有关环境污染的参考文献有以下八个
1、刘南威.自然地理学[M].北京:科学出版社,2001:548.
2、李春华.环境科学原理[M].南京:南京大学出版社,2003,(4).
3、叶文虎.可持续发展引论[M].北京:高等教育出版社,2003:21.
4、程发良，孙成访.环境保护与可持续发展[ M].北京：清华大学出版社，2009.
5、曲向荣.环境保护与可持续发展[ M].北京:清华大学出版社,2010.
6、周敬宣.环境与可持续发展[ M].武汉:华中科技大学出版社，2007.
7、蒋展鹏，杨宏伟.环境工程学[ M].北京:高等教育出版社,2013.
8、徐新华，吴忠标，陈红.环境保护与可持续发展[ M].北京:化学工业出版社.，2000.
以下所有文献，中国知网都能查到。
[1]董利民,李璇.
洱海水污染动态模型的构建及分析研究[j].
生态经济(学术版),2011,02:384-388.
[2]房春娟,陈晓燕.
淡水污染的微生物治理[j].
湖南农机,2011,11:245+247.
[3]张志锋,王燕,韩庚辰.
中国近海海水主要参数基线值及其污染状况探究[j].
海洋环境科学,2012,02:211-215.
[4]魏正明.
水危机——寻找解决淡水污染的方案[j].
上海环境科学,2003,01:5.
[5]迟凤玲.
浅淡水污染对我国食物安全的影响及解决对策[j].
中国食物与营养,2006,05:14-16.
[6]尚立照.
风力发电对河西走廊生态环境影响初探[j].
环境研究与监测,2010,01:3-5.
[7]杨贵本
杨丽丽.
我国淡水污染问题
必须加大力度解决[n].
延安日报,2007-03-12002.
[8]刘洪波.
不同水域淡水蚌类中元素积累和分布的特征研究[d].南京农业大学,2010.
[9]项继权.
湖泊治理:从“工程治污”到“综合治理”——云南洱海水污染治理的经验与思考[j].
中国软科学,2013,02:81-89.
[10]陈登勤,方宗熙.
用紫露草微核技术监测海水污染的初步研究[j].
山东海洋学院学报,1981,02:80-85.
[11]高圣龙,柯明德.
mobile
marine
gis于海上污染监控之应用[a].
中国航海学会救助打捞专业委员会.救捞专业委员会2004年学术交流会论文集[c].中国航海学会救助打捞专业委员会:,2004:11.
[12]高乐华.
我国海洋生态经济系统协调发展测度与优化机制研究[d].中国海洋大学,2012.
[13]张德君.
海水入侵地下水污染对土壤生态影响研究[d].辽宁师范大学,2007
美国进口普卫欣天
猫
1923 年开始在汽油中加入铅用作抗爆剂以后, 更加速了全球性铅的污染。因此可以说如今世界
上已难找到土壤铅含量不受人类活动影响的一片“净土”。Kabata - Pendias 和Rendias[5 ]报道在靠
近公路的某一块土壤铅含量高达7000μg/ g。潘如圭等[6 ]研究了汽车尾气中铅对公路两侧蔬菜的
污染情况。试验结果表明: 在公路两侧200 m 范围内生长的蔬菜均受到汽车尾气中铅的污染。管
建国[7 ]等研究了在金属冶炼厂周围和公路两侧200 m 范围内蔬菜的受污染情况, 发现所调查的普
通叶菜的铅含量均超过国家食品卫生标准。彭珊珊等[8 ]对我国一些常用茶中Pb 进行了测定, 结
果表明茶叶中的铅超过一般标准, 应引起重视。
土壤中的铅大部分形成PbS , 少部分形成PbCO3 、PbSO4 和PbCrO4 等无机化合物, 或与有机
物螯合。铅的无机化合物大多难以溶解, 而且因受到下列因素影响, 铅在土壤中的迁移能力也很
弱: (1) 土壤有机质对铅的络合作用。土壤有机质的—SH , —NH2 基因能与铅离子形成稳定的
络合物。(2) 土壤粘土矿物对铅的吸附作用。粘土矿物的阳离子交换位点可对铅离子进行交换性
吸附。另外, 铅离子进入水合氧化物的配位壳, 直接通过共价键或配位键结合于固体表面。由于
铅在土壤中迁移能力弱, 而且溶解度低, 因而人为因素造成的铅污染大多停留在土壤表层, 随土
壤深度的增加其含量急剧降低, 20 cm 以下趋于自然水平。
