为一种新型的微生物修复技术，固定化微生物修复有机污染土壤正受到越来越多的关注，国内外相关研究刚刚开始．本文重点评述了近几年国内外有关固定化微生物技术修复PAHs 污染土壤的最新进展，总结了固定化微生物技术的修复原理、微生物固定化载体的选择、高效降解菌的筛选、固定化方法及影响因素等方面，并提出今后的发展方向，为我国开展固定化

土壤有机质

土壤有机质泛指土壤中以各种形式存在的含碳有机化合物，指土壤中来源于生命的物质，是土壤中除土壤矿物质以外的物质，它是土壤中最活跃的部分，是土壤肥力的基础，是衡量土壤肥力的重要指标之一。可以说没有土壤有机质就没有土壤肥力。增加土壤有机质措施土壤有机质就是为作物生长发育提供养分的仓库。它是土壤养分中的大家族。另外，它还是判断土壤肥瘦标准的重要指标之一。如何增加和保持土壤有机质含量，提高农业作物产量，是农业生产的主要任务。 1、秸秆还田 秸杆还田指将农田收获的秸杆直接或利用秸秆腐熟剂分解腐化翻耕于土壤。作物秸杆对促进土壤结构的形成和保存氮素以及促进土壤难溶性养分的释放比施用腐熟的有机肥效果更好。在进行秸杆还田时，要根据还田秸杆的碳氮比和田间肥力情况，适当添加速效性氮肥，加速秸杆分解，以避免秸杆在土壤中分解时引起微生物和作物对有效氮素的竞争，影响植物的生长发育。 2、增施腐熟的农家肥或有机肥 有机肥料对土壤的作用主要表现为两个方面，一是扩大土壤养分库，尤其是土壤有效养分库，从而改善土壤养分状况和提高对植物所需养分的供给力。二是改善土壤的物理、化学、生物学性状。常用的有机肥有：粪肥、堆肥、沤肥、厩肥和泥炭等。每年深施农家肥2000千克/亩，提高耕地有机质含量，两年内可在现有的基础上有机质提高至10克/千克。 施用嘉美红利，红利是活化的有机营养，直接能转化为土壤有机质，

是很好的土壤改良剂，它既能熟化土壤，保持土壤的良好结构，又能增强土壤的保肥供肥和缓冲能力，不断供给作物生长需要的养分，为作物生长创造良好的土壤条件。 3、轮作、间作，用地养地相结合 实行轮作、间作制度，调整种植结构，做到用地与养地相结合，不仅可以保持和提高土壤有机质含量，而且还能改善农产品品质，对促进农业可持续发展，具有重要的意义。 4、种植绿肥 种植绿肥是一个用来培肥土壤的有效措施。绿肥分解快，形成腐殖质也较迅速。种植绿肥应依据“因地制宜、充分用地、积极养地、养用结合”的原则，同时也要考虑经济效益。在翻压绿肥时，应注意翻压的深度、时间、灌水及播种等。每次施入的绿肥量不应该太少，要使增加的新腐殖质量超过原有腐殖质的消耗量，从而达到提高腐殖质含量的目的。也可用换肥的方法，即把一部分绿肥作饲料，用一部分厩肥代替绿肥使用。推广种植豆、豌豆、毛苕、油菜等绿肥，及时压青翻压，翻耕后灌水。每亩压青鲜草2000公斤左右，以促其茎叶腐烂。 5、合理施用含腐殖酸类肥料 腐殖酸类螯合套餐肥嘉美红利是氮肥的缓释剂和稳定剂，磷肥的增效剂，钾肥的保护剂，是中微量营养元素的调理剂、螯合剂，对肥料有协同增效的作用。把其施入土壤后能减少速效养分的固定和流失，增加利用率，是一种良好的土壤增效剂、缓释剂和改良剂。能很好的培肥地力，改良土壤，促进团粒结构形成，为作物提供充足的水分、养

