| 一、需氧污染物 需氧污染物主要指生活污水和某些工业废水中所含的碳水化合物、蛋白质、脂肪和木质素等有机化合物，在微生物作用下最终分解为简单的无机物质，即二氧化碳和水等。因这些有机物质在分解过程中需要消耗大量的氧气，故又被称为需氧污染物。虽然需氧有机污染物没有毒性，但若水中含量过多，势必造成水中溶解氧的减少，从而影响鱼类和其它水生生物的正常活动，需氧有机污染物是水体中普遍存在的污染物之一。 （一）需氧有机物的生物降解作用 需氧有机污染物一般分为三大类，即碳水化合物、蛋白质和脂肪，其它有机化合物大多为它们的降解产物。上述三大类物质的生物降解作用有其共同特点：首先在细胞体外发生水解，复杂的化合物分解成较简单的化合物，然后再透入细胞内部进一步发生分解。分解产物有两方面的作用，一是被合成为细胞材料，二是变成能量释放，供细菌生长繁殖。 需氧有机污染物的生物降解过程比较复杂，根据各类化合物在有氧或无氧条件下进行反应的共性，可归纳出大致的降解步骤和最终产物。例如碳水化合物生物降解步骤和最终产物为： 碳水化合物是C、H、O组成的不含氮的有机物，可分为多糖［（C6H10O5）n，如淀粉］、二糖［（C12H22O11），如乳糖］、单糖［（C6H12O6），如葡萄糖］。在不同酶的参与下，淀粉首先在细胞外水解成为乳糖，然后在细胞内或细胞外再水解成为葡萄糖。葡萄糖经过糖解过程转变为丙酮酸。在有氧条件下，丙酮酸完全氧化为水和二氧化碳。在无氧条件下，丙酮酸不能完全氧化，最终产物是有机酸、醇、酮。对水环境影响较大的就是这部分产物。 脂肪和油类的生物降解步骤和最终产物为： 脂肪和油类的组成与碳水化合物相同，由C、H、O组成。脂肪的生物降解步骤和最终产物比碳水化合物更具多样性。脂肪首先在细胞外水解，生成甘油和相应的脂肪酸。然后上述物质再分别水解成为丙酮酸和醋酸。在有氧条件下，丙酮酸和醋酸完全氧化，生成水和二氧化碳，在无氧条件下，完成发酵过程，生成各种有机酸。 蛋白质的生物降解步骤和最终产物为： 蛋白质的组成与碳水化合物和脂肪油类不同，除含有C、H、O外，还含有N。蛋白质是由各种氨基酸分子组成的复杂有机物，含有氨基和羧基，并由肽键连接起来。蛋白质的生物降解首先是在水解的作用下脱掉氨和羧基，形成氨基酸。氨基酸进一步分解脱氨基，生成氨。通过硝化作用形成亚硝酸，最后进一步氧化为硝酸。如果在缺氧水体中硝化作用不能进行，就会在反硝化细菌作用下发生反硝化作用。 一般来讲，含氮有机物的降解比不含氮的有机物难，而且降解产物污染性强，同时与不含氮的有机物的降解产物发生作用，从而影响整个降解过程。 （二）需氧有机污染物降解与溶解氧平衡 需氧有机污染物的降解过程制约着水体中溶解氧的变化过程，因此，研究此问题对进行水污染评价、水产资源危害及水体自净作用都有重要意义。50年代，美国学者巴特希（A.F.Bartsh）和英格莱姆（W.M.Ingram）就编制出了关于被生活污水污染的河流中BOD和溶解氧（DO）相互关系的模式图，在世界范围内被广泛应用。 该图非常清楚地反映出在被污染河流中BOD与DO之间沿程变化的曲线和根据BOD与DO变化曲线划分出该河段的水功能区（清洁水区、水质恶化区、恢复水区和清洁水区）。 在污染河流中耗氧作用和复氧作用影响着水中溶解氧的含量。耗氧作用指有机物分解和有机体呼吸时耗氧，使水中溶解氧降低；复氧作用（也称再曝气作用）指空气中的氧溶于水和水生植物的光合作用放出氧，使水中溶解氧增加。耗氧作用和复氧作用的综合决定着水中氧的实际含量。 需氧有机物分解与溶解氧平衡可用以下几种数学模式来描述： （1）耗氧作用定律早在1944年，斯特里勒（H.W.Streeler）和费尔普斯（E.B.Phelps）就曾指出：“有机物质的生物化学氧化率与剩下的尚未被氧化的有机物的浓度成正比”，此即为Phelps定律，经微分，积分，推得： 式中，L为起始时的有机物浓度；Lt为t时间后的有机物浓度；Lt/L为剩余的有机物占起始时有机物的比率；K为耗氧速度常数，以日计算，普通生活污水在20℃时，K值约为0.1；t为天数。 