全 文 ：紫色土 Zn、Cd 复合污染生态效应研究 3
朱　波　(中国科学院成都山地灾害与环境研究所 ,成都 610041)
青长乐　牟树森　(西南农业大学资源环境学院 ,重庆 630716)
【摘要】　通过盆栽生物试验结合野外典型污染调查 ,研究紫色土 Zn、Cd 复合污染对莴笋、
蕃茄、甘兰、小麦等的作物效应. 结果表明 ,Zn、Cd 复合污染对 Zn 表现为加和作用 ,低浓度
Cd 促进 Zn 吸收 ,加重 Zn 对养分吸收的抑制 ,加剧 Zn 的毒害作用 ;复合效应对 Cd 表现为
竞争作用 ,高浓度 Zn 抑制 Cd 吸收 ,减轻 Cd 对养分吸收的抑制 ,缓解 Cd 毒性 ,向土壤添加
Zn 500 mg·kg - 1为供试盆栽条件下拮抗效应的临界值.
关键词 　紫色土 　Zn 　Cd 　复合污染
Ecological effect of exotic Cd2Zn compound pollution on purple soil. Zhu Bo ( Instiute of
Mountain Haz ards and Envi ronment , Academia S inica , Chengdu 610041) , Qing Changle
and Mu Shusen ( Southwest A gricultural U niversity , Chongqing 603715) . 2Chin. J . A ppl .
Ecol . ,1997 ,8 (6) :639～644.
Pot experiment and field investigation were conducted to study the effect of Cd2Zn compound
pollution on purple soil cropped with wheat , lettuce , tomato and cabbage. The results show
that Cd2Zn compound pollution has a synergistic effect on Zn. Low content of Cd can promote
Zn uptake , exasperate its inhibition on nutrient absorption and aggravate Zn toxicity. Con2
versely , Cd2Zn compound pollution has an antagonistic effect on Cd. High content of Zn can re2
straine Cd uptake , reduce its inhibition on nutrient absorption , and thereby , alleviate Cd toxici2
ty. Application of 500 mg Zn·kg - 1 soil is the threshold of antagonistic effect under pot experi2
mental condition.
Key words 　Purple soil , Zn , Cd , Compound pollution.
　　3 国家自然科学基金资助项目 (3880141) .
1996 年 1 月 22 日收稿 ,7 月 20 日接受.
1 　引 　　言
Zn 是兼具营养与毒性的元素 , Cd 是
剧毒元素 ,长期摄入可导致“骨痛病”[1 ,2 ] .
Zn、Cd 化学性质相似 ,它们在自然界总是
伴生、伴存而造成伴随危害 ,经土壤到植
物 ,继而由陆生食物链进入人体是 Zn、Cd
污染危害的主要途径. 因此 ,研究土壤2植
物系统 Zn、Cd 复合污染效应 ,对于合理评
价二者的环境化学行为具有理论和实践意
义. 有研究表明植物 Cd 含量与土壤 Zn/ Cd
比值有关[3 ,9 ,11 ] ,但研究结果并未显示土
壤 Zn/ Cd 值与植株 Zn、Cd 含量的一致关
系. 自 70 年代末以来 ,重属复合污染引起
了人们的重视 ,Wallace 等[14 ]研究 Cu、Zn、
Cd、Mn、Co 等重金属培养液对豆类、大麦、
蔬菜等幼苗的影响 ,将重金属复合作用分
为协同、竞争、加和、屏蔽等联合作用 ,但复
合污染因浓度变化差异很大. 因此 ,尽管
Zn、Cd 复合污染有一些报道 ,但研究结果
却不一致 ,有学者认为 Zn、Cd 之间的复合
污染为竞争作用[4 ] ,也有人认为是屏敝效
应[6 ,7 ] ,还有人认为是拮抗作用[10 ] . 本文
通过野外调查研究 Zn、Cd 复合污染的典
型现场 ———Zn 矿废水污灌区及农作物的
污染生态效应 ,并结合盆栽生物试验进一
应 用 生 态 学 报 　1997 年 12 月 　第 8 卷 　第 6 期 　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　
CHIN ESE JOURNAL OF APPL IED ECOLO GY ,Dec. 1997 ,8 (6)∶639～644
步定量研究 Zn、Cd 不同水平复合时的作
物效应及 Zn、Cd 的相互影响.
