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篇1
1淋洗廢水成分與處理要求
在實際淋洗過程中往往過量投加淋洗劑，而導致淋洗廢水中的主要污染物是淋洗劑和淋洗劑與重金屬離子產生的螯合物或絡合物。其中，淋洗劑主要有無機淋洗劑、螯合劑、表面活性劑三類[6]。目前，無機淋洗劑由于對土壤結構破壞太大的原因基本已被淘汰。而螯合劑和表面活性劑的作用機理是改變污染物溶解狀態或改變土壤表面性質，使污染物由固相轉移或轉變到液相中[7]。因重金屬污染土壤淋洗廢水處理的主要對象是重金屬絡合物，故淋洗廢水的處理目標主要有：(1)去除原水中的重金屬離子；(2)降低原水由于重金屬絡合物及過量淋洗液導致的高BOD、COD值；(3)盡可能再生或回收原廢液中的淋洗液，降低土壤淋洗成本；(4)達到廢水排放標準。
2土壤淋洗廢水處理技術
2.1沉淀法
沉淀法是指向廢水中引入某種基團或離子，將原淋洗劑中可溶性絡合物置換為難溶性絡合物，再通過混凝絮凝或流化床固定的方式分離的一類水處理方法。這一類方法主要包括：加堿沉淀技術、硫化物沉淀技術、鐵氧體沉淀技術、重金屬補集劑技術、離子交換樹脂技術等。沉淀法最初使用加堿沉淀，但由于酸堿對土壤結構的傷害，后來逐步使用硫化物沉淀，如尹敬群、相波[9-10]等采用硫化物沉淀法，在處理含銅廢水上都取得了成功。但隨之而來的問題也愈加明顯，例如，硫化物顆粒小，易形成膠體，難以沉淀；硫離子遇酸容易形成H2S的二次污染；硫化劑本身有毒、價格昂貴、處理工藝流程長，操作費用高等，導致該方法逐漸被淘汰。鐵氧體共沉淀法是向廢水中投加鐵鹽，通過工藝控制，達到形成鐵氧體的條件，促使污水中的多種重金屬離子與鐵鹽生成穩定的鐵氧體共沉淀物，最后通過適當的固液分離手段，達到去除重金屬離子的目的。魯棟梁等[11]人用鐵氧體法處理含多種重金屬廢水，達到了排放標準。但該方法的缺點在于操作過程中所需溫度高，且鐵氧體易氧化，因此操作時間長，耗能多。重金屬補集劑是一種具有螯合官能團的有機物，它能從含金屬離子的溶液中選擇捕集、分離、沉淀特定金屬離子。目前，實際應用較多的有兩類：黃原酸脂類和二硫代胺基甲酸鹽類衍生物(DTC類)，而DTC類衍生物是應用最廣泛的。在機理上，我國學者也做了研究，周勤[12]提出了“脫絡—鰲合”、“直接鰲合”兩種，指出前一種為主，后一種為輔。傅皓[13]等用紅外表征了該過程，結果表明，捕集劑對重金屬絡合體系破壞的反應機理應該為脫絡一鰲合，即捕集劑進攻絡合銅離子，使其他絡合劑脫離，單獨和銅鰲合后沉淀。沉淀中不含原來的絡合劑。
2.2高級氧化法
高級氧化技術大多是引入氧化性基團，使得重金屬絡合物中的配位鍵斷裂，從而導致重金屬離子與淋洗劑分離，不過該法應用于淋洗廢水處理時，羥基自由基的強氧化能力不僅能破壞重金屬和螯合劑的結合鍵同時也能破壞螯合劑本身的結構。由于該法不能回收淋洗劑，在價格較為昂貴的淋洗廢水處理中可依據經濟性酌情考慮。這種方法主要包括：鐵鋁電極、鐵碳微電解、Fenton氧化、光催化氧化、電催化氧化、光電催化氧化等技術。鐵鋁電極氧化法是指以鋁、鐵等金屬為陽極，在直流電的作用下，陽極被溶蝕，產生Al3+、Fe2+等離子，在經一系列水解、聚合及亞鐵的氧化過程，形成各種羥基絡合物、多核羥基絡合物以至氫氧化物，使廢水中的膠態雜質、懸浮雜質凝聚沉淀而分離。同時，由于污染物顆粒帶電運動，還可以促使污染物脫穩聚沉。徐旭東[14]等采用該方法處理電鍍絡合銅廢水，結果表明，在最佳實驗條件下Cu2+去除率在99.3%以上。鐵碳微電解是指重金屬絡合物利用活性炭的正六面體層狀菱角結構作為催化劑和酸性富氧情況下產生的•OH，促使重金屬絡合物在活性炭表面發生破絡反應，使得重金屬與有機絡合劑發生分離使得重金屬從有機物中游離出來。JuFeng、練文標、何明等[15-17]使用該方法處理絡合銅廢水，結果表明銅離子去除率均達到98%以上，且對COD也有一定的去除效果。此外，何灝鵬等[18]采用以鐵屑為陽極材料，活性炭為陰極催化劑的置換(還原)處理法處理Cu-EDTA絡合廢水。