当K＝0.1，20℃时，水体中有机物的正常氧化速度见表6.10。 从表6.10中可以看出，有机物的正常生化氧化速度是在第一天被氧化掉20.6％。似后每延续一天就从剩余的有机物中再氧化掉20.6％。尽管氧化速率没有变，但每一天的氧化量却逐渐减少。 从表6.10中还可以看出时间的重要意义。在第三天末有机物氧化分解了50％，剩余的有机物也是50％。因此可以认为，有机物生物分解的半衰期为三天。按此定律，又把剩余的有机物再分解50％，即到第6天末，剩余的只有25％，依此类推，到18天末，有机物只剩下1.6％。 表6.10 有机物的在水体中的正常氧化速度（20℃，k＝0.1时） （资料来源：陈静生等，环境污染与保护简明原理，1981。） 温度影响生物的活性，因此也就控制着有机物的分解速率。不同温度对BOD分解过程的影响。曲线A是20℃，k＝0.1时，半衰期为3天，BOD5是68％。当温度为29℃时，k＝0.15（曲线B），半衰期为2天，BOD5是82％。当温度为14℃时，k＝0.075（曲线C），半衰期为4天，BOD5是58％，这是耗氧过程的正常情况。但事实上耗氧过程是一个非常复杂的生化现象，在自然界会受到其它因素的影响，出现偏离正常情况的现象。 （2）复氧作用定律复氧作用受溶解定律和扩散定律的控制，即溶解速度与溶解氧低于饱和浓度的亏缺值成正比；扩散速度与河水中两点间的溶解氧浓度差成正比。根据这两条定律，Phelps确定了静水中的复氧作用公式： 式中，D为经复氧后的溶解氧含量（各深度的平均饱和百分数）；B为 L是水深（厘米），a是扩散系数。 Phelps确定，at＝1.42×1.1(t-20)，20℃时，a的平均值为1.42。 （3）河流溶解氧下垂曲线方程当有机耗氧污染物排入河流后，根据耗氧作用和复氧作用的综合效应，沿河流纵断面形成一条溶解氧下垂曲线，它对评价河流污染及控制污染有十分重要的意义。 起始断面耗氧污染物排入河流后，耗氧速度最大，以后逐渐减少而趋向于零。复氧速度开始时为零，以后随氧亏值的增大而增大。水中溶解氧含量在某一时刻降至最低点，此点称为临界点。在临界点以后，复氧作用逐渐占优势，水中溶解氧含量开始上升。 1925年，H.W.Streeler和E.B.Phelps在研究美国Ohio河时，建立了BOD-DO模型，常被称作S-P模型。该溶解氧下垂曲线计算公式为： 式中，D为任一点的氧亏值；La为初始BOD值；Da为初始氧亏值；K1为耗氧系数（常用对数表示）；K2为复氧系数（常用对数表示）；t为时间（日）。 亏变化。 临 表6.11列举了国内外某些河流的水质模型的K1和K2参数值，供参考。 S-P模型建立后得到了广泛应用。60年代后，出现了各种修正的BOD-DO模型。模型的内容和形式也越来越复杂并都有其不同的使用要求。一般地讲，模型越复杂越能较全面地反映河流实际情况。但这要增加许多建模参数，况且不同河流有不同的主要影响水质的因素。因此，片面强调选择参数多的复杂模型这种作法并不可取。对一条河段来说，选择模型的量和参数及模型复杂程度，应根据实际需要和目前所能获得的资料等几个方面进行综合考虑，作出简便、经济、适当的选择。 表6.11 世界一些河流水质模型K1和K2参考值 （资料来源：侯宇光等，水环境保护，1989。） 二、植物营养物 在自然条件下，由于雨、雪对大气的淋洗和径流对地表物质淋溶与冲刷，总会使微量的N、P、K等植物营养物质汇入水体中。 天然水中过量的植物营养物质主要是由于人类活动造成的，它们来自农田施肥、农业生产的废弃物、城市生活污水和某些工业废水。 