2 　材料与方法
2. 1 　供试材料
调查土壤为四川西南部会理 Zn 矿污灌中性
紫色土 ,种植有莴笋 ( L actuca sativa) 、蕃茄 ( L y2
copersicon esculentum mill ) 、甘蓝 ( B rassica oler2
acea) 、小麦 ( Triticum aestivum) 等.
盆栽土壤采自重庆北碚的中性紫色土 ,土壤
p H 7. 26、CaCO3 、有机质及 < 10μm 粘粒含量分
别 6. 80、21. 7、365. 0 g·kg - 1 ,CEC 为29. 35 cmol·
kg - 1 ,土壤 Zn 92. 54 mg·kg - 1 ,Cd 未检出 ;盆栽作
物选用莴笋.
2. 2 　试验方法
2. 2 . 1 调查方法 　沿会理 Zn 矿废水排放的主要
渠道 ———摩挲河进行 ,自排污口顺河而下 ,将沿
河长约 19 km 的狭长污染区分为 3 段 :污染区 Ⅰ
(距排污口 0～6 km) 、污染区 Ⅱ(6～12 km) 、污染
区Ⅲ(12～19 km)进行观察、采样 ,共采取土壤样
235 个 ,植株样 125 个.
2. 2 . 2 盆栽试验方法 　于 20 ×20 cm 塑料密氏盆
钵中 ,装入 5. 5 kg 过 3 mm 筛的风干中性紫色
土 ,分别作 Zn (0、50、100、150、200、300、400、500、
1000、1500、2000、2500 mg·kg - 1) 、单 Cd (1、3、5、
10、30、50 mg·kg - 1 ) 及 Zn、Cd 复合 (Cd 为 5、10、
50 mg·kg - 1 ,Zn/ Cd 值为 10～60) 处理 ,共 36 个
处理 ,分别加入 ZnSO4·7H2O、CdCl2·2. 5H2O 的
溶液和等量化学基肥 ,混匀 ,每处理重复 3 次 ,陈
化 1 周后 ,于 1992 年 10 月 5 日定植莴笋幼苗 ,生
长期 70 d ,收获时取土壤和植株样品 ,测定含水
量与 Zn、Cd 含量以及 Fe、Mg、Ca、K 等营养元素
含量. 土壤和植株 Zn、Cd 及其它金属含量用浓
H2NO3 、HClO4 湿法消煮、原子吸收法测定[12 ] ,测
定仪器为岛津 AA - 680 型原子吸收分光光度计.
3 　结果与讨论
3 . 1 　污染区 Zn、Cd 复合污染生态效应
3 . 1 . 1 污染区 Zn、Cd 复合对农作物生长的
影响 　对典型污染现场 ———Zn 矿污灌区
调查结果表明[5 ] ,Zn 矿选矿废水对当地环
境污染十分严重 ,突出表现为 Zn、Cd 复合
污染 (表 1) .
由表 1 可知 ,污染区 Ⅰ土壤 Zn、Cd 含
量最高 ,污染最严重 ,污染区 Ⅱ次之 ,污染
区 Ⅲ最低. 在污染最严重的 (污染)区 Ⅰ,作
物产量最低 ;而在污染区 Ⅱ,土壤 Zn、Cd
含量较高 ,但农作物产量普遍较高 ,高于污
染相对较轻的 Ⅲ区 ,作物效应的空间分异
特点出人意料 ,尤以小麦突出 ,小麦产量比
污染区 Ⅲ高 51 % ,与对照区产量相近 ,而
从作物长势而言 , Ⅱ区小麦普遍良好 , Ⅲ区
则常出现失绿、枯萎及植株矮小等受污染
症状. 作物效应与土壤 Zn、Cd 空间分配特
点不一致的原因与二者土壤Zn含量有关 .
3 . 1 . 2 农作物吸收 Zn、Cd 的空间变异 　进
一步分析污染区中农作物体内 Zn、Cd 含
量 (表 1) ,作物 Zn 含量沿河流方向递减 ,
与土壤 Zn 的空间分配特点一致 ,然而作
物 Cd 却有所不同 ,如污染区 Ⅱ土壤 Cd 比
Ⅲ区高约 3 倍以上 ,而前者作物 Cd 含量
比后者还低. Ⅱ区的部分菜地 (距排污口 8
～9 km) ,土壤 Cd 含量高达 20. 55 mg·
kg - 1 ,而莴笋、蕃茄、甘蓝等的 Cd 含量分
别为 0. 047、0. 025、0. 04 mg·kg - 1 (鲜重
计) ,低于食品卫生标准 (0. 05 mg·kg - 1) .
