農藥在土壤中的降解途徑范文

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篇1

關鍵詞 農藥；光生物；降解；生物修復

中圖分類號 X132；X592 文獻標識碼 A 文章編號 1007-5739（2012）19-0218-03

1 農藥污染狀況

隨著農業病蟲害的增多，農藥的使用量也與日劇增。我國20世紀末農藥的投放量如表1所示[1]。與化肥相比，農藥具有毒性大、不易降解的特性，對水環境和生態系統影響更為惡劣，客觀上造成我國水域環境及生態環境污染的日趨嚴峻。

2 光生物降解農藥

2.1 光降解土壤中農藥

2.1.1 有機氯類農藥。太陽光曝曬可增強土壤中有機氯類農藥的降解：DDT可轉化為DDE。γ-BHC的光解符合一級動力學方程，其降解常數隨土壤有機質含量增加而降低；當有機碳含量不變時，光解常數隨鐵含量增加而提高，低有機碳含量土壤中，Fe2O3對γ-BHC有明顯的催化作用。

2.1.2 有機磷類農藥。研究表明，土壤黏粒含量和土壤濕度是影響有機磷類農藥光解的主要因素。光解速率隨黏粒含量減少而增大；土壤濕度對光解速率影響隨農藥品種和土壤類型不同差異較大，濕土壤明顯有利于氟樂靈的光解。土壤的有機質含量對光解速率影響不明顯。

2.1.3 有機氮類農藥。阿特拉津除草劑在粒度較小的土壤中光解速率較大，光解深度也較大；阿特拉津的光解速率在濕土壤中大于在干土壤中；土壤的pH值對其光解速率也有影響，即酸性和堿性土壤均可促進阿特拉津的光解，在中性左右的土壤中，它的光解速率會有一個最小值。另外，土壤中腐殖酸和表面活性劑的存在均會增加阿特拉津的光解速率。

2.1.4 菊酯類農藥。光分解對擬除蟲菊酯類農藥在表土中的消解起了重要作用。在田間條件下它們能被陽光迅速降解，因此它們幾乎不存在從土壤遷移轉化。氯氰菊酯等3種農藥在0.5～1.0 mm粒徑范圍的土壤中光解速率最大，在0.10～0.25 mm粒徑范圍內光解速率最小，說明其合適的通氣孔隙有利于農藥在土壤中光解。

2.2 微生物降解土壤中農藥

現代農業應用的農藥是根治病、蟲害的最有效的方法之一，但農藥能長時間地殘留在環境中，并隨食物鏈移動，產生生態毒害作用。土壤是農藥在環境中的貯藏庫和集散地。農藥進入土壤后，可以被淋溶、蒸發、吸附和降解。土壤中農藥的生物降解是農藥轉化和解毒的主要途徑。

農藥的生物降解受土壤溫度、含水量、pH值、有機質等多種因素的影響。有的農藥既可在厭氧條件下降解，又可在好氧條件下降解；有些農藥則僅能在其中之一條件下進行降解。

現已明確參與農藥降解與代謝的微生物有：一是細菌類。如極毛桿菌、黃桿菌、農桿菌、棒狀桿菌、芽孢桿菌、芽孢梭菌。二是真菌類。如交鏈孢、曲霉、芽枝霉、鐮刀霉、小從殼屬、青霉屬。三是放線菌類。如小單孢屬、諾卡氏菌和鏈霉屬。

土壤中的農藥微生物代謝不同于礦化作用，也不同于動物代謝。微生物對農藥的代謝除使農藥被氧化或還原而降解外，它們還將農藥作為營養或獲得能源的物質。如在厭氧條件下很容易分解γ-BHC和α-BHC的契形梭菌，能將BHC的這2種異構體分解為γ-4氯環乙烯和α-4氯環乙烯而獲得本身生長所需能源。但不論是細菌、真菌還是放線菌，其主要代謝反應或途徑都是大致相同的，即為β-氧化作用、乙醚裂解作用、環氧化作用和脫鹵素作用等。此外，只有微生物才能裂解芳香環類農藥。

2.2.1 有機氯農藥。有機氯農藥在土壤中較難降解，但還是可以緩慢降解的。這類農藥雖然在厭氧和好氧條件下均能進行微生物降解，但在厭氧條件下降解速度更快。例如：DDT在厭氧條件下，微生物能使之脫氯變為DDD，或是脫氫脫氯變為DDE。DDD和DDE都可以進一步氧化為DDA。DDD、DDE的毒性雖比DDT低得多，但仍有慢性毒性。DDT在好氧條件下分解很慢。

與DDT相比，BHC（丙體666）比較容易降解。如前述，厭氧條件下，微生物很容易分解γ-BHC和α-BHC，使之成為本身的能源。胡榮桂[2]研究表明，稻田在淹水條件下，84 d后土壤中微生物對γ-BHC可降解98.4%，不淹水的稻田中微生物對γ-BHC只能降解34.5%。因此，有人提出，以加水的方法來促進微生物對旱地BHC的降解。

其他的有機氯農藥，如艾氏劑、異艾氏劑、狄氏劑、異狄氏劑、氯丹等是環境中最穩定的農藥，因此其降解的速度非常緩慢。

2.2.2 有機磷農藥。有機磷農藥在土壤中很易降解，既能直接水解和氧化，也能被微生物分解，其降解速度隨土壤溫度、濕度和酸堿度增高而加快。如馬拉硫磷可以水解，也可在綠色木霉和極毛桿菌屬作用下分解，反應產物可徹底降解為磷酸鹽、硫酸鹽和碳酸鹽等。

其他的有機磷農藥，如對硫磷、甲基對硫磷和乙基對硫磷，能被枯草桿菌降解，所含的硝基被還原為氨基。有些微生物能使對硫磷水解為P-硝基酚，將其中的毒害成分降解為無毒物質。

2.2.3 菊酯類農藥。擬除蟲菊酯類殺蟲劑是一類結構類似天然除蟲菊的人工合成農藥。這類農藥急性、慢性的毒性都低，降解慢，除了氰戊菊酯等個別品種外，對人畜和環境較安全。

菊酯類農藥在土壤表層，能被陽光迅速降解，在土層1 cm以下主要為生物降解。表2列出了3種菊酯類農藥在不同土壤中降解的半衰期[3]。

2.3 光生物降解植物中農藥

水系中在陽光輻射下藻類可引發產生H2O2、′O2、O2-等活性氧物質，經過光化學反應又可生成氫氧自由基OH和RO2、R等有機自由基。這些活性物質，對農藥具有強烈地氧化、分解作用，最終可將有機污染物分解為二氧化碳和水。

處于這種水系的待降解農作物，通過吸附作用、生物富集作用、自身的呼吸作用等，將上述活性自由基物質吸收于植物體內，這些活性物質則可將植物體中的農藥殘留逐漸氧化、分解。例如，對BHC農藥，則可使其產生脫氯反應，而逐漸降解，其降解產物在植物舒張收縮中隨細胞放水排出體外。

在陽光下，藻類產生一種過氧化氫酶，這種氧化酶對苯胺類化學物質氧化速度很快；在陽光下，藻類釋放出一些光敏劑，它可以敏化水系中各種反應，加速對有毒污染物的降解。

在藻類存在的水系中，藻引起的光強度減弱作用很小，不會對光化學降解產生明顯影響。

光生物降解技術，可以移植到人工光生化反應器中進行，其工作原理如圖1所示。此時的光源將采用人造光源，人造光源的光強在局部范圍內可以比輻射于此的太陽光大許多。

3 生物修復

3.1 農田土壤的生物修復

農田污染是我國農業發展所面臨的嚴峻問題，據不完全統計，全國受污染的耕地占其總面積的1/10以上，不僅污染面積大，而且每年由于土壤污染造成的糧食減產損失巨大，達250萬t[4]。

土壤污染一方面是由于自然現象如洪澇、火山爆發和礦化作用等因素造成；另一方面是由一系列的人類活動造成的，如工業活動、石油開發、化肥農藥的過度施用等，導致土壤結構被破壞，大量有害物質積累和殘留。土壤的污染，使得有毒及致癌物質在動植物體內富集，通過食物鏈危害各類生物以至于人類。

3.1.1 農田生物修復機理。生物修復技術是利用微生物及其他生物將存在于土壤中的有毒、有害有機污染物降解成二氧化碳和水或其他無害物質的技術和方法。與物理、化學修復技術相比，生物修復技術具有安全、破壞性小、效果好、操作簡單及無二次污染等優點。根據微生物的來源，可將微生物修復分為自然衰減法、生物刺激修復技術和生物強化修復技術，其中生物強化修復技術具有菌濃度高、降解能力強、降解迅速等特點，在污染土壤修復中應用日益廣泛。

3.1.2 生物強化修復土壤程序。生物強化修復農田土壤，工作程序如圖2所示。

（1）考察菌群。考察生物修復過程中污染物以及外源微生物對土壤微生態的影響：一方面，有助于獲得更加有效、對環境適應能力更強的污染物降解菌；另一方面，是提高生物強化修復技術實際成功率的基礎。

（2）菌群篩選。將具有污染物降解能力的微生物分離出來是生物強化修復技術成功的基礎。例如，從微生物的微生態效應出發，利用真菌和細菌的生長條件及降解石油方面的互補性，構建了由細菌和真菌組成的混合菌劑，接種這類混合菌對石油烴的降解率高于細菌和真菌分別降解率之和。

（3）菌群固定化。利用微生物固定化技術，可以將微生物接種入土壤中，是一種保證外源微生物在陌生環境中生長并不斷積累生物活性的有效途徑。一方面載體（土壤）可以為微生物的生長提供附著的表面，其載體的內部孔道可為各種微生物提供良好的保護性環境；另一方面載體內包埋的營養物質可有效促進微生物的生長。微生物固定化技術已經成功地應用于石油烴、苯酚、氯代苯酚等有機污染物的生物降解。

（4）引入共底物。一些難降解的有機污染物在自然條件下不能被微生物所利用（降解），而在可供微生物所利用的優質碳源存在時，微生物可通過共代謝過程降解污染物。例如，在鄰苯二甲酸、二甲酯的生物降解過程中加入無機碳源，不僅能促進微生物的生長，而且對污染物的微生物降解也有明顯的促進作用，不失為提高生物強化修復效率的一條有效途徑。

（5）修復技術的聯用。對某地區的土壤進行某一種單一的生物修復時，有時會難以達到預期效果，因此應當考慮合理地使用多種修復技術的聯用。例如，石油污染的土壤往往伴隨著嚴重的鹽污染。高濃度鹽離子的存在會抑制微生物對石油污染的生物降解。如果將秸稈填埋發酵技術與生物強化修復技術結合起來會達到土壤修復目的。此時，利用秸稈及其轉化產物促進土壤中微生物的生長，強化了石油烴的生物降解。

另外，將土壤生物修復過程與適宜的作物種植相結合，不僅可以提高生物修復的效率，還可以獲得一定的經濟效益。

3.1.3 土壤生物修復實例。土壤污染生物修復的實際應用，許多發達國家均有成功案例。據Susan報道，具有代表性的案例[5]如表3所示。

3.2 湖泊的生物修復

湖泊污染修復的關鍵是解決湖泊的富營養化問題。湖泊水體的富營養化實質是活性氮、磷元素不斷從污染源進入水體而造成的污染。污染源主要是農業生產過程中（化肥、農藥等）富含氮、磷的農田排水及人類生活污水和工業廢水。此外，還有湖底淤泥中沉積的有害物質，其氮、磷的不斷釋放。