从农作物生长的角度看，植物营养物质是宝贵的肥料。但过多的植物营养物进入水体，将造成水质恶化，影响渔业发展，危害人体健康。 （一）水体富营养化概述 富营养化是指湖泊等水体接纳过量的氮、磷等营养物质，使藻类及其它水生生物异常繁殖，引起水体透明度和溶解氧的变化，造成水质恶化，加速湖泊老化，导致湖泊生态系统和水功能的破坏。 实际上，富营养化是湖泊在自然演变过程中的一种自然现象。在湖沼学的意义上，湖泊有其发生、发展及消亡的过程，这就是地理学范畴内所谓的湖泊富营养化。具体地说，随着时间的推移，湖泊中的氮、磷等营养物质逐渐累积，由营养物质少的贫营养湖向营养物质多的富营养湖演变，最后发展成为沼泽和干地。不过，在自然条件下，自然物质的正常循环过程中，这种湖泊演变的进程非常缓慢，通常是以地质年代来计算。 然而，在人类活动影响下，过量营养物排入水体，必将大大地加速湖泊等水体富营养化的进程。表6.12为贫、富营养湖的特点。 所有关于富营养化的分类，都是把本来应属于连续的富营养化程度分为若干个等级。富营养化程度通常分为三类，即贫营养、中等营养和富营养。 不同作者对富营养化的研究，提出了相似但又不完全相同的划分标准（见表6.13，表6.14，表6.15和表6.16）。 水体中氮、磷含量的多少与水体富营养化程度密切相关。一般地讲，当总磷为20mg/m3、无机氮为300mg/m3时就可认为水体处于富营养化状态。应该注意的是，水体富营养化程度的各种判断指标，都是用统计方法得出的一般规律，应用时必须结合实际情况加以判断。 （二）氮、磷化合物在水体中的转化 水体中氮、磷营养物质过多，是水体发生富营养化的直接原因。因此，研究水体中氮、磷的平衡、分布和循环，生物吸收和沉淀，底质中氮、磷形态，有机物分解和释放等规律，对水体的富营养化过程和防治都有重要意义。 水体富营养化的关健不仅在于水体中营养物的浓度，更重要的是连续不断流入水体中的营养物氮、磷的负荷量。以湖泊为例，湖泊氮、磷负荷量的计算，按照物质平衡原则，在某一时 表6.12 贫营养湖和富营养湖的特点（吉村，1937） （资料来源：全浩等译，水环境指标，1989。）期内，输入湖泊的氮、磷总量与输出湖泊的氮、磷总量之差，就是湖泊内氮、磷的积累量。 氮、磷负荷量有两种表示方法：单位体积负荷量（g/m3·a）或单位面积负荷量（g/m2·a）。 进入湖泊的氮、磷物质加入生态系统的物质循环，构成水生生物个体和群落，并经由自养生物-异养生物和微生物所组成的营养级依次转化迁移。氮在生态系统中具有气、液、固三相循环，被称为“完全循环”，而磷只存在液、固相形式的循环，被称为“底质循环”。湖泊底质和水体之间处在物质交换过程之中，而且底质中磷的释放是湖泊水体中磷的重要来源之一。不同湖泊底质磷的释放速度差异很大；对同一个湖泊而言，其底质磷的释放速度也随季节的不同而变化。 表6.13 瑞典湖泊氮、磷含量与富营养化程度关系 表6.14 水体富营养化程度划分（托马斯） 表6.15 水体富营养化程度划分（坂本） 表6.16 日本水体总氮及总磷允许负荷量 （g/m2·a） （资料来源：陈静生等，环境污染与保护简明原理，1981。）湖泊底质中磷分为有机态和无机态两大类。无机态中按照与其结合的物质又分为钙磷、铝磷、铁磷和难溶磷四种形态。底质中磷的释放与其形态密切相关。许多学者研究试验结果表明：底质中向水体释放的磷主要来自铁磷。例如日本霞浦湖底质，在好气条件下，总磷量从1.14mg/g降到0.96mg/g，减少了0.18mg/g。而在磷的各形态中，铝磷、钙磷量几乎没有变化，但铁磷却从0.30mg/g，降至0.13ms/g，减少了0.17mg/g。两者相比，明显地看出，总磷量减少的数量，基本上是由铁磷减少的结果。 