全 文 ：第 34 卷第 8 期
2013 年 8 月
环 境 科 学
ENVIRONMENTAL SCIENCE
Vol． 34，No． 8
Aug．，2013
伊乐藻-氮循环菌联用对太湖梅梁湾水体脱氮的研究
赵琳，李正魁* ，周涛，吴宁梅，叶忠香，刘丹丹
(南京大学环境学院污染控制与资源化研究国家重点实验室，南京 210023)
摘要:从太湖梅梁湾采集无扰动泥芯样，分别添加伊乐藻、固定化氮循环菌，模拟生态修复并探讨其机制． 采用同位素配对技
术测定了伊乐藻-氮循环菌技术对反硝化速率的影响． 结果表明，伊乐藻与氮循环菌联合作用的试验柱的反硝化速率(以 N
计)最高，为 104. 64 μmol·(m2·h)－ 1，与裸泥试验柱相比增加了 150% ． 采用实时荧光定量 PCR 技术(RT-qPCR)对沉积物中
反硝化菌功能基因 nirS、nirK和 nosZ进行定量研究，结果显示，反硝化菌的功能基因 nirS和 nosZ 比对照裸泥组高出 1 ～ 2 个
数量级，表明较高的微生物量促进了反硝化脱氮的能力． 室内模拟实验还表明，沉水植物提高了耦合硝化反硝化的作用，氮循
环菌提高了非耦合硝化反硝化的作用，沉水植物与微生物的联合作用提高了沉积物的总反硝化速率，促进了湖泊水体氮素的
脱除，起到了净化作用．
关键词:伊乐藻-氮循环菌联用;反硝化;生态修复;同位素配对技术;RT-qPCR技术
中图分类号:X172;X524 文献标识码:A 文章编号:0250-3301(2013)08-3057-07
收稿日期:2012-11-15;修订日期:2013-01-18
基金项目:江苏省自然科学基金重点项目(BK2010056) ;江苏省环
境保护厅研究项目(201108) ;国家水体污染控制与治理
科技重大专项(2012ZX07101-006，2013ZX07101-014)
作者简介:赵琳(1988 ～) ，女，硕士研究生，主要研究方向为湖泊水
体生态修复，E-mail:zhaolin． qin@ 163． com
* 通讯联系人，E-mail:zhkuili@ nju． edu． cn
Denitrification Study of Elodea nuttallii-Nitrogen Cycling Bacteria Restoration in
Meiliang Bay，Taihu Lake
ZHAO Lin，LI Zheng-kui，ZHOU Tao，WU Ning-mei，YE Zhong-xiang，LIU Dan-dan
(State Key Laboratory of Pollution Control and Resource Reuse，School of the Environment，Nanjing University，Nanjing 210023，
China)
Abstract:Undisturbed sediment cores were collected from Meiliang Bay，Taihu Lake，and the integrated Elodea nuttallii-nitrogen
cycling bacteria technology was applied as a restoration method． The effects of the Elodea nuttallii-nitrogen cycling bacteria technology
on sediment denitrification was observed by isotope pairing technique． The highest denitrification rate of 104. 64 μmol·(m2·h)－ 1 was
achieved in sediments with Elodea nuttallii-nitrogen cycling bacteria assemblage． The abundance of nirS，nirK and nosZ genes involved
in denitrification processes in the sediments (within 2 cm below the water-sediment interface)were measured by real-time quantitative