若进一步以 Cd 的富集系数 ( Cp) ( Cp = 植
株 Cd 含量/ 土壤 Cd 含量) 进行比较时看
出 (表 1) ,尽管污染区 Ⅰ、ⅡCd 含量很高 ,
但农作物富集 Cd 的系数远低于土壤 Cd
较低的污染区 Ⅲ,这是一种普遍现象 ,农作
物 Cd 吸收的空间变异性与土壤 Cd 空间
分配特点不一致 ,而与农作物效应空间差
异大体一致 ,3 个区的差异突出表现在两
区的土壤 Zn 高出 Ⅲ区 3～10 倍 ,由此可
见 ,高浓度 Zn 发挥其抑制 Cd 生态效应的
作用.
046 应 　用 　生 　态 　学 　报 　　　　　　　　　　　　　　8 卷
表 1 　污灌区复合污染生态效应调查结果
Table 1 Investigation results on ecological effects of compound pollution in sludge irrigated area
污染区Ⅰ 污染区Ⅱ 污染区Ⅲ 对照区
Polluted area Ⅰ Polluted area Ⅱ Polluted area Ⅲ Control area
土壤 Zn 4299. 02 ±2648. 49 1745. 29 ±976. 69 401. 33 ±298. 24 132. 57 ±56. 14
Soil Cd 61. 49 ±16. 30 30. 16 ±17. 87 8. 67 ±6. 73 1. 56 ±0. 63
莴笋 产量 Yield 12. 55 20. 00 15. 82 21. 50
Lettuce Zn 321. 00 ±101. 46 170. 22 ±86. 36 86. 92 ±54. 00 65. 66 ±45. 33
Cd 12. 77 ±4. 53 1. 81 ±0. 92 2. 32 ±1. 47 0. 56 ±0. 18
Cd 富集系数 0. 320 0. 171 0. 407 0. 152
Cd Enrichment coefficient
甘蓝 产量 Yield 23. 02 34. 96 35. 40 39. 82
Cabbage Zn 205. 76 ±133. 20 126. 42 ±54. 11 85. 32 ±60. 20 47. 55 ±25. 62
Cd 3. 90 ±1. 66 1. 25 ±0. 92 1. 32 ±0. 88 0. 50 ±0. 46
Cd 富集系数 0. 152 0. 106 0. 235 0. 120
Cd Enrichment coefficient
蕃茄 产量 Yield 41. 46 57. 58 55. 92 60. 21
Tomato Zn 76. 42 ±50. 30 42. 00 ±9. 46 26. 39 ±10. 28 17. 33 ±14. 70
Cd 2. 37 ±2. 17 0. 80 ±0. 54 0. 66 ±1. 13 N. D.
Cd 富集系数 0. 032 0. 027 0. 076 0. 000
Cd Enrichment coefficient
小麦 产量 Yield 1. 52 3. 47 2. 30 3. 52
Wheat Zn 106. 28 ±78. 00 88. 26 ±46. 17 45. 91 ±7. 52 36. 72 ±15. 23
Cd 2. 96 ±0. 79 0. 86 ±0. 69 1. 03 ±0. 72 0. 15 ±0. 20
Cd 富集系数 0. 070 0. 018 0. 104 0. 092
Cd Enrichment coefficient3 土壤农作物 Zn、Cd 含量以干重计 (mg·kg - 1) ;小麦产量以干重计 ,莴苣、蕃茄、甘蓝以鲜重计 (t·hm - 2) . Dry weight
for Zn and Cd concentration (mg·kg - 1) ;dry weight for wheat , fresh weight for lettuce , tomato and cabbage yield respec2
tively (t·hm - 2) .
3 . 2 　土壤外源 Zn、Cd 复合盆栽生物效应
盆栽生物试验结果表明 (表 2) ,Zn 的
毒性临界添加量 (以生物量下降 10 %计)
为 500 mg·kg - 1 ,Cd 为 10 mg·kg - 1 , Zn、
Cd 同时加入所模拟的复合污染效应与
Zn、Cd 各别作用时有所不同. 首先 ,复合加
重了 Zn 的毒害 ,同等 Zn 处理 (100 mg·
kg - 1) ,随 Cd 的加入莴笋生物量降低 ,添
加 5 mg·kg - 1 Cd ,莴笋生物量由 6. 09 降
至 5. 49 t·hm - 2 ,添加 10 mg·kg - 1 ,生物量
降至 5. 41 t·hm - 2 ,其他处理水平也一样 ,
添加 Cd 愈多 ,生物量下降愈严重 ;Cd 的加
入还使 Zn 的毒性临界添加量降低 ,添加
10 mg·kg - 1 Cd 使其降至 400 mg·kg - 1 ,即
危害加重 ,复合污染对 Zn 表现为协同作
用. 相反 ,Zn 却使 Cd 的毒性临界添加量提
高而且对同等 Cd 处理水平 ,随 Zn 的加入
而使莴笋生物量上升 (表 2) ,可见 Zn 对
Cd 的毒害作用有所缓解 ,复合效应为拮抗
作用 , 但 Zn 浓度过高 (超过 500 mg ·
kg - 1) ,对 Cd 毒性的抑制能力减弱.