影响底质中磷释放的因素很多，其中主要有水中溶解氧、pH、Eh、温度、混合强度、生物扰动等方面。另外，水中硝酸盐浓度对底质磷释放有明显作用。丹麦的湖泊调查研究表明，当湖中硝酸盐的浓度低于0.5gN/m3时，沉积物中磷能释放到水体中；当超过0.5gN/m3时，沉积物就不能释放出磷。 （三）湖泊富营养化预测与评价有关湖泊富营养化预测与评价的模型很多，但应用比较普遍的是Vollenweider模型。 Vollenweider模型的基本原理是物质平衡方程。其前提条件是湖泊为完全混合型，模型假定湖泊单位时间内营养物质含量的变化，就是每年输入湖泊中的营养物质量与沉积量和输出量之差，其表达式为 式中，mw为湖中营养物含量（mg/m3）；J为每年输入湖中的营养物质量（mg/m3·a）；σ为沉积速率系数（a-1）；V为湖泊容积（m3）；Q为输出速率（m3/h）；t为时间（a）。 此模型由Dillon进一步发展、完善、推导出稳态模型，如表示磷浓度时，它的表达式为： 式中，［P］为湖水中总磷浓度（g/m3）；L为湖泊磷负荷（g/m2·a）； 我国的水体富营养化研究起步较晚，但进展较快，涉及内容广泛，取得了许多科研成果。（可参阅《中国湖泊富营养化调查研究》（中国环境科学出版社，1990）。） 三、油类物质 （一）油类物质的污染概况 随着石油事业的发展，油类物质对水体的污染愈来愈严重。而在各类水体中海洋受到的油污染最突出。 目前，在世界各地的港口、海湾和沿岸，在油船和其它船舶的主要航线附近以及海底油田周围，都可以经常看到油膜和油块。 根据UNEP报告，每年有200—2000万吨的油由海源和陆源排入海洋。而OECD的估计是每年大约350万吨。科学界比较一致的看法是每年300—600万吨。根据OECD的报告，海洋油污染中海源和陆源各占50％左右。但许多科学家持反对意见，认为海洋石油污染主要来自陆源 从表6.17中可以看出，海源油污染主要产生于运输过程中，由此每年排入海洋的油大约为150万吨。其中船舶正常带入（洗仓水，压仓水等各种来源）海洋的油约为110万吨；事故性（触礁、碰撞、搁浅、失火等）带入海洋的油约为40万吨。有人认为此项估计数据偏低。 陆源油污染主要来自工业废水，每年由此项带入海洋的油约140万吨。其次是大气中飘浮石油烃类的降落，每年进入海洋的油类为30万吨。 表6.18为世界海洋水体中石油和石油产品的含量。 表6.17 海洋的油污染源 （资料来源：刘双进等，世界自然保护，1990。） 表6.18 世界海洋真光层水体石油和石油产品的含量 注：*表面膜的油产品的浓度（μg/m2）。 （资料来源：吴喻端等译，海洋污染和海洋生物资源，1991。） （二）石油在水体中的迁移转化 石油有“工业的血液”之称。石油中90％是各种烃的复杂混合物，它的基本组成元素为碳、氢、硫、氧和氮。大部分石油含84％—86％的碳，12％—14％的氢，1％—3％的硫、氧和氮。 根据石油中各种烃的沸点不同，按一定温度范围分成不同的馏分，各馏分的馏出温度、成分及名称见表6.19 表6.19 各镏分的镏出温度、成分及名称 石油类物质进入水体后发生一系列复杂的迁移转化过程，主要包括扩展、挥发、溶解、乳化、光化学氧化、微生物降解、生物吸收和沉积等。 扩展过程：油在海洋中的扩展形态由其排放途径决定。船舶正常行驶时需要排放废油，这属于流动点源的连续扩展；油从污染源（搁浅、触礁的船或陆地污染源）缓慢流出，这属于点源连续扩展；船舶或贮油容器损坏时，油立刻全部流出来，这属于点源瞬时扩展。扩展过程包括重力惯性扩展、重力粘滞扩展、表面张力扩展和停止扩展四个阶段。重力惯性扩展在1小时内就可完成；重力粘滞扩展大约需要10小时；而表面张力扩展要持续100小时。 扩展作用与油类的性质有关，同时受到水文和气象等因素的影响。