PCR (RT-qPCR)． The abundance of nirS and nosZ genes in the sediments with restoration treatments was increased，which was more
than one order of magnitudes higher than that in bare sediments． The results indicated that the presence of macrophyte and nitrogen
cycling bacteria could increase benthic nitrogen removal by facilitating coupled nitrification-denitrification and uncoupled nitrification-
denitrification．
Key words:Elodea nuttallii-nitrogen cycling bacteria assemblage;denitrification;restoration;isotope pairing technique;RT-qPCR
近年来，随着社会经济的快速发展，城镇建设进
程加快，大量含氮污染物被排入河流、湖泊，导致湖
泊富营养化，使得湖泊水体生态系统的结构和功能
发生改变，这些变化可能造成水体由草型稳态转换
为藻型稳态［1，2］，从而威胁湖泊生态环境． 因此，如
何脱除湖泊水体中的氮素具有重要意义．
在湖泊生态系统中，氮素输入水体后，由氮循环
细菌经氨化、硝化、反硝化作用最终以 N2、N2O 等
气体形式离开湖泊系统;同时，水生植物及水生生
物吸收同化水体氮素，经收割、捕捞后输出湖泊系
统;另外，部分氮素经过沉积作用固定在底泥中［3］．
由此可见，氮循环细菌与水生植物在湖泊水体氮素
脱除过程中扮演着重要作用． 近年来，国内外学者
对沉水植物吸收去除氮素效果及机制进行了大量研
究［4 ～ 7］． 另外，利用固定化氮循环菌技术进行湖泊
氮素去除的应用研究也已见报道［8 ～ 10］． 目前，已有
学者研究了固定化氮循环细菌技术与沉水植物联合
作用去除水体氮素［11］． 然而上述研究主要针对水
体氮素去除效果的研究，有关沉水植物与氮循环菌
联合作用下降低水体氮负荷的机制研究尚不多见．
因此，本研究选择秋冬季节生长良好的伊乐藻种
(Elodea nuttallii) ，结合固定化氮循环细菌，通过实
验室泥柱样模拟实验，分析了伊乐藻-氮循环细菌联
合作用下湖泊水体反硝化速率的变化，探讨其去除
湖泊氮素的机制．
DOI:10.13227/j.hjkx.2013.08.005
环 境 科 学 34 卷
1 材料与方法
1. 1 泥样采集及实验设计
2011 年 9 月在太湖梅梁湾(31° 27 59″ N，
120°1048″E，图 1)用有机玻璃柱状采样器(内径
9 cm，长 60 cm)采集 24 根未扰动泥柱样，柱样上部
保留部分原上覆水样，柱样两端用橡胶塞密封，垂直
放置，尽量无扰动带回实验室，同步采集 100 L上覆
水及伊乐藻，一起带回实验室． 小心将泥柱样分别
移入相同尺寸的有机玻璃柱状培养柱(内径 9 cm，
长 100 cm)中，培养柱中保留原泥柱上层 20 cm 的
泥样． 培养柱分为 6 组，每 4 个柱样为 1 组，每组的
4 个柱样分别进行不同的处理:A 柱作为空白对照，
不做任何处理;B 柱添加用柔性网孔材料包覆的固
定化氮循环菌;C柱用扦插法种植 5株 10 cm长的长
势良好的伊乐藻;D 柱添加用柔性网孔材料包覆的
固定化氮循环菌，同时用同样方法种植伊乐藻． 处理
完后，用注射器尽量无扰动将采集的上覆水注入培养
柱中，进行预培养，实验柱内上覆水和氮循环菌载体
每周更换一次． 6 个星期后，实验柱内伊乐藻生长良
好，柱内生态系统趋于稳定，更换氮循环菌载体，用新
采集的湖水更换柱内的水，静置稳定 24 h 后，测定实
验柱中 N2 排放及水体中各理化指标，分析各试验柱
中反硝化速率变化及各形态氮素的变化．
图 1 太湖梅梁湾采样点示意
Fig． 1 Location of the sampling site in Meiliang Bay of Lake Taihu
1. 2 固定化氮循环菌制备