如何治理湖泊富營養化、恢復湖泊水體的功能是整個世界需要解決的難題。在過去幾十年中，世界各國科學家已經探索嘗試了包括物理、化學、生物三大類幾十種方法，或工程費用昂貴，或二次污染嚴重，或治理速度太慢，其效果都不盡人意。目前，可供選擇地生物修復湖泊技術有以下幾種。

3.2.1 李召虎的“源、流、庫”學說及其一體化治理技術。李召虎根據其在美國參與美國公司湖泊富營養化治理的技術與經驗，導入植物生理學，提出了“源、流、庫”學說，開發了適合我國特點的《湖泊富營養化（源—流—庫）一體化治理技術》[6]。該技術采用生物學手段，對源—湖泊上游源頭排放的污染物、流—源頭至湖泊水流中的污染物、庫—進入湖泊水體的污染物，進行一體化治理。通過發揮嗜養微生物對污染物的轉化（惰性化）和清除養分的功能，健全湖泊生態系統食物鏈，徹底根除湖泊富營養化，修復湖泊生態系統，恢復水體自凈功能。

李召虎利用微生物組合與其他天然生物產品對富營養水體中的有機物進行分解，在分解的基礎上將活性氮、磷物質轉化為惰性物質。應用該項一體化治理技術，已成功治理了富營養化湖泊水體1億m3，治理的湖泊面積從0.3 km2到數十平方千米。

3.2.2 EM法投放有效微生物。李雪梅等在華南植物園往重度富營養化的人工湖投加多糖EM菌劑進行試驗[7]。在1 000 m2的湖中投放60個固定了高濃度EM的泥球，75 d后湖水的變化如表4所示。

湖水透明度的提高，原因在于EM抑制了水體藻類的生長，從水體葉綠素看，投菌30 d，表面就從3 780 mg/m3降到130 mg/m3，下降了96.6%。從此案例看，EM治理湖泊富營養化是有效的。

3.2.3 Clear-FLO系列菌劑。該菌劑是由美國一家公司研究開發的系列產品[7]，專門用于湖泊和池塘的生物清淤、養殖水體凈化、河流修復及污泥去除等[8-9]。采用此菌種修復湖泊、河流亦有不少成功案例（表5）。

4 參考文獻

[1] 王建華，范瑜.遙感技術在宏觀生態環境監測中的應用[J].江蘇環境科技，2002，15（1）：22-24.

[2] 胡榮桂.農藥污染與土壤微生物[J].環境污染與防治，1993，15（3）：24-27.

[3] 朱忠林，單正軍.溴氟菊酯的光解，水解與土壤降解[J].農村生態環境，1996，12（4）：5-7，36.

[4] 劉錚，張坤，花秀夫，等.石油污染土壤的生物修復技術[J].生物產業技術，2008（4）：32-35.

[5] 戴樹桂，董亮.表面活性劑對受污染環境修復作用研究進展[J].上海環境科學，1999，18（9）：420-424.

[6] 毛喜英.淺談農藥對環境的污染及生物整治措施[J].現代農業科學，2009（6）：132-133.

[7] 顧宗濂.中國富營養化湖泊的生物修復[J].農村生態環境，2002，18（1）：42-45.

篇2

關鍵詞土壤環境因子;有機污染物;遷移轉化;影響

土壤農藥污染是一全球性問題。隨著環境問題在全球范圍的不斷變化，土壤環境污染化學已成為環境化學不可缺少的重要組成部分[1]。在北美、西歐和澳洲等國家，隨著各種點源污染得到有效控制，人們關注的焦點逐漸轉移到多介質非點源污染，另外土壤環境污染的研究也受到人們日益關注。在我國，受農藥使用歷史、施藥技術以及產品結構等因素影響，土壤農藥污染較為嚴重，制約食品安全與農業可持續發展。隨著土壤有機污染物的類型不斷增多，大量難降解的有機污染物進入土壤，造成環境的嚴重污染，影響了農業的可持續發展。土壤中的各種環境因子對有機污染物降解轉化有一定的影響，因此，研究這些因子的相互作用，可促進有機污染物在土壤中的消除。

1土壤污染的現狀

相對于大氣環境和水環境而言，土壤環境的污染源更為復雜，作為有機農藥、化肥的直接作用對象，并隨著社會發展需求，使得土壤污染物的種類極為繁多。目前，全球生產和使用的農藥已達1 300多種，其中被廣泛使用的達250多種。我國也已經邁入了世界農藥生產和使用大國，現在，我國每年施用逾80萬~100萬t的化學農藥，其中有機磷殺蟲劑占40%，高毒農藥達到37.4%，且有的化學性質穩定、在土壤中存留時間長[2-4]。大量的農藥流失到土壤中，造成土壤環境受到嚴重污染，影響了農業的可持續發展。造成我國土壤農藥污染的農藥主要是有機氯與有機磷2類。盡管1985年起，我國就已禁用有機氯農藥，但因早期大量使用及其難降解性，土壤中仍有殘留，造成作物污染。目前，土壤污染物可以分為傳統污染物及新型污染物。

1.1傳統污染物

一是傳統化學污染物。其又可分為無機污染物和有機污染物兩大類，其中傳統無機污染物包括汞、鎘、 鉛、砷、鉻等，過量的氮和磷等植物營養元素以及氧化物和硫化物等，傳統有機污染物包括DDT、六六六、狄氏劑、艾氏劑和氯丹等含氯化學農藥以及DDT的代謝產物DDE和DDD，石油烴及其裂解產物，以及其他各類有機合成產物等。二是物理性污染物。指來自工廠、礦山的各種固體廢棄物。三是生物性污染物。指帶有各種病菌的城市垃圾和由衛生設施(包括醫院、療養院)排出的廢水和廢物以及農業廢棄物、廄肥等。四是放射性污染物。主要存在于核原料開采、大氣層核爆炸地區和核電站的運轉，以鍶和銫等在土壤環境中半衰期長的放射性元素為主。在這些眾多的污染物種類中，以土壤的化學污染物最為普遍、嚴重和復雜[5]。

1.2新型污染物

近年來，土壤新型污染物受到關注，這類污染物的特點是在土壤環境中的濃度一般較低，但對生態系統的危害和對人體健康的影響較大。這些新型土壤污染物目前主要有四大類[6-7]:一是各種獸藥和抗生素對土壤環境的污染。隨著動物飼養業和畜牧業的發展，畜禽養殖污染中一個重要的問題就是這些獸藥通過動物的排泄以及其他方式導致土壤環境的污染。與獸藥污染相對應的是各種抗生素的土壤污染。隨著醫學事業的發展，各種抗生素將得到日益廣泛的應用，由此導致的土壤污染可能會更加復雜。二是大部分溴化阻燃劑在土壤環境中有很高的持久性，能夠通過食物鏈和其他途徑累積在人體內，長期接觸會妨礙人體大腦和骨骼的發育，并且可能致癌，因此引起人們關注。隨著電子工業的不斷發展以及各種電子產品的逐漸報廢，各種阻燃劑將以各種方式進入土壤環境中，從而造成對土壤的污染。三是“特富龍”不粘鍋中使用的化學物質“全氟辛酸銨”以及芳香族磺酸類污染物對土壤的污染。其中，全氟辛烷磺酸(PFOS)是紡織品和皮革制品等防污處理劑的主要活性成分，在民用和工業化產品生產領域用途非常廣泛。盡管目前尚沒有土壤環境中存在含量的數據，但由于PFOS本身的難分解性、生物高蓄積性和污染的廣泛性，有關其土壤環境的污染問題勢必將被暴露出來，并成為土壤環境污染化學面臨的新課題。四是含有過敏源的植物及花粉對土壤的污染。在法國，近年來發現1種或許起源于北美的豚草屬植物(Ambrosiaartem isiifolia)及其花粉，特別是這種花粉由于含有多種潛在的過敏源，能在夏天導致嚴重的干草熱以及哮喘疾病，成為引起人們關注的一種新型土壤污染物。

2土壤環境因子對有機污染的影響

土壤中的微生物、溫度、水分、氣候、土壤機械組成、含水率、植物根際環境、pH 值、二氧化碳濃度等因素對土壤中有機物的分解與轉化有很大的影響。除了有機污染物本身的難降解性以及生物遷移性會對有機物降解速率和效果產生影響外，土壤環境因子也會對有機污染物的遷移轉化造成一定的影響。

2.1土壤微生物

有機污染物在土壤中的降解分為非生物降解與生物降解兩大類，在生物酶作用下，農藥在動植物體內或是微生物體內外的降解即生物降解。微生物降解是指利用微生物降解有機污染物的生物降解過程，降解微生物有細菌、真菌和藻類。雖然在厭氧和需氧條件下多氯化合物都可以降解，但是在厭氧條件下降解速率更快。盡管在好氣條件下土壤也有很多分解菌存在，但是在好氣的旱田條件下，由于有機氯污染物被土壤吸附，生物活性降低，可以長期殘留[8]。微生物降解是消除有機氯農藥的最佳途徑，通常藥劑在土壤中的分解要比在蒸餾水中的分解快得多，將土壤滅菌處理后，藥劑在大部分土壤中對有機污染物的分解速率明顯受到抑制。

迄今為止，已從土壤、污泥、污水、天然水體、垃圾場和廄肥中分離得到可降解不同農藥的活性微生物。活性微生物主要以轉化和礦化2種方式，通過胞內或胞外酶直接作用于周圍環境中的農藥。盡管礦化作用是消除環境中農藥污染的最佳方式，但是自然界中此類微生物的種類和數目十分缺乏，而轉化作用卻相當普遍，某一特定屬種的微生物以共代謝方式實現對農藥的轉化作用，并同環境中的其他微生物以共代謝的方式最終將農藥完全降解。

研究顯示DDT的分解菌至少涉及30個屬，其中包括細菌、酵母、放線菌、真菌以及藻類等微生物。六六六的分解菌除了很早知道的生芽孢梭芽孢桿菌和大腸桿菌外，Matsu mura等人從各種環境中分離出71株有分解六六六能力的細菌、真菌菌株。這些分解菌包括好氣性、基本嫌氣性、嫌氣性等各種細菌以及真菌[9]。

常規環境條件下能降解目標污染物的微生物數量少，且活性比較低，當添加某些營養物包括碳源與能源性物質或提供目標污染物降解過程所需因子，將促進與降解菌生長相關聯的有機物的降解代謝，即微生物只能使有機污染物發生轉化，而不能利用它們作為碳源和能源維持生長，必須補充其他可以利用的基質，微生物才能生長。在共代謝過程中，微生物通過酶來降解某些能維持自身生長的物質，同時也降解了某些非微生物生長必需的物質。

2.2土壤溫度

氣候變暖是當今全球性的環境問題，大氣中CO2濃度的不斷增加對全球氣候變化起著極其重要的作用。土壤中CO2的排放主要來自土壤原有有機質和外源有機物(如植物的凋落物、根茬及人為的有機污染物投入)的分解過程[10]。全球氣候不斷增暖將改變各地的溫度場、蒸發量和降水量，而這些變化又影響著土壤有機污染物的分解。

土壤溫度影響土壤微生物和酶活性及土壤中溶質的運移，還影響土壤反應的速度和土壤呼吸速率，最終影響土壤中有機污染物的降解轉化。在一定溫度范圍內，溫度升高會促進土壤有機污染物的分解，但隨著溫度的進一步升高，土壤有機污染物對溫度的響應程度降低。Miko發現，在平均溫度為5 ℃時，溫度每升高1 ℃將會引起全球范圍內10%土壤有機污染物的喪失;而在平均溫度為30 ℃時，溫度每升高1 ℃將會使得有機污染物喪失3%[11]。