进入土壤中的铅有可能被植物吸收, 或溶解到地表水中, 通过食物链和饮用水进入动物和人
体, 进而影响人类健康。近年来的研究发现, 铅对人类健康的影响具有不可逆性和远期效应[9 ] 。
Page[2 ]等研究表明, 人体血铅与土壤铅含量存在一定关系:
0112 (Pb - B , μg/ 100mg) = ln (Pb - S ,μg/ g) - 4185
这一关系式仅说明了某一地区的特殊情况, 并无广泛适用价值, 但它足以表明土壤铅含量与
人体健康有直接关系。
2 铅污染土壤的修复技术
由于铅对人体具有很强的毒性, 近年来对铅污染土壤的修复引起了人们的普遍关注。铅污染
土壤的修复技术可以分为两大类: 物理化学修复技术和生物修复技术。物理化学修复技术又可分
为隔离包埋技术、固化稳定技术、Pyrometallurgical Separation 、化学稳定技术和电动修复技术等。
生物修复技术又可分为微生物修复技术和植物修复技术等。
211 隔离包埋技术(isolation and containment)
该法采用物理方法将铅污染土壤与其周围环境隔离开来, 减少铅对周围环境的污染或增加铅
的土壤环境容量。具体措施为: 以钢铁、水泥、皂土或灰浆等材料, 在污染土壤四周修建隔离
墙, 并防止污染地区的地下水流到周围地区。其中以水泥最为便宜, 应用也最为普遍。为减少地
表水的下渗, 还可以在污染土壤上覆盖一层合成膜, 或在污染土壤下面铺一层水泥和石块混合
层。
212 固化稳定技术(solidification and stabilization)
固化稳定技术包括两个方面: 采用化学方法降低铅在土壤中的可溶性和可提取性, 同时采用
物理方法将污染土壤包埋在一个坚固基质中。Wheeler 报道[10 ]将水泥、炉渣和石灰混合物加入污
染土壤中, 搅拌均匀凝固之后, 形成一个大石块, 将污染土壤包埋在其中。也有人采用电导产热
原理给土壤加热升温, 当土壤冷却后, 土壤凝固成玻璃样块状结构, 称之为玻璃化。该方法包括
三个具体步骤: (1) 在土壤两端插上电极电流通过土壤形成环路, 土壤温度上升并熔化。(2) 在
自然冷却过程中, 土壤凝固形成玻璃样土块。(3) 在土块上覆盖一层干净土壤。这一技术已经实
际应用于铅污染土壤的修复。
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213 Pyrometallurgical Separation
在一定温度下, 金属就会熔解或升华为气态。Pyrometallurgical separation 技术利用这一原理,
将铅等重金属从污染土壤中“蒸发”出来以达到净化土壤的目的。“蒸发”出来的金属可以再回
收或固定, 同时富含金属的剩余炉渣也可用于进一步提炼[11 ] 。铅污染土壤在高温熔化之前要进
行预处理, 以促进铅的熔解。这一技术主要应用于具有较高回收效率的严重污染土壤(5 %～
20 %) 。
214 化学稳定技术(chemical stabilization)
化学稳定技术就是应用化学反应将污染土壤中的重金属氧化或还原, 从而达到降低土壤中重
金属的活性[11 ] 。对于铅污染土壤, 可用还原剂(二氧化硫、亚硫酸盐或硫酸亚铁) 将铅离子还
原, 以减少土壤中铅的可提取量。这一技术也可作为其他修复技术(如固化稳定技术) 的前处理
步骤。但必须注意的是, 还原剂的施用可能会造成二次污染。初步研究表明, 施用石灰调节土壤
PH7 可降低铅在土壤中的溶解度, 减少植物对铅的吸收[13 ] 。研究表明, 施用羟基磷灰石[14 ] 、水
合氧化锰[15 ] 、磷灰岩[16 ,17 ]也可促进铅的沉淀, 减少土壤中的可溶态和可提取态铅。Vidac 和
Pohland[18 ]已将这一技术运用于地下水的修复。
215 电动修复技术(electrokinetice technology)
在污染土壤两端插上电极, 接通电源后, 土壤中的带电粒子向电性相反的电极移动, 最终积
聚或沉淀在电极上, 以达到清除污染土壤中重金属的目的。在欧洲, 这一技术不仅应用于铅污染