采集太湖水样、底泥、植物根区微生物样品，
接种于选择性培养基上，进行富集筛选，得到纯化的
太湖土著氨化、亚硝化、硝化、反硝化细菌． 将亲
水性 玻 璃 态 单 体 甲 基 丙 烯 酸-β-羟 乙 酯［2-
Hydroxyethyl methylacrylate (HEMA) ］、丙烯酸羟乙
酯［2-Hydroxyethyl acrylate (HEA) ］与蒸馏水按特定
体积比均匀混合，并用氮气饱和，采用60Co-γ 射线
(辐射剂量 10 kGy) ，在 － 78℃温度条件下辐照制备
形成生物相容性固定化聚合物载体［9］． 将辐射聚合
后制备的固定化载体切成 5 mm 见方的小块，用蒸
馏水浸泡至充分膨胀，再用氮循环细菌培养基浸泡，
待培养基进入载体内部后，加入经活化培养进入对
数生长期的氮循环细菌(氨化、硝化、亚硝化和反
硝化细菌培养液各 200 mL) ，利用曝气设备在 28℃
条件下按照 16 h 曝气搅动，8 h 静置的模式连续培
养，使氨化、硝化、亚硝化和反硝化细菌交替在有
氧条件及厌氧条件下吸附于固定化载体表面，并通
过增殖进入多孔载体内部使之固定，制备成固定化
氮循环菌 (immobilized nitrogen cycling bacteria，
INCB)．
1. 3 反硝化速率的测定
1. 3. 1 反硝化速率测定方法
采用同位素配对技术，结合膜接口质谱仪
(membrance inlet mass spectrometry，MIMS)测定同
位素反硝化产物 N2，计算反硝化速率． 同位素配对
技术是指向上覆水中添加 15NO －3 同位素指示剂，
15NO －3 与水中原有的
14NO －3 混合进入沉积物，经过反
硝化作用，生成氮气同位素产物28N2、
29N2、
30N2 ． 然
后通过膜接口装置将水体中的溶解性气体转化为气
体形态，直接进入质谱在线测定水样中氮气，利用测
定出的氮气同位素产物与同位素配对法计算出耦合
和非耦合的反硝化脱氮速率［12］． 耦合反硝化(Dn)
是指反硝化过程中的 NO －3 来自氨氮经硝化过程生
成，非耦合反硝化(Dw)是指反硝化过程所需的
NO －3 来自上覆水体．
1. 3. 2 反硝化速率的测定和计算方法
反硝化实验在培养 6 个星期后进行，选择 3 组
培养柱，向每个培养柱分别加入Na15NO3(99. 16%) ，
使其终浓度为 100 μmol·L －1 ． 07:00 ～ 16:00 连续
进行无顶空密闭静态培养 9 h． 9 h 后，用注射器小
心采集沉积物表层水样，在无气泡产生情况下溢流
收集到细长的气体采集管中，气体采集管中预先加
入 0. 5 mL ZnCl溶液(质量分数，50%) ，收集的样品
恒温保存，立即送中国科学院南京地理与湖泊研究
所分析中心使用膜接口质谱仪测定溶解性气体28N2、
29N2、
30N2、O2．
通过生成的29N2、
30N2，运用下述公式计算反硝
化速率．
利用15NO －3 发生的反硝化速率:
D15 = r29 + 2r30
利用14NO －3 发生的反硝化速率:
8503
8 期 赵琳等:伊乐藻-氮循环菌联用对太湖梅梁湾水体脱氮的研究
D14 = D15 ×
r29
2r30
非耦合硝化反硝化速率:
Dw = D15 ×
ε
1 － ε
耦合硝化反硝化速率:
Dn = D14
总反硝化速率:
Dtot = Dw + Dn
式中，r29、r30分别代表
29N2、
30N2 产生速率．
ε =
［NO－3］a －［NO
－
3］b
［NO－3］a
式中，ε代表培养实验中15NO －3 的丰度，a、b 分别代
表添加同位素之后和之前［12 ～ 14］．
1. 4 反硝化菌定量实验
采用实时荧光定量 PCR 技术(RT-qPCR)对反
硝化菌的功能基因亚硝酸还原酶(nirS、nirK)和氧
化亚氮还原酶(nosZ)进行定量研究． 分别采集经
过不同生态修复方法处理的 4 根试验柱表层 2 cm
的沉积物，使用土壤 DNA 提取试剂盒(FastDNA
Spin Kit for Soil MP，Biomedicals，CA，USA)提取
表层 2cm沉积物中的 DNA，提取的 DNA 在 － 20℃
储存． nirS、nirK 和 nosZ 这 3 种功能基因的引物分
别 为 cd3aF-R3cd、 FlaCu-R3Cu［15］ 和 nosZ2F-