但是，在冷凍條件下關于土壤有機污染物的分解和微生物的活性還存在分歧。Neilson 研究了冷凍對碳和氮循環的影響，發現冷凍加快了土壤碳和氮的循環速率，但不同植被品種、土壤層次和冷凍程度所增加的幅度不同，而且在冷凍程度非常大時，會促進土壤呼吸和二氧化氮的流量和礦化。

2.3土壤pH值

土壤的pH值對有機污染物的吸附有很大的影響，一般來說，pH值越低，土壤對有機污染物的吸附能力越強。土壤酸堿性通過影響組分和污染物的電荷特性、沉淀溶解、吸附解吸和絡合平衡來改變污染物的毒性，土壤酸堿性還通過土壤微生物的活性來改變污染物的毒性。pH值對有機污染物如有機農藥在土壤中的積累、轉化、降解的影響主要表現為:一是土壤的pH值不同，土壤微生物群落不同，影響土壤微生物對有機污染物的降解作用，這種生物降解途徑主要包括生物氧化和還原反應中的脫氯、脫氯化氫、脫烷基化、芳香烴或雜環破裂反應等。二是通過改變污染物和土壤組分的電荷特性，改變兩者的吸附、絡合、沉淀等特性，導致污染物濃度的改變。

2.4土壤水分

土壤水分是土壤中水溶性成分的運輸載體，也是土壤反應得以正常進行的介質。王彥輝認為森林土壤有機污染物的分解速率在很大程度上受控于環境條件，其中含水量起著決定性作用，最佳含水量為被分解物飽和含水量的70%～90%，極度干旱或水分過多都會限制土壤微生物的活動，明顯降低土壤中有機污染物的分解速率[12]。但是，Olivier認為在淹水條件下有機污染物料的分解速率加快，在長期的淹水條件下厭氧微生物反復利用腐解發酵的有機物料，會導致較低的凈殘留碳的礦化[13]。這與淹水、嫌氣條件下有機物料的分解速率慢于旱地、分解量低于旱地的傳統概念不同。

在非淹水條件下，溫度對有機碳分解的影響隨著分解時間的延長而逐步減小。淹水條件下培養7 d以后，溫度對供試物料有機碳分解的影響不隨培養時間的變化而變化。當土壤含水量為300、500 g/kg時，供試物料的有機碳分解最快，而土壤含水量為200 g/kg和淹水條件下的有機碳分解較慢，空白對照培養結果顯示土壤有機碳的分解速率隨著水分含量的提高而加快[14]。在相同的水熱條件下，有機碳的分解量與土壤黏粒含量呈負相關。

不同的土壤含水量對土壤中植物殘體的分解速率和土壤腐殖質組分(胡敏酸和富里酸) 數量的影響仍存在爭議。由于常規研究土壤有機污染物動態變化的方法存在不足，所以可以通過同位素示蹤方法(14C示蹤法或13C自然豐度法)進一步定量研究。利用同位素示蹤技術可以區分原有土壤有機質與外源有機物分解轉化形成的土壤新有機質，從而了解土壤中植物殘體分解轉化的動態變化規律。

2.5土壤機械組成

土壤質地的差異形成不同的土壤結構和通透性狀，因而對環境污染物的截留、遷移、轉化產生不同的效應。由于黏土類富含黏粒，土壤物理性吸附、化學吸附及離子交換作用強，具有較強的保肥、保水性能，同時也把進入土壤中的污染物質的有機、無機分子、離子吸附到土粒表面保存起來，增加了污染物轉移的難度。

在黏土中加入砂粒，可相對減少黏粒含量，增加土壤通氣孔隙，可以減少對污染物的分子吸附，提高淋溶的強度，促進污染物的轉移，但要注意到因此可能引起的地下水污染等問題。砂質土類的優點是有機污染物容易從土壤表層淋溶至下層，減輕表土污染物的數量和危害;但是有可能進一步污染地下水，造成二次污染。壤土的性質介于黏土和砂土之間，其性狀差異取決于壤土中砂、壤粒含量比例，黏粒含量多，性質偏于黏土類，砂粒含量多則偏于砂土類。

一般而言，黏性土壤中的空氣較砂性土壤少，好氣性微生物活性受到抑制，土壤黏粒具有保持碳的能力，其含量影響外源有機物(有機化合物、植物殘體)及其轉化產物的分解速率。隨著土壤黏粒含量的增加，土壤有機碳和土壤微生物量碳也增加，土壤有機碳與黏粒含量呈正相關，隨著土壤黏粒含量的增加，碳、氮礦化量減少，但礦化部分的碳氮比并不受土壤質地的影響。

2.6氣候及二氧化碳含量

氣候變化通過影響土壤水分、溶質運移和溫度的變化來影響微生物的活動，從而引起土壤中有機污染物含量的變化。涼爽季節向溫暖季節轉化會導致土壤有機碳的損失，熱、濕潤的氣候有利于有機污染物的分解。在秋季和冬季，土壤中微生物數量增加;在春季積雪融化后，土壤中微生物數量迅速下降，這種微生物群落的動態變化與植物碳、氮的有效性相關聯。

大氣CO2濃度升高提高了植物的光合作用，使20%～50%光合產物通過根系分泌或死亡輸入土壤，從而間接影響土壤生態系統。有些學者認為CO2濃度升高，會增加輸入土壤的碳量，刺激土壤微生物的生長和活性，加強土壤的呼吸作用，增加了土壤中有機物的分解速率[15]。多數研究是在土壤—植物系統中進行的，CO2濃度升高通過增加植物同化碳來增加根系生物量，從而增加土壤中碳量輸入。于水強研究了土壤外部不同O2、CO2濃度對土壤微生物的活性和土壤有機物分解及其組分的動態變化的影響，認為低CO2濃度有利于有機物的分解和胡敏酸的形成，而高CO2濃度有利于有機物的積累和富里酸的形成。

3結語

土壤是生態環境的重要組成部分，是人類賴以生存的主要資源之一，也是物質生物地球化學循環的儲存庫，對環境變化具有高度的敏感性。土壤的環境因子存在著不穩定性，但是通過研究最適合土壤中有機污染物降解轉化的環境，可改變受污染嚴重的土壤中有機污染物的含量，改善環境質量，實現可持續發展。

4參考文獻

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本刊2012年第一期開始陸續介紹2011年-2015年專利到期的農藥品種。敬請關注！

甲基二磺隆是德國拜耳作物科學公司（原安萬特公司）研制的磺酰脲類除草劑。實驗代號：AE－F130060－00、通用名稱：Mesosulfuron－methyl、又名：甲磺胺磺隆。主要用于谷物苗后防除禾本科和闊葉雜草。　1　理化性質：

甲基二磺隆原藥（93％）外觀為淺黃色粉末；熔點195.4℃；蒸氣壓3.5×10-12Pa（20℃）；溶解度（g/L，20℃）：水中2.14×10-2（pH5.66），正己烷中＜2.29×10-4，丙酮中13.66.制劑常溫下貯存穩定。

2　毒性及環境生物安全評價：

原藥對大鼠急性劑量經口、皮LD50＞5000mg/kg，急性吸入試驗的最大可能質量濃度為1.33mg/L；對皮膚、眼睛無刺激性，無致敏性；大鼠（90d）：亞慢性喂飼試驗無作用劑量：雄性為907mg/（kg·d）、雌性為976mg/（kg·d）；致突變試驗：Ames試驗、小鼠微核試驗和其它致突變試驗均為陰性；未見致畸作用，無致癌性。制劑對大鼠急性劑量經皮LD50＞2000mg/kg；對皮膚、眼睛有刺激性；無致敏性。該藥屬低毒除草劑。

對魚和水生脊椎動物的LC50（96hr）為100mg/L　，綠藻的EC50（96hr）為0.21mg/L　，高等水生植物（浮萍）EC50（7dats）為0.6μg/L　。對鳥、蚯蚓和蜜蜂無毒。

只要根據標簽說明和GAP　（良好農事操作規范，Good　Agriculture　Practice）　標準使用，不會產生任何預見的風險。

正常條件下，可在大多數的耕作土壤中降解，其半衰期為8～68　天（平均39.1天）　。微生物降解是其主要的降解途徑。根據田間降解研究（DT50）　結果分析，可在農田土壤中持續降解，在推薦劑量下使用后一年，土壤中幾乎檢測不到。三年的計算機模擬和溶度計的應用研究清楚地表明，在15ga.i./hm2的使用劑量下，及其代謝物都不會分散到1米或更深的土層中，且符合歐盟飲用水標準。

3　作用機理及特點：

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關鍵詞：高濃度；有機污染；土壤；處理技術

1引言

隨著我國工業化和城市化發展及《斯德哥爾摩國際公約》的履約進程，近幾年出現了一大批關閉搬遷或待關閉搬遷的化工有機農藥生產企業，留下大量污染場地。據不完全統計，2006～2012年，全國共有近10萬個工業搬遷場地[1]。僅上海化工龍頭上海華誼的旗下就有300多家企業關停和搬遷[2]。中科院南京土壤研究所[3]對南京郊區某鋼鐵企業附近土壤進行調查的結果表明，所有土壤中15種優先控制PAHs均有檢出，南京某大型礦業企業[4]周邊農業土壤中PAHs檢出率為100%。尤其是機氯農藥禁用已達20余年，至今在許多土壤中依然能檢測到不同含量的DDT[5]。土壤受到污染后，含污染物質濃度較高的污染表土容易在風力和水力作用下分別進入到大氣和水體中，導致大氣污染、地表水和地下水污染，對地表植物和攝取植物的動物和鳥類均有毒害作用[6]，造成生態系統退化等其它次生生態環境問題，最終引起人類慢性中毒，干擾內分泌系統，影響生殖機能等[7]。土壤污染已成為繼水污染、大氣污染、噪聲污染和固體廢物污染后，受到社會關注最多的污染問題之一。

2有機物污染土壤的修復技術

有機化合物污染土壤的修復技術主要可以分為物理修復技術、化學修復技術和生物修復技術三類。

2.1物理修復技術

2.1.1熱解吸法

熱解吸法是通過直接或間接熱交換系統，將污染物或所含污染物的介質加熱到一定溫度（通常被加熱到150～540℃），以使得污染物能夠揮發出來，從而起到分離的效果。空氣、燃氣或惰性氣體常被作為被蒸發成分的傳遞介質。目前，熱解吸法主要應用于苯類或石油烴化合物等易揮發污染物的研究[8～11]。影響土壤中有機物熱解吸處理的主要因素有：土壤處理溫度、總處理時間、不同溫度下相應的處理時間及土壤的特征。其中主要的土壤特征為：土壤濕度、顆粒粒徑分布和腐蝕物質與土壤的比重[12]。土壤水分的揮發不僅消耗大量能量，還會影響處理時間，而土壤顆粒的粒徑將會影響有機物的傳質和吸收[13，14]。

2.1.2土壤氣相抽提法

土壤氣相抽提法（Soil Vapor Extraction）最早由美國Terra Vac公司于1984年開發成功并獲得專利權，逐漸發展成為20世紀80年代最常用的土壤有機物污染的修復技術。該技術是用處于負壓狀態的處理裝置將土壤中的有機化合物從土壤中解析出來，再將解析氣體進行吸附處理的一種物理化學修復技術[15]。賀曉珍等[16]曾以我國南方典型土壤-紅壤為實驗土樣，選用最常見的揮發性有機物苯作為污染物，采用一維土柱通風模擬SVE過程，研究了通風流量、土壤含水率以及間歇操作對苯污染紅壤去污過程的影響。