土壤[19 ] , 同时也应用于铜、锌、铬、镍和镉等污染土壤的修复。
216 微生物修复技术(microremediation)
微生物修复主要是借助微生物的生化反应来清除或稳定环境中的有害物质。根据原理不同可
分为生物还原沉淀、生物甲基化和生物吸附三种。生物还原沉淀是应用硫酸还原菌(SRB) 将硫
酸根还原为HS - 再与铅生成不溶性的Pb2S。生物甲基化是利用微生物将土壤中的重金属甲基化,
甲基化的金属更容易蒸发, 可做为Pyrometallurgical Separation 的预处理。生物吸附是利用细菌细
胞和藻类来吸附地下水或其他污染水体中的有害物质。Leusch 等[20 ]报道一种海藻( S . f luitans )
对铅的最大吸附量可达到369 mg/ g。Rahmani 等[21 ]研究了浮萍(Lemna minor) 对污染水体中铅
的清除能力。结果表明浮萍在亚致死水平下也能有效清除水体中的铅。
217 植物提取修复技术(phytoextration)
植物提取修复技术主要是利用超积累植物, 将土壤中各种过量元素或化合物大量转移到植株
体内特别是地上部分, 从而修复污染土壤[22 ] 。超积累植物相当于一个太阳能驱动泵将土壤中的
过量元素不断泵到植株体内[23 ] 。植物修复技术可分为两种, Salt 等[24 ]把利用超积累植物来吸收
土壤重金属的方法称之为持续植物提取(continuous phytoextraction) ; 而把利用螯合剂来促进植物
吸收土壤重金属的方法称之为诱导植物提取(inducced phytoextraction) 。
21711 持续植物提取(continuous phytoextraction)
运用持续植物提取技术来修复铅污染土壤的关键是植物超积累铅的能力。一般认为, 只有铅
积累量达到1000μg/ g (干重) 才能称为铅超积累植物[25 ] 。已见报道的铅超积累植物有Brassica .
nigua [26 ] , Brassica . pekinensis [27 ] , Brassica . juncea [27 ]和T. rotungifolium [28 ] 。其中T. rotungi2
folium 的铅积累量最大, 可达到8200μg/ g (干重) [28 ] 。目前对于植物吸收、运输和积累铅以及耐
铅胁迫的机制研究甚少。Liu 等[29 ]研究发现印度芥菜( Brassica juncea) 可在根部积累大量的铅
但只有极少部分运输到地上部。原因一方面可能是由于根部细胞内存在高浓度磷酸盐或碳酸盐,
在细胞内近中性pH 条件下, 铅主要以磷酸盐或碳酸盐形式沉淀在根细胞壁或细胞内; 另一方面
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铅从根部向中柱迁移的过程还会受到内皮层凯氏带的阻拦。Wozny 等[30 ]认为铅进入中柱后随蒸
腾流被动运输到地上部分。运输过程中铅可能会与中柱内的阳离子交换位点结合, 从而被固定在
茎部中柱内。研究表明, 铅可与多种小分子有机物螯合[31～33 ] 。推测铅也有可能与各种小分子有
机酸、植物螯合肽结合, 减少与阳离子交换位点结合的机会, 从而增加进入了叶部的数量。作者
在对浙江西部的某一铅锌矿土壤进行调查时, 发现一种可高浓度积累铅和锌的植物, 据初步调查
结果, 其地上部分锌和铅的最高积累量分别达到了5000μg/ g 和1182μg/ g。对于这种植物超积
累锌和铅的生理生化机制, 正在进一步的研究中。
21712 诱导植物提取(inducced phytoextraction)
对于在土壤中极难移动的铅元素, 施用螯合剂可促进植物对其的吸收。施用螯合剂诱导植物
超富集作用被称为螯合诱导修复技术。Romheld 和Marschner[34 ]认为螯合物与金属结合后, 金属
螯合物可以从内皮层裂口处进入根内, 然后被迅速地转移到茎叶。在用14C - EDTA - Pb 作标记
