土壤微生物研究方向范文

导语：如何才能写好一篇土壤微生物研究方向，这就需要搜集整理更多的资料和文献，欢迎阅读由公务员之家整理的十篇范文，供你借鉴。

篇1

关键词：林地；土壤微生物；土壤肥力；影响因素；展望

1 林地土壤微生物研究概况

森林土壤微生物是栖居在森林土壤中的细菌、放线菌、真菌、显微藻类和原生动物等微小的生物，是森林生态系统的组成成分之一。在生态系统中，微生物分解有机质并将其转化为无机物，使之重新被植物利用，是分解者；同时，微生物又可将无机物合成为有机物，并转化有机物，因而又是生产者。土壤微生物与植物在根际微环境中进行着复杂频繁的互作。土壤有益微生物通过其代谢活动，提高土壤中植物营养元素的有效性，改变了植物根系生理状态，最终促进了植物的定植、生长和发育；植物通过其根际分泌物影响着土壤微生物的群落结构和代谢活性。土壤微生物与植物相互作用不是完全独立的，还受到土壤、温度、水分等多种环境因素影响，进一步研究植物、土壤微生物与环境关系，特别是研究植物——土壤——微生物所构成的系统可为今后进行绿色农业、林业保护和环境保护等提供更有价值的信息。20 世纪70 年代以来， 国内外对森林土壤微生物进行了广泛深入的研究。其中，在林地土壤微生物区系、根际微生物区系、微生物在土壤养分转化与循环、生态平衡、土传植物病害、固氮作用以及林业技术措施对土壤微生物影响等方面做了大量工作[1]。

2 林地土壤微生物数量与土壤肥力的关系

土壤微生物直接参与土壤中碳、氮的循环，土壤腐殖质的形成以及无机元素的转化过程，在土壤的形成和创造肥力的过程中起着极为重要的作用，土壤微生物的种类和数量是评价土壤肥沃程度的一个重要指标。因此，通过对土壤中微生物数量的测定，可以了解土壤的肥力状况。

林地土壤中3大类微生物的数量，通常是作为森林土壤生物活性高低的重要标志之一。在森林土壤生态研究中，通常把芽孢杆菌、荧光杆菌及一些有色细菌的数量作为森林土壤肥力高低的重要标志。土壤微生物数量直接影响土壤生物化学活性及土壤养分的组成与转化，是林地土壤肥力的重要指标，其作用大小可用偏相关系数衡量。真菌与有机质极显著相关，与全氮、全磷、有效钾显著相关；细菌与有效氮、有效磷极显著相关；放线菌与全磷显著相关；土壤微生物总量与土壤水解氮、速效磷呈显著正相关[2]。因此，可以用土壤微生物数量来判断土壤肥力状况。

3 林地土壤微生物数量的影响因素

土壤微生物数量随林型、植被不同而变化。黑松×刺槐、黑松×麻栎、黑松×紫穗槐混交林均高于黑松纯林。松柏混交林土壤微生物数量高于松树纯林和无林地。苏南丘陵区黄棕壤上阔叶林、针阔混交林>针叶林；混交林>纯林；林地>荒地。油松刺槐混交显著改善了林地土壤生物学特征，土壤细菌、真菌和放线菌以及固氮菌、磷细菌、钾细菌的种群数量较纯林均明显增多，土壤质量明显改善。

土壤微生物数量随林龄改变而表现出一定的动态变化趋势。马占相思林和柚木纯林土壤微生物，其数量随林龄增加而增加。杉木人工林不同发育阶段土壤微生物数量变化趋势为高——低——高。究其原因，从幼龄林到中龄林，随着林冠的郁闭，林下植被盖度急剧下降，而从中龄林到成熟林随着密度及郁闭度下降，林下植被盖度逐渐得到恢复，从而使微生物总数呈现出高——低——高的规律性变化。土壤微生物的总量变化除与林木的生长有关外，还与土壤含水量及温度有一定的相关性。

微生物数量在森林土壤不同土层中分布不同。曾思齐对湘东丘陵区次生林下土壤0～20 cm、20～40 cm、40～60 cm、60～80 cm 土层的微生物数量进行分析，结果表明土壤微生物主要分布在0～20 cm的土层。随着土层加深，微生物数量迅速减少，呈现自上而下逐渐减少的趋势。

在不同的土壤类型上微生物数量有差别。土壤微生物在有机质含量高，水热状况及通气性良好的土壤中居多，也就是说土壤理化性状优良的土壤的微生物数量更多。

4 研究展望

目前我国森林土壤微生物的研究较多，但与欧美国家相比仍存在较大差距，整体研究水平亟待提高。因此追踪国际森林土壤生物学发展的前沿和热点，深入新领域、新技术的研究与开发。为此，应特别关注以下两个方面的研究工作：①森林土壤微生物与环境变化。重视森林土壤温室气体变化规律研究，进一步探讨温室气体浓度升高条件下森林土壤微生物的响应机制和生物学机理。②森林土壤微生物多样性及功能。采用分子生物学技术、同位素标记技术深人分析土壤物质与养分循环过程及相关的土壤微生物生物类群。

参考文献

篇2

（1．黑龙江八一农垦大学生命科学技术学院，黑龙江 大庆 163319；2．大庆市农业技术推广中心，黑龙江 大庆 163411）

摘要：采用小区试验，研究沼渣微生物菌剂和龙疆微生物菌剂对土壤中细菌、放线菌和真菌数量及土壤酶活性的影响，测定菌剂施用后谷子株高和产量性状。结果表明，2种菌剂的施用均可提高谷子抽穗期根际土壤中细菌和放线菌的数量，降低真菌的数量，增强谷子抽穗期根际土壤中脲酶、蛋白酶、蔗糖酶、磷酸酶、过氧化氢酶的活性，促进谷子拔节期、抽穗期、成熟期株高，提高谷子的穗长、穗粒重和产量。与龙疆菌剂相比，沼渣菌剂对谷子抽穗期根际土壤中细菌和真菌数量，对抽穗期根际土壤中蛋白酶、蔗糖酶、磷酸酶的活性，对谷子的穗长、穗粒重和千粒重的影响均无差异。但当施用量达112．5 kg／hm2时，沼渣菌剂处理的谷子产量显著低于龙疆菌剂处理的谷子产量。可见，在微生物菌剂常规施用范围内，沼渣菌剂可代替龙疆菌剂中的载体用于微生物菌剂的生产，沼渣微生物菌剂可显著促进谷子产量的提高。

关键词 ：沼渣；微生物菌剂；微生物数量；土壤酶活；谷子

中图分类号：S141．9 文献标识码：A 文章编号：0439－8114（2015）16－3868-04

DOI：10．14088／j．cnki．issn0439－8114．2015．16．009

收稿日期：2015－05－28

基金项目：黑龙江八一农垦大学大学生创新项目；黑龙江省科技攻关项目（GZ11B108）；黑龙江省高校创新团队建设计划项目（No．2012TD006）；

黑龙江八一农垦大学学成、引进人才科研启动计划（XDB2015－26）；黑龙江八一农垦大学研究生创新项目（YJSCX2015－Y55）

作者简介：毕少杰（1990－），男，河北邯郸人，硕士研究生，研究方向为农业废弃物资源化的利用，（电话）18945900610（电子信箱）bishaojie1990＠163．com；

通信作者，王彦杰（1972－），男，黑龙江大庆人，博士，教授，主要从事农业废弃物资源化利用研究，（电话）13936743610（电子信箱）wangyanjie1972＠163．com。

厌氧发酵的剩余物沼渣是由没有完全分解的原料及新产生的部分微生物菌体和代谢产物组成。原料的不同造成沼渣营养成分差异较大。厌氧发酵原料一般60％以上转化成生物气，35％滞留于沼渣中，其余留存于沼液中。沼渣中氮、磷、钾等营养成分的含量高于沼液。另外，沼渣通过厌氧消化处理，病菌和虫卵的生长受到抑制或被杀死，是一种相对卫生的肥料。中国建设起来的大中型沼气工程多为国家扶持项目，重在建设，轻视运行；重在产气量，忽视发酵剩余物的有效处理，这种现象在一定范围内存在。沼渣一般作为厌氧发酵后的一个副产品来对待，而不是作为生态农业中的一个重要环节来考虑。重视农业资源化利用的国家已把厌氧发酵处理作为实现农业废弃物循环利用的一个重要途径［1］。另外，沼渣肥的应用还缺乏规范的指导，沼渣肥一般称为沼渣有机肥，而其有机质含量不足10％［2］，达不到中国要求的有机肥料中有机质含量要达到45％的标准［3］。而沼渣肥的施用方式主要是直接做基肥或追肥［4，5］，施用时需要开沟或翻埋，而相应的施肥设备研制相对落后，致使施肥时需要投入较多的劳动力。沼渣肥施用过程中的脏、累和效率低等问题影响了农户应用沼渣肥的积极性。

生物肥是一类含有特定功能微生物的制品，通过微生物的活动，直接提供养分或活化土壤养分从而促进作物生产，提高产量和改善品质，主要包括微生物菌剂、复合微生物肥料及生物有机肥。生产生物肥的原料多为腐熟的畜禽粪便及农副产品加工废弃物。其中微生物菌剂所用的载体主要要求达到无害化［6］，而对所用的有机质含量无要求。因此，以沼渣作为微生物菌剂的载体材料，在资源化利用沼渣的同时，还可生产出优质的农用微生物菌剂产品。本文采用牛粪与餐厨垃圾混合厌氧发酵后的沼渣白黏土与微生物菌液混合制成农用微生物菌剂，以市售农用微生物菌剂产品为对照，研究供试微生物菌剂对谷子生长的影响，探索利用沼渣的新途径。

1 材料与方法

1．1 试验材料

供试谷子品种为金谷1号，早熟品种，抗病、抗旱、抗倒伏。适宜黑龙江省第一、第二积温带和第三积温带上限地区种植。播种前用清水漂洗，去除漂浮在上层的瘪谷及杂质，自然晾干后播种。沼渣为餐厨垃圾与牛粪混合发酵剩余物充分沉降后的沉淀物，经自然风干后备用。

沼渣微生物菌剂（沼渣菌剂）所用菌种为Pseudomonas pulida和Enterobacter cloacae，系黑龙江省科技厅国际交流合作项目引进菌种；所用载体为沼渣和白黏土（质量比为8．5∶1．5）。将沼渣和白黏土按比例充分混合后，加入Pseudomonas pulida和Enterobacter cloacae的发酵菌液，采用挤压造粒技术生产出粒径为2．0～4．0 mm、有效活菌数≥1．0 亿／g的颗粒菌剂。市售的农用微生物菌剂产品为龙疆恩地农用微生物菌剂（龙疆菌剂），由黑龙江省牡丹江农垦龙疆肥业有限公司提供，有效活菌数≥1．0 亿／g的颗粒菌剂，所用载体主要为鸡粪、腐殖酸和白黏土，菌种同沼渣菌剂。

1．2 试验设计

试验在黑龙江省肇东市尚家镇农户家的耕地进行，前茬为玉米，地势平坦，肥力均匀，施掺混肥375 kg/hm2做底肥一次性施入。土壤性质为有机质27．1 g/kg，全氮0．48 g/kg，速效磷32．6 mg/kg，速效钾193．2 mg／kg。小区面积19．5 m2（行长5 m、行距65 cm、6行区），另设保护行两垄。沼渣菌剂及市售菌剂均以基肥施入，施用量分别为37．5、75．0和112．5 kg/hm2，以不施微生物菌剂处理作对照，每处理3次重复。采用豁沟浇水宽播的方法，全生育期内除草、中耕等按当地大田生产标准方式进行管理。

1．3 测定指标及方法

在谷子抽穗期，采用5点混合法，用铁锹取谷子根部，用抖土法收集根部土壤，分别装入无菌塑料袋，其中部分新鲜样品用于土壤微生物数量的测定，剩余土壤样品在避光通风处风干土壤用于酶活性的测定。土壤脲酶、磷酸酶、蛋白酶、蔗糖酶、过氧化氢酶活性的测定分别采用奈氏比色法、磷酸苯二钠法、茚三酮比色法、3，5－二硝基水杨酸比色法和高锰酸钾滴定法［7］。根际土壤微生物数量的测定采用常规稀释平板法，细菌采用混菌法接种，真菌和放线菌采用涂抹法接种［8］。