2.1.3土壤淋洗法

淋洗技術是通過水或含有某些能夠促進土壤環境中污染物溶解或遷移的化合物（或沖洗助劑）的水溶液滲入或注入到被污染的土壤中，然后再將這些含有污染物的水溶液從土壤中抽提出來并送到污水處理廠進行再處理的過程。Villa等[17]研究了非離子型表面活性劑海衛X-100（Triton X-100）對土壤DDT和DDE的淋洗效果。田齊東[18]等研究了3種表面活性劑對有機氯農藥污染場地土壤的增效洗脫修復的效果。Occulti等[19]使用從大豆中提取的卵磷脂作為表面活性劑，研究其對土壤中多氯聯苯（PCB）的淋洗效果，并與Triton X-100作為淋洗劑的淋洗效果做比較，結果發現大豆卵磷脂不僅其生物毒性較低，并且能在較少地脫除土壤中組分的同時，有效地清除土壤中的多氯聯苯。除表面活性劑外，有機溶劑也用來清除土壤中的有機污染物。如甲醇、2-丙醇被用來清除土壤中的DDT、DDD、DDE以及毒殺芬，當溶劑/土壤比為1∶6時，農藥去除率達到99%以上[20]。

2.2化學修復技術

2.2.1氧化還原法

對于氯代有機化合物而言，通常加入還原劑（如零價鐵）使土壤中的氯代有機化合物進行脫氯反應。Gillham等[21]對金屬鐵屑修復地下水進行了研究，結果表明金屬鐵能夠有效的還原氯代有機化合物。該方法適用的氯代化合物種類和濃度范圍廣，反應條件溫和，操作簡單，金屬鐵還原劑價格便宜。目前認為金屬鐵對有機氯化合物的還原脫氯有4種可能的反應途徑：氫解、還原消除、加氫還原、吸附作用[22]。Arnold等[13]的研究發現，氯代烯烴的反應性隨鹵化度的增加而顯著降低，說明FeO對有機氯化物的轉化是與脫氯還原反應在金屬鐵表面的吸附過程同時進行的。除了可以使用零價鐵作為還原劑進行脫氯反應，還可以使用氧化劑將有機氯化合物氧化如H2O2。

2.2.2光催化氧化法

光催化氧化法是在光的作用下進行的化學反應，光化學反應需要分子吸收特定波長的電磁輻射，受激產生分子激發態，發生化學反應生成新的物質或變成引發熱反應的中間化學產物，是一項新興的土壤氧化修復技術，它有不需要另加化學試劑、可在低壓下進行，對溫度要求不高，而且不產生光環產物，催化劑成本較低等許多優點，可應用于對揮發性有機物及農藥等污染物的處理[23，24]。常用的光催化劑包括二氧化鈦（TiO2）、氧化鋅（ZnO）、氧化錫（SnO2）、二氧化鋯（ZrO2）、硫化鎘（CdS）等多種氧化物硫化物半導體，其中二氧化鈦因其氧化能力強，化學性質穩定無毒，成為世界上最常用的納米光觸媒材料。

2.2.3電化學修復法

電化學修復法是利用插入土壤的2個電極在污染土壤兩端加上低壓直流電場，在低強度電流作用下，水溶的或吸附在土壤顆粒表層的污染物根據各自所帶電荷的不同而向不同電極方向運動。對于與土壤結合緊密的污染物，電解所致的陽極酸化可打破其與土壤的結合鍵。此時，大量的水以電滲流方式在土壤中流動，土壤毛隙孔中的液體被帶到陽極附近，這樣溶解于土壤溶液中的污染物遷移至土壤表層而得以去除[25]。有研究表明，電化學法對污染物的轉移和去除主要取決于以下幾個因素：電極反應、pH值、土壤表面化學、水系統平衡化學、污染物的電化學特征和土壤基質的水文特征。而污染物去除的關鍵在于陽極反應形成的酸面的轉移[14]。

2.2.4微波分解法

微波是指頻率在300MHz～300GHz之間的電磁波，對應的波長范圍為1mm～1m[26，27]，其中最常用的工業微波頻率主要為2450MHz[28]和915MHz[29]。微波能夠使介電材料[30，31]發熱，且具有選擇性加熱的特點，可以只對污染物進行加熱，提高了能量的利用率，節約了成本。Abramovitch[32]小組使用微波修復技術分別對六氯苯、五氯酚、多氯聯苯污染土壤的異位修復進行模擬研究。研究發現，在最佳條件下，六氯苯的去除率達到96%。Abramovitch[33，34]小組選取石墨纖維、金屬棒作等吸波材料，對污染土壤的原位修復技術進行模擬研究，實驗結果表明多環芳烴的去除率為100%。王世強等[35]研究了微波法對土壤中氯丹降解的影響，結果表明，微波法對氯丹去除率能達到89%。Yuan等[36]使用微波修復技術對六氯苯污染土壤進行修復研究，實驗表明，在酸性條件下，六氯苯的最高去除率為956%。Liu等[37，38]使用微波修復技術對多氯聯苯污染土壤進行修復研究，實驗結果表明，選取活性炭作為吸波材料，多氯聯苯的去除率達到95%以上。

2.3生物修復技術

2.3.1植物修復技術

植物去除土壤中的氯代有機化合物的機理復雜，既可通過吸收并轉移至木質素中濃縮固化，也可將其降解[39]。總的來說，植物主要通過3種機制去除環境中的氯代有機化合物，即植物直接吸收氯代有機化合物、植物直接釋放分泌物和酶去除氯代有機化合物和植物增強區微生物礦化氯代有機化合物的作用[40，41]。氯代有機化合物被植物吸收以后，要么被植物分解，要么通過木質化作用使其轉化成二氧化碳和水，或轉化成無毒性作用的中間代謝產物（如：木質素等）儲存在植物細胞內，達到去除環境中氯代有機化合物的作用。環境中大多數的含氯溶劑和短鏈的脂肪族化合物都是通過此途徑去除的[14]。植物根系釋放到土壤中的酶可直接降解有關化合物，植物死亡后釋放到環境中的酶還可以繼續發揮分解作用。

2.3.2微生物修復法

微生物修復法是指利用天然存在的或所培養的功能微生物群，在適宜環境條件下，促進或強化微生物代謝功能從而達到降低有毒污染物活性或降解成無毒物質的生物修復技術[42]。實驗證明，環境中農藥的清除主要靠細菌、放線菌、真菌等微生物的作用。如DDT可被芽孢桿菌屬、棒桿菌屬、諾卡氏菌屬等降解；五氯硝基苯可被鏈霉菌屬、諾卡氏菌屬等降解；敵百蟲可被曲霉、青霉等降解。殘留于土壤內的農藥，經過種種復雜的轉化、分解，最終將農藥分解為二氧化碳和水[43]。處在土壤中不同深度的微生物其降解機理不同，在表層土壤中由于氧氣充足，常常發生氯代有機化合物的好氧生物降解，而在一定深度的土壤中往往處于缺氧狀態，氯代有機化合物主要進行厭氧脫氯反應。同時，在植物根系附近的微生物也能發生植物微生物聯合體系對有機氯農藥的轉化[40]。

3有機氯污染土壤修復技術比較和展望

分離濃縮技術中熱解吸法、土壤氣相抽提法和淋洗法雖然作用原理不同，但都是一種將污染物從土壤中分離，然后對分離收集的污染物再處理的方法，上述方法對土壤的孔隙率有一定的要求，并且收集到的污染物需進行二次處理，增加了污染土壤的修復成本。植物修復法和轉化分解技術中的生物修復法雖然處理成本低，可適用于大面積的土壤修復，但對污染土壤的修復環境要求高，在季節變化大的北方地區很難得到推廣，同時高濃度、高毒性的有機物會殺死修復中使用的植物或微生物，限制了這兩種方法的推廣和應用。化學修復法是一種傳統的修復方法，適用性較強，但藥劑費用高，對于大規模的土壤污染，化學修復法在具體操作上存在一定的困難。電化學法操作簡單，對現有景觀、建筑影響較小，但修復時間長，并主要適用于粘土含量高的污染土壤修復，同時容易造成土壤pH值的變化。光催化氧化法、微波分解與放射性分解法是近十幾年來研究的新技術，其處理效率高，不易造成二次污染，但仍處于實驗室研究階段。

隨著經濟的不斷發展，城市改擴建步伐的不斷加快，近幾年來我國將關閉搬遷一大批工業和農藥生產企業，這些污染場地污染物種類多、毒性大、濃度高，采用單一處理技術很難滿足處理要求，因此協同兩種或以上修復技術，形成聯合修復技術，不僅可以提高單一污染土壤的修復速率與效率，而且可以克服單項修復技術的局限性，實現對多種污染物的復合/混合污染土壤修復，這已成為土壤修復技術中的重要研究趨勢。

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篇5

關鍵詞：農藥，污染，健康，環境保護

 

一、農藥污染途徑

農藥的污染途徑眾多，但農藥之所以會造成嚴重的污染后果的主要原因在于其基本特性，如：農藥的理化特性，包括：農藥的溶解性、降解性、附著性、滲透性和內吸性等。

1、直接污染

顧名思義，直接污染就是農藥的有害部分直接作用于受污染體。農藥直接作用于蔬菜瓜果等可食作物的表面，經過長期的生長過程侵入其內部，在進入食物鏈，就直接危害人體健康。

2、間接污染

所謂間接污染，就是說作物的食用部分并非農藥的直接受體，而是農藥經由土壤中的水分養料進入作物體內并富集，從而形成農藥殘留。

3、違規用藥

農民為減小作物受病害、蟲害等災害的影響，不僅會違規交叉使用蔬菜上禁用的高毒農藥，例如：甲胺磷、對硫磷、甲基對硫磷等。而且還會頻繁用藥或增高用藥量，這些都是造成農藥污染的主要途徑。

二、農藥污染的危害

1、農藥污染對人體健康的危害

農藥作為農業生產資料對減輕作物病蟲害的防治作用是不可忽略的，但是，它也是一把雙刃劍，農藥在對作物實施保護的同時會才六在作物體內，通過食物鏈而危害人體健康。科技論文。具體而言，農藥可經過消化道、呼吸道及皮膚三條途徑進入人體而引起中毒。尤其是有機磷農藥，可以通過皮膚進入人體，從而對人體的健康造成危害。某些高效農藥，會引起急性中毒，嚴重者會引發生命危險。

2、農藥對生態環境的污染

隨著科學技術的發展，農藥對生態環境的影響也得到了重視。農藥多是以液體噴灑使用的，在噴灑中或使用后，農藥中的擁堵成分會隨水分一起蒸發到空氣中，從而對大氣造成影響，如果污染物的含量超過本底值，并達到一定數值就稱為污染。如果污染物濃度超過衛生標準或生物標準，就視之為污染或嚴重污染。而一旦達到污染或嚴重污染，就勢必會對人體健康、其他生物健康及整個生態平衡造成威脅。

3、農藥對水環境的污染

水體中農藥的來源主要是以下幾個方面：向水體直接施用農藥；含有農藥成分的雨水落入水體；植物或土壤粘附的農藥，經水沖刷或溶解進入水體；生產農藥的工業廢水或含有農藥的生活污水等進入水體等。農藥的使用時刻都危害著水環境及水生生物的生存，甚至會破壞水生態平衡。科技論文。如密西西比河、萊茵河等一些世界著名河流的河水中都檢測到嚴重的農藥超標問題。