扩展作用的结果，一方面扩大了污染范围，另一方面使油-气、油-水接触面积增大，使更多的油通过挥发、溶解、乳化作用进入大气或水体中，从而加强了油类的降解过程。挥发过程：挥发的速度取决于石油中各种烃的组分、起始浓度、面积大小和厚度以及气象状况等。挥发模拟试验结果表明：石油中低于C15的所有烃类（例如石油醚、汽油、煤油等），在水体表面很快全部挥发掉；C15—C25的烃类（例如柴油、润滑油、凡士林等），在水中挥发较少；大于C25的烃类，在水中极少挥发。挥发作用是水体中油类污染物质自然消失的途径之一，它可去除海洋表面约50％的烃类。 溶解过程：与挥发过程相似，溶解过程决定于烃类中碳的数目多少。石油在水中的溶解度实验表明，在蒸馏水中的一般规律是：烃类中每增加2个碳、溶解度下降10倍。在海水中也服从此规律，但其溶解度比在蒸馏水中低12％—30％。溶解过程虽然可以减少水体表面的油膜，但却加重了水体的污染。 乳化过程：指油-水通过机械振动（海流、潮汐、风浪等），形成微粒互相分散在对方介质中，共同组成一个相对稳定的分散体系。乳化过程包括水包油和油包水两种乳化作用。顾名思义，水包油乳化是把油膜冲击成很小的涓滴分布水中。而油包水乳化是含沥青较多的原油将水吸收形成一种褐色的粘滞的半固体物质。乳化过程可以进一步促进生物对油类的降解作用。 光化学氧化过程：主要指石油中的烃类在阳光（特别是紫外光）照射下，迅速发生光化学反应，先离解生成自由基，接着转变为过氧化物，然后再转变为醇等物质。该过程有利于消除油膜，减少海洋水面油污染。 微生物降解过程：与需氧有机物相比，石油的生物降解较困难，但比化学氧化作用快10倍。微生物降解石油的主要过程有：烷烃的降解，最终产物为二氧化碳和水；烯烃的降解，最终产物为脂肪酸；芳烃的降解，最终产物为琥珀酸或丙酮酸和CH3CHO；环已烷的降解，最终产物为己二酸。石油物质的降解速度受油的种类、微生物群落、环境条件的控制。同时，水体中的溶解氧含量对其降解也有很大影响。 生物吸收过程：浮游生物和藻类可直接从海水中吸收溶解的石油烃类，而海洋动物则通过吞食、呼吸、饮水等途径将石油颗粒带入体内或被直接吸附于动物体表。生物吸收石油的数量与水中石油的浓度有关，而进入体内各组织的浓度还与脂肪含量密切相关。石油烃在动物体内的停留时间取决于石油烃的性质。 沉积过程：沉积过程包括两个方面，一是石油烃中较轻的组分被挥发、溶解，较重的组分便被进一步氧化成致密颗粒而沉降到水底。二是以分散状态存在于水体中的石油，也可能被无机悬浮物吸附而沉积。这种吸附作用与物质的粒径有关，同时也受盐度和温度的影响，即随盐度增加而增加，随温度升高而降低。沉积过程可以减轻水中的石油污染，沉入水底的油类物质，可能被进一步降解，但也可能在水流和波浪作用下重新悬浮于水面，造成二次污染。 四、重金属 重金属是地球上最为普遍，具有潜在生态危害的一类污染物。与其它污染物相比，重金属不但不能被微生物分解，反而能够富集于生物体内，并可以将某些重金属转化为毒性更强的金属有机化合物。 （一）重金属的概念及特征 重金属的定义目前还没有严格统一的提法。但一般认为金属的比重大于5（或大于4）者为重金属。 重金属元素很多，在环境污染研究中所说的重金属主要是指Hg、Cd、Pb、Cr以及类金属As等生物毒性显著的元素。也包括具有一定毒性的一般重金属，如Zn、Cu、Co、Ni、Sn等，目前，最引人注意的是Hg、Cd、Pb、As、Cr等。 重金属在环境中的行为和影响主要有以下特征： （1）重金属是构成地壳的元素，在自然界具有非常广泛的分布，它遍布于土壤、大气、水体和生物体中。 （2）重金属作为有色金属，在人类的生产和生活中有着广泛的应用，各种各样的重金属污染源由此而存在于环境中。 （3）重金属大多属于过渡性元素，在自然环境中具有不同的价态、活性和毒性效应。