2 结果与分析

2．1 2种菌剂对抽穗期根际土壤微生物数量的影响

土壤微生物主要由细菌、真菌和放线菌组成，其数量与活性直接影响着土壤腐殖质的合成与有机物的分解。从表1可见，与对照相比，供试菌剂处理量达到75．0 kg/hm2时，细菌的数量显著增加；供试菌剂施用量达到37．5 kg/hm2时，真菌的数量显著低于对照；在沼渣菌剂和龙疆菌剂的施用量分别达到112．5和37．5 kg/hm2时，放线菌的数量显著高于对照。

2种菌剂相比，在供试施用量范围内，细菌和真菌数量差异不显著；当供试菌剂施用量达到37．5 kg/hm2以上时，沼渣菌剂处理的放线菌数量显著低于龙疆菌剂的处理。

2．2 2种菌剂对抽穗期根际土壤酶活性的影响

土壤酶活性是土壤能量代谢、物质转化和土壤质量高低的一个重要生物指标。

脲酶是土壤中氮素转化必需的一种酶，土壤的供氮能力可以用脲酶的活性来表示［9］。由表2可以看出，沼渣菌剂施用量在75．0 kg／hm2以上的处理可显著提高脲酶的活性，供试龙疆菌剂的所有处理均可显著提高脲酶的活性。2种菌剂相比，施用量在112．5 kg／hm2的处理，沼渣菌剂处理的脲酶活性显著低于龙疆菌剂的处理。

土壤蛋白酶是以蛋白质为底物进行水解，水解产生短肽，短肽水解产生氨基酸，水解的产物作为植物氮源被利用，因此土壤蛋白酶的活性高低可以体现出土壤氮素的营养状况［10］。蔗糖酶也称为转化酶，其活性可以反映土壤中氮素的转化情况，促进土壤中易溶性物质的增加，是体现土壤肥力的一个重要指标［11］。磷酸酶在土壤中有机磷化合物的水解过程中起重要作用，可以促进有机磷脱磷，将无效磷转化为植物可吸收的有效磷。2种菌剂的施用量在37．5 kg／hm2以上的供试处理均可显著提高土壤蛋白酶、蔗糖酶和磷酸酶的活性。2种菌剂相比，在供试施用量的处理范围内土壤蛋白酶、蔗糖酶和磷酸酶的活性差异不显著。

过氧化氢酶是一种保护酶，参与土壤微生物的呼吸代谢及一些氧化还原反应，消除有害的过氧化氢。过氧化氢酶活性与土壤微生物数量、活性及土壤肥力有关［12］。与对照相比，2种菌剂的施用量在37．5 kg／hm2以上的供试处理均可显著提高土壤过氧化氢酶的活性。2种菌剂相比，在供试施用量范围内，施用量37．5 kg／hm2以上时龙疆菌剂处理的土壤过氧化氢酶的活性显著高于沼渣菌剂的处理。

2．3 2种菌剂对不同生育期谷子株高的影响

从表3可知，2种菌剂对谷子苗期株高没有影响。在拔节期，沼渣菌剂的施用量在75．0 kg／hm2、龙疆菌剂的施用量在37．5 kg／hm2以上的处理的株高均显著高于对照。2种菌剂的施用量在37．5 kg／hm2以上的处理均可显著提高抽穗期和成熟期的株高。

供试的2种菌剂相比，只有施用量达到112．5 kg／hm2的处理，在谷子的成熟期和抽穗期，沼渣菌剂处理的株高显著低于龙疆菌剂的处理。供试的其他生育期和施用量，2种菌剂处理的株高相比差异不显著。

2．4 2种菌剂对谷子产量性状的影响

2种菌剂对谷子产量性状的影响见表4。与对照相比，2种菌剂不同施用量的处理均可显著提高谷子的穗长和穗粒重，对千粒重无影响。2种菌剂的施用量在37．5 kg／hm2时，谷子的产量显著提高；随施用量的增加，沼渣菌剂处理的产量不再增加，而龙疆菌剂的施用量达到112．5 kg／hm2时，谷子的产量显著高于其他施用量的处理。2种菌剂相比，在供试施用量范围内，2种菌剂处理的穗长、穗粒重和千粒重均无差异；在施用量为112．5 kg／hm2时，龙疆菌剂处理的谷子产量显著高于沼渣菌剂的处理。

3 小结与讨论

微生物菌剂是以畜禽粪便、农副产品加工废弃物等为载体，含有功能微生物的生物肥料。将其施入土壤中可以起到“接种”的作用，为土壤提供一定的有益微生物菌源［13］。土壤微生物的群落结构和活性对保持土壤肥力具有重要意义。土壤微生物的组成会受到施肥模式［14］、耕作方式［15］的影响。有研究表明，施加农用微生物菌剂可以使作物根际微生物的类群发生改变［16，17］。通过对根际微生物数量的研究表明，2种菌剂均可提高细菌和放线菌的数量，并呈现随应用剂量的提高而增加的趋势。细菌可促进土壤养分的转化；放线菌可促进土壤有机质的转化，还可以产生具有一定拮抗土传病害的抗生素。2种菌剂处理可显著降低土壤中真菌的数量。而真菌的数量减少可以降低真菌病害发生的风险［18］。在供试菌剂施用量处理范围内，沼渣菌剂处理的放线菌数量显著低于龙疆菌剂的处理，而2种菌剂处理的细菌和真菌数量无差异。放线菌数量的差异可能与2种菌剂所含有机质含量不同有关。土壤中放线菌的数量与有机质的施用量直接相关［19］，而沼渣菌剂的有机质含量低于龙疆菌剂，可能与龙疆菌剂中含有相对较高的有机质促进了放线菌的生长有关。

植物根系和土壤微生物的分泌产生土壤酶［20］，其活性是土壤肥力的一个标志，也是有机养分在土壤中进行转化的一个重要影响因素［21］。土壤中碳、氮和磷等的转化与土壤中脲酶、磷酸酶和蔗糖酶的活性密切相关［22］。过氧化氢酶的活性随土壤有机质含量的提高而升高［23］。本研究中发现供试2种菌剂可显著提高土壤脲酶、蛋白酶、蔗糖酶、磷酸酶和过氧化氢酶的活性。2种菌剂相比，龙疆菌剂施用量在112．5 kg／hm2的处理，沼渣菌剂处理的脲酶活性显著低于龙疆菌剂的处理；而龙疆菌剂处理在较低的施用量37．5 kg／hm2时，过氧化氢酶活性显著高于沼渣菌剂处理。表明相对沼渣菌剂处理，龙疆菌剂处理对脲酶和过氧氢酶的活性的影响更明显。

农用微生物菌肥中含有分解磷、钾或具有促生作用的微生物菌体，可以促进有机质的分解，使无效养分有效化，有的微生物菌种还可以分泌一些促进作物生长的激素类物质。本研究中供试的2种微生物菌剂所有的菌种为Pseudomonas pulida和Enterobacter cloacae，前期研究利用2种菌制作的生物肥对水稻生长的影响，结果表明生物菌肥不仅可以促进水稻的生长，还可以解除残留量为0．03 ?滋g／kg氯嘧磺隆对水稻生长的抑制［24］。本研究中2种菌剂的施用均可促进谷子拔节期、抽穗期和成熟期谷子的株高；在施用量达到112．5 kg／hm2时，龙疆菌剂对谷子株高的促进作用要显著高于沼渣菌剂的处理。2种菌剂的处理对谷子千粒重没有显著的影响，而显著促进了穗长和增加了穗粒重。在施用量为37．5和75.0 kg／hm2时，2种菌剂对谷子增产效果无差异。2种菌剂的应用可显著提高谷子的产量，但随着沼渣菌剂施用量的增加，产量增加不显著；龙疆菌剂的处理在施用量达到112．5 kg／hm2时产量最高。

综上所述，以沼渣作为微生物菌剂的载体材料，在资源化利用沼渣的同时，生产优质的农用微生物菌剂产品是可行的。

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篇3

[关键词]土壤多环芳烃富集修复

多环芳烃(Polycyclic aromatic hydrocarbons,简称PAHs)是指由两个或两个以上高温获得的苯环以直链状、角状或簇状排列中性或非极性持久性有机化合物,它具有强致癌、致畸、致突变性。自从Blumer在土壤中第一次发现PAHs以来,PAHs引起了人们的广泛关注[1]。共轭体系使PAHS具有低溶解性和较强的憎水性,能强烈地分配到土壤有机质中,土壤已成为PAH的重要归宿,承担着其90%以上的环境负荷。PAHs进入土壤后可通过挥发、迁移以及食物链等进入其它环境介质和生物体,从而给人类健康带来风险。因此,PAHs在土壤中的存在及其环境行为已成为一个热点问题。

1PAHs来源分析

美国环保署(USEPA)优先污染监测物中包括16种PAHs(萘、苊、苊烯、芴、菲、蒽、荧蒽、芘、苯并(a)蒽、屈、苯并(b)荧蒽、苯并(k)荧蒽、苯并(a)芘、茚并(1, 2, 3-cd)芘、二苯并(a,h)蒽、苯并(ghi)芘),我国国家环保局第一批公布的68种优先污染物中,PAHs有7种。这些多环芳烃的来源可分为天然源和人为源。天然源包括陆地和水生植物、微生物的生物合成,森林、草原的天然火灾,火山活动;人为源主要是各种矿物燃料(煤、石油、天然气等)、木材、纸以及其他含碳氢化合物的不完全燃烧或在还原气氛下热解形成的有机物。人类活动特别是化石燃料的不完全燃烧产生的多环芳烃是环境中多环芳烃的主要来源。随着全球工业的快速发展,越来越多的多环芳烃进入到环境中。近年来,已有较多关于PAHs来源的报道,并且不同层次土壤多环芳烃来源迥异。

不同环数PAHs相对丰度可以反映其来源,通常4环及4环以上PAHs主要来源于高温燃烧,而2环和3环PAHs主要来源于石油类污染。有学者研究认为,可以用同分异构体的比值,如菲(Phe)/蒽(Ant)、荧蒽(Fla)/芘(Pyr)来分析PAHs的来源,Yunker等研究表明,当Fla/(Fla+Pyr)比值大于0.5时, PAHs主要来源于草、木和煤等燃烧;小于0.5时,则主要源于石油产品,其中当比值处在0.4～0.5时,PAHs主要来源于汽车尾气排放; Venkataraman的研究指出高苯并[k]荧蒽含量水平是柴油动力燃烧的重要指示[2]。

2PAHs在土壤中的迁移、富集

PAHs主要通过两种途径进入土壤:一是PAHs随同大气颗粒物沉降于土壤表面;二是大气以气相状态存在的PAHs随雨水进入土壤。在土壤中,PAHs将发生一系列的物理、化学和生物行为,其中一部分污染物降解或转化为无害物质;一部分通过挥发等途径进入其它相中;还有一部分会长期存在于土壤环境中,进而对环境产生长期和深远的影响。PAHs在土壤环境中的迁移及其生物有效性通常取决于它们与土壤不同组分的相互作用,土壤有机质和黏土矿物通常被认为是影响有机污染物在土壤环境中行为的两个最重要因素。倪进治等研究表明轻组中PAHs的含量远远超过重组中PAHs的含量,这是因为有机质是PAHs的主要吸附剂,而轻组主要是由不同分解程度的植物残体和一些微生物结构体组成的有机质组分,有机质的含量远远高于重组,因而对PAHs的吸附量也高于重组。倪进治等对农业土壤不同粒径组分中PAHs的分配特征研究表明,菲和苯并(a)芘在粗砂粒和细砂粒中含量较高,也是因为这两个组分中轻组有机质含量较高的原因。