4、農藥對土壤的污染

土壤中的農藥來源有三種情況：第一種是農藥直接進入土壤，如除草劑的施用；第二種是防治病蟲害噴撒農田的各類農藥。第三種是隨著大氣沉降，灌溉水和植物殘體。而農藥對土壤的污染主要有兩個方面：第一，深入土壤之中的農藥會隨著養料和水分進入作物體內；另外還會對土壤微生物的生存造成危害

三、農藥污染危害與環境保護措施

眾所周知，我國是一個農業大國，所以造成了農藥使用品種多、用量大的局面。然而，可有人知曉，對作物所使用的農藥中70％~80％直接滲透到自然環境中，并對土壤、水甚至是人們一心想要保護的農產品造成污染，從而進入生物鏈，對所有生物和人類健康都產生嚴重的、長期的和潛在的危害性。

盡管我國從實施了“預防為主，綜合防治”的植保方針以來，在病蟲害防治問題上取得了很大的成效，但是，離完全控制化學農藥對環境污染的目標還有很遠。植保是我們不能放棄的，如何才能使植保的功能兼顧持續增產、人畜安全、環境保護、生態平衡等多方面。采取相對有效的防治措施，充分發揮自然抑制的作用，將有害生物種群控制在經濟損害水平下，使經濟效益、環境效益都達到相對平衡的程度。

1、建立有害生物防治新思想體系

擯棄傳統的以農藥抑制作物病蟲害的思想觀念，由新的、更合理的方法取代。比如生物防治，利用生物防治作用物來調節有害生物的種群密度，以生物多樣性來保護生物，使有害生物的在種族密度保持在經濟效益所允許的受害范圍以內。科技論文。從持續農業觀念看，這種方法是十分可行的。不過從技術上看還有待研究與推廣。

2、研究開發有害生物監測新技術

要在植物病原體常規監測方法中的孢子捕捉、誘餌植株利用、血清學鑒定基礎上開展病原物分子監測技術的研究，采用現代分子生物學技術監測病原物的種、小種的遺傳組成的消長變化規律，為病害長期、超長期預測提供基礎資料。對害蟲的監測也可利用現代遺傳標記技術(RFLP’RAPD等)監測害蟲種群遷移規律。對于雜草應充分考慮到雜草群落演替規律，分析農作物——雜草、雜草——雜草間的競爭關系，另外還應考慮使用選擇性除草劑給雜草群落造成的影響，對雜草的生態控制進行研究。

3、 建立有害生物的超長期預測和宏觀控制

為適應農業的可持續性發展，預測、預報應對有害生物的消長變化做出科學的判斷，也就是要對有害生物消長動態實施數年乃至十年的超長期預測。要在更人的時空尺度內進行，其理論依據不單單只是與有害生物種群消長密切相關的氣候因子，亦包括種植結構、環保要求、植保政策以及國家為實現農業生產持久穩定發展所制定的政策措施。

參考文獻：

[1] 馮雨峰，閭振華，化學農藥對環境的危害原因及其防治對策[J].環境科學與技術，2007-1

[2]鄒喜樂，論農藥對環境的危害[J].湖南農機，2007-07

[3] 劉英東，化學農藥對環境的危害及其防治對策的探討[J].中國環境管理干部學院學報，2006-01

[4] 海浪，大協作致力降低農藥污染[J].山東農藥信息，2010-02

[5] 劉世友，農藥污染現狀與環境保護措施[J].河北化工，2010-01

篇6

關鍵詞 秸稈生物反應堆技術；優點；作用；棚室生產；應用

中圖分類號 S216.2 文獻標識碼 A 文章編號 1007-5739（2013）09-0218-01

秸稈生物反應堆技術是以植物饑餓原理、植物生防理論、葉片主被動吸收原理和秸稈中礦物質元素循環利用原理為基礎，通過采用農作物秸稈生物反應堆專用菌和植物生防疫苗，將秸稈轉化為作物所需的CO2、熱量、抗病孢子、有機質和礦物質元素，從而增加土壤中的有機質，改善溫室內的生態環境[1-2]；秸稈生物降解技術是溫室獲得高產、高效、優質無公害農產品的有效途徑，它是一項先進的科技成果。然而，在日常農業生產中，作物收獲后，剩余大量的秸稈。尤其在大棚生產中，室內CO2濃度偏低，地溫和室溫不能同步提升，土壤質地改良效果差等原因，制約了大棚的增產增收[3-4]。因此，筆者通過生產實踐和自己的工作經驗介紹秸稈生物反應堆技術和秸稈生物降解技術。該技術充分利用廢棄的作物秸稈資源，通過特效微生物菌種，將農作物秸稈和雜草進行分解，從而轉化為農作物生長所需要的CO2、有機質等，進而大幅度提高瓜果蔬菜產量，改善農產品品質，同時起到改善農村生態環境，提高農作物質量，促進增產、增收的作用。現將秸稈生物反應堆和降解技術介紹如下，以供種植者參考和引導農業生產。

1 秸稈生物反應堆技術的優點

1.1 熱量效應

棚戶生產中，冬季低溫是影響大棚生產的關鍵因素，尤其是遼寧東部地區，在冬季想要提高1 ℃地溫非常困難，據測量在北方大棚地溫一般就是在5～10 ℃，甚至更低。低溫造成棚內蔬菜葉片小和不能正常結果，影響蔬菜產量和經濟效益。應用秸稈反應堆技術，秸稈分解除釋放CO2外產生大量的熱量，1 kg秸稈可釋放12.71 MJ的熱量，特別是應用內置式反應堆形式，據專家測定，20 cm地溫能提高3.5～6.5 ℃，棚室溫度提高4～6 ℃，這就克服了冬季棚室低溫的問題，有效地保護了作物的生長。

1.2 生物防治效應

大棚溫濕度大，病蟲害發生重，甚至新老病蟲害交替發生，導致藥量加大和棚戶防治成本的上升，也嚴重影響食品安全。秸稈反應堆技術利用的是高活性專用菌種，菌種在轉化秸稈過程中產生大量的抗病孢子，對病蟲害產生較強拮抗、抑制和致死作用，使植物發病率降低90%以上，農藥用量減少90%以上，標準規范化操作可基本上不用農藥，這就大大降低了化學殺菌劑的使用量。

1.3 有機改良土壤效應

棚室生產中化肥使用量常常大大超過了作物需求，甚至是多了幾倍，這些化肥往往殘留在土壤里，使土壤板結、鹽漬化。相反，采用了秸稈生物反應技術，在大棚生產中，20 cm耕作層土壤孔隙度提高1倍以上，有益微生物群體增多，各種礦質元素被定向釋放出來，有機質含量增加10倍以上，不僅改良了土壤質量，也為農作物根系生長提供優良的生長條件。

1.4 提高自然資源綜合利用效應

秸稈生物反應堆技術在加快秸稈利用的同時，也提高了微生物、光、水、空氣游離氮等自然資源的綜合利用率。據測定：在CO2濃度提高4倍時，光利用率提高2.5倍，水利用率提高3.3倍，豆科植物固氮活性提高1.9倍。

2 秸稈生物降解技術的作用

2.1 促進作物光合作用

作物的光合作用與CO2濃度密不可分，CO2濃度，高光合作用旺盛，植株生長健壯。通常情況下，棚室內CO2的濃度為330 mg/kg，加上室內空間有限，空氣不能正常而有效流動，遠不能達到作物的需要。特別是在作物生長的中、后期，室內CO2濃度迅速降低，光合作用效率低，使得大棚作物無法正常生長。采用秸稈生物降解技術，就是利用特效微生物菌種，將農作物秸稈及雜草等分解、轉化為作物生長所需要的CO2、熱量和有機質等，促進作物光合作用和提高地溫，起到改善農村生態環境、提高農作物質量、促進增產增收的作用。

2.2 改良土壤作用

棚室生產中很少采取測土配方施肥，化肥施用過度，作物重茬嚴重等，造成土質下降、土壤板結、透氣性差，使得棚內作物根系無法正常吸收水分、肥料和礦物質等，導致根系畸形或腐爛，植株早衰和提前死亡。應用秸稈生物降解技術不僅提高了土壤的通氣性和保水保肥能力，改善土壤微生態平衡，解決土壤板結問題，增強植株抗病蟲害能力，同時可減少農藥和化肥的使用量，使產品成為無公害產品，從而增加作物產量、提高作物品質，提前和延長果實采收期，使農產品的價格和效益得到大幅度提高。

2.3 協調溫室氣溫、地溫比例

目前，溫室內地溫和氣溫不成比例，造成植物的根冠比失調，制約作物產量的提高。在冬季的大棚里，白天氣溫升高很快，而地溫卻由于土壤的導熱性能差，造成室溫與地溫不能同步，使作物的根系與莖葉的生長不能協調一致，影響了植物的生長。利用秸稈生物降解技術，在冬季最冷的時段內，可使20 cm地溫提高4～6 ℃，氣溫提高2～3 ℃，從而有效地緩和了地溫與氣溫不協調的矛盾，這就大大促進了地下根系生長，從而實現作物協同生長。可使大棚內瓜、果、菜提高產量30%以上，提前上市7～15 d，結果期延長20～30 d，那么，廣大菜農的經濟利益也就相應得到了提高。

3 應用方式

秸稈生物降解技術主要用于冬曖式大棚、早春大拱棚作物和陸地果樹。反應堆有3種應用方式：一是內置式，二外置式，三是內、外結合應用。在本溪縣的農業生產中，內置式的應用較為普遍。

3.1 菌種處理方法

撒施菌種前4～5 h處理好菌種；菌種與麥麩比例為1∶15，拌勻后加入適量水，濕度以用手攥有水珠滲出、松手后可散開為宜；將菌種配置好后堆置5 h，要遮光，如缺少麥麩，可用玉米糠和稻糠替代，其用量要適當增加。

3.2 具體技術步驟

一是物質準備。棚室需要菌種105～120 kg/hm2、麥麩1 500～1 800 kg/hm2、秸稈60 t/hm2以上。二是整地施肥。將腐熟的農肥（以馬、牛、羊等草食動物糞肥為好），撒施于地表，然后翻耕整平待用。三是開溝。栽苗前7～10 d，在栽植行間挖溝，溝寬30～60 cm（畦寬溝寬、畦窄溝窄），溝深20～30 cm，溝長與栽植行等長。四是填放秸稈。秸稈順溝交錯鋪放，鋪滿、鋪平、踏實后30～35 cm厚（或與地面持平），兩端要露出溝外長10 cm。五是撒施菌種。將處理好的菌種，按每溝所需量均勻撒在秸稈上，用鍬拍震，使部分菌種滲入到秸稈縫中。六是覆土澆水。第1次覆土5～10 cm厚，不用平整，然后向溝內澆水，水量要大，使大部分秸稈浸在水中，不要讓水漫到溝外。灌水后隔1～2 d進行第2次覆土，畦高10～20 cm，同時做好栽培畦，一般為弧形。七是覆蓋地膜。栽苗前一天覆蓋地膜（也可以不覆膜）。八是栽苗。要澆小水（埯澆），不要澆大水。九是打孔。栽苗后及時打孔，株間、行間都要打孔，孔距20～25 cm，孔徑不小于2 cm，孔要扎到秸稈底部。

4 注意事項

澆水時不要沖施化學農藥，特別是要禁沖殺菌劑，澆水后孔閉死要及時再打孔，地膜上也要打孔；澆水不能過多，如果水分過大，一是會使作物根系缺氧，水多氧氣就少，根生長呼吸所需氧氣缺乏，導致作物根系生長發育不良，甚至爛根，造成損失；二是會使菌種的復活生長受阻，甚至被悶死，反應堆效能難以很好的發揮；三是會給病害發生創造條件，水多濕度大，病害發生嚴重；四是會使冬春季地溫降低，影響作物生長；前2個月不要沖施化肥，以免降低菌種活性，后期可適當追施化肥和復合肥。

5 參考文獻

[1] 王珍，姜厚智.淺談溫室秸稈生物反應堆技術的應用[J].中國科技博覽，2010（18）：329.