污染土壤的修复技术汇总

污染土壤的修复技术汇总 几种典型的土壤污染问题 1重金属污染 采矿、冶金和化工等工业排放的三废、汽车尾气以及农药和化肥的使用都是土壤重金属的重要来源。按生物化学性质土壤中的重金属可以分为两类：第一类，对作物以及人体有害的元素，如汞、镉、铅及类金属砷等，因此，必须减少这些元素的含量使其不超过环境的容量;第二类，常量下对作物和人体有益而过量时出现危险的元素，如铜、锌、铬、锰及类金属硒等，应控制其含量，使其有益作物生长和人体健康。 2石油污染 石油污染是指在石油的开采、炼制、贮运、使用过程中原油和各种石油制品进入环境而造成的污染，土壤中的石油污染物多集中在20cm左右的表层。石油开采过程中产生的落地油和油田的接转站、联合站的油罐、沉降罐、污水罐、隔油池的底泥，炼油厂含油污水处理设施产生的油泥，也是我国油田土壤石油污染的主要来源。污染土壤中石油主要成分为C15-C36的烷烃、多环芳香烃、烯烃、苯系物、酚类等，其中环境优先控制污染物多达30种。 3化肥污染 化学肥料在现代化的农业生产中不仅是粮食增产的物质基础，更是农业生产资料的主体。在粮食增产中花费的贡献率在40%-60%，稳定在50%左右，但是化肥中的有毒重金属、有机物以及无机酸类等是造成土壤污染的主要来源。 4农药污染 据初步统计，我国至少有l300-1600万hm2耕地受到农药污染。造成土壤农药污染的主要是有机磷和有机氯农药。据2000年国家质检总局数据，全国47.5%的蔬菜农药残留超标，因农残超标被退回的出口农产品金额达74亿美元。 一、污染土壤的修复技术 在土壤修复行业，已有的土壤修复技术达到一百多种，常用技术大致可分为物理、化学和生物等三种。物理修复是指通过各种物理过程将污染物特别是有机污染物从土壤中去除或分离的技术。主要包括土壤淋洗、热吸附、蒸气浸提、微波加热和异地填埋等技术。还包括多相抽提等技术，已经应用于苯系物、多环芳烃、多氯联苯等污染土壤的修复。相对于物理修复，污染土壤的化学修复技术发展较早，主要有土壤固化-稳定化技术、淋洗技术、氧化-还原技术、化学改良、光催化降解技术、电动力学修复技术和有机质改良等。土壤生物修复技术包括植物富集、微生物修复、生物联合修复和植物固定及降解等技术。利用微生物降解作用发展的微生物修复技术是农田土壤污染修复常见的一种修复技术。进入21世纪后生物修复技术得到迅速发展，成为绿色环境修复技术之一。由于我国土壤污染面积大，污染物质种类多，污染组合类型复杂等原因，单项修复技术往往难以达到预定修复目标，多种修复技术相结合