陈静等研究表明土壤对 PAHs的吸附平衡时间与PAHs的结构有关,高环多环芳烃吸附平衡时间短。6环苯并芘(Bgp)1.5h吸附量趋于稳定,5环苯并芘(Bap)达到吸附平衡需5h,低环PAHs(

* 基金项目:福建省科技厅重点项目(2007Y0003)。

张枝焕等研究天津地区典型土壤剖面发现土壤表层萘系列化合物含量高,其次是菲系列化合物,四环以上的芳烃化合物含量相对较低;剖面表层至30～40cm多环芳烃化合物含量相对较高,随着深度增大含量明显降低。

Wang等(2001)研究了美国波士顿港底泥不同粒组中PAHs的含量,认为底泥中较粗的砂粒( > 250μm)中PAHs含量最高[4];Müller等(2000)的研究中,粉砂粒组中的PAHs含量最高[5];丁爱芳等研究太湖地区3种代表性水稻土中不同粒径团聚体颗粒组中PAHs的含量存在分异发现,太湖地区< 2μm粒径的细团聚体颗粒组和200～2000μm粒径的砂粒级团聚体颗粒组中PAHs含量高,属于PAHs富集团聚体颗粒组;而20～200μm和2～20μm粒径的团聚体颗粒组中PAHs含量都低于本土,属于PAHs亏缺团聚体颗粒组[6]。

3受PAHs污染土壤的修复

多环芳烃水溶性差、辛醇¬―水分配系数高,它们常被吸附于土壤颗粒上,因此土壤就成为多环芳烃的主要载体,土壤中多环芳烃可以由植物根系吸收进入植物体,在植物体内发生迁移、代谢和积累,并通过食物链危及人们的健康,因此多环芳烃污染土壤的修复研究倍受关注。

多环芳烃污染土壤的修复主要集中在三个方面:(1)植物修复。植物修复是利用植物吸收、降解以及根际圈降解的作用方式将污染物从环境中彻底去除, 具有处理费用相对低廉、对环境扰动少和资源可持续利用的特点。(2)微生物修复。土壤中存在着大量依靠有机物生活的微生物, 如细菌、真菌、放线菌等,具有氧化分解有机物的巨大能力。微生物代谢PAHs的方式有两种:①以PAHs为唯一碳源和能源;②PAHs与其他有机质进行共代谢。(3)植物―微生物联合修复。植物-微生物修复技术是指植物在生长时,其根系为微生物提供旺盛的最佳生长繁殖场所,从而微生物在该过程中增强对有机污染物的降解。

3.1 微生物修复

微生物修复是研究得最早、最深入、应用也最为广泛的一种生物修复方法。不同微生物对不同PAHs有不同降解能力(降解速率、降解程度);而不同的PAHs对于不同的微生物降解也有不同的敏感性。一般来说,随着PAHs苯环数的增加,其微生物可降解性越来越低。由于土壤中很少有能直接降解4环及4环以上高分子量的多环芳烃的微生物,所以高分子量的PAHs的降解要依赖共代谢作用和类似物。有实验观察到Beijerinckia不能以苯并蒽作为碳源和能源生长,但该菌在有联苯、水杨酸作为诱导底物生长后可以氧化苯并蒽。水杨酸的存在还能提高Pseudomonas Putida NCIB9816降解萤蒽和苯并芘的能力。丁克强[7]等研究指出不同土壤酸度中土壤微生物对PAHs降解作用不同,在酸性土壤中,有利于B[α]P的降解,在pH值接近中性土壤中,有利于菲的降解。国内的一项研究表明,对苯并(a)芘的降解,土壤微生物群体比灭菌后接种单一微生物降解效果好。

微生物修复研究在人工模拟污染条件下或实验室中已经获得了比较满意的修复效果,但在自然条件下,PAHs污染土壤往往是多种污染物混杂、土著微生物种类和数量繁多又难以人为控制的系统。在这样多重的压力下,又缺少辅助支持,降解微生物不是被抑制就是被消灭,因此不能发挥其应有的降解作用。

3.2 植物修复

近年来,国内外已经开展了许多植物修复多环芳烃污染土壤的研究。研究表明植物根区微生物密度增加,PAHs的降解也增加,而且植物对难降解PAHs的生物去除有明显强化作用,在植物生长条件下,菲的降解率平均提高0.3%～1.1%,芘的降解率平均提高2.4%～53.8%。另一项研究也表明,在有苜蓿草存在的条件下,土壤微生物的降解功能增强,PAHs总量的平均降解率比无植物对照土壤提高2.0% ～4.7%。Qiu等[8]研究了十二种草对多年污染的粘土中PAHs的吸附和代谢,发现PAHs主要集中在根部,草的茎叶组织中未检测到PAHs,这有利于植物修复技术的大面积应用。

植物修复虽然具有其他方法无法比拟的优点,但是它也有自身的缺点,植物修复过程比物理化学修复过程缓慢,因此比常规治理(挖掘、场外处理) 周期长,效率低。某些植物对土壤、气候等条件有一定要求,植物受病虫害袭击时会影响其修复效果。此外,植物修复受污染物浓度的限制,只有在植物能承受的浓度范围内,植物修复才能进行。

3.2 植物-微生物联合修复

目前,植物-微生物联合修复已成为土壤修复领域研究的热点。该技术可以将植物修复与微生物修复两种方法的优点相结合,从而强化根际有机污染物的降解。土壤微生物本身也能降解多环芳烃,但降解能力较弱,在植物存在条件下,其降解能力能提高2%～4.7%。目前PAHs污染土壤的植物-微生物联合修复主要侧重植物与专性降解菌的联合修复和植物与菌根真菌的联合修复两个方面的研究。

Leyval等[9]发现,接种菌根菌(Glomus mosseae)能提高黑麦草在PAHs(蒽)土壤中的存活率,并促进植物的生长,在5g/kg时只有菌根化植物能生存。韭葱、玉米、黑麦草和三叶草接种菌根后,菌根真菌不仅能增加其对寄主植物对营养和水的吸收,提高其对不利环境的抗逆性,而且也能增加其对PAHs等有生理毒性有机污染物的生物有效性,提高其吸收效率,增加其矿化率。Binet等[10]证实,在蒽严重污染的工业土壤中,菌根化黑麦草明显比非菌根化黑麦草存活率高,菌根化植物根际蒽的降解也明显比对照高,这可能是真菌菌根加速了蒽的降解。

在微生物-植物联合修复体系中,理想的植物应:①有强大的须根系,最大可能地提供微生物活动的根表面面积;②能够适应多种有机污染物,并生长旺盛,有较大的生物量;③根系要深,能够穿透较深的土层。

除上述三种修复方法,目前有学者利用超临界液体、有机溶剂或表面活性剂来提取土壤中PAHs,增加其移动性,以便更好的进行修复。但研究表明加入表面活性剂对PAHs的降解可能产生正的或负的效果,也有可能没有效果。此外,表面活性剂也可能会吸附在土壤颗粒上,而从土壤中除去表面活性剂也可能需要很长时间。所以对于降解土壤中PAHs的措施还有待进一步研究。

4研究展望

目前,土壤中多环芳烃污染特征已研究较多,但我国至今没有制定出土壤中PAHs的允许浓度,在一些相关研究中采用荷兰或者欧洲的土壤标准来对我国土壤中多环芳烃的污染状况进行评价;而且土壤中PAHs的研究多集中在土壤表层,对深层次的研究较少。因此以后的研究有待在以下几方面加强:

4.1 土壤中PAHs迁移转化规律。目前对土壤中PAHs的研究较多停留在表层,而不同环数的PAHs迁移转化是不同的,因此需要深层次的研究。

4.2 研究不同土壤团聚体大小对PAHs富集以及修复的影响较少,有待加强。有研究指出PAHs在< 2μm粒径和200～2000μm粒径的团聚体颗粒组有明显富集现象,也有研究表明在大团聚体颗粒中PAHs含量高,而在细沙粒和粘粒中PAHs含量低,目前为止还没有统一的说法,需要进一步论证。

4.3 不同尺度土壤中PAHs时空分布研究报道较少。通过研究不同尺度PAHs时空分布规律对于PAHs降解有重要意义。

参考文献:

[1] Wolfgang Wilcke. Polycyclic Aromatic Hydrocarbons (PAHs) in Soil- a Review[J]. J. P lant N utr. So il Sci., 2000, 163: 229 248.

[2] Venkataraman C, Lyons J M , Friedlander S K. Size distributions of polycyclic aromatic hydrocarbons and elemental carbon. I. sampling, measurement methods, and source characterization[J]. Environmental Science and Technology,1994。28(4):555 562.

[3] 陈静, 王学军, 胡俊栋, 陶澍,刘文新. 多环芳烃(PAHs)在砂质土壤中的吸附行为[J]. 农业环境科学学报. 2005, 24(1): 69 73.

[4] Wang X C, Zhang Y X, Chen R F. Distribution and partitioning of polycyclic aromatic hydrocarbons ( PAHs ) in different size fractions in sediments from Boston Harbor, United States [J]. Marine Pollution Bulletin, 2001, 42: 1139 1149.

[5] Müller S, WilckeW, KanchanakoolN, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) and polychlorinated biphenyls (PCBs) in particle-size separates of urban soils in Bangkok Thailand [J]. Soil Science, 2000, 165: 672 680.

[6] 丁爱芳, 潘根兴, 李恋卿. 太湖地区几种水稻土团聚体颗粒组中PAHs的分布及其环境意义[J]. 环境科学学报, 2006, 26(2): 293 299.

[7] 丁克强, 王奎武, 薛云波等. 土壤中多环芳烃的降解与土壤酸度及微生物的关系. 南京工程学院学报: 自然科学版, 2006, 4(4): 9 15.

[8] Qiu X. , Leland T.W. , Shah S. I. , et al. Field study : Grassremediation for clay soil contaminated with polycyclic aromatichydrocarbons. Phytoremediation of Soil and Water Contaminants, American Chemical Society, Washington DC, 1997, 186 199.

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关键词：绿肥；水稻；产量

中图分类号：S572 文献标识码：A 文章编号：1674-0432（2011）-03-0099-1

种植绿肥是培肥地力、保护生态环境的有效措施，种植绿肥当季作物产量差异不显著，但能满足下季作物对时间和空间的需求，满足下季作物对养分的需要，为下季作物获得高产奠定基础。

1 材料与方法

1.1 供试材料及方法

试验安排在桐梓县小水乡田上村沙嘴组石建军责任地进行，当地海拔600m，地势平坦，交通方便。供试土壤为潮泥土，土壤肥沃，土层深厚，质地疏松，其土壤理化性质为：有机质33.5g/kg，全氮1.81g/kg，有效磷19.23mg/kg，有效磷56mg/kg，缓效钾226mg/kg，PH值7.24。参试绿肥品种为紫云英，水稻品种冈优725，种子由桐梓县农牧局提供。

试验于2009年10月15日进行，选择地势平坦，土壤肥力均匀，交通方便的田块，将该田块划分为面积一样的两个小区（即两个处理），其小区面积为100m2（长10m×宽10m），即处理1：净作紫云英，处理2：闲置区(不种植任何作物)。紫云英于2009年10月15日播种，2010年3月28日全部翻压。待紫云英翻压腐烂后用薄膜作梗，将两个小区分隔。于2010年4月15日两小区（处理）分别移栽水稻，水稻移栽规格：行窝距28cm×16cm。田间管理同于常规。试验在紫云英种植前、紫云英翻压后、闲置小区内分别取样。

土壤取样方法：随机掘取20×20见方的整段土体，取样刀剥去外层土壤，然后将土壤混合均匀，用灭菌牛皮纸将土带回实验室分析。

1.2 测定指标及方法

土壤有机质含量的测定采用重铬酸钾氧化法（外加热法）；土壤速效磷含量测定采用分光光度计钼酸铵比色法；土壤速效钾含量测定采用火焰光度法。其具体方法参考《土壤农化分析》（鲍士旦主编，中国农业出版社）。