[2] 張世明，徐建堂，楊先芬.秸稈“生物反應堆”技術的創新應用[J].農村實用工程技術：溫室園藝，2004（3）：73-77.

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[關鍵字]：污染土壤；修復技術；研究現狀；發展趨勢

土壤污染指由于人類活動產生的有害、有毒物質進入土壤，積累到一定程度，超過土壤本身的自凈能力，導致土壤形狀和質量變化，構成對農作物和人體的影響和危害的現象。

近年來，隨著我國經濟的迅猛發展，國民生活水平得到普遍提高，但同時也給環境帶來了巨大的災難。工業廢水、廢渣的隨意排放，企業長期生產和運輸等過程中不可避免的會發生跑、冒、滴、漏等現象以及農業活動中化肥和農藥的過量或不合理施用、污水灌溉等過程，都可能給場地帶來嚴重的污染。

隨著城市化進程的加速，許多原來位于城區的污染企業從城市中心遷出，許多原本屬于農用地的土地需要再開發利用，大量的污染場地需要進行修復。這就要求我們要積極尋找切實、有效的土壤污染修復方法，提高土壤污染修復技術水平。

2016年5月國務院出臺的《土壤污染防治行動計劃》也將土壤修妥魑一項大事件，保護好土壤環境，加強污染防治，推動生態文明建設，這對于人類的健康和社會的可持續發展具有重要意義。

1、土壤中的主要污染物

1.1重金屬

有些工業企業隨意的排放未經處理的廢水、廢渣，使其中含有的不易在土壤中降解的重金屬如鉛、汞、鎘、錫等在土壤中沉降、擴散，嚴重破壞了土壤的環境。再加上農民對農作物噴灑的超濃度的農藥和使用的化肥，使我國土壤遭受了嚴重的迫害。

1.2有機化合物

在農作物的種植過程中，農民經常噴灑農藥來殺死啃食農作物的害蟲，但是超濃度的農藥含有對土壤危害的有機化合物，造成土壤有機化合物污染，我國在早期曾廣泛使用過的滴滴涕、六氯苯、氯丹等，這些農藥均含有高殘留的不易降解的有機化合物。除此之外，一些工廠如化工廠、涂料廠等的日常運行產生的廢水廢渣中由于含有很多有害的有機污染物無法自動降解也會污染土地，破壞土層結構。

有機化合物具有難溶解、毒性大的特點，它一旦進入土壤之后，就逐漸在土壤中積累、沉降下來，長期污染土壤和地下水，對農作物及人體造成嚴重危害。

2、污染土壤修復技術研究現狀分析

環境保護部和國土資源部聯合《全國土壤污染狀況調查公報》，調查結果顯示，全國土壤總的點位超標率為16.1%，土壤環境狀況總體不容樂觀，部分地區土壤污染較重。南方土壤污染重于北方，長三角、珠三角、東北老工業基地等部分區域土壤污染問題較為突出。

由于受地形及產業分布的影響，我國各地土壤污染的程度、污染源也不完全相同。有些工業集聚區，土壤污染較為嚴重，且污染地塊密集，多為重金屬污染或者有機物污染，也有些無機有機復合污染；有些農用地受污染情況較輕，但污染地塊面積較大，多為重金屬、有機氯農藥、有機磷農藥污染，也有重金屬和有機物的復合污染。因此，這就要求我們要對具體地區的土壤污染現狀進行具體分析，選擇較為合適的修復方法以便更好地改善土壤質量。

在現階段，常用的污染土壤修復技術如下：

2.1物理-化學修復技術。

這種修復技術包括熱處理技術、土壤淋洗技術、土壤氧化-還原技術、電動力學法技術等。

2.1.1熱處理技術。

這種技術操作比較簡單，主要是通過熱交換，對污染物質和介質一同加熱，根據混合組分的熔點不同，通過揮發作用達到分離有機污染物的目的。這種技術包括兩種，一種是低溫操作，一種是高溫操作。這種技術是一種簡單的修復技術，目前，在工廠附近的土壤污染修復中被廣泛使用。這種熱處理技術對于土壤中那些易揮發組分和殘留的農業以及半揮發的污染成分效果較好，但是對于土壤中一些重金屬的污染則不適用。

2.1.2土壤淋洗技術。

土壤淋洗技術能夠有效地促進土壤中污染物的溶解，它的原理是利用水壓將清洗液有效地注入到被污染的土壤中，并根據自身特性，提取土壤中含有的污染液體，對其進行分離處理，從而達到修復的目的。這種技術主要采用一些化學劑如絡合劑、氧化劑等為淋洗劑，由于不同淋洗劑的性質不同，對土壤中污染成分的作用也不同，因此，選擇合適的淋洗劑對土壤的修復至關重要。在進行淋洗劑的選擇時，不僅要考慮淋洗劑和污染物的作用，還要充分考慮到淋洗劑對土壤結構的作用，避免對土壤結構造成破壞，以免引起二次污染。

2.1.3土壤氧化-還原技術。

顧名思義，這種技術需要氧化劑或者還原劑，并將其投入到所要修復的土壤中，將其與土壤中的污染成分發生氧化還原作用，從而分解其中的污染物，達到凈化的目的，這種方法還有穩定和改良土壤的作用。常見的氧化劑包括高錳酸鹽、過氧化氫、芬頓試劑、過硫酸鹽和臭氧。常見的還原劑包括硫化氫、連二亞硫酸鈉、亞硫酸氫鈉、硫酸亞鐵、多硫化鈣、二價鐵、零價鐵等。現階段，對于這種氧化還原修復主要是針對對氧化或者還原比較敏感的污染物。

2.1.4電動力學法技術。

這種技術主要利用的是電化學原理，在待修復的土壤中插入電極，通過電極導入低強度的直流電，從而將土壤中的污染物清除。在通電后，處在陽極附近的酸物質會在毛細孔里移動，將土壤中的污染物釋放在毛細孔中的液體里，毛細孔中的水會通過電滲透的方式移動到土壤表層進而被吸收，從而被消除。這種方法能夠打破土壤中金屬和土壤之間的化學鍵，通電時間越長，去除效果越好。但是對于導電性不好的土壤不宜采用此法進行土壤修復。

2.2生物修復技術。

生物修復技術是一種新興技術，主要是采用現代的先進生物技術將土壤中的污染物進行去除分解，從而凈化土壤的技術。這種技術根據主體的不同，主要包括三方面：微生物修復技術、植物修復技術和動物修復技術。其中動物修復技術在國外已經研究多年，國內研究還處于起步階段。生物修復技術具有高效、快速、費用低的特點，但是由于生物技術的研究還處于起步階段，目前主要用于衍生物及烴類的有機分解和去除。

2.2.1微生物修復技術。

微生物修復技術是采用微生物為主體，利用微生物的代謝活動將其中的污染物分解為水、二氧化碳以及其他無害的小分子物質。目前，這種修復技術主要用于石油泄漏以及其他有機污染物的污染處理中。但是由于微生物代謝活動有限，并不能很好地將所有污染物都分解掉，因而還需要進一步的研究完善。

2.2.2植物修復技術。

植物修復技術主要是利用植物的吸收和轉化功能，在污染土地上繁殖非食用的種子、種植經濟作物，實現對殘留農藥或者重金屬等的吸收處理，從而凈化土壤。土壤植物修復技術成本低，在修復污染土壤的同r還能凈化周圍空氣，但是土壤植物修復過程相比其他方法過程緩慢、周期長，土壤植物修復技術對土壤肥力、氣候、水分、鹽度等自然條件有一定的要求。該技術理論體系、修復機理和修復工藝還需要在不斷的實踐中完善、優化。

3、污染土壤修復技術未來發展趨勢

由于土壤污染問題日益得到重視，對土壤修復技術的需求也越來越大，目前我國土壤污染修復技術正在多元化穩步發展并取得多項研究成果。然而有的方法雖然在土壤污染修復方面大有成效，卻不宜大范圍推廣實施。比如物理化學修復技術，它的推廣實施不僅會消耗巨大的資金，還可能會導致土壤結構破壞、土壤肥力流失甚至產生土壤二次污染。相較于物理化學修復技術，微生物修復技術和植物修復技術更符合經濟效益，且適合大范圍污染地塊使用。微生物幾乎可以降解所有的有機物，且對土壤無害，是一項具有前景發展的土壤污染修復技術。植物修復技術不僅綠色廉價，且新型高效。該技術的推廣，在修復有機物污染方面將發揮重要作用，《土壤污染防治行動計劃》中也對農田修復，提出“對于輕度及中度污染耕地，采用農藝調控、替代種植等措施，降低農產品超標風險；對于重度污染耕地，采用退耕還林還草或種植結構調整”。未來，在污染土壤修復技術方面的發展趨勢如下：

3.1發展綜合型的土壤修復技術。在上文中，我們提及到很多土壤修復技術，但是每種技術都是雙面性，有其自身的局限性，在推廣的過程中受到限制。在修復技術研究過程中，我們可以將單一的修復方法綜合使用，采取每一方法的可用之處，相互之間取長補短，將會收到不一樣的效果。

3.2充分考慮經濟效益與生態效益。現在我們提倡經濟又好又快發展，走科學發展之路。但是，在大力發展經濟的同時，我們還要兼顧生態環境的發展，經濟的發展不應以犧牲生態文明為代價。因此，在研究土壤修復技術過程中，我們要多考慮危害較小的微生物修復技術和植物修復技術，加快生物修復技術的研究與實踐，現實經濟效益與生態效益雙贏。

3.3借鑒、改進其他行業先進技術。目前水、大氣治理技術日趨成熟，土壤修復技術可以借鑒其他行業的修復技術，在此基礎上，實現自我創新。現在基因工程發展趨于優勢，我們可以有效地利用基因重組技術尋找、馴化更多的抗逆性強、降解能力強的重金屬富集植物，來修復土壤中的重金屬的污染。

3.4異位修復向原位修復轉型。異位修復分為異位原地與異位異地修復，無論哪種方式均可能在挖掘、轉運、堆放、凈化過程中帶來二次污染。異位修復不僅處理成本高，而且許多無法開挖的地塊很難推廣異位修復方法。因而，發展多種原位修復技術以滿足不同污染場地修復的需求是未來場地修復的發展方向。

“紙上得來終覺淺，絕知此事要躬行”，實踐是檢驗真理的途徑。土壤污染修復技術的方法多樣，具體哪一樣適合推廣，哪一樣符合實際，需要我們深入實踐中去檢驗。只有采用綠色的、科學的、有效的修復技術，才能提高經濟效益，促進生態環境的健康發展。

[參考文獻]：

[1]諶偉艷，沈柱華，趙潔麗.污染場地土壤修復與管理研究.資源節約與環保，2015（5）：152-152.