3 . 3 　植株对 Zn、Cd 和 K、Ca、Mg、Fe 吸收
3 . 3 . 1 添加 Zn、Cd 与植株 Zn、Cd 含量的
关系 　供试盆栽作物为富集 Zn、Cd 能力
较强的莴笋. 植株各部位吸收的 Zn、Cd 与
添加 Zn、Cd 量呈极显著正相关 ,如根部 : Y
(Zn) = 20. 423 + 0. 550x ( Zn) ,相关系数
0. 998 ; Y(Cd) = 3. 287 + 1. 626x (Cd) ,相关
系数为 0. 965 ;叶部 : Y ( Zn) = 88. 884 +
0. 536x ( Zn) ,相关系数 0. 997 ; Y ( Cd) =
2. 306 + 1. 528x (Cd) ,相关系数为 0. 985.
添加量越高 ,莴笋受害越严重. 可见 , Zn、
Cd 在植株体内的富集是作物受毒害的重
要原因 ,这与其他研究结果一致[11 ,13 ] . 而
当 Zn、Cd 共同作用时 ,复合污染较为复
杂 ,植株 Zn、Cd 含量与添加 Zn、Cd 量无显
1466 期 　　　　　　　　朱 　波等 :紫色土 Zn、Cd 复合污染生态效应研究 　　　　　
表 2 　外源 Zn、Cd及其复合的盆栽试验结果
Table 2 Pot experimental results of added Zn and Cd
处理 Treatment
(mg·kg - 1)
Zn Cd
生物量 Biomass
盆栽值 Of
pots(t·hm - 2)
相对值 Of
CK as 100 %
根 Roota
Zn Cd
茎 Stema
Zn Cd
叶 Leaf a
Zn Cd
0 0 5. 51 100 　 52. 50 N. D 35. 25 N. D 127. 25 N. D
50 0 5. 91 107. 3 71. 36 N. D 58. 13 N. D 148. 02 N. D
100 0 6. 09 110. 5 85. 83 N. D 75. 00 N. D 151. 67 N. D
150 0 5. 70 103. 6 97. 62 N. D 80. 30 N. D 172. 32 N. D
200 0 5. 45 98. 91 127. 50 N. D 90. 14 N. D 198. 76 N. D
300 0 5. 47 99. 3 165. 75 N. D 101. 75 N. D 223. 88 N. D
400 0 5. 10 92. 7 236. 25 N. D 123. 26 N. D 282. 79 N. D
500 0 4. 86 88. 2 245. 26 0. 05 160. 75 N. D 302. 80 N. D
1000 0 3. 84 69. 6 625. 25 0. 07 224. 00 N. D 648. 79 0. 12
1500 0 2. 75 61. 6 763. 50 0. 12 301. 75 0. 05 835. 21 0. 25
2000 0 0. 47 8. 5 1140. 62 0. 15 396. 78 0. 12 1204. 38 0. 28
2500 0 0. 11 2. 1 1420. 28 0. 30 480. 33 0. 10 1436. 70 0. 42
0 1 5. 45 98. 9 52. 50 5. 28 32. 00 0. 12 80. 00 2. 15
0 3 5. 26 95. 5 51. 63 10. 25 28. 56 0. 72 78. 78 4. 72
0 5 5. 13 93. 2 51. 75 17. 25 36. 72 1. 05 85. 63 12. 54
0 10 4. 94 90. 0 62. 00 22. 61 38. 52 6. 50 95. 52 27. 87
0 30 3. 32 60. 4 64. 78 35. 25 40. 30 12. 75 114. 10 43. 75
0 50 2. 09 38. 0 59. 50 93. 36 45. 22 20. 55 116. 07 86. 25
50 5 5. 62 109. 6b 86. 76 17. 00 57. 60 1. 15 145. 07 10. 36