2 结果与分析

2.1 绿肥翻压后对水稻产量及农艺性状差异分析

表1 绿肥翻压后对水稻产量及农艺性状差异分析

试验结果表1可见：从农艺性状方面来看：绿肥翻压后种植水稻，其水稻各农艺性状均较闲置区种植的水稻农艺性状表现要好，其绿肥翻压后种植的水稻有效穗、每穗粒数、每穗实粒数、千粒重分别较闲置区种植的水稻有效穗、每穗粒数、每穗实粒数、千粒重增加了8.1%、18.5%、23.7%、2.7%。而空秕粒降低了24.1%。从产量方面来看：绿肥翻压后种植的水稻其亩产量达590.05kg，较闲置区种植的水稻亩产量533.6kg每亩增产56.45kg，增产率10.6%。说明种植绿肥能使下季作物获得较高产量。

2.2 绿肥翻压后对土壤养分资源变化差异分析

试验结果表2可见，绿肥翻压区土壤养分资源较闲置区土壤养分资源含量要高，绿肥翻压区土壤有机质、有效磷、速效钾、缓效钾、全氮分别较闲置区土壤有机质、有效磷、速效钾、缓效钾增加了11.5%、1.9%、7.2%、0.8%、2.2%，其中土壤有机质养分含量增长明显。说明种植绿肥能提高土壤养分资源含量。

表2 绿肥翻压后对土壤养分资源变化差异分析

3 结论

通过大田田间试验，研究了绿肥翻压后种植水稻的产量变化和土壤养分资源含量获得如下结论：

3.1 绿肥翻压后种植的水稻其农艺性状及产量都较闲置区种植的水稻要好

绿肥翻压后种植的水稻亩产量达590.05kg，较闲置区种植的水稻亩增产56.45kg，增产率10.6%。作物产量尽管增产不显著，但绿肥能培肥地力，在时间空间和营养上为下季作物提供基础。系统一定程度上仍取得了社会效益、经济效益和环境效益的增加。

3.2 绿肥翻压后土壤养分含量均较闲置区土壤养分含量要高

原因可能是种植绿肥使土壤中微生物数量大幅度增加，土壤微生物能将土壤中不易被植物吸收利用的有机物质转化为可给态的无机物质，加速土壤中氮磷元素分解，增加土壤有机质含量，提高土壤养分有效性，从而使土壤中养分资源得到高效利用,并为下季作物对养分需求奠定基础。

参考文献

[1] 刘国顺,罗贞保,王岩,等.绿肥翻压对烟田土壤理化性状及土壤微生物量的影响[J].水土保持学报,2006,(2):95-98.

[2] 陈玉鲜.绿肥在土壤中转化的研究[J].土壤肥料,2006,

(8):70-75.

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[关键词]玉米；秸秆覆盖；免耕；栽培技术

[中图分类号]S513 [文献标识码]A [文章编号]1672-5158（2013）06-0475-01

1 玉米免耕栽培技术的核心理论认知

1.1 秸秆覆盖免耕的含义

秸秆覆盖免耕是保护性耕作重要组成部分，关于保护性耕作的概念，国内外学者观点还不完全一致。国外典型的概念是美国保护性技术信息中心（CTIC）提出以覆盖度为主要标准，指在一季作物之后地表留在覆盖至少为30%为保护性耕作，如免耕、垄作。国内学者张海林认为保护性耕作是指通过少耕、免耕、地表微地形改造技术及地表覆盖、合理种植等综合配套措施，从而减少农田土壤侵蚀。

1.2 秸秆覆盖研究结果

秸秆覆盖能改善土壤物理性质，增加氮，磷，由其是有机质和速效钾的含量，具有蓄水保墒，调节地温和缓解土壤水分。温度流动，降低杂草密度，调节土壤酸碱度，提高土壤活性的作用，对农田防护有重要意义，由于农田秸秆覆盖的综合效应，使作物产量得以显著提高。秸秆覆盖白天起到降温作用，夜晚起到保温保湿作用保护农田生态环境，并获得生态效益、经济效益及社会效益协调发展的可持续。土壤有机库约有1500pgc，是陆地生态系统的最大碳库，约占总量的百分之六十七，土壤呼吸向大气提供二氧化碳，使土壤有机质的重要环节。农业工作措施再循环中起到起到极其重要的作用。包括免耕在内的保护性耕作措施被被人认为是减少土壤碳损失的重要环节。玉米秸秆覆盖栽培技术，有利于环境改善与保护。

1.3 免耕的含义

是保护性耕作中种植与肥料统一管理的特殊类型，其土壤和地表残留物受最小的扰动。秸秆覆盖免耕就是指不翻耕和少扰动土壤，用秸秆残茬覆盖地表，借助配套机械播种与施肥联合操作，主要用农药来控制杂草和病虫害的一种耕作技术。玉米秸秆覆盖免耕技术核心是：改田间根茬与秸秆清理或焚烧为秸秆覆盖还田；改年季多次耕作为免耕，是提高土壤肥力和抗旱能力的低碳可持续现代农业技术。

2 秸秆覆盖免耕栽培的作用

3.1 提高土壤肥力

秸秆覆盖免耕具有明显的提高土壤肥力作用。对玉米秸秆还田能明显提高土壤有机质和氮磷钾含量，还田3年的有机质增加0.05%～0.09%，还田6年的有机质增加0.06%～0.1%，还田9年的有机质增加0.09%～0.12%，全氮、有效磷和速效钾含量也相应地有所增加。多年连续秸秆覆盖免耕还可明显提高0～20cm土层土壤蔗糖酶、磷酸酶活性，免耕可提高土壤的碱解氮和有效磷含量。免耕增加了土壤的有效养分，主要是由于增加了土壤有机质和微生物生物量，并使施用的化肥更多地被生物固结而保蓄在土壤之中，从而提高了土壤养分的容量与有效性，减少了土壤中游离的养分，由此减少了养分的流失，扩大了养分的再循环能力，免耕能提高表层土壤微生物生物量。

2.2 保墒作用明显

秸秆覆盖以后在土壤表面形成了一种物理障碍，阻碍农田水分蒸发即保墒作用。秸秆覆盖处理能明显地提高土壤表层的含水量，使表层土壤经常保持湿润状态，这不仅有利土壤表层的有机质和微生物含量增加，而且可提高土壤保墒能力。秸秆覆盖有利于干旱地区的抗旱播种，秸秆覆盖可在一定程度上减轻干旱危害。

3 玉米免耕技术的技术要点

3.1 选择机具

玉米免耕播种机有气吸式精量播种机、仓转式穴播机和窝眼轮式条播机，可根据经济条件和需求进行选择。实施玉米精量播种，可不用间苗，玉米种子发芽率要达到95%以上，确保玉米播种质量。

3.2 增加密度

玉米种植密度要与品种要求相适应，一般播量在2.5～3.5kg/hm2，耐密紧凑型玉米品种密度要达到4200～4700株/亩，大穗型品种密度要达到3200～3700株/亩，高产田适当增加。

3.3 规范玉米种植行距

根据农艺和玉米机收要求，坚持农机与农艺相结合的原则，大力推广玉米等行距免耕播种，播种行距一般在60～70cm，以利玉米机收和提高产量。在行距一定的情况下，通过调整播种株距，达到不同玉米品种所要求的种植密度。

3.4 正确调整机具

按照使用说明书，正确调整排种（肥）器的排量和一致性，确保种植密度；调整镇压轮的上限位置，保证镇压效果；调整播种机架水平度，确保播种深度一致。

3.5 适时抢墒播种，控制播种深度

在黑龙江省，玉米播期以5月1日到20日为宜。及时抢墒播种，促进玉米早发。墒情差时，可先播种后灌溉；旱作区应抢墒播种。

在墒情合适的情况下，播种深度一般控制在3～5厘米，沙土和干旱地区播种深度应适当增加1～2厘米。

3.6 种肥合理施用

施肥深度一般为8～10厘米，与种子上下垂直间隔距离在5厘米以上，最好肥、种分施在不同的垂直面内。肥料以颗粒状复合种肥为好，施肥量10～20公斤/亩。为减少用工，有条件的地区，可选用缓释肥，随播种作业一次性施足。

3.7 先行试播

正常作业前，要试播一个作业行程。检查播种量、播种深度、施肥量、施肥深度、有无漏种漏肥现象，并检查覆土镇压情况，必要时进行适当调整。随时观察秸秆堵塞缠绕情况，发现异常，及时停车排除和调整。机组在工作状态下不可倒退，地头转弯时应降低速度，在划好的地头线处及时起升和降落。

3.8 适时喷施化学除草剂和药剂

在播种后当天或3天内喷施化学除草剂，均匀覆盖土壤地表面；选用的除草剂有乙草胺（禾耐斯）、都尔、宝收、赛克津（甲草嚓）、阿特拉津、2，4滴丁酯等。对黏虫数量大于5只/平方的地块，要添加杀虫剂，待药剂均匀混合后一次喷洒。

4 研究趋势和展望

秸秆覆盖免耕是一种农机与农艺相结合抗旱低碳的保护性耕作技术，是集农业机械工程、作物栽培学、土壤学、肥料、气象、生态学和经济学等多学科知识集成的技术体系。随着国家对免耕机械的引进与技术的消化吸收，已创造出一大批秸秆覆盖免耕机械设备，但适于秸秆覆盖免耕机械的农艺技术还有待深入研究。机械受土壤、气候等环境条件的影响较弱，而作物的反应较为强烈，若农艺技术不作相应的调整，将会制约秸秆覆盖免耕技术水平的发挥。如Blevins研究结果表明，与常规耕作相比，免耕早播低产，而晚期播种，免耕可以获得高产；覆盖免耕可以降低地温，减少土壤蒸发，增加作物的蒸腾耗水，提高玉米对水分利用率，达到节水增产的目的。

参考文献

[1]李万良，刘武仁，玉米秸秆还田技术研究现状及发展趋势，吉林农业科学，2007，32（5）；32-34

[2]张海林，高旺盛，陈阜，等，保护性耕作研究现状、发展趋势及对策，中国农业大学学报，2005，10（1）：16-20

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关键词：腐植酸类肥料；特点；作用；发展

中图分类号：S144 文献标识码：A 文章编号：1674-0432（2010）-12-0154-1

1 酸类肥料的特点

腐植酸类肥料是动植物残体在厌氧条件下通过微生物作用产生一系列化学反应而形成的一种高分子有机化合物。是一种由结构相似、分子大小不同的几个结构单元组成的复合体。由于含有多种活性因子，因此腐植酸类肥料具有多种功能，在土壤的形成及土壤肥力的保持和提高方面都有着十分重要的意义。

2 腐植酸类肥料的在生产实践中的作用

2.1 改良土壤和提高肥力的作用

腐植酸类肥料能够改变土壤的团粒结构，降低土壤容重、使得土壤空隙度增大，使土壤的通透性增加。同时，腐植酸类肥料的颜色较深，有利于吸收太阳热能，在早春季节作物幼苗刚出土时能使地温提高而起到抗春寒作用；增施腐植酸类肥料后，通过土壤微生物缓慢地转化，能够有效促进土壤团粒结构的形成，改善土壤结构，如果经常施用腐植酸类肥料就会加速这种转化过程；增施腐植酸类肥料对土壤中微生物的活动有加剧作用，能够有效提高土壤微生物的活性，尤其增加土壤自生固氮菌的含量，提高硝酸盐的含量，从而丰富了土壤的氮素营养，改良作物根系的营养条件；长期坚持施用腐植酸肥料能够从根本上将贫瘠的土壤改造为良田。南方“酸、瘠、板、干”的红壤利用腐植酸类肥料进行改良，取得了明显的效果。由于腐植酸偏酸性，可以中和盐碱土的碱性，因此腐植酸可调节土壤的pH值；腐植酸可与一些以难溶盐形态存在的微量元素（如铁、铝、铜、锰、锌等）形成溶于水的络合物，容易被作物吸收；增施腐植酸类肥料能够阻碍土壤对可溶性磷的固定，从而提高磷肥的利用率。增施腐植酸类肥料能够促使土壤微量元素的活化，土壤中磷酸钙很难溶于水，与腐殖酸发生反应后形成磷酸氢盐和磷酸二氢盐，溶于水后容易被作物吸收。