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關鍵詞:磺酰脲類除草劑;玉米;敏感性;苗期;殘留

中圖分類號:S482.4 S482.4+4文獻標識碼:A 文章編號:1673-0992(2010)02-011-01

磺酰脲類化合物是一類高選擇性,廣譜,低毒超高效除草劑,現已代表農藥的主要發展方向。近年來廣泛被應用。但是若使用不當會對敏感的后茬作物造成傷害或抑制生長,且其殘留對敏感后茬作物產生藥害屢有報道。為了科學用藥,有必要了解不同玉米品種對磺酰脲類除草劑的敏感性差異。因此,采用室內生物測定法研究了不同玉米品種對磺酰脲類除草劑的敏感性和磺酰脲類除草劑對玉米苗期影響的盆栽試驗,同時,也做了施藥后不同時期的土壤殘留試驗。

1試驗方法

1.1 磺酰脲類除草劑對不同玉米品種根長抑制試驗

采用室內沙基添加法,在直徑9.0cm培養皿上蓋中加入100g潔凈干沙(沙子經水洗,烘干過40目篩)。分別加入預先配置好的一定濃度的磺酰脲類除草劑溶液25ml(以加等量自來水為空白對照)。使沙子中農藥最終濃度分別達0.25,0.50,1.00,2.00,4.00μg/kg)。玉米精算大小一致的種子,在室溫下用0.1%多菌靈溶液浸種2h,,每皿放置8粒種子,種子完全插入沙子,每處理三次重復,于人工氣候箱中溫度28±1℃,濕度95%,光照晝夜比14/10h條件下培養72h,每24h加水5ml/皿,培養結束測量根長。計算不同濃度對根抑制生長率,以相對抑制的幾率值(y)和濃度對數(x)分別建立回歸方程,求出ED和ED的值。

1.2 磺酰脲類除草劑對玉米苗期影響的盆栽試驗

取校園土(不含除草劑)以鄭單958為盆栽供試品種,分別用10%苯磺隆可濕性粉劑,15%噻磺隆可濕性粉劑,10%芐嘧磺隆可濕性粉劑的200ml溶液分別與800g烘干土拌勻,使土中藥劑濃度分別為1/10ED,ED,ED,2ED.藥土裝入花盆中,平整后播種,播深2cm,每盆8粒,3次重復(以加200ml自來水為對照)。在自然條件下培養,當有明顯差異時測量根長,株高,單株葉面積(培養期間根據墑情加等量水)。

1.3 磺酰脲類除草劑在土壤中殘留試驗

試驗地在滑縣理工學校試驗田,該地為黏性土壤藥劑正常噴藥,在試驗田內劃分為三個小區,每小區面積為333.3O藥劑含量分別為10%苯磺隆可濕性粉劑0.225K/hO,15%噻磺隆可濕性粉劑0.15K/hO,10%芐嘧磺隆可濕性粉劑0.525K/hO.稀釋后均勻噴灑田間,直到地面濕潤為止。噴藥后,分別于15d,25d,35d,69d,84d時取土樣,每次采用對角線5點取樣,取樣深度0-15cm土層,采集的土壤混勻后,用四分法取0.85K裝入內口徑13.5cm的花盆中進行盆栽試驗。種子是上述試驗中較敏感的玉米品種鄭單958的種子,每盆放置8粒玉米種子,播深2cm,3次重復,視墑情加等量的水,同時取校園土(不含除草劑)的土加入與處理等量的水為對照,于人工氣候箱內溫度28±1℃,濕度95,光照晝夜比14/10條件下培養72,培養期間每24時墑情加等量水。培養結束沖洗玉米種子根,測量根長,計算出根長抑制率,根據回歸方程推算出噻磺隆,芐嘧磺隆,苯磺隆不同時段在土壤中的殘留量。

2結果與分析

2.1 磺酰脲類除草劑對不同玉米品種根長抑制試驗

不同玉米品種對三種磺酰脲類除草劑都比較敏感,且差異不大。供試品種間登海9號對苯磺隆、噻磺隆相對最敏感,鄭單958對苯磺隆相對最敏感;供試品種間鄭單958對噻磺隆相對有耐性,登海9號對芐嘧磺隆相對有耐性。但其ED值均達到級水平,說明供試品種均對三種磺酰脲類除草劑都相當敏感。

2.2 磺酰脲類除草劑對玉米苗期影響的盆栽試驗

三種磺酰脲類除草劑對玉米根長抑制作用最明顯,其次對單株葉面積也有明顯的抑制作用,對株高抑制作用不太明顯,苯磺隆表現較突出,且抑制作用隨濃度升高而增強。在濃度較高從ED到2ED時,抑制作用隨濃度升高而增強較快,苯磺隆對株高抑制作用相對較弱。

2.3 磺酰脲類除草劑在土壤中殘留試驗

在正常施藥條件下,噻磺隆在土壤中降解速度最快,半衰期為25d,苯磺隆半衰期為30d,芐嘧磺隆半衰期一般為80d,照此降解速度推算,磺酰脲類除草劑在土壤中降解到ED以下,苯磺隆需要85d以上,噻磺隆需要70d以上,而芐嘧磺隆需要150d以上。磺酰脲類除草劑在土壤中降解的兩條重要途徑為化學水解和微生物降解。土壤濕度與溫度對這兩條途徑起重要作用,所以磺酰脲類除草劑降解速度與土壤溫度和濕度有密切關系。

3討論

采用沙基添加法測定了不同玉米品種對三種磺酰脲類除草劑的敏感性,經回歸分析,玉米根長抑制率轉換成機率值(y)與除草劑濃度對數(x)之間相關性達到顯著水平,相關系數達0.97以上,登海9號ED值在0.03―0.21可作為敏感植物用于磺酰脲類除草劑的殘留生物測定。

三種除草劑對苗期的影響,主要說明玉米對三種除草劑均表現敏感,只是存在相對差異而已,試驗還說明磺酰脲類除草劑主要通過內吸傳導起作用,抑制根長,導致抑制單株葉面積生長,進而影響株高生長。

根據三種磺酰脲類除草劑在土壤中的殘留特性,建議磺酰脲類除草劑苯磺隆和噻磺隆可作為防治麥田雜草的首選藥劑,且推薦苯磺隆安全期為85d,噻磺隆安全期為70d,而芐嘧磺隆由于殘留期長達150d以上,建議可年前11月份施用或禁用,以免對后茬敏感作物產生藥害,從而為指導播種后茬作物安全期提供理論依據。■

參考文獻

[1] 陳錫嶺.磺酰脲類除草劑的化學作用方式選擇性及降解特性[J]河南職技師院報.1998.(1).22-26

篇9

【關鍵詞】硝基苯；有機污染物；環境安全

1 硝基苯類有機物的性質和特點

硝基苯是一種廣泛應用的化工原料，常見的硝基苯類化合物有硝基苯、二硝基苯、二硝基甲苯、三硝基甲苯及二硝基氯苯等。該類化合物均難溶于水，易溶于乙醇、乙醚及其它有機溶劑。應用于印染、國防、塑料、醫藥與農藥工業。全世界每年排入環境中的硝基苯超過10000t，成為常見的有毒污染物。美國環保局及我國環保部均將其列入優先污染物名單。排入水體后，可影響水的感官性狀。人體可通過呼吸道吸入或皮膚吸收而產生毒性作用，可引起神經系統癥狀、貧血，可破壞人體的肝臟和呼吸系統，由于其毒性強、分布廣，硝基苯可直接作用于肝細胞導致肝實質病變，引起中毒性肝病，肝臟脂肪變性，嚴重者可發生亞急性肝壞死。急性硝基苯中毒的神經系統癥狀較明顯，嚴重者可有高熱，并有多汗，緩脈，初期血壓升高，瞳孔擴大等植物神經系統紊亂癥狀。慢性中毒可有神經衰弱綜合癥，慢性溶血時，可出現貧血、黃疸。吸入硝基苯后，由于它的氧化作用，使血紅蛋白變成氧化血紅蛋白（即高鐵血紅蛋白），大大阻止了血紅蛋白的輸送氧的作用，因而呈現呼吸急促和皮膚蒼白的現象。癥狀嚴重的患者會因呼吸衰竭而死亡。硝基苯在水中具有極高的穩定性，由于起密度大于水，進入水體后回沉入水底，長時間保持不變。又由于其在水中有一定的溶解度，所以造成水體污染會持續相當長的時間。

2 環境污染趨勢和研究現狀

目前硝基苯對人類、動物和細菌的毒性效應國內外的科技工作者已進行了大量研究，對于難降解有機污染物的處理方法主要有物化處理法和生物處理法，在生物降解吸附方面研究較多，而主要針對的也是水體中的硝基苯類污染物，但有關天然土壤中硝基苯的環境行為的報道較少。

2.1 工業廢水中的硝基苯類污染物

2.1.1 物化法處理硝基苯類污染物

含高濃度有毒強致癌物質的硝基苯類化合物的工業廢水，尚還含有很高鹽量或具有很強的酸堿性，一般難以直接用生物法處理，而采用物化預處理手段非常有效。它既可以降低硝基苯廢水的濃度，又可以改善其生物降解性，為后續的生物處理創造條件。目前物化法處理技術主要包括化學氧化法、吸附法、萃取法和電化學法等。

2.1.2 生物法講解硝基苯的研究現狀

有關采用生物法尋找降解硝基苯的菌株來處理硝基苯類廢水國內外都進行了大量的研究。有效菌株的獲得主要有兩個方面，一是，從污染現場或處理設施中篩選分離得到，在長期受到難降解有機物污染的現場，經過長時間的誘導以及緩慢的自然馴化和選擇過程，常存在有少量有效降解菌株，通過篩選分離即可得到。在這一方面研究人員通過現場分離已得到了不少難降解有機物的高效降解微生物。二是，利用分子生物學技術構建工程菌。利用基因改良，原生質體融合等技術構建和改良基因工程菌。建設高效降解菌株庫，構建系統進化樹，從分子生物學水平探討降解代謝途徑的起源與進化，極大地豐富了微生物資源，并促進了微生物資源的利用。

2.2 土壤中的硝基苯類污染物

隨著工業、城市污染的加劇和農用化學物質種類、數量的增加，土壤重金屬污染日益嚴重，污染程度在加劇，面積在逐年擴大。重金屬污染物在土壤中移動性差、滯留時間長、不能被微生物降解，并可經水、植物等介質最終影響人類健康。目前我國土壤的有機污染十分嚴重，且對農產品和人體健康的影響已開始顯現。如我國從1959年起在長江中下游地區用五氯酚鈉防治血吸蟲病，其中的雜質二英已造成區域性二英類污染，洞庭湖、鄱陽湖底泥中的二英含量很高。有機氯農藥[7]已禁用了近20年，土壤中的殘留量已大大降低，但檢出率仍很高。廣州蔬菜土壤中六六六的檢出率為99%，DDT檢出率為100%。太湖流域農田土壤中六六六、DDT檢出率仍達100%。同時，隨著城市化和工業化進程的加快，城市和工業區附近的土壤有機污染日益加劇。由于土壤是植物和一些生物的營養來源，所以土壤中的有機污染物會通過食物鏈發生傳遞和遷移，目前動物和人類自身都遭受有機污染物的污染和威脅。在有機污染物沿食物鏈傳遞和遷移的過程中，含量逐級增加，其富集系數在各營養級中均可達到驚人的程度。

針對這些問題專家學者們就各種硝基苯的環境行為做了相對較多的研究，有硝基苯還原羰化反應制備氨基甲酸酯選擇性的研究，一種硝基苯硝基還原酶及其編碼基因與應用，硝基苯類污染物還原分析的系統誤差等等。其他化合物的吸附研究有螯合有機金屬化合物的吸附方法與氧化鋁基吸附劑，一種親水的酚羥基修飾聚苯乙烯樹脂對酚類化合物的吸附熱力學。

3 研究硝基苯等有機污染物在環境中的來源與歸趨行為的意義

硝基苯等有機污染物在環境中的行為的研究是當今環境科學基礎研究的主題，本文系統的總結了硝基苯類在廢水和土壤中的來源與發展趨勢。研究了國內外科研人員對此類污染物的處理方法及研究現狀。同時探討了土壤有機質對吸附的影響。近年來，國內外環境污染事故頻發，隨著人口的迅速增長和生產力的發展，科學技術的突飛猛進，工業及生活排放的廢棄物不斷地增多，從而使大氣、水質、土壤污染日益嚴重，自然生態平衡受到了猛烈的沖擊和破壞，維護生態平衡，保護環境是關系到人類生存、社會發展的根本性問題。因此通過對相關污染物環境行為的研究與預。可以了解其在土壤環境中的存在狀況和遷移轉化規律，以便控制其污染及提出有效防治措施。研究結論不僅將為污染控制、防止與治理提供理論依據，也可為系統地分析和規劃環境奠定基礎。

【參考文獻】

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[11]王連生.有機污染化學[M].北京：中國科學出版社，1990：9-46.