nosZ2R［16］(表 1) ，由华大基因合成． RT-qPCR 反
应体系为 20 μL:SYBR Premix Ex Taq 10 μL;PCR
正向引物 0. 4 μL(10 μmol·L － 1 ) ;PCR 反向引物
0. 4 μL(10 μmol·L － 1 ) ;DNA 模板 8 μL;去离子
水 1. 2 μL． PCR扩增反应条件如表 1 所示． 用表
1 中所示的引物分别对 3 种基因(nirS、nirK 和
nosZ)的目的片段进行扩增，之后对 PCR 扩增产物
进 行 克 隆 并 提 取 质 粒 (MinBEST Plasmid
Purification Kit Ver3. 0，大连宝生物公司) ，通过紫
外分光光度计测量 DNA浓度，根据质粒的分子量
将质量换算为拷贝数即得到定量标准品． 通过标
准品绘制标准曲线对 DNA 样品进行定量［17］． 标
准曲线的绘制及检测结果的计算由软件 Rotor-
Gene 6000 Series Software1. 7 完成．
表 1 引物对及 RT-qPCR扩增条件
Table 1 Primer pairs and PCR profiles used for the real-time PCR
目标基因 引物名称 序列(5-3) PCR扩增条件
nirS cd3aF GTSAACGTSAAGGARACSGG 95℃ /3 min，40cycles of 95℃ /20 s，58℃ /20 s，72℃ /40 s
R3cd GASTTCGGRTGSGTCTTGA
nisK FlaCu ATCATGGTSCTGCCGCG 95℃ /3 min，40cycles of 95℃ /20 s，60℃ /20 s，72℃ /40 s
R3Cu GCCTCGATCAGRTTGTGGTT
nosZ nosZ2F CGCRACGGCAASAAGGTSMSSGT 95℃ /3 min，40cycles of 95℃ /20 s，60℃ /20 s，72℃ /40 s
nosZ2R CAKRTGCAKSGCRTGGCAGAA
1. 5 水质指标及测定方法
氨氮:纳氏试剂分光光度法;硝态氮:紫外分光
光度法;总氮:过硫酸钾氧化、紫外分光光度法;
pH:便携式 pH计;DO:便携式溶氧仪．
1. 6 测定仪器设备及数据分析
美国 Thermo Scientific 紫 外 分 光 光 度 计
Nanodrop 2000;澳大利亚 Corbett Life Science 实时
定量 PCR仪 Rotor-GeneTM 6000;日本岛津 UV-2450
紫外可见分光光度计;便携式 YSI pH计 pH100;便
携式 YSI溶氧仪 550A;温度计．
本研究中数据归纳采用 Excel 进行;图表分析
采用 Origin 7. 5 进行
2 结果与讨论
2. 1 反硝化速率测定结果
采用同位素配对技术结合膜接口质谱仪，测定
反硝化同位素气体产物28N2、
29N2、
30N2，得到不同处
理情况下的反硝化速率(图 2)． 实验结果表明，空
白柱 A 的总反硝化速率(Dtot)最低，为 41. 69
μmol·(m2·h)－ 1;添加微生物的 B 柱总反硝化速率
为 83. 76 μmol·(m2·h)－ 1;种植伊乐藻的 C 柱总反
硝化速率为 53. 85 μmol·(m2·h)－ 1;种植伊乐藻同
时添加微生物的 D 柱的总反硝化速率最高，为
104. 64 μmol·(m2·h)－ 1 ． 表明种植沉水植物伊乐
藻，添加氮循环菌后显著提高了湖泊水生态系统的
反硝化速率，促进了氮素脱除水体． 不同生态修复
处理柱中，耦合反硝化速率(Dn)占总反硝化速率的
比率(Dn /Dtot)表现为种植伊乐藻的 C 柱最高
(64. 69%) ，添加固定化氮循环菌的 B 柱最低
(35. 45%) ;耦合反硝化(Dn)所需的 NO
－
3 是硝化
作用的产物，硝化作用是需氧过程，沉积物氧气侵蚀
深度越大，沉积物上部的好氧层厚度越大，越有助于
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环 境 科 学 34 卷
硝化作用，从而促进耦合反硝化作用［12 ～ 14］． 水生植
物日间的光合作用促进根部释氧量增加，从而能使
沉积物氧气侵蚀深度加深，Wang 等［18］研究发现种