的试验中, Blaylock 等[35 ]发现, 在含这种标记物的介质中生长的植物地上部能快速积累铅, 表明
铅与螯合物结合有利于植物对铅的吸收。Salt 等[36 ]认为金属与螯合物结合后阻止了金属的沉淀
和吸附, 从而提高了金属的可提取性。螯合诱导修复技术既可选用一般植物也可选用超积累植
物。在土壤铅浓度为2500μg/ g 的污染土壤上种植玉米和豌豆, 加入EDTA 后, 植物地上部铅的
浓度从500μg/ g 提高到10000μg/ g ; 而且EDTA 还能极大的提高铅从根系向地上部的运输能力,
每千克土中加入110 g EDTA , 24 h 后, 玉米木质部中铅的浓度是对照的100 倍, 从根系到地上
部的运输转化量是对照的120 倍[37 ] 。不同螯合剂促进植物对铅吸收的效应与螯合剂促进铅从土
壤解吸的效应相一致: EDTA > HEDTA >DTPA > EGTA > EDDHA。螯合诱导技术对超积累植物吸
收金属的强化效应也很明显。印度芥菜是一种可富集多种金属的植物。Blaylock 等[35 ]研究了柠檬
酸、苹果酸、乙酸、EDTA、EGTA、CDTA 对印度芥菜( Brassica juncea) 吸收Cd 和Pb 的效应,
发现土壤酸化与施加螯合物相结合可显著增加铅的吸收效率。Vassil 等[38 ]报道用铅和EDTA 共同
处理印度芥菜, 其地上部分含量高达55 mmol/ kg (干重) , 相当于培养液铅浓度的75 倍。对印度
芥菜茎部提取液的直接测定证明, 茎部的大部分铅是与EDTA 结合的形式运输的。由于螯合剂的
价格一般较贵, Blaylock 等[35 ]指出螯合剂( EDTA 和乙酸) 将使每吨铅污染土壤修复成本增加
715 美元。此外螯合剂在增加土壤中重金属生物有效性的同时, 也增加了重金属离子的移动性。
因而对于螯合诱导修复技术的环境风险应加以系统评价。
由于已发现的铅超积累植物种类极少, 而且植物生长慢、生物量小, 因而螯合诱导修复技术
比持续提取技术更引人注目。但不论哪种植物修复技术都具有其它物理化学方法所没有的优点:
(1) 成本低。据估计, 如果某种植物的茎部铅积累量达到1 % , 且每年产量40 t/ hm2 , 那么通过
10 年种植将土壤铅含量从114 %下降为014 %所需费用是245000 美元, 而用物理化学修复技术则
需要1600000 美元。(2) 植物利用太阳能, 不破坏生态平衡, 同时还能美化环境, 易为公众所接
受。(3) 将富铅植物残体用于植物炼矿, 可产生经济效益。相比之下, 虽然植物修复技术所需时
间较长, 而且植物的生长要受到环境的影响, 但这些缺点都不成为重要问题。可以预言, 植物修
复将成为一种应用广泛、环境良好和经济有效的修复铅污染土壤的方法。
参考文献：[3 ] 陈怀满等. 土壤- 植物系统中的重金属污染[M] . 北京: 科学出版社, 1996.
[4 ] Nriagu J O , Acyna J M. Quantitative assessment of worldwide contamination of air , water and soil by trace metal
[J ] . Nature , 1988 , 333 : 134～139.
[5 ] Kabata - Rendias A , Rendias H. Trace elements in the soil and plant [M] . Florida CRC Press , 1994.
[6 ] 潘如圭, 宋佩扬. 汽车尾气中铅对蔬菜污染的研究[J ] . 江苏环境科技, 1998 , 11 (3) : 9～11 , 28.
[7 ] 管建国, 潘如圭. 蔬菜铅污染状况及其防治对策[J ] . 南京农专学报, 1998 , 14 (3) : 22～27.
[8 ] 彭珊珊, 石燕. 茶叶中的铅[J ] . 广东微量元素科学, 1998 , 5 (6) : 32～33.
[9 ] 沙拉麦提, 沙达提. 儿童的铅接触及危害[J ] . 新疆环境保护, 1996 , 18 (1) : 36～38.