100 5. 49 107. 1 103. 28 15. 26 82. 36 0. 80 155. 16 10. 09
150 5. 48 106. 8 122. 30 14. 07 86. 77 0. 42 163. 80 8. 24
200 5. 43 105. 9 146. 81 10. 55 110. 39 0. 40 200. 00 8. 13
250 5. 32 103. 8 128. 00 12. 39 127. 08 0. 36 214. 72 7. 50
300 5. 10 99. 5 206. 09 15. 60 140. 15 0. 69 250. 92 9. 27
100 10 5. 41 112. 0c 90. 13 14. 00 44. 75 0. 50 132. 37 21. 25
200 5. 52 114. 2 115. 50 12. 65 66. 72 0. 50 151. 12 18. 87
300 5. 30 107. 4 188. 04 20. 75 87. 00 1. 50 238. 25 26. 50
400 4. 97 100. 6 250. 38 20. 13 89. 68 1. 50 285. 40 26. 63
500 5. 11 103. 4 310. 27 16. 25 83. 13 0. 73 323. 53 26. 00
600 3. 91 79. 2 343. 75 21. 25 99. 40 1. 76 362. 32 33. 50
500 50 3. 28 129. 2d 277. 80 91. 97 85. 50 19. 75 319. 37 88. 50
1000 2. 79 109. 9 634. 83 82. 75 112. 44 20. 00 899. 00 74. 68
1500 1. 91 75. 3 812. 00 75. 56 277. 17 22. 50 948. 00 71. 00
2000 0. 32 12. 6 1709. 16 107. 92 461. 23 47. 56 1259. 34 126. 57
2500 0 - - - - - - -
3000 0 - - - - - - -
a. 莴笋根、茎、叶 Zn、Cd 含量 (mg·kg - 1) ,b、c、d 分别以 Cd 处理水平为 5、10、50 mg·kg - 1之生物量为对照 100 %.
著相关.
3 . 3 . 2 土壤 Zn、Cd 复合对植株可食部位
Zn、Cd 含量的影响 　单独测定莴笋可食性
部位 Zn、Cd 含量 ,结果见图 1、2. 供试条件
下 Cd 促进植物吸收 Zn (图 1) ,但添加 Cd
超过 10 mg·kg - 1以上 ,Zn 吸收略有下降 ,
可能因 Cd 活性更高 ,而取代植株组织部
分酶中的 Zn[2 ] . 反之 , Zn 却抑制了 Cd 的
吸收 (图 2) ,对于 10 mg·kg - 1水平的 Cd
处理 ,添加 100～500 mg·kg - 1 Zn 可使植
株 Cd 降低 40～ 80 %. 复合时植株吸收
Zn、Cd 的特点与添加 Cd 加剧 Zn 对植株
的危害、添加 Zn 缓解 Cd 对植株毒害等生
物效应相一致 ,进一步说明了 Zn、Cd 复合
作用分别表现为协同及拮抗效应. 然而 ,
Zn、Cd 复合作用与土壤 Zn/ Cd 值并无一
致关系. Zn、Cd 复合作用复杂 ,除 Zn、Cd
彼此促进与抑制吸收以外 ,不妨从二者对
246 应 　用 　生 　态 　学 　报 　　　　　　　　　　　　　　8 卷
图 1 　添加 Cd 对 Zn 吸收的影响
Fig. 1 Effect of added Cd to Zn uptake.
Ⅰ. Cd + Zn (100) , Ⅱ. Cd + Zn (300) , Ⅲ. Cd + Zn (500) .
图 2 　添加 Zn 对 Cd 吸收的影响
Fig. 2 Effect of added Zn to Cd uptake.
Ⅰ. Zn + Cd(5) , Ⅱ. Zn + Cd(10) , Ⅲ. Zn + Cd(50) .
作物吸收营养元素的影响作进一步探讨.