通過中試裝置間歇流實驗研究了置換(還原)處理法對Cu-EDTA絡合物的去除效果及其影響因素；利用連續流試驗確定最佳反應條件：pH=1.39，停留時間為20min。最佳條件下銅離子和COD的去除率分別為96.75%和27.29%。光催化氧化是指納米半導體等其他材料在光的照射下，通過把光能轉化為化學能，促進化合物的合成或使化合物降解的過程。在光催化反應中，反應物的氧化機理主要是反應物表面•OH的間接氧化或者價帶空穴直接氧化。但光催化也存在一定的缺陷。比如，光催化劑能吸收光的波長范圍狹窄，導致光催化劑能吸收利用的太陽能的比例比較低；半導體光生載流子的復合率高，導致其光催化活性明顯降低。在降低其缺陷上我國學者也做了大量研究，如孫斌[19]等研究了以懸浮態納米為催化劑，在紫外汞燈的作用下對絡合銅廢水進行光催化反應，結果表明：隨著TiO2投加量的增加，EDTA-Cu的去除率也隨著增大，并在0.5g時達到最佳值，此時Cu2+的去除率達到96.56%，COD去除率達到59.17%。Fenton氧化法是向廢水中添加強氧化劑氧化銅的配位離子，使Cu2+釋放出來，然后加堿使之沉淀。目前最常用的破絡方法是Fenton試劑法，此法利用H2O2和Fe2+混合得到的一種強氧化劑——Fenton試劑，產生氧化能力很強的•OH自由基，從而破壞絡合物的結構。彭義華[20]應用Fenton試劑在酸性條件下先對含EDTA的絡合銅廢水進行氧化破絡，再進行中和沉淀，結果表明銅離子去除率達到99%以上，游震中[21]等的工程實踐表明，在pH為2~3時，采用強氧化劑次氯酸鈉能有效氧化破壞EDTA等有機配位體的分子結構，使其失去與銅離子的絡合能力，提高除銅效果，同時還能去除相當部分的COD。ShanhongLan等[22]利用Fenton試劑在酸性條件下聯合內電解技術，采取先破絡后絮凝的方法來處理EDTA絡合銅廢水，結果發現銅的去除率達100%，COD的去除率達87%。
2.3吸附法
吸附法主要是通過活性炭等一類粒子，對廢水中的重金屬絡合物進行吸附。其吸附機理主要是吸附劑表面原子或基團和廢水中的某些雜質產生化學鍵，從而進行分離。例如，R.S.Juang等[23]曾利用多氨基化的殼聚糖顆粒吸附去除Cu(Ⅱ)-EDTA絡合物，發現其吸附機理是吸附劑表面的質子化氨基和CuHEDTA-、CuEDTA2-的靜電作用。W.Maketon[24]等研究了在不同物質的量比EDTA存在的條件下，聚乙烯亞胺負載的瓊脂糖對水溶液中銅和Cu(Ⅱ)-EDTA的去除效果，結果表明吸附劑利用氨基的配位作用吸附游離態的銅離子，得出相同結論。此外，現有研究表明吸附劑的種類比較繁雜，黃國林[25]等采用顆粒狀活性炭，動態吸附處理含Cu-EDTA電鍍廢水，結果表明：顆粒炭吸附處理含Cu-EDTA電鍍廢水，不僅銅的去除率高達98.5%，而且處理后的水也達到國家規定的排放標準。張仲燕等[26]采用活性炭吸附對Cu-EDTA廢水進行了工藝條件的研究，獲得結果表明，在嚴格控制各自特定的條件下，出水剩余Cu濃度≦1mg/L。使用活性炭吸附法時，還可以達到銅回收和水回用的目的。PingxiaoWu等[27]利用Fe/Zr柱撐蒙脫石對廢水中的EDTA銅絡合物進行吸附研究，也獲得了良好的吸附效果。同時，吸附法存在吸附劑使用壽命短、重金屬吸附飽和后再生困難以及難以回收重金屬資源等問題。
2.4其他處理技術
對于絡合銅廢水的處理，也存在離子交換樹脂等處理方法，王瑞祥[23]等采用201×7強堿性季胺I型陰離子交換樹以濃度為10%的NaCl為再生劑可分離回收Cu-EDTA。但該方法難以保障所用樹脂的廣泛使用性。此外，還有人基于常見重金屬與EDTA之間的穩定常數次序[28-29]Fe(Ⅲ)＞Cu(Ⅱ)＞Ni(Ⅱ)＞Pb(Ⅱ)＞Cd(Ⅱ)＞Fe(Ⅱ)＞Ca(Ⅱ)從而進行鐵置換。jiang[30]等人利用Fe(Ⅱ)置換沉波法處理Cu-EDTA模擬廢水，結果表明，對25mg/L的Cu-EDTA，當向溶液中投加鐵的摩爾濃度達到銅的12倍時，利用常規加堿沉淀法即可使銅的濃度降至0.5mg/L左右。Fu[31]等人利用Fe(Ⅲ)代替Fenton反應中的Fe(Ⅱ)，通過Fe(Ⅲ)和Ni-EDTA之間的置換，可將50mg/L的Ni-EDTA去除99%以上。此外，上述技術的聯合使用也比較常見，如劉新秀等[32]采用UV/O3法處理酒石酸－銅絡合體系廢水，結果表明總銅質量濃度可以低于0.3mg/L，可達標排放。