[10 ] Wheeler P. Leach repellent [J ] Ground Engng , 1995 , 28 : 20～22.
[11 ] USEPA. Engineering Buttetin : Technology Alternatives for the Remediation of Soils Contaminated with Arsenic ,
Cadmium , Mercury and Lead [M] . U S Envionmental Protection Agency. Office of Emergency and Remedial
Response , Cincinnati . OH. 1996.
[12 ] Evando C R , Dzombak D A. Remediation of metals - comtaminated soils and groundwater . Technology Evalua2
tion Report , TE97 - 01 [ R ] . Pittsburgh P A. Ground - water Remediation Technologies Analysis Center ,
1997.
[13 ] Hooda P S , Alloway B J . The effect of liming on heavy metal concentrations in wheat , carrots and spinach grown
on previously sludge - applied soils [J ] . J Agric Sci , 1996 , 127 : 289～294.
[14 ] Ma L Q. Factors influencing the effctiveness and stability of aqueous lead immobolization by hydroxyapatite [J ] .
J Environ Gual , 1996 , 25 (6) : 1420～1429.
[1] 李德生，孙旭红，宋文华等. 经济林木在北方城市中的运用. 现代城市研究，2004，(7)：51~53
[2] 朱玉强.天津市环境空气污染特征及对策. 天津科技，2001，(5)：10~11
[3] 张蔚. 浅析天津的城市绿化与发展.大众科技，2005，(9)：130~131
[4] 蒋展鹏. 环境工程学. 北京：高等教育出版社. 1992．272
[5] 董希文，崔强，王丽敏等. 园林绿化树种枝叶滞尘效果分类研究. 防护林科技, 2005,(1)：28~29
[6] 张秀梅，李景平等. 城市污染环境中适生树种滞尘能力研究. 环境科学动态, 2001, (2)：27~30
[7] 张新献，古润泽，陈自新等. 北京城市居住区绿地的滞尘效益. 北京林业大学学报，1997，19(4) ：12~17
[8] 吴中能，于一苏，边艳霞.合肥主要绿化树种滞尘效应研究初报.安擞农业科学，2001，29(6)：780~783
[9] 李顺，唐建华，雍枫.城市绿化抗污染树种的选择.黑龙江环境通报，2005，29(1)：25、68
[10] 王焕校．污染生态学．北京：高等教育出版社．2000．5(1)
[11] 张永生，房靖华. 森林与大气污染．环境科学与技术，2003，26(4)：61~63
水污染毕业论文参考文献范例
篇一
[1] 李昂. 污泥堆肥过程中污染物与微生物群落变化的响应关系研究[D]. 沈阳大学 2014
[2] 邵雪. 耐盐菌的特性强化及其研究[D]. 东北大学 2012
[3] 梁晨. 紫外诱变毒死蜱高效降解菌的研究[D]. 沈阳建筑大学 2013
[4] 张芷毓. 厌氧产酸相中产酸菌与硫酸盐还原菌协同产酸脱硫试验研究[D]. 沈阳建筑大学 2013
[5] 张连杰. 金属矿山开采引起地表移动规律研究[D]. 中国地质大学(北京) 2013
[6] 周杰. 原油污染环境的微生物强化与共降解处理方法研究[D]. 西安石油大学 2013
[7] 王琳琳. 固定化微生物降解甲基对硫磷实验研究[D]. 东北大学 2011
[8] 王丽香，吕家珑，庄舜尧，胡正义. 我国东部河网地区土壤与河道底泥对磷的吸附特性比较研究[J]. 土壤. 2009(03)
[9] 王淞，林香民. 模糊数学在地表水水质评价中的应用[J]. 能源与环境. 2006(02)