植了沉水植物的沉积物氧气侵蚀深度大于 20 mm，
而无植物生长的沉积物氧气侵蚀深度只有 4 mm．
氧气侵蚀深度越大越有利于沉积物硝化作用的进
行． 因此，有伊乐藻生长的试验柱耦合反硝化速率
均较无伊乐藻的试验柱速率高． Dw 占总反硝化速
率的比值则是 B 柱最高(64. 55%) ，C 柱最低
(35. 31%)． 非耦合反硝化(Dw)速率所需的 NO
－
3
来自上覆水，沉积物氧气侵蚀深度越小，上覆水中的
NO －3 越容易进入沉积物的反硝化层，进行非耦合反
硝化［12］． 因此，无植物生长的试验柱 A、B 非耦合
反硝化速率比有植物生长的试验柱 C、D高 14% ～
17% ． 同时，固定化氮循环细菌的加入提高了微生
物的数量，反硝化菌的整体活性增强，从而同化转换
更多硝态氮，促进非耦合反硝化． 总体而言，同时种
植沉水植物，添加固定化氮循环菌的实验柱反硝化
速率最高． 伊乐藻的存在促进了氧气的侵蚀深度，
沉积物中的好氧层增大，从而使硝化作用加强，直接
促进沉积物的耦合硝化反硝化［19］． 虽然氧气侵蚀
深度增加了水体中 NO －3 进入反硝化层的距
离［12，20］，阻碍了非耦合反硝化过程的进行，但是氮
循环菌的加入，促进了非耦合反硝化的进行． 沉水
植物与氮循环菌共同作用提高了反硝化速率，有效
地去除氮素．
图 2 不同生态处理柱的反硝化速率
Fig． 2 Denitrification in sediments of different treatments
2. 2 水体 DO、pH变化
实验过程中，在 07:00 ～ 23:00 每隔 3 h 测定试
验柱内 DO、pH 等参数． 研究结果表明，4 个试验
柱水体的 DO值在实验过程中均有不同程度的变化
(图 3)． 添加伊乐藻的 C、D 试验柱的溶解氧最高
值均达到了 15 mg·L －1以上，表明沉水植物在日间
光照充足的情况下，会因其强烈的光合作用而使水
体呈明显的过饱和状态;16:00 以后，随着光照强度
的降低，光合作用减弱，溶解氧浓度也逐渐降低． 裸
泥柱和添加 INCB 试验柱的 DO 变化不明显，投加
INCB的试验柱 DO在实验过程中是最低的，均在 4
mg·L －1以下，表明由于氮循环细菌生命代谢活动消
耗氧气，增强了系统的厌氧反硝化过程． 从图 4 可
以看出，添加伊乐藻的 C、D两试验柱的 pH分别增
加到 9. 52 和 9. 64，沉水植物强烈的光合作用大量
消耗 CO2，从而导致水体 pH 的增加
［21］;16:00 以
后，由于光合作用的减弱，呼吸作用释放 CO2 使水
体 pH再次降低［21］． 另外，未添加伊乐藻的 A、B两
柱 pH值均在 7. 5 以下，实验过程中 pH值基本没有
发生变化．
图 3 实验柱水体溶解氧变化趋势
Fig． 3 Variation of DO in the experiment tubes
图 4 实验柱水体 pH变化趋势
Fig． 4 Variation of pH in the experiment tubes
2. 3 沉积物孔隙水氮素营养盐变化
经过 6 个星期的模拟生态修复培养后，将上层
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8 期 赵琳等:伊乐藻-氮循环菌联用对太湖梅梁湾水体脱氮的研究
沉积物每隔 1 cm切片，分别研究各层孔隙水中氮素
营养盐的变化． 研究结果表明，与裸泥对照组沉积
物相比，伊乐藻-氮循环菌的应用改变了沉积物孔隙
图 5 实验柱沉积物孔隙水 NH +4 、NO －3 和 TN垂直变化趋势
Fig． 5 Ammonia，nitrate and total nitrogen profiles in sediment
pore waters after restoration incubation
水中不同形态氮的垂直分布(图 5)． 由图 5(a)可
知，处理柱 C、D沉积物孔隙水中 NH +4 的浓度比 A、
B两试验柱高． 由于沉水植物根部释氧增加了沉积
物好氧硝化层的深度，固定化氮循环技术使微生物
扩散进入沉积物，加强了硝化作用，因此处理柱 B、
D的沉积物表层 2 cm中 NO －3 浓度高于另外两柱沉
积物［图 5(b) ］． 由于伊乐藻与氮循环菌的相互作
用，处理柱 D 沉积物孔隙水中总氮浓度较高［图 5
(c) ］． 水生植物根部释放氧气会改变沉积物好氧-