酸雨对土壤生态环境系统的影响综述

酸雨对土壤生态系统的影响综述 酸雨是人类当前面临的最严重的环境问题之一。酸性强、持续时间长的酸雨不仅会使鲜花凋谢，树叶脱落，农作物枯萎，建筑物和文物古迹受到腐蚀，人体健康受到威胁，而且还会导致江、河、湖泊逐渐酸化，浮游生物死亡。酸雨还会导致土壤中营养物质不断溶出，造成Al及其他金属对生物的危害。在生产林区，酸雨降落，使土壤的酸性增强，养分下降，森林的生长缓慢，树木的树叶枯黄，甚至死亡。这些问题的出现，引起了世界上许多科学家的关注。 土壤是陆地生态系统中酸雨的最终接受处，因而酸雨对土壤影响的大小直接关系到整个生态环境的质量。因此，这方面的研究早为人们所重视。1978年在加拿大的多伦多市首次召开的酸雨对农作物和土壤影响的国际会议之后，这方面的研究工作逐渐在世界范围内广泛开展起来。酸雨对土壤生态系统的影响主要是因为酸性物质的输入改变了土壤的物理、化学及生物性质，从而对土壤生态系统产生危害。 1、酸雨对土壤盐基离子的淋洗 阳离子的淋洗与土壤的组成和性质有很大的关系。矿物和腐殖质含量高的土壤，因其阳离子交换量高，土壤对酸的缓冲能力亦高，但是其淋洗的进程相对较缓慢。而对于阳离子交换量低、缓冲能力弱的土壤，不仅其交换点低，交换点上的碱性阳离子也很容易进入到土壤溶液中，并被淋洗掉。 在酸雨的作用下土壤元素的迁移具有阶段性,土壤酸化的阶段性决定着元素迁移的阶段性。盐基离子的淋失量随模拟酸雨PH值的降低而增加。尤其当PH≤3.5时，增加最明显。在PH为3.0的酸雨淋溶下，红壤、赤砂土盐基淋出量占交换性盐基总量的61.4%。土壤交换性K+、Na+, Ca2+, Mg2+的总量有随PH降低而降低的趋势。 土壤阳离子的淋溶强度主要取决于与酸雨有关的阴离子迁移率，淋失速度在很大程度上受阴离子〔主要是SO42-)被土壤吸附强度的影响，而SO42-吸附量与土壤Fe、Al氧化物含量呈正相关。在增加阳离子活动性方面，硫酸盐的作用要比硝酸盐大得多。这是因为大部分土壤都N素含量不足，所以硝酸盐能很快被植物吸收。仅在降雨量很大的情况下，N03-来不及被植物和土壤吸收时才对阳离子的活动性有明显的作用。而土壤中的SO42-则极易随酸雨所增加，因而其对阳离子的淋洗作用就很大。如在灰化土上，酸雨输入的硫酸可使土壤阳离子淋洗速率达到自然淋洗速率的3倍。 2、酸雨对土壤重金属及微量元素的影响 不同上壤中都含有一定量的微量元素，在这些元素中有些是作物生长所必需的，如B、 Cu、 Fe、 Mo、Mn。而另一些则可能是环境毒害元素，如Cd、 A1等。正常情况下这些元素仅有极少部分进入生物循环，而在酸雨的影响下，特别是有硫酸雨的影响下，会有越来越多的金属元素包括有毒元素被淋溶出土壤。 Al是地壳中除Si和O以外最丰富的元素。在中性或偏碱性的土壤溶液中，Al几乎是不溶解的，Al也极易与腐殖质物质作用而沉淀。土壤中的腐殖质往往不可能使所有溶解的A1完全沉淀，这些过剩的Al会渗入湖泊和下水道，如果此时它流过的土壤、水道或湖泊的PH值≥5, Al就会在那里水解，并引起更强的酸化，其结果使更多的Al和其他重金属迁移。 土壤溶液中的Al绝大部分来源于土壤固相Al的活化，土壤中固相Al(有机结合态Al以及铝硅酸盐等)在强酸性酸雨活化过程中，不同结合形态的固相Al

土壤有机质分解和转化

土壤有机质如何分解和转化 土壤有机质是土壤的重要组成部分，对土壤肥力、生态环境有重要的作用。土壤有机质是指存在于土壤中所有含碳的有机物质，包括土壤中各种动物、植物残体、微生物体及其分解和合成的各种有机物质，即由生命体和非生命体两部分有机物质组成。原始土壤中微生物是土壤有机质的最早来源。随着生物的进化和成土过程的发展，动物、植物残体称为土壤有机质的基本来源。自然土壤经人为影响后，还包括有机肥料、工农业和生活废水、废渣、微生物制品、有机农药等有机物质。 土壤有机质分为新鲜有机质、半分解有机质和腐殖质三种。新鲜有机质和半分解有机质，约占有机质总量的10％～15％，易机械分开，是土壤有机质的基本组成部分和养分来源，也是形成腐殖质的原料。腐殖质约占85%～90％，常形成有机无机复合体，难以用机械方法分开，是改良土壤、供给养分的重要物质，也是土壤肥力水平的重要标志之一。耕作土壤表层的有机质含量通常<5%,一般在1%～3%之间，一般把耕作层有机质含量>20%——有机质土壤，耕作层有机质含量<20%——矿质土壤。 一、土壤有机质组成 土壤有机质由元素和化合物组成。 1、元素组成 主要元素组成是c、h、o、n，分别占52％～58％、34％～39％、3.3％～4.8％和3.7％～4.1％，其次是p、s。 2、化合物组成