通过水解反应，重金属易生成沉淀物。重金属还可以与无机、有机配位体反应，生成络合物和螯合物。 （4）重金属对生物体和人体的危害特点在于：第一，毒性效应；第二，生物不能降解，却能将某些重金属转化为毒性更强的金属有机化合物；第三，食物链的生物富集放大作用；第四，通过多种途径进入人体，并积蓄在某些器官中，造成慢性中毒。 （二）重金属在水体中的迁移转化 重金属迁移指重金属在自然环境中空间位置的移动和存在形态的转化，以及由此引起的富集与分散问题。 重金属在水环境中的迁移，按照物质运动的形式，可分为机械迁移、物理化学迁移和生物迁移三种基本类型。 机械迁移是指重金属离子以溶解态或颗粒态的形式被水流机械搬运。迁移过程服从水力学原理。 物理化学迁移是指重金属以简单离子、络离子或可溶性分子，在环境中通过一系列物理化学作用（水解、氧化、还原、沉淀、溶解、络合、螯合、吸附作用等）所实现的迁移与转化过程。这是重金属在水环境中的最重要迁移转化形式。这种迁移转化的结果决定了重金属在水环境中的存在形式、富集状况和潜在生态危害程度。 生物迁移是指重金属通过生物体的新陈代谢、生长、死亡等过程所进行的迁移。这种迁移过程比较复杂，它既是物理化学问题，也服从生物学规律。所有重金属都能通过生物体迁移，并由此使重金属在某些有机体中富集起来，经食物链的放大作用，构成对人体危害。 重金属在水环境中的物理化学迁移包括下述几种作用： 沉淀作用：重金属在水中可经过水解反应生成氢氧化物，也可以同相应的阴离子生成硫化物或碳酸盐。这些化合物的溶度积都很小，容易生成沉淀物。沉淀作用的结果，使重金属污染物在水体中的扩散速度和范围受到限制，从水质自净方面看这是有利的，但大量重金属沉积于排污口附近的底泥中，当环境条件发生变化时有可能重新释放出来，成为二次污染源。 吸附作用：天然水体中的悬浮物和底泥中含有丰富的无机胶体和有机胶体。由于胶体有巨大的比表面、表面能和带大量的电荷，因此能够强烈地吸附各种分子和离子。无机胶体主要包括各种粘土矿物和各种水合金属氧化物，其吸附作用主要分为表面吸附、离子交换吸附和专属吸附。有机胶体主要是腐殖质。胶体的吸附作用对重金属离子在水环境中的迁移有重大影响，是使许多重金属从不饱和的溶液中转入固相的最主要途径。 络合作用：天然水体中存在着许多天然和人工合成的无机与有机配位体，它们能与重金属离子形成稳定度不同的络合物和螯合物。无机配位体主要有Cl-、OH-、CO32-、SO42-、HCO3-、F-、S2-等。有机配位体是腐殖质。腐殖质能起络合作用的是各种含氧官能团，如－COOH、－OH、－C＝O、－NH2等。各种无机、有机配位体与重金属生成的络合物和螯合物可使重金属在水中的溶解度增大，导致沉积物中重金属的重新释放。重金属的次生污染在很大程度上与此有关。 氧化还原作用：氧化还原作用在天然水体中有较重要的地位。由于氧化还原作用的结果，使得重金属在不同条件下的水体中以不同的价态存在，而价态不同，其活性与毒性也不同。 复习思考题 1.为什么说地球上的水是一种既丰富又紧缺的资源？ 2.为了解决水资源的不足，各国正在采取和试验哪些方法？ 3.大型水库常有哪些不良的生态学效应？ 4.我国三门峡水库建成后产生了哪些问题？ 5.埃及阿斯旺高坝有哪些效益和哪些问题？ 6.地下水过度开采可能造成哪些环境问题？ 7.小河流渠道化常会产生哪些环境问题？ 8.我国湖沼面积急剧缩减是如何造成的？ 9.天然水的组成及影响天然水成分的因素是哪些？ 10.天然水体的自净作用及分类。 11.水体污染定义及污染水质指标。 12.水体污染源及特点。 13.水体中的污染及特点。 14.需氧污染物在水环境中的迁移转化。 15.植物营养物在水环境中的迁移转化。 16.石油在水环境中的迁移转化。 17.重金属在水环境中的迁移转化。 | 