2.2 增加作物营养和对化肥的增效作用

腐肥可增加化肥肥效，可消除施用氮肥过多或施用方法不当而产生的不良影响，使无机氮肥的肥效由“暴、猛、短”变为“缓、稳、长”；腐肥本身也含有一定数量的速效氮、磷和迟效性氮、磷，可以起到改善作物营养的作用。

2.3 对作物生长发育的刺激作用

腐肥能使种子提早发芽，提高其出苗率；促进生根和提高根系的吸收能力；增强繁殖器官的发育。

3 腐植酸类复混肥料的未来发展

3.1 开发有机无机复混肥料系列

随着二、三产业的发展和农村剩余劳动力的转移，农业生产尤特别是较为发达的地区，有机肥的施用逐步被忽视，因为有机肥的积造需要大量的劳动力和时间，而无机氮、磷、钾的合理平衡投入也能保持和提高土壤肥力，缓和土壤酸度下降，提高肥料利用率。所以，农民为了在短期内取得较高的效益，生产上多依赖化肥。但是，无机肥的施用对生产与环境带来的负面影响要比经济效益大的多，如果有机肥料与无机肥料搭配施用，既能提高土壤肥力，维持土壤生产力，又能改善作物品质和避免对环境的破坏。因此，为了更好地保护和提高土壤肥力，发扬我国重视有机肥的传统，使农业可持续性发展与环境保护达到完美结合，应积极开发有机无机相结合的复混肥料系列。

3.2 腐植酸类复混肥料的研制

腐植酸类复混肥料是有机与无机相结合的产物。目前的腐植酸类复混肥料多是颗粒型，泥炭、褐煤、风化煤为原料载体，而其中泥炭制品又较后两者生理活性更强，剌激作用更大。陕西昊威工贸有限公司大量利用褐煤经硝酸氧化后，提取高活性、高含量、大交换容量的腐植酸原料，从而减少了原料腐植酸用量，提高了腐植酸的利用率。对褐煤硝酸氧化腐植酸含量从42%提高到了85%，黄腐酸由12%提高到51%。显著降低了肥料生产成本，节约了腐植酸原料资源。在生产有机―无机复混肥料过程中，将硝基腐植酸与氨（酰胺）化学反应形成硝基腐植酸盐，与尿素作用形成腐植酸类尿素复合体，再与甲醛反应，形成硝基腐植酸类缓式肥料，不但养分控制释放，可提高肥料利用率20%，而且有机无机肥料复合为一体，施用省工省时，节约了施肥成本。针对目前国内有机―无机复混肥中常出现的加入有机物料后难成球，后期产品吸湿又结块等问题，自主创新改造设备和生产工艺，实施“多元化”造粒，使成球率由70%提高到90%以上，减少了返料比，小时产量也提高了20%，减低了生产成本。

3.3 腐植酸类复混肥料的应用前景

腐植酸类复混肥料集腐肥、复混肥和有机、无机肥几种肥料的优点于一身，是科技含量较高的肥料制品，特别是以泥炭等为载体的腐肥，不经过一般有机肥的腐解、消毒、除臭等处理过程，且对环境无任何污染，另外，增施腐植酸类肥料还能改善作物品质，在开发绿色食品方面的作用很大，因此，腐植酸类肥料具有广阔的推广前景。

篇7

关键词：生物监测；环境监测；环境污染；生物群落监测法；微生物监测法；生物残毒测定法 文献标识码：A

中图分类号：X835 文章编号：1009-2374（2015）30-0089-02 DOI：10.13535/ki.11-4406/n.2015.30.046

在社会生产水平不断发展的今天，世界的环境问题也变得越来越严重，因此世界各国都开始积极地研究环境保护问题。作为环境保护工作的基础，环境监测工作的主要目的就是将环境问题的发展趋势以及质量现状及时、准确、全面地反映出来，从而将科学的依据提供给环境规划、污染控制以及环境管理。物理和化学监测是传统的、主要的环境监测的方法，由于现在人们使用的化学物品的数量和品种正在不断增长，因此不管是在效率上还是基本上，传统的物理和化学检测方法已经不能够使监测的需要得到充分的满足。在这种情况下，生物检测作为一种新的环境监测方法，开始受到人们的普遍重视。

1 生物监测的分类和原理概述

1.1 生物监测的分类

1.1.1 以生物的生长环境为根据进行监测：以生物的生长环境为根据可以将生物检测方法划分为主动生物检测以及被动生物检测，所谓的主动生物监测主要是将生物体在控制条件下转移到监测点，从而开展各种参数测试。所谓的被动生物监测主要是通过对污染环境中天然存在的生物个体和群落的反映对环境状况进行评价。

1.1.2 以生物的分类为根据进行监测：通常可以将生物分类监测划分为微生物检测、植物监测以及动物监测，生物监测良好的指示剂就是各种环境介质中的生物，比如指示植物、蚯蚓以及鱼类。微生物监测主要是通过对微生物群落在环境中的功能和变化进行监测，从而将环境污染状况反映出来。

1.1.3 以生物所处的主要环境介质为根据进行监测：以生物所处的主要环境介质为根据可以将生物监测划分为土壤污染、水体污染以及大气污染的生物监测，植物是监测大气污染的主要生物；叶绿素a测定法以及生物群落法是对水体生物监测的主要方法；酶活性的测定、土壤微生物、指示植物和动物监测是主要的土壤监测方法。

1.1.4 以生物学层次为根据进行监测：生物学层次为根据可以将生物监测划分为行为测试、生物测试以及生态监测等方法。

1.2 生物监测的主要原理

生物学理论以及生态系统理论是生物监测的主要理论基础，由于生物与其生存环境之间具有相互依存、相互制约、相互影响的关系，同时两者之间还不间断地进行能量以及物质的交换，一旦环境受到污染，生物体内就会有污染物的迁移和蓄积现象，最终引起环境中各级生物出现生理生化、生长发育情况以及分布情况的变化，比如藻类的光合作用强度和细胞密度会带水环境受到污染的情况下发生变化。监测主要是通过生物对环境污染的反应为根据对环境污染的程度和状况进行度量和反映。

2 生物监测方法在环境监测中的应用

2.1 生物群落监测法的应用

生物群落监测法主要是监测水体污染，同时也可以在大气污染以及土壤污染监测中进行应用，比如水生生物的群落结构和个体在水体出现污染情况之后就会出现明显变化，一些敏感生物会消亡，而一些抗性生物则会生长得越来越旺盛，因此就会产生非常单一的群落结构。利用对生物群落变化的监测能够将污染状况很好地反映出来，其中最为主要的指示生物就是鱼类、底栖动物、着生动物以及浮游生物等。

2.1.1 生物指数法：该方法主要是通过对数学公式形式的利用从而能够将生物种群以及群落结构变化充分地反映出来，对水质质量进行评价，其中主要包括污染生物指数、津田生物指数、生物种类多样性指数以及贝克生物指数。

2.1.2 污水生物系统法：由于自净作用的存在，受到污染的河流会从上游到下游出现污染程度由高到低的连续带，其中包括寡污带、β中污带、α中污带以及多污带等。该方法在较长的以及硫酸缓慢的河流水体监测中比较适用。

2.2 微生物监测法的应用

微生物监测法主要是通过对环境中微生物生长状况的检测从而将环境污染情况反映出来，其生物指示指标一般是菌根真菌、维素分解细菌和真菌、假单胞菌总数以及放线菌等微生物指标。比如在2004年Berno等人通过对重组的大肠杆菌的利用对空气中苯及其衍生物进行监测。现在发展较快的方法是硝化菌法和发光菌法，其中发光细菌因为其具备较为独特的生理发光特征，因此在生物监测中得到了广泛的应用，其具有敏度、渐变、快速的特点。

2.3 生物残毒测定法的应用

生物残毒测定的方法主要是通过对生物含污量的利用开展监测和评价环境的工作，比如环境中常常具有较低的放射性物质、农药以及贵金属含量，然而一些生物的富集能力比较强，所以以生物体内污染物的残留量为根据就能够将环境污染的程度推断出来。比如在2009年Fialkowski等人通过对沙蚤体内微量元素的含污量的检测对欧洲某水域的微量元素污染程度进行了分析。

2.4 生物测试法的应用

生物测试的方法主要是通过对在污染物侵害下生物出现的生物学变化进行利用，从而对污染状况进行测试，其在确定污染物排放标准、监测废水处理效果、评价污染程度以及追溯污染物等方面具有十分重要的作用。大量的研究表明，对环境质量进行监测的时候可以将热休克蛋白在生物体内的变化作为非常重要的一个指标，比如在2009年Monferrán等人通过对眼子菜的谷胱甘肽芳基转移酶、导电率以及叶绿素等多种生理生化参数的监测最终将水环境中的污染状况监测了出来。

2.5 生物传感器技术的应用

相对于传统的HPLC或LC-MS分离分析技术和化学传感器而言，生物传感器有较多的优势，比如其可以快速地在复杂体系中实施在线连续监测，具有较低的成本以及非常高的灵敏度等。现在生物传感器已经被广泛地运用在水质检测中的水体富营养化、阴离子表面活性剂、pH值以及BOD等分析中。相关的报道显示，对光纤生物传感器的利用可以对残留在地下水中的炸药成分RDX以及TNT等进行有效的检测。

3 结语

在环境监测领域，生物监测技术已经得到了非常广泛的应用，也具有越来越重要的地位。生物监测在未来的环境监测领域中具有非常广阔的发展前景，其能够将微观领域以及宏观领域中的各种综合以及连续的环境信息提供出来，并且对生态环境的可持续发展起到有效的推动作用。现在我们必须要思考的一个问题就是如何能够将生物监测的优点充分地发挥出来，在环境检测中更好地应用生物监测技术，因此必须要立足于生物监测的管理、技术和方法等层面对其进行进一步的研究和分析。

参考文献

[1] 周卉，胡鹏洋.生物监测技术在环境监测中的运用

[J].科技与企业，2013，（3）.

篇8

关键词：石油污染；土壤污染；治理技术

随着工业的发展，石油的需求量大幅度增加，并且在开采、运输、贮藏、加工过程中，由于意外事故或管理不当，导致石油排放到农田、地下水、海洋，使环境遭受污染，直接危害人类生产与生活。据资料统计，目前每年有800多万吨石油进入世界环境，污染土壤、地下水、河流和海洋，其中石油对土壤的污染主要是破坏土壤结构影响土壤通透性，损害植物根部，阻碍根的呼吸与吸收，最终导致植物死亡。其次，被污染到土壤的石油芳香烃类物质对人及动物的毒性较大，其中的苯、甲苯、二甲苯、酚类等物质，如果经较长时间较大浓度接触，会引起恶心、头疼、眩晕等症状[1]。此外，石油中的多环芳烃类物质具有强烈的三致作用，能通过食物链在动植物体内逐渐富集，它在土壤中的富集更具危害。鉴于土壤污染的严重危害，治理土壤石油污染势在必行，已引起许多国家高度重视，不断采取措施，治理石油污染。

1．土壤石油污染现状及危害

1.1 土壤石油污染现状

石油工业是国家综合国力的重要组成部分，但石油开采石油化工行业的发展及石油产品的广泛使用，使石油污染成为世界性公害之一。当今世界石油总产量每年约22×108t。其中17.5×108t是由陆地油田生产的。仅石油污染一项每年全世界就有8×106t进入环境。美国环保署报道，在20世纪90年代已有10万个地下油罐存在不同程度的泄漏。