篇10

關鍵詞：農業面源污染；現狀；危害

隨著我國對環境問題的日漸重視，點源污染已逐步得到了控制和治理，而面源污染問題卻越來越突出。面源污染相對點源污染而言，故又被稱為非點源污染，是指溶解的和固體的污染物從非特定的地點，在降水（或融雪）的沖刷作用下，通過徑流過程匯入收納水體，并引起水體富營養化或其他形式的污染。面源污染具有位置、途徑、數量不確定，隨機性大，分布范圍廣，防治難度大等特點。農業面源污染是面源污染的主要形式之一，是指人們從事農業生產活動時產生的面源污染物，主要來源于禽畜養殖、水產養殖、化肥和農藥施用、農膜使用、秸稈污染、農村居民產生的未經收集處理的生活垃圾以及未能納入規范排放的生活污水等。農業面源污染已帶來和潛在的危害已受到世界各國的高度重視，控制農業面源污染已經成為保護環境的重要任務之一。

1.我國農業面源污染現狀

農業面源污染目前已經成為了一個全球性的環境污染問題，也是我國水體污染的主要原因之一。根據2014年《中國環境狀況公報》，我國七大江河水系均受到不同程度的污染，七大流域和浙閩片河流、西北諸河、西南諸河的國控斷面中，Ⅰ類水質斷面僅占2.8%，Ⅲ類以下水質斷面占71.2%，主要污染指標為化學需氧量、五日生化需氧量和總磷。全國62個重點湖泊中三類水質以下水質湖泊38個，主要污染指標為化學需氧量和總磷，其中太湖為輕度富營養狀態，巢湖為輕度富營養狀態，滇池為中度富營養狀。然而引起水體富營養化的原因，很大程度上是與農業面源污染相關。

農業部2010年公布的《第一次全國污染源普查公報》也顯示全國農業面源污染物排放對水環境的影響非常之大。如表1所示，第一次全國污染源普查中農業源普查對象共2899638個，占總數的48.93%，其中畜禽養殖業1963624個，水產養殖業883891個，典型地區（指巢湖、太湖、滇池和三峽庫區4個流域）農村生活源13884個。普查結果顯示，農業污染源COD、TN、TP排放量分別占總量的43.71%、57.19%、67.27%，其中種植業總氮流失量159.78萬噸，總磷流失量10.87萬噸；畜禽養殖業排放污水中包含化學需氧量1268.26萬噸，總磷16.04萬噸，總氮102.48萬噸；水產養殖業排放污水中包含化學需氧量55.83萬噸，總磷1.56萬噸，總氮8.21萬噸。普查結果進一步證實了我國農業面源污染形式之嚴峻。

我國農業面源污染問題由來已久，但其受重視卻相對滯后。自2011年起，環境統計中

表1 《第一次全國污染源普查公報》中農業源污染物排放量

項目 污染源個數 COD排放量（萬噸） TN排放量（萬噸） TP排放量（萬噸）

污染源總計 5925576 3028.96 472.89 42.32

農業污染源 2899638 1324.09 270.46 28.47

農業污染源所占比例 48.93% 43.71% 57.19% 67.27%

才增加了農業源的污染排放統計，包括種植業、水產養殖業和畜禽養殖業排放的污染物。現有的公報關于農業源的排污統計僅限于COD和氨氮兩個指標，設立的指標還不夠全面。2011-2014年，我國農業源廢水COD和氨氮的年均排放量分別為1142.03和79.18萬噸。農業源COD占我國廢水中排放總量的47.72%，接近50%，且呈現逐年遞增的趨勢；氨氮占31.74%，有略微下降的趨勢[1]。

環保部增加了農業面源污染的排污統計，說明我國對農業面源污染已經越來越重視。但目前農業面源污染形式仍然十分嚴峻，如果不嚴加控制，不僅破壞環境，也會直接影響農業的可持續發展。

2.農業面源污染的危害

農業面源污染對農業生態環境的危害是多方面的，歸納起來，可以分為生態危害、社會危害和經濟危害。生態危害主要包括水體污染、土壤污染和大氣污染；經濟危害則包括由于水體和土壤的污染造成對種植業、漁業和畜牧業的經濟損失，體現為作物產量下降、品質降低、魚類減產等方面。面源污染的社會危害比較復雜，它包括由于水體污染導致的飲用水水質惡化、水產品安全問題，以及由于土壤污染導致的食品安全等問題對人類健康造成的危害等。

2.1農業面源污染的生態危害

生態污染主要包括水體污染和土壤污染，還有一定程度的大氣污染。為提高農業產量，農藥、化肥被過度或不適當施用，農膜廣泛覆蓋卻沒有合理回收，養殖業沒有配套的排污處理設施，秸稈就地焚燒等，這些不恰當的行為都會造成土壤、水體和大氣污染。

2.1.1對土壤的危害

很多不當的農業耕作措施會對土壤造成不可逆的危害。農藥及化學肥料中常含有銅、汞、砷、錫等重金屬及其他非金屬離子，這些重金屬在環境中移動性小、殘留性高，幾乎完全累積在土壤中，導致土壤中重金屬含量過高，加速土壤酸化及鹽分積累，而植物長期吸收后，將造成作物的金屬含量增加，導致枯萎、減產。此外因過度施用農藥，土壤中農藥殘留過高，土壤中農藥殘留量過高會影響土壤微生物的生存，無法進行有機物分解或作物營養鹽轉換，致使土壤肥力下降，影響農作物生長。

農膜如果不進行回收，在土壤中逐年累計，覆膜5年的農田農膜殘留量可達每畝5.2公斤。農膜本身是一種塑料薄膜，大部分的原材料是不可生物降解的高壓聚乙烯或聚氯乙烯，都是不可生物降解的，堆積在土壤中經久不爛。長此以往，埋在土壤中的殘膜不僅會改變或切斷土壤孔隙連續性，影響水分下滲，降低土壤抗旱能力，導致土壤次生鹽堿化；也會阻止土壤中的根系連通，影響作物吸收土壤中的水分和養分，導致作物減產。

2.1.2對水體的危害

在農業面源污染與不同環境要素的相互作用中，與水體之間的作用是最為直接且影響途徑最多、強度最大、范圍最廣的：污染物可以直接排入水體，可隨降水和地表徑流進入水體，可通過水土流失進入水體，也可通過大氣沉降進入水體，總之所有的農業源污染物通過多種途徑最終都會有一部分是進入水體的。

農業面源污染導致水質惡化和水體富營養化。過度和不合理施用農藥、化肥，導致大量的氮、磷和有害物質進入河流、湖泊、水庫等地表水體，使水域生態系統富營養化，水體缺氧、變質，浮游生物大量繁殖，河道淤堵，耐污物種爆發，水生生物死亡，水生態系統失衡，同時污染物還會隨滲濾、淋流等途徑污染地下水體。根據環保部調查結果顯示，農田、畜禽養殖和農村居民生活排污是造成流域水體富營養化的主要原因，其貢獻率遠超過工業點源污染和生活點源污染。

2.1.3對大氣的危害

農業生產過程中會產生CO2、CH4及N2O等溫室效應氣體。農民所施用的氮肥會使土壤中的含氮量增加，氮經由土壤的硝化作用及脫氮作用產生N2O排放到大氣中，產生溫室效應。此外，我國每年有大量的秸稈被就地焚燒，秸稈焚燒除了會產生肉眼不可見的CO、CO2、SO2、氮氧化物等溫室氣體和有害氣體外，還會產生顆粒物加劇霧霾，成為霧霾的“幫兇”。

2.2農業面源污染的社會危害

2.2.1污染水體，危及飲用水安全

農業面源污染已經成為我國水體污染的主要來源，大量湖泊、水庫面臨水體富營養化，地下水污染也由點到面，由淺層到深層。近年來，中央和地方加大了城鄉飲用水年安全保障，采取了一系列措施解決城鄉居民的飲用水安全問題，但我國目前飲用水安全形勢仍然十分嚴峻，危及城鄉居民飲用水安全。

2.2.2污染土壤，危及糧食與蔬菜安全

農業源導致的土壤污染主要包括兩方面：一方面是病原體污染，主要是由人畜的排泄物、生活污水和生活垃圾導致的，被病原體污染的土壤會傳播疾病，直接危害居民健康；另一方面是有毒物質污染，主要是由于過度施用農藥、化肥、使用農膜等不恰當的耕作措施導致的。土壤污染的農田種植糧食、蔬菜等農作物，可能導致生產的糧食、蔬菜中農藥、重金屬、化學激素和其他有毒物質超標，危害人體健康。

2.3農業面源污染的經濟危害

農業面源污染因其污染的分散性和廣泛性，每年都會造成巨大的、不可估量的經濟損失，主要包括由于水體和土壤的污染造成對種植業、漁業和畜牧業的經濟損失，以及土壤營養物質流失造成的經濟損失。我國雖然沒有全國性的農業面源污染經濟損失研究，但部分學者對區域性的農業面源污染經濟損失進行了估算。鮑秋萍利用Johnes輸出系數模型對2010年福建省農業面源污染TN、TP流失的損失進行估算，總損失約為73.323億元，其中畜禽養殖污染物流失損失最大，約合人民幣42.109億元，農村生活流失損失次之，約合人民幣18.855億元。范良千等同樣用Johnes輸出系數模型估算了2009年浙江省的農業面源污染中農業種植、禽畜養殖和農村生活TN、TP流失所造成的經濟損失，總損失共計23.29億元，其中農業種植損失最大，約12.92億元[2]。我國目前對于農業面源污染造成的經濟損失還沒有一個系統性的估算和統計，但從已有的區域性研究中可以看出，農業面源污染在經濟效益方面帶來了巨大的損失。所以要從造成非點源污染的根源出發，尋求適合的農業發展模式和技術，減少浪費，擴大經濟效益。

3.結論

農業面源污染已經成為我國目前的主要環境問題之一，其在造成嚴重的環境污染同時，也帶來了巨大的經濟損失，還嚴重威脅到了人體健康，所以防治農業面源污染刻不容緩。目前農業面源污染的治理措施主要包括工程技術性措施和非工程性措施，在政策、法律上要對農業生產活動進行規范；在技術上要實施源頭控制為主，輔之以過程控制并加強末端控制。

參考文獻：