（１）糖、有机酸、醛、醇、酮类及其相近的化合物，可溶于水，完全分解产生ｃｏ２和ｈ２ｏ，嫌气分解产生ｃｈ４等还原性气体。 （2）纤维、半纤维素，都可被微生物分解，半纤维素在稀酸碱作用下易水解，纤维素在较强酸碱作用下易水解。 （3）木质素，比较稳定，不易被细菌和化学物质分解，但可被真菌和放线菌分解。 （4）肪、蜡质、树脂和单宁等，不溶于水而溶于醇、醚及苯中，抵抗化学分解和细菌的分解能力较强，在土壤中除脂肪分解较快外，一般很难彻底分解。 （5）含氮化合物，易被微生物分解。 （6）灰分物质（植物残体燃烧后所留下的灰），占植物体重的５％。主要成分有ca、mg、k、na、si、p、s、fe、al、mn等。 二、土壤有机质的分解和转化 进入土壤的有机质在微生物作用下，进行着复杂的转化过程，包括矿质化过程与腐殖化过程 （一）矿质化 微生物分解有机质，释放co2和无机物的过程称矿化作用。这一过程也是有机质中养分的释放过程。土壤有机质的矿质化过程主要有以下几种。 1、碳水化合物的分解

长期施肥对土壤有机质及生物学特性的影响

长期施肥对土壤有机质及生物学特性的影响 史吉平　张夫道　林　葆 (中国农科院土肥所　北京　100081) 摘　要　概述了国内外近年来关于长期施肥条件下土壤有机质与生物学特性等方面的研究成果,内容包括土壤有机质、腐殖质组成与性质、有机无机复合体、微生物、酶等。 关键词　土壤　长期施肥　有机质　微生物　酶 肥料长期定位试验能系统地研究土壤肥力演变和肥效变化规律,克服因气候年变化对肥效的影响;能研究各种肥料对作物产量、品质的作用和培肥差异,以及在轮作中肥料的合理施用等。它是农业生产和农业科学的一项重要的基础研究工作。英国、美国、前苏联、德国、丹麦、波兰、捷克、荷兰、奥地利、比利时、日本、印度等国建立了长达50年以上的定位试验,其中建于1843年的英国洛桑试验站已有150多年的历史。 我国曾几度布置肥料长期定位试验,都因种种原因而夭折。70年代末至80年代初全国化肥试验网布置了一批肥料长期定位试验。1987年国家计委和农业部又在全国重点农区和主要土壤类型上建立起9个土壤肥力和肥料效益长期定位监测基地。到1994年进行阶段总结时,共有超过10年的试验60多个[1]。 在有长期定位试验的欧美等国,一般一个国家只有一个长期定位试验,而我国的肥料长期定位试验,虽然时间尚短,但数量多、分布广,体现了我国地域辽阔、种植制度多样及土地高强度利用等特点。这些长期定位试验基本上反映了我国长期施肥的作物产量和土壤肥力变化规律,为我国不同地区肥料的宏观需求,合理配比和施用,以及因地因作物制宜生产专用肥料提供了依据。 本文扼要地概述了近年来国内外土壤肥料长期定位试验中关于土壤有机质与生物学特性方面的一些研究成果。1　长期施肥对土壤有机质的影响 111　对土壤有机质含量与分布的影响 土壤有机质既是植物矿质营养和有机营养的源泉,又是土壤中异养型微生物的能源物质,同时也是形成土壤结构的重要因素。因此,土壤有机质直接影响着土壤的保肥性、保水性、缓冲性、耕性和通气状况等。 长期施用有机肥和化肥对土壤有机质的影响,因土壤类型、肥料种类和作物轮作方式等而异。单施有机肥、氮磷钾化肥配施或有机无机肥料配施均可增加土壤有机质含量(姚源喜等, 1991;高宗等,1992;薛坚等,1993;吴祖堂等, 1988;!лешин等,1971)[2,3]。施氮磷肥或氮钾肥,土壤有机质也略有增加(李秀南等, 1989)[1]。单施氮肥、磷肥、钾肥或磷钾配施,土壤有机质则有所下降,但下降幅度不如无肥区(李秀南等,1989)[2,4]。也有单施氮肥或磷肥使土壤有机质增加的报道[5,6]。长期不施肥料,土壤有机质迅速下降,经过一段时间后下降速度减慢并趋于平衡[8]。有机肥种类不同对土壤有机质的影响亦不相同(沈善敏,1984)[7],一般是秸秆的效果大于厩肥,厩肥的效果又大于堆肥,绿肥的效果较差。无机化肥提高土壤有机质的原因,主要是化肥使作物生长繁茂,根茬、枝叶等残留量增多。 长期施肥改变土壤有机质含量的同时,也使有机质在剖面中的分布发生变化。有机肥或氮磷钾化肥对土壤有机质的影响深达100c m, — 7 —