中国作为世界上最大的发展中国家及石油生产和消费大国，由于生产条件、环保技术等方面相对落后，石油污染问题相当突出，尤其是土壤的石油污染问题日益严重。在有机污染土壤中，石油污染占相当比例。我国自1978年原油产量突破1×108t大关而成为世界十大产油国之一以来，勘探开发的油气田和油气藏己有400多个，年产石油污染土壤近1×105t，累计堆放量近5×105t。以油田为例，每口油井污染土地面积为200~500m2，全国共有油井2×105t口，由此造成的土壤污染可达8×107m2，这一数字每年还在增长中。1998年，全国石油、炼化企业生产含油固体废物量达4.29×106t，利用率低于50%，由此造成土壤污染可达3.3×106hm2，我国每年有6×105t石油经跑、冒、滴、漏等途径进入环境，造成土壤污染。据不完全统计，全国因使用污水灌溉而导致土壤污染面积达9.3×103hm2，全国类似农田有1×105 hm2。在北方产油地区原油污染面积逐年扩大，在辽河油田的重污染区，土壤原油含量达到1×104mg/kg，是临界值（200mg/kg）20的倍。研究结果显示，当土壤原油含量为3100mg/kg时，玉米减产10%，若原油含量达到500mg/kg，则苯并芘在玉米中的残留量超标，玉米不能食用[2]。

综上所述，石油污染物对环境造成污染和破坏，危害人体健康和生存环境。因此，石油污染治理是当前急需解决的问题，对人类生存和社会可持续发展具有重要的意义。

1.2 土壤石油污染的主要危害

1.2.1破坏土壤

石油物质进入土壤后，会引起土壤理化特性的变化，如堵塞了土壤的孔隙结构，破坏土壤结构，使土壤的透水性降低；其富含的反应基能够与土壤中的无机氮、磷结合并限制硝化作用和脱磷酸作用，从而使土壤的有效磷、氮含量减少，导致土壤有机质的碳氮比（C / N）和碳磷比（C / P）的变化，由于这些变化，一方面恶化了土壤微生物的生存环境，另一方面石油自身对土壤中微生物也具有一定的负面影响，进而导致了反映土壤活性的微生物数量减少，微生物群落和微生物区系发生变化，使得未污染的土壤环境中微生物的五大功能明显降低，土壤的活性降低甚至没有活性，破坏土壤微生态环境[3]。

1.2.2 污染水体

土壤中的石油向下渗漏污染地下水，或被雨水携带污染地表水体，影响用水安全和农作物安全。长期使用含油污水灌溉，农作物正常生长发育受阻，抗倒伏、抗病虫害的能力降低，直接导致粮食的减产，芳香族化合物等有毒有害物质在农作物中产生残留、富集效应，并通过食物链危及人类健康。如沈抚灌渠上游污灌区水稻出现生长缓慢、烂根、粒瘪等现象，出产的大米有浓重的石油味，感官指标极差。正因这些危害使得很多影响周围环境的加油站关闭，如北京安家楼加油站和六里屯加油站近年来均发生过严重漏油事故，使附近自来水厂一度停止运行。

1.2.3 污染空气

土壤中的石油向空气中挥发、扩散和转移，使空气质量下降，直接影响人体健康、生命安危和后代繁衍。某些脂溶性物质能侵蚀中枢神经系统；一些挥发性组分在紫外线照射下与氧作用形成有毒性气体，危害人和动物的呼吸系统，多环芳烃类物质影响肝、肾和心血管系统等的正常功能，甚至引起癌变。

综上所述，土壤石油污染的隐弊性大，潜伏期长，涉及面广，治理困难，危害日益凸现，已成为不容忽视的环境问题。

2．土壤石油污染治理技术研究进展

2.1物理修复技术的研究进展

物理修复技术是利用土壤和污染物的各自特性，使污染物固定，不易在土壤中扩散、迁移、降低其对环境破坏的一类环境物理技术。土壤石油污染的物理修复技术主要包括焚烧法、隔离法、换土法等。

（1）焚烧法

焚烧法是利用石油类物质易燃烧的特点，在温度为850～1200℃的条件下焚烧污染的土壤，使石油类物质通过燃烧的方式变为气体而脱离土壤本体，进而去除石油类污染物，达到修复土壤的目的[4]。该方法只适用于石油烃类严重污染土壤的治理，进入焚烧炉的污染土壤需要进行干化处理，并将其粉粹成直径不大于25mm的土壤颗粒，同时应考虑对焚烧过程中产生的有毒气体进行收集处理，该方法处理费用高，一般不适宜于大面积污染土壤的治理，只适用于小面积石油烃污染严重的土壤治理。

（2）隔离法

隔离法是采用粘土或其它人工合成的惰性材料[5]，将石油污染的土壤与周围环境隔离开来，该方法并没有破坏石油烃类污染物，只是起到了防止污染物向周围环境（地下水、土壤）的迁移，由于石油烃类物质对隔离系统不会产生影响，所以该方法适合于任何石油烃污染土壤的控制。对于渗透性差的地带，尤其比较适用。此法与其它方法相比，运行费用较低，但对于毒性期长的石油烃类，只是暂时地防止了石油烃类物质的迁移，不能作为永久的治理方法，并且存在着土壤周围的环境条件发生变化时，存在二次污染的风险。

（3）换土法

换土法是用新鲜的未污染的土壤替换或部分替换原来的污染土壤[6]，以稀释原污染土壤中污染物的含量，增加土壤的自净容量，利用环境自身的能力来消除残余的污染物。换土法又可分为翻土、换土和客土三种方法。翻土就是深翻土壤，使聚集在表层的污染物分散在土壤的深层，达到稀释和自处理的目的。换土就是将污染的土壤取走，换入新的干净土壤。该方法适用于小面积严重污染且污染物又易扩散难分解的土壤治理，需要对换出的土壤进行治理，在操作过程中，操作人员将可能直接接触到污染的土壤，可能会直接导致污染物对人的危害。因此，人工费用比较高，一般适用于事故后的简单处理。客土法是向污染土壤内加入大量干净的土壤，覆盖在表层或混合均匀，使污染物含量降低或减少污染物与植物根系的接触。对于水稻类等浅根作物和移动性较差的污染物，采用覆盖法较好。新加入的客土应尽量选择粘质或有机质含量高的土壤，以增加土壤的环境容量，增强土壤的自净能力，减少客土量。

物理修复技术的焚烧法、隔离法、换土法等都充分发挥了土壤和污染物的各自特性，不用外加其他化学药剂或生物来进行处理，但也存在着处理成本高，工作量大，并只能处理小面积污染的土壤的局限性。因此，如何更好地利用土壤本身特性，突破其局限性，将是物理修复技术的研究方向。

2.2化学修复技术的研究进展

化学修复技术是利用污染物与改良剂之间的化学反应从而对土壤中的污染物进行固定、氧化、分离、提取等，来降低土壤中污染物含量的一类环境化学技术。土壤石油污染的化学修复技术主要包括萃取法、土壤洗涤法、化学氧化法等。

（1）萃取法

萃取法是依据相似兼容原理，使用有机溶剂对石油污染土壤中的石油进行萃取，然后对有机相中的石油进行分离回收，实现废物的资源化[7]。该方法适用于石油污染含量较高的土壤，处理后的石油污染物含量可低于5%，但对于大面积石油污染含量较低的土壤，其处理成本投入太高，可能会引起二次污染。因此，选择该方法前对要处理的土壤进行成本评估，再决定是否可行。

（2）土壤洗涤法

土壤洗涤法是将污染土壤粉碎，混入足够的水和洗涤剂，得到土壤、水和洗涤剂相互作用的浆液，静止，使污染物与洗涤剂一起上升，从水相中将部分污染物从土壤中分离出来[8]。重复上述操作步骤，使土壤与水混合并加入微生物活性剂和过氧化氢，使污染物降解。将分离出来，洗涤后的土壤归入环境。过滤含有机物的污水，将水排出或将污染土壤放入容器内，将表面活性剂和水混合形成洗涤水，表面活性剂为 8～15C 的直链醇与 2～8 个环氧乙烷单元的加成物。洗涤水加入容器后，用于洗涤污染土壤，去除土壤中的石油。为了防止油和洗涤水形成乳化液，通常限制表面活性剂的加入量应小于 0.5%（V/V）。

土壤洗涤法成本较高，且操作较复杂，如异位化学淋洗[9]。该方法是将挖掘出来的污染土壤与淋洗液混合，投加到淋洗反应器中，并控制在一定条件下，通过搅拌等外力的辅助，使污染土壤和淋洗液发生作用，待土壤中的大部分污染物转移至液相后，将洗过的土壤分离出来，回填或作深度处理，富集了污染物的淋洗废液经处理后排放或回用。异位化学淋洗修复污染土壤时，通常要先进行粒度分级再分别加以处理。污染物的种类不同，在不同粒径土壤上的吸附量和吸附强度也不相同，大部分污染物强烈吸附于粘土和粉砂等细小土壤颗粒上，而此类土壤颗粒又通常只占很小的一部分，且这部分土壤颗粒又易于粘附到砂和砾石等粗土壤颗粒上。因此，粒度分级的首要目标就是将污染土壤中的细小颗粒分离开，以利于对其进行深度化学淋洗，剩余大部分土壤则可通过简单淋洗后回填或异地处置。

目前，异位化学淋洗修复石油类污染土壤的工程应用还远远落后于实验室研究，要实现其广泛的工程应用，还有一系列的技术问题需要解决。随着相关研究的逐步深入，该技术修复石油类污染土壤一定会向着实用化的方向快速发展。

（3）化学氧化法

化学氧化法是向石油烃类污染的土壤中喷洒或注入化学氧化剂[10]，使其与污染物质发生化学反应来实现净化的目的。常用的化学氧化剂有臭氧、过氧化氢、高锰酸钾、二氧化氯等。其中二氧化氯对石油烃类物质有较高的清除效率，氧化反应可以在瞬间完成，且二氧化氯的造价比较低，处理成本低。化学氧化法适合于土壤和地下水同时被石油烃类污染的治理，可以配合曝气装置，抽出的地下水经过曝气后，大部分挥发性物质被清除，然后向经过曝气处理后的水中投加氧化剂，重新回灌到土壤中，使氧化剂充分与水和土壤接触。在治理过程中，需要预先确定地下水污染带的位置，再决定抽水井的位置和注水井的位置，抽水井应设立在地下水污染带上，注水井应设立在土壤污染较强的位置。

化学氧化法与萃取法、土壤洗涤法相比，它不会对环境造成二次污染，对石油烃类物质有较高的清除效率，氧化反应可以在瞬间完成，适用于石油污染的突发事件处理，但其操作比较复杂，又要较高的技术水平。因此，该技术的推广还需要进一步的完善。

2.3生物修复技术的研究进展

生物修复是指利用特定的生物吸收、转化、清除或降解环境污染物， 从而修复被污染环境或消除环境中污染物，实现环境净化、生态效应恢复的生物措施，是一类低耗、高效和环境安全的环境生物技术[11]。土壤石油污染的生物修复技术按所应用的类型不同，可以将其分为植物、动物、微生物修复技术等。

（1）

植物修复技术

植物修复原理是以植物忍耐和超量积累某种或某些化学元素的理论为基础，利用植物及其共存微生物体系，包括植物对污染物的吸收与富集、根系分泌物以及土壤微生物对污染物的降解等综合因素，清除环境中污染物的一种治理技术。与其他修复技术相比，具有成本低、对环境影响小、能使地表长期稳定，并且在消除土壤污染的同时，消除污染土壤周围的大气和水体中的污染物，有利于改善生态环境等优点。这一技术研究过程时间短，至今所积累的知识和经验仍然较少，但其发展和应用前景却已被世人所瞩目。 在植物修复的促进技术方面，目前主要侧重于如下两个方面的研究应用：一方面是综合促进技术的应用。主要采用土壤改良剂及其它农业措施以促进植物修复，如通过降低pH值、投加螯合剂。使用合适的化肥，改变土壤的离子组成来增加生物有效性，促进植物吸收。另一方面是基因工程技术的应用，通过育种和基因工程改良植物形状，使之更适合于进行植物修复。如改进植物根系结构的特性，增加植物降解酶的数量等。目前，对细菌与真菌在土壤石油类污染生物降解性的研究也表明，真菌要优于细菌，因此，筛选针对性的真菌孢子，选择合适的共生植物，接种形成有效的菌根是降解土壤有机污染的重要研究领域[12]。其优点是扩大了微生物与土壤的接触面积和作用时间，同时也增强了植物根系的吸收作用，特别有利于难降解的有机污染物的生物降解[13]。目前该技术还处于实验室研究阶段。