厌氧层的分布，Jespersen 等［22］研究发现，水生植物
生长 4 星期后，沉积物中的好氧层范围增加了 4 ～ 6
倍． 沉积物好氧-厌氧层分布的改变会影响氮循环
菌的硝化、反硝化过程，从而影响各形态氮在沉积
物中的分布． 另外，水生植物对营养盐有吸收同化
作用，结合氮循环菌的生理代谢过程，沉积物孔隙水
氮营养盐的分布发生了变化．
2. 4 反硝化菌群数量
图 6 不同生态处理柱 nirS、nirK和 nosZ基因拷贝数
Fig． 6 Abundances of nirS，nirK，nosZ genes in sediment cores
after restoration with different columns
经过 6 个星期的模拟生态修复培养后，采集沉
积物表层 2 cm 的底泥，应用 RT-qPCR 技术检测反
硝化菌群数量． 研究结果表明，伊乐藻、固定化氮
循环菌的添加提高了沉积物中的反硝化菌群(图
6) ，相比于裸泥对照组，其他各柱沉积物中反硝化
菌的功能基因 nirS 和 nosZ 的拷贝数均有明显的增
加． nirS和 nosZ 的拷贝数在试验柱 D 中的拷贝数
最大，其中 nirS由原来的每克底泥 2. 3 × 107 个拷贝
增加到每克底泥 2. 95 × 109 个拷贝，而 nosZ 由原来
的每克底泥 1. 55 × 108 个拷贝增加到每克底泥 3. 59
× 109 个拷贝． 上述结果表明，在实验过程中，由于
固定化氮循环菌技术采用具有良好生物相容性的载
体富集 4 种氮循环细菌，这 4 种菌可以对氮素进行
形态转化，同时载体中的细菌可以向水体中释放，进
入沉积物中，维持较高的微生物数量，促进氮素营养
盐的去除． 另外，沉水植物的光合作用引起水体 DO
及 pH等环境因子的变化［21，23］，环境因子的变化能
够引起微生物活性的变化［24，25］． 由图 6 看出，反硝
化菌功能基因 nirK在 4 组试验柱中的变化不明显．
nirS和 nirK是两种不同类型的编码亚硝酸还原酶
1603
环 境 科 学 34 卷
的基因，可能是由于受到 PCR 实验方法的影响，如
引物的专一性等［26，27］，造成两种基因的差异． 亚硝
酸还原酶是反硝化过程中的限制酶［28］，nirS 基因拷
贝数的增加促进反硝化作用的加强． nosZ基因是编
码氧化亚氮还原酶的基因，nosZ 基因拷贝数的增加
促进了反硝化作用氮气产量增加，提高了脱氮的
能力．
3 结论
(1)梅梁湾沉积物通过种植沉水植物伊乐藻，
添加固定化氮循环菌的生态修复方法处理后，反硝
化速率显著提高，伊乐藻与固定化氮循环菌联合作
用的试验柱中的反硝化速率最高． 沉水植物提高了
耦合硝化反硝化的作用，氮循环菌提高了非耦合硝
化反硝化的作用，沉水植物与微生物的联合作用提
高了沉积物的总反硝化速率，促进了氮素的去除．
伊乐藻-氮循环菌的联合作用对水体氮素去除能力
要明显优于单独使用沉水植物或微生物．
(2)室内模拟实验表明，沉水植物日间强烈的
光合作用促进了水体溶解氧浓度，促进沉积物好氧
层增加，从而促进微生物的硝化作用，进而提高了耦
合硝化反硝化作用，增加了反硝化脱氮能力．
(3)本研究采用固定化氮循环菌技术，微生物
通过扩散，增加了水体、沉积物中的微生物数量．
RT-qPCR实验结果表明，反硝化菌的功能基因 nirS
和 nosZ有明显的增加，微生物量的增加促进了反硝
化脱氮的能力．
(4)室内模拟实验表明，伊乐藻-氮循环菌的联
合作用提高了反硝化速率，促进了湖泊水体氮素的
脱除，起到了净化作用．
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《环境科学》再获“百种中国杰出学术期刊”称号
2012 年 12 月 7 日，中国科技论文统计结果发布会在北京举行，会议公布了“百种中国杰出学术期刊”获
奖名单．《环境科学》连续 11 次荣获“百种中国杰出学术期刊”称号．“百种中国杰出学术期刊”是根据中国科
技学术期刊综合评价指标体系进行评定．该体系利用总被引频次、影响因子、基金论文比、他引总引比等多个
文献计量学指标进行统计分析，对期刊分学科进行评比，其评价结果客观公正，为我国科技界公认，并具有广
泛影响．
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