[10] 冯海艳，李文霞，杨忠芳，阮晓红，刑雅囡. 苏州城市河道底泥对磷酸盐的吸附与释放特征[J]. 地学前缘. 2006(01)
[11] 胡静波. 城市河道生态修复方法初探[J]. 南水北调与水利科技. 2009(02)
[12] 李永华，王劼勇，白文荣，方升华，沈晓强. 通惠河通州段护坡跌水复氧试验研究[J]. 北京水务. 2009(01)
[13] 张学斌. 内蒙古锡林浩特毛登地区石炭纪侵入岩的年代学与地球化学研究[D]. 中国地质大学(北京) 2014
[14] 罗银飞. 青海省格尔木河流域山前平原区地下水系统及地下水资源评价[D]. 中国地质大学(北京) 2013
[15] 刘斐. 河北省温塘寺地区地热地质特征及地热资源评价[D]. 中国地质大学(北京) 2014
[16] 王金晓. 山东省鲁西北地区地下水资源评价[D]. 中国地质大学(北京) 2014
[17] 张冰. 鲁西北平原高氟地下水分布规律及成因分析[D]. 中国地质大学(北京) 2014
[18] 刘雷震. 遥感在西部找矿中的应用研究[D]. 中国地质大学(北京) 2014
[19] 汪生斌. 地下水资源评价及保护对策的研究[D]. 中国地质大学(北京) 2013
[20] 李亚男，李岩，张廷，孟宪禹，赵新华. 天津市北塘排污河不同水期的水质状况评价[J]. 中国给水排水. 2008(22)
[21] 程艳. 基于PCR技术的菌剂强化污泥堆肥微生物群落结构研究[D]. 河南工业大学 2014
[22] 李晓云. 污泥堆肥过程中多环麝香的降解与微生物群落演替的关系[D]. 东北大学 2012
[23] 范艳明. 污泥停留时间对除磷菌种群结构的影响分析[D]. 天津大学 2014
[24] 王美. 微生物在生物栅处理景观水体中的作用及机理研究[D]. 天津大学 2014
篇二
[1] 郝春博，王广才，董建楠，张倩，蔡五田. 石油污染地下水中细菌分子生态学研究[J]. 地学前缘. 2009(04)
[2] 吕吉利. 生物碳固定化微生物修复海水石油污染[D]. 山东师范大学 2014
[3] 徐美，李纪人，黄诗峰，庞治国. 从全国水环境数据库看中国水环境状况[J]. 水科学进展. 2004(05)
[4] 张汉波，段昌群，屈良鹄. 非培养方法在土壤微生物生态学研究中的应用[J]. 生态学杂志. 2003(05)
[5] 席劲瑛，胡洪营，钱易. Biolog方法在环境微生物群落研究中的应用[J]. 微生物学报. 2003(01)
[6] 黄立南，屈良鹄，陈月琴. rRNA技术及其在分子微生物生态上的应用[J]. 微生物学杂志. 2001(01)
[7] 武俊，徐剑宏，洪青，刘智，张小华，李顺鹏. 一株呋喃丹降解菌(CDS-1)的分离和性状研究[J]. 环境科学学报. 2004(02)
[8] 张倩. 典型石油污染场地有机污染物分布特征及其影响因素分析[D]. 中国地质大学(北京) 2009
[9] 张晓阳. 陕北石油污染对土壤理化性质和酶活性的影响[D]. 西北农林科技大学 2013
[10] 赵丹. 井水位的'气压效应特征及其对含水层参数变化的指示[D]. 中国地质大学(北京) 2013
[11] 方慧娜. 利用地下水位气压效应反演汶川地震前后含水层参数的研究[D]. 中国地质大学(北京) 2013
[12] 王金维. 由井水位的固体潮效应反演含水层参数[D]. 中国地质大学(北京) 2013
[13] 卢忠阳. 干旱区膜下滴灌条件下土壤水分运移研究[D]. 中国地质大学(北京) 2012
[14] 崔碧霄. 三种灌木对土壤石油污染的生长反应与生理响应机制[D]. 西北农林科技大学 2014
[15] 陈亮. 铁渗透反应格栅下游水化学环境变化对微生物群落分布的影响[J]. 科教文汇(下旬刊). 2009(03)
[16] 余素林，吴晓磊，钱易. 环境微生物群落分析的T-RFLP技术及其优化措施[J]. 应用与环境生物学报. 2006(06)
[17] 路青艳，李朝林，李涛. 我国地下水污染概况[J]. 中华劳动卫生职业病杂志. 2006(05)
[18] 王业耀，孟凡生. 石油烃污染地下水原位修复技术研究进展[J]. 化工环保. 2005(02)
[19] 卢莉琼，徐亚同，梁俊. 分子生物学方法在微生物多样性及微生物生态研究中的应用[J]. 应用与环境生物学报. 2004(06)