利用特殊的植物也能够降解、吸收部分有机污染物。最新的研究发现，某些有机污染物在土壤中有被“捕集”的倾向，并随着时间的推移变得比较稳定。这些被“捕集”的有机污染物的稳定性、释放行为、环境风险及其影响因素等问题，都可能会影响到植物修复的修复效率。聂发辉提出了新的评价系数即生物富集量系数，此系数的提出扩大了传统超富集植物的定义，使得富集质量分数未达某一水平但生物量很大的植物也能作为超富集植物[14]。超富集植物的研究，目前已有利用沙漠植物去除科威特石油污染土壤中的石油[15]。

用于植物修复的最理想的植物应具有以下几个特性：① 即使在污染物浓度较低时也有较高的积累速率；② 能在体内积累高浓度的污染物；③ 能同时积累多种污染物；④ 生长快，生物量大； = 5 \* GB3 ⑤ 具有抗虫抗病能力，适应环境能力强； = 6 \* GB3 ⑥ 尽量避免选取可食用植物，而多选取非食用的树木、花草等[16]。

（2）动物修复技术

动物修复技术在国外有较长的研究史，国内的研究仍处于摸索阶段。它包括两方面内容：① 将生长在污染土壤上的植物体、粮食等饲喂动物，通过研究动物的生化变异来研究土壤污染状况；② 直接将土壤动物，如蚯蚓、线虫类饲养在污染土壤中进行有关研究。

土壤动物在土壤生态系统中起着分解有机质、改变土壤理化性质、保持土壤持水性和通透性、熟化土壤、促进物质循环等重要作用[17]。注意到蚯蚓等少数几种土壤动物对土壤熟化和修复起到的有利作用，尤其是蚯蚓，它是土壤中最常见的杂食性环节动物。它在土壤中不断钻洞挖穴，不断吞食含有机物质的土壤。每年经蚯蚓消化道排出的泥土每公顷约为8～12t，这些泥土是蚯蚓吞食的土壤经蚯蚓体内丰富的酶系统的作用后，而形成颗粒状的高度融合的有机无机复合肥——蚓粪。这些营养丰富的颗粒物以及蚯蚓本身运动对土壤的机械作用不仅改良了土壤的肥力同时提高了土壤的透气性和吸附能力。研究表明，蚯蚓的钻洞行为可使土壤的空气含量从8%提高到30%，土壤孔隙率从30%，提高到60%。由于蚯蚓是生活在潮湿的土壤中，通过皮肤进行呼吸。据报道在氧分压低至2533Pa时仍可维持正常的呼吸，在缺氧条件下还能利用体内糖原的嫌气分解为生命活动提供能源。一般蚯蚓在水下可生存8-10d，大红蚯蚓甚至能在淹水的土壤中生存8～12个月[18]。

鉴于上述蚯蚓的优点，我们是否可以考虑用土壤动物（如蚯蚓、昆虫和原生动物等）的捕食来修复土壤石油污染。

（3）微生物修复技术

微生物修复技术是利用天然存在或特别培养的微生物，在可调控的环境条件下将有毒污染物转化为无毒污染物的处理技术。降解过程可以通过改变土壤理化条件(温度、湿度、pH 值、通气及营养添加等) 来完成，也可接种经特殊驯化与构建的工程微生物提高降解速率。微生物修复技术是目前研究比较多而且相对比较成熟的一种技术。根据是否取土操作分为两大类，即原位生物修复和异位生物修复。原位生物修复是污染土壤不经搅动，在原位和易残留部位进行处理。原位生物修复包括投菌法、生物培养法、生物通气法等。异位生物修复是将污染土壤挖出，在场外或运至场外的专门场地进行处理的方法，主要方法有：土壤耕作法、土壤堆腐法、预制床法、生物反应器法等[19]。

除以上所述方法外，还有其他一些生物方法用于石油污染土壤的研究：① 酶法，添加一定的污染物于土壤中，待一固定时限后，分析酶活性变化，找出污染对土壤影响的界限[20]；② 土壤呼吸法，土壤呼吸作用受土壤中物质成分的影响较大，因此，可通过研究土壤呼吸来研究土壤污染状况；③ 生物降解法，研究土壤中的某种有机物降解状况也可以间接了解土壤污染状况； = 4 \* GB3 ④ 生物表面活性剂，投加表面活性剂可以增加石油烃类污染物质的表观溶解度， 促进微生物对石油烃类物质的获取和降解，提高生物可利用性，大幅度提高微生物的除油效果[21]； = 5 \* GB3 ⑤ 混合菌，环境中石油烃的降解是混合菌共同利用的结果，通常不同的降解菌降解不同类型的烃分子，原油降解是由多种石油烃降解菌协同完成的[22]； = 6 \* GB3 ⑥ 匀强电场和微生物联合修复法，外加电场刺激了微生物脱氢酶的分泌，对石油污染土壤的生物修复具有积极的促进作用[23]。

总之，土壤石油污染的生物修复技术无论是植物、动物还是微生物修复技术等都具有很宽广的发展前景，加强对生物降解烃类过程的研究，开发低成本、无污染、高效率的生物修复技术，使其更加完善、高效、成熟。

3．生物修复技术发展前景

随着石油工业的发展，石油污染土壤的面积正不断扩大，因此如何使石油污染土壤在较短时间内，经处理达到重复利用的标准，是亟待解决的问题。目前，石油污染环境治理方法主要有物理法、化学法和生物法三大类。近年来，生物修复技术在国内外都得到了较快的发展。一批具有特殊生理生化功能的植物、微生物应运而生，基因修饰、改造、克隆与基因转移等现代生物技术的渗透，推动了生物修复技术的进一步应用与发展[24]。石油污染土壤的生物修复技术与其他方法相比具有明显优势，比如：处理成本低，只为焚烧法的1/2～1/3[25]。处理效果好，生化处理后，污染物残留量可达到很低水平。对环境的影响小，无二次污染，最终产物二氧化碳、水和脂肪酸对人体无害，可以就地处理，避免了集输过程的二次污染，节省了处理费等。1989年，对受石油污染的Alaska海滩进行的生物修复就是很成功的例子[26]。基于此，石油污染的微生物治理技术作为一种有效的治污手段具有广阔市场和发展前景。

4．存在问题

近年来，世界各国纷纷制定了石油污染土壤的修复与治理计划，并在短时间内已经取得很大进展，但在理论上和技术上还有许多问题尚待解决： ① 如何根据污染地带石油烃的组成，确定能在最短时间完成生物修复的微生物种群，尤其是筛选能迅速吞噬重质原油的物种[27]； ② 污染土壤迅速修复的环境条件是什么。筛选或驯化的降解菌一旦进入污染土壤，由于生物和非生物的胁迫作用，引入的微生物难以适应土壤环境，无法维持长期的降解活性，即便存活的降解菌在土壤中也难以达到良好的分散，限制了土壤整体降解能力与净化功能的提高。如何从本质上增强土壤中生物降解功能的多样性和持久性、增强土壤净化功能，是生物修复的关键所在。③ 石油烃生物降解机理及降解动力学的研究； ④ 营养供给对修复过程的影响以及营养成分对修复土壤种植过程的影响； ⑤ 物质迁移对修复结果和修复深度的影响; = 6 \* GB3 ⑥ 如何提高沥青质、胶质和芳烃的去除效果； = 7 \* GB3 ⑦ 如何调控石油污染土壤的微生态环境非生物因子，增加石油污染土壤中降解微生物的数量和活性，成为提高石油污染土壤生物修复效率的关键问题[28]。研究这些方面的内容，对提高石油污染土壤的修复效能和规模化具有重要的作用。

篇9

摘要：农用塑料地膜具有保温、保墒、防寒、防冻等作用，但随着地膜覆盖技术的普及已经给农业生产带来了一系列的负面影响，大量的残留地膜破坏土壤结构、危害作物正常生长发育，造成农作物的减产，进而影响农业生产环境。本文分析了塑料残膜产生的原因及危害，并阐述了塑料残膜在农村生活环境及农业生产过程中存在的主要问题，且提出了农用塑料地膜农田污染的防治对策。

关键词：塑料地膜；地膜覆盖栽培技术；塑料残膜；防控措施

中图分类号：X71 文献标识码：A DOI编号： 10.14025/j.cnki.jlny.2017.12.041

20 世纪中期，日本最先推广地膜覆盖栽培技术，我国于20 世纪80 年代从日本引进该技术。首先在蔬菜上开展栽培研究，均获得高产、早熟、品质优良的明显效果，到1982 年地膜覆盖面积达11.9 万公顷，发展应用到瓜菜、花生、棉花、水稻、糖料等多种作物，地膜覆盖技术由此进入大面积推广阶段，到2002 年使用面积高达11.70×106 公顷。我国地膜覆盖技术发展之迅速，应用领域之多，以及所产生的效益之大，在我国农业新技术推广史上十分罕见。据估算，在1984 年～1993 年的10 年间，我国地膜覆盖面积已达到2553 万公顷，共增产蔬菜1587 万吨，粮食2107.4 万吨，西瓜、甜瓜3709 万吨，皮棉、花生、糖料等均有很大程度的增产，所增产值576.28 亿元，新增纯收入488.15 亿元，相当于多播种853.3 万公顷的耕地。

虽然我国地膜覆盖技术起步比较晚，但发展势头极其迅猛，很大程度提高了农作物的产量。但由于我国现阶段使用的塑料地膜多为单体聚乙烯塑料，其是由一种抗氧剂、紫外线吸收剂加聚乙烯而制成的有机化合物材料，具有不易腐烂、性能稳定，在自然环境中，其生物分解性及光分解性较差，即使经过几十年时间，残留塑料地膜仍存留在土壤中，严重影响土壤含水率、土壤空隙率、土壤容重、渗透性和土壤透气性，从而影响农作物的产量和质量。

当前我国所使用的塑料地膜主要是12μm 以下的超薄地膜，这类地膜强度极低、极易破碎、极难回收。根据农业部门研究显示，在我国农田地膜残留量大多在60～90 公斤/ 公顷，最多可达160 公斤/ 公顷。我国地膜覆盖栽培技术已有40 多年的历史，累计使用面积2000 万平方公里，已超过2000万吨塑料地膜进入土壤，而地膜残留量约为使用量的1/4～1/3，若依此计算，我国塑料残膜在农田中的数量非常庞大，这主要是与地膜用量、厚度降低、降解能力差和残膜回收率低有关。

1 塑料残膜污染的主要危害

1.1 塑料残膜对土壤的污染

土壤中的塑料残膜数量超过一定量时，会阻碍农田机械作业，导致土壤板结，严重妨碍下茬作物根系生长和土壤微生物的活力，减少土壤水分储存、传导功能。更严重时，会形成塑料隔离膜，影响农作物的伸展和对土壤养分、水分的吸收传导，从而造成弱苗、死苗。

黑龙江省残留地膜对土壤含水量、土壤容重、土壤孔隙度等都有显著的影响，而对土壤硬度影响不大。表1 为残留地膜对土壤物理性质的影响实验结果。

由表1 可知，塑料残膜可使土壤容重和密度增加，土壤含水量和孔隙度减少。塑料残膜残留在土壤中，严重影响土壤毛管水渗透，并阻碍土壤的吸水能力。

1.2 塑料残膜对农作物的危害

塑料残膜对土壤的理化性状影响，进而影响农作物根系伸展，造成根部吸水及养分运输的能力下降，从而导致农作物减产。根据有关部门测定，当土壤中塑料残膜含量为58 公斤/ 公顷时，可使大豆减产5.5%～9%，小麦减产9%～16%，玉米减产11%～23% 。相关部门曾就残塑料膜对玉米和小麦的影响做过实验，其结果见表2。