3 . 3 . 3 土壤 Zn、Cd 对植物吸收 K、Ca、Mg、
Fe 的影响 　供试条件下添加 Zn、Cd 均使
莴笋根养分元素含量下降 (表 3) ,尤以 Cd
的影响更为显著. 进一步比较 Zn、Cd 复合
(表中 Cd + Zn)与 Zn 单独处理之间的相关
系数 ,发现复合时负相关关系更显著. 可
见 ,Zn 对根养分吸收的抑制随 Cd 添加量
增加而更趋严重 ;而添加 Zn 却缓和了 Cd
对养分吸收的抑制 ,其相关系数均由极显
著负相关变为相关不显著 (表中 Cd 处理
与 Zn + Cd 处理项相比) ,尤以 Fe、Mg、Ca
突出 ,而 Zn、Cd 对植物吸收 K的关系不明
显.可见 ,土壤 Zn、Cd 对二价养分离子的
吸收有竞争效应 ,而对一价离子影响不明
显. 植物从根部吸收各种养分与重金属 ,因
而 ,进入根部的过量重金属首先危害根生
长[8 ,15 ] ,从而降低养分的吸收 ,进而波及
整株植物 ,最终造成生物量下降.
表 3 　Zn、Cd处理与根吸收养分的相关关系
Table 3 Relationship bet ween root nutrients and treaments
of Zn and Cd
养分元素
Nutri2
ent
Zn Cd Cd + (200
mg·
kg - 1) Zn
Zn + (10
mg·
kg - 1) Cd
K - 0. 746 - 0. 740 - 0. 701 0. 366
Fe - 0. 804
- 0. 984 3 3 - 0. 893 3 - 0. 791
Mg
- 0. 983 3 3- 0. 979 3 3 - 0. 937 3 - 0. 913 3
Ca - 0. 721
- 0. 859 3 3 - 0. 795 3 - 0. 6943 p < 0. 05 , 3 3 p < 0. 01.
4 　结 　　论
4 . 1 　添加 Zn、Cd 使莴笋体内重金属上
升 ,抑制了养分吸收并导致生物量下降.
Zn、Cd 对植物吸收 Fe、Mg 和 Ca 显著抑
制 ,而对植物吸收 K 的影响不明显 ,表明
同价离子间的竞争在植物吸收过程中反应
明显.
4 . 2 　Zn、Cd 复合生态效应是协同和拮抗
作用矛盾过程的统一体. Cd 促进植物吸收
Zn ,从而加剧 Zn 对生物毒害 ,复合效应为
协同作用 ,但 Zn 对 Cd 毒性缓解明显 ,其
原因在于高浓度 Zn 抑制 Cd 吸收并且缓
解 Cd 对养分元素吸收的抑制. Zn、Cd 复
合污染生态效应显然受到土壤 Zn、Cd 含
量的影响 ,野 外调查发现并为盆栽研究所
证实 ,高含量 Zn 可抑制 Cd 的生态效应.
但 Zn 含量过高 (2000 mg·kg - 1 ) ,复合污
染以 Zn 污染为主导 ,而供试盆栽条件下 ,
< 500 mg·kg - 1 Zn 对 Cd 生态效应有显著
抑制 ,超过此临界值 ,抑制减弱 ,而田间情
况更为复杂 , Zn 高达 1500 mg·kg - 1时仍
可抑制 Cd 的毒性 ,这与其形态转化和有
效性有关 ,这方面的研究有待另文探讨.
参考文献
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3466 期 　　　　　　　　朱 　波等 :紫色土 Zn、Cd 复合污染生态效应研究 　　　　　
物地球化学省与植物土壤元素交换. 北京 :科学出
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全国土壤化学学术研讨会在杭州召开
　　全国土壤化学学术研讨会于 1997 年 10 月 25～28 日在杭州市浙江农业大学召开.
中国土壤学会土壤化学专业委员会主任黄昌勇教授主持了会议. 中国科学院院士、南京土
壤研究所研究员、著名土壤电化学家于天仁作了题为“可变电荷土壤的电化学”的重要报
告. 与会代表对当前社会广泛关注的热点问题进行了深入的研讨. 热点问题主要包括两方
面 :其一是有关土壤环境污染化学及污染防治措施 ,包括酸雨和铝的化学 ,水稻田产生温
室效应气体甲烷的机制及影响因素 ,重金属污染元素在土壤和植物环境中的反应机理及
污染防治措施 ,稀土元素、氟化物、洗涤剂、农药在土壤中的化学行为. 其二是有关提高土
壤肥力 ,防治土地退化 ,争取农作物高产的土壤化学机理及生产措施的研究 ,包括土壤有
机质及有机肥的研究 ,土壤肥力贫瘠机理的探讨 ,N、P、K、B 对提高作物产量的机理研究
等. 大会成果《土壤化学研究与应用》文集已由中国环境科学出版社正式出版发行 ,必将推
动我国土壤化学研究工作的进一步开展.
(谢正苗 　供稿)
446 应 　用 　生 　态 　学 　报 　　　　　　　　　　　　　　8 卷