由表2 可知，塑料残膜是通过影响玉米和小麦的发芽、出苗、根系发育、幼苗和茎叶生长，从而影响玉米和小麦的产量。

1.3 塑料残膜对农村生产生活的影响

塑料残膜弃于田间地头，随风飘移，散落在树枝、建筑物上以及漂浮在池塘、河流中，严重破坏当地自然景观。散落在湖泊水库，可造成水体污染，进而危害鱼类产卵和生存。塑料残膜还会随农作物的秸秆及食料进入农户家，牛、羊等家畜误食后，导致肠胃功能失调，膘情下降，严重时会引起牲畜死亡。塑料地膜制品中的增塑剂（邻苯二甲酸酯化合物），具有高脂溶性、低水溶性及生物积累特性，对农作物具有毒害作用，能通过各种途径污染粮食、食品，威胁人畜健康。

2 塑料残膜污染的防控措施

2.1 制定相关法律法规，建立塑料残膜回收奖惩机制目前，我国尚未建立塑料地膜回收的相关法律法规，有关部门应当针对不同塑料地膜厚度标准制定相应的法律法规，并针对塑料地膜的回收建立奖惩政策，对及时清除、回收塑料残膜的给予奖励，对于不及时清除、回收并造成污染的予以罚款，用法律手段促进塑料残膜的回收。

2.2 制定塑料农膜土壤残留和相应厚度标准

我国在80 年代试验使用地膜厚度为0.014 毫米，但很多制造厂家为了减少成本，获得更大的经济利益私自把地膜的厚度降至0.010 毫米、0.006 毫米，甚至0.003 毫米。地膜的厚度越薄，强度就越低，越不利于回收，更容易残留于土壤中。有关部门应当及时制定塑料地膜厚度和土壤残留标准，严禁生产及使用不达标的地膜。执法部门也应当加强对市场上流通使用地膜的管理，禁止不合格地膜流入市场。

2.3 推广使用可降解塑料地膜

可降解塑料地膜是在地膜中添加可被微生物分解的成分或光敏剂的薄膜。这种薄膜在微生物或光作用下能降解成无机物、CO2 和水后进入土壤，进而避免残留危害。它可分为光降解膜、生物降解膜、光———生物降解膜三种。例如中国科学院长春应用化学研究所研制的可光解地膜、兰州化学研究所研制的可溶解地膜、北京塑料研究所研制的非淀粉可控光———生物降解塑料膜等，但目前推广范围还是很小，主要原因是可降解地膜的成本要比普通地膜高15%左右，影响了农民使用的积极性。有关部门应当及时制定可降解塑料地膜使用补贴制度，提高农民使用的积极性，扩大其使用范围，逐步代替普通塑料地膜。

2.4 采用适时揭膜技术

所谓揭膜是指在塑料地膜发挥了其保墒增温作用后，从农田表面去除的农田作业。适时揭膜技术不仅可以提高地膜的回收率，减少地膜对农田土壤的污染，而且还可以提高农作物的产量。据统计，适时揭膜技术可缩短覆膜时间60～90 天，回收率可达95%以上，基本可消除农田残膜对土壤的污染。

参考文献

[1]何文清,严昌荣,赵彩霞,常蕊芹,刘勤,刘爽.我国地膜应用污染现状及防治途径的研究[J].农业环境科学学报,2009,28（03）.

篇10

[关键词] 矿区；生态平衡；整治技术

[中图分类号] X171.4 [文献标识码] A

我国是世界上煤炭产量最大的国家，煤炭作为我国的主要能源，约占一次能源构成的74%，为我国国民经济的高速发展提供了重要支撑。但近年来由于矿产煤炭资源开采等高强度干扰的负效应导致环境质量明显下降，由于直接挖损、采掘引起地表沉陷和煤矸石堆积等原因，破坏和占用大量的土地，使本已十分脆弱的自然生态系统不断退化，矿区退化生态系统稳定性差、自我调控能力低，产生诸如耕地数量急剧下降、农作物减产、生态环境恶化等形式的退化，表现出极端的脆弱性，甚至已威胁到矿区生态安全，同时也给人体健康带来直接或间接的负面影响（胡振琪，2009，2010）。因此，基于以往研究提出矿区土地生态整治关键技术，将为矿区土地生态整治提供科学依据。

1 矿区土地生态整治研究进展

发达国家对矿区生态修复与调控技术研究非常重视。美国平均每年采矿占用土地4 500 hm2，其中47%已得到整治，1970年以来其生态治理率也达到70%左右；英国的土地生态恢复率达到87.6%；德国生态治理率达53.5%；澳大利亚矿区生态恢复与土地生态整治被认为是世界上先进的。我国矿区土地复垦与生态整治工作起步较晚，直到1989年《土地复垦规定》的生效实施，土地复垦才被真正得到重视。目前，我国的土地复垦与生态恢复工作发展迅速，已复垦土地34万hm2，复垦率已达12%。近年来，我国土地复垦与生态重建研究在土地破坏机理、复垦土壤生产力模型、土地复垦界面演替、残余变形预测、矿山区域土地与生态价值评价等以及非充填复垦和充填复垦技术方面取得了较大进展（胡振琪，1997，2001，2009，2010；白中科，1997，2004；卞正富，1998，1999，2000）。土地复垦与生态恢复研究内容更加注重生态与环境问题和生态持续能力的恢复，矿区土地生态整治将得到深入研究和推广；农林科学、生态学和环境科学等领域的研究成果也不断被引入土地生态整治中，使复垦土地重构、重新植被、土壤改良、侵蚀控制等技术更加科学高效（胡振琪，1997，2001，2009，2010；白中科，1997，2004；卞正富，1998，1999，2000；秦文展，2010）。

矿区土地退化是当今土地与生态环境科学领域研究的重要内容。国内外相关研究主要集中在研究退化土壤的定向培育技术，人工土壤构造技术，复垦土壤的侵蚀控制，污染土地适宜的覆土厚度，污染土壤生物修复技术等方面（胡振琪，2001，2009，2010；白中科，1997，2004；卞正富，1998，1999，2000）。目前，国内外矿区土地生态整治工作主要集中在工程处理、受损土壤物理处理和化学处理、生物处理以及矿区景观研究、主要污染治理和生态恢复技术包括开采沉陷预防及控制技术、煤矿塌陷区地表恢复及复垦技术、煤矸石山植被覆绿及景观重建技术、水资源综合利用技术、矿区环境综合治理技术及其应用等（胡振琪，1997，2001，2009，2010；白中科，1997，2004；卞正富，1998，1999，2000；李树志，2000）。

2 矿区土地生态整治关键技术

2.1 矿区植被恢复技术

植被作为矿区生态系统的重要组成部分，在很大程度上决定着矿区土地退化的进程和逆转，是矿区生态系统演化的主要指征之一，因此，生态系统退化阻控与恢复的核心问题最终归结到退化生态系统植被生态保育上。筛选适应矿区生态环境的适生植物是合理重建矿区植被的重要前提。一般地，所选植物应具有较强的适生性、固氮潜力、成活率和发达的根系。植被栽植应注重工程设计，更应重视植被保护及管理。

2.2 人工土壤重构技术

土壤重构是在重塑地貌的地表再造一层人工的土体，以便于种植。复垦土地往往缺少熟化的表土或土壤贫瘠，一些人造表土可作为自然表土的改良剂或直接作为表土使用（胡振琪，2005）。

2.3 沉陷地貌重塑技术

沉陷地貌是由于采矿运走了埋藏于地层内部的矿体和部分围岩，或者采矿的同时将地下水疏干，原来的力学平衡被打破，上部岩石发生弯曲变形，重新形成新的应力张力平衡，使地面下凹而形成的再塑地貌。与挖损地貌不同的是，沉陷地其地表物质组成不变，只是地面下沉呈坑状、凹型盆地，同时在四周出现裂隙。针对不同的沉陷地貌，可以采用煤矸石填充法复垦，作为农田进行再种植，或者作为迁村用地或路基。地貌重塑是土地复垦与生态重建的基础工程（汤惠君，2004）。具体的工程技术常见的有梯田法复垦技术、疏排法复垦技术、挖深垫浅法复垦技术、泥浆泵充填复垦技术、利用粉煤灰（矸石、塘泥）造地复田技术等。

2.4 生物修复技术

矿区生态恢复主要的生物技术措施包括植物修复和微生物修复。植物修复主要是利用超富集植物对重金属的吸收作用把重金属由地下转移到地上部分，收割地上部以降低土壤中重金属含量。另外，利用重金属耐受型植物稳定修复也是较好的途径。豆科植物是理想的先锋植物，可加速脆弱矿区生态演替（黄铭洪和骆永明，2003）。

微生物修复是指利用微生物的代谢活动降低土壤中有毒有害物的浓度或使其无害化，从而使污染土壤环境尽可能恢复到原始状态的过程（黄铭洪和骆永明，2003）。近年来，关于丛枝菌根（AM）真菌在矿区土地生态整治中的应用研究越来越深入。是自然界中普遍存在的一种土壤微生物，90%以上的陆生有花植物都能与它形成共生体系。丛枝菌根能够促进植物吸收利用矿质养分和水分，提高作物抗逆性和抗病性，改良土壤结构，增强土壤肥力，提高苗木移栽成活率，促进植被恢复，丛枝菌根的这些生理生态特性使得菌根技术具有克服矿区生态重建中氮、磷及有机质含量极低、土壤结构不良、持水保肥能力差、极端值、干旱或盐分过高引起的生理干旱等潜力。在受损的生态系统中人为地引入AM真菌接种剂，能够加速被破坏生境中植被的恢复。在长期世代演替的自然生态系统中，AM真菌是其结构发生变化的一个重要调节因子，已被认为是矿区、退化草场等生境植被恢复的“生物调节剂”。迄今为止，已有很多关于应用菌根生物技术恢复退化生态系统的成功范例。澳大利亚在矿区土地复垦中广泛地使用了菌根生物技术。在煤矸石山和矿区塌陷地栽培植物时接种AM真菌，不但提高了植物的成活率，而且提高植被盖度，增加了物种丰富度，对植物生长具有明显的促进作用，对土壤具有一定的改良效应，提高了生态系统的稳定性（毕银丽等，2007，2008，2010；杜善周等，2008）。大量的试验已经证明在被扰动生境的恢复过程中，外来菌种的引入和土著菌种的培育可以增加植物的产量，也可以促进原生植被恢复。

2.5 化学改良技术

多数矿区退化土壤缺乏有机质和矿质营养元素。整治土地未来利用方向为农林业的，其首要前提是培肥土壤。有机废弃物可作为土壤添加剂，同时可通过螯合作用降低其毒性。包括化肥等无机添加剂也可有效改善土壤肥力特性，大部分矿区废弃地缺乏N、P等营养物质，一般添加肥料或利用豆科植物的固氮能力来提高土壤肥力（黄铭洪和骆永明，2003）。

2.6 景观恢复技术

采矿迹地是剧烈人为干扰下的一种特殊景观类型，是人类为获得矿产资源而对土地进行剧烈改造的区域。基于景观生态规划与设计的生态重建就是使采矿废弃地具有具体利用方式和一定水平的生产力，维持相对稳定的生态平衡，与周围景观特征相协调，最终达到生态整体性目标。矿区废弃地有多种类型，不同类型具有不同的生态重建途径。矿区废弃地隶属各种尺度的景观类型，基于景观生态学原理设计科学的景观格局和适合的生境条件，即依靠景观生态规划与设计实现生态重建目标（龙花楼，1997；陈秋计，2006；谢宏全，2007）。通过土地整治和生态建设提高自然和半自然生境的面积，增加土地利用的多样性和景观要素的镶嵌性，以提高农田的生物多样性保护和景观娱乐休闲功能。

农田景观恢复施工技术。矿区开采沉陷量不大或开采下沉后土地坡度变化较小的非积水塌陷区。采用直接平整利用或自然恢复利用的方式：积水较少区利用煤矸石、粉煤灰等固体废弃物进行充填复垦；积水较深区域，采用挖深垫浅法，建立塘基式农田；未稳定沉陷区采用预复垦。

另外，对于位于沉陷区的村落，可采用村落恢复技术，在新农村建设中注意保护、规划村落，发展中心村，节约用地，维护乡村特色。矿山尤其是露天矿采矿时常常会破坏山体，可采用山体恢复技术对山脊生态廊道进行修复，保持山脊线的自然连续性，并尽可能留出更宽的视线通廊。

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