3技術可行性討論
由于淋洗劑種類的不同，其淋洗廢水的處理方式也不同。對于無機溶劑淋洗，如HCl、HNO3、CaCl2等，因廢水成分簡單淋洗劑價格低廉，故沉淀法、高級氧化法、和吸附法都可以處理。只要工藝相對簡單，經濟合理即可，如加堿沉淀、重金屬捕集劑技術、鐵碳微電解、Fenton等方法均可處理。對于各類人工螯合劑淋洗，如EDTA、DTPA、NTA、EDDS等，因這類淋洗劑價格昂貴，成分復雜可使用沉淀法不宜選用高級氧化法和吸附法，對于這類廢水的處理應盡量在沉淀重金屬離子的同時，不破壞淋洗劑本身的結構，以便于該類淋洗劑的重復利用。重金屬捕集劑技術適用于此類方法。對于天然螯合劑，如檸檬酸、蘋果酸、草酸等，這類淋洗劑的特點在于環境友好，此類天然有機酸其本身價格低廉，重復利用率低，可采用高級氧化技術處理。當表面活性劑作為淋洗劑，這類廢水處理也類似于螯合劑，對于人工合成的表面活性劑，其自身價格昂貴可以采用沉淀法，而對于自身價格不高的天然表面活性劑，可以采用高級氧化技術處理。吸附法由于吸附劑本身存在吸附飽和的情況，特別是有些材料在過飽和狀態下還會釋放吸收物質，這種不穩定性難以應用到淋洗廢水中。因此，針對不同的土壤淋洗劑可以，采用不同廢水處理工藝，從而保證淋洗工藝的經濟合理。
篇2
一、重金屬污染土壤的修復技術
重金屬土壤污染中，修復技術主要分為3類，分別是化學修復、物理修復和生物修復，對其做如下分析。
1、化學修復
化學淋洗，通過清水、化學試劑的方法，將重金屬污染物在土壤中淋洗出來，或者采用氣體淋洗?；瘜W淋洗方法中，利用沉淀、吸附的方法，把土壤中的重金屬，轉換成液相狀態，進一步處理重金屬，淋洗液是可以重復使用的，所以重點向土壤重金屬污染的區域注入化學劑，提高重金屬在土壤中的溶解度[1]。化學淋洗方法中，常用的淋洗劑有表面活性劑、螯合劑以及無機淋洗劑，無機酸類型的物質，對土壤中的重金屬污染有很明顯的作用，例如：土壤中的重金屬污染砒，其可采用磷酸清洗，大約清洗6個小時，就可以達到99.9%的去除率。
化學固定，在重金屬土壤污染中，加入化學試劑、化學材料，促使重金屬之間對土壤的有效性降低，避免重金屬遷移到土壤介質內，修復被污染的土壤。化學固定的核心是固定重金屬在土壤中的狀態，改良土壤狀態，研究化學固定在土壤重金屬污染中的作用，逐步修復土壤，采取研究試驗的方法，在土壤修復中落實化學固定方法?；瘜W固定方法常用在低重金屬污染的土壤修復中，重金屬很容易根據外界的環境變化而發生變動，所以要靈活的選擇修復劑，在改變土壤結構的同時，修復土壤中的重金屬污染。
電動修復，此類化學修復方法，是一類新型的手段，其在重金屬污染土壤的兩側，增加電壓，形成具有電場梯度的電場，重金屬污染物會在電遷移、電滲流的作用下，分散到兩極處理室內，進而修復土壤結構。電動修復常用于低滲透的土壤內，成本相對比較低，不會對土壤造成任何破壞，體現了電動修復在土壤中的作用[2]。電動修復技術在重金屬土壤污染中，最大程度的保護土壤環境，在處理效率方面稍微偏低。
玻璃化技術，利用1400～2000℃的高溫環境，熔化土壤中的重金屬污染元素，熔化的過程中，重金屬有機物會逐漸分解，經熱解后，尾氣處理系統會收集熱解的產物。玻璃熔化物在冷卻的過程中，能夠包裹重金屬污染物，限制重金屬遷移，玻璃體的強度比混凝土高10倍，異位玻璃化處理時，配置多種熱能，選擇直接加熱、燃料燃燒的方法，同時配合電漿、電弧的方式，完成導熱的過程，原位處理后，將電擊棒插入到重金屬污染區域，解決重金屬污染的問題。玻璃化技術在處理土壤重金屬方面的效果非?？?，需要大量的能量，增加了重金屬污染處理的成本。
2、物理修復
換土法，是物理修復的典型代表，利用清潔土壤，替換有重金屬污染的土壤，以便稀釋重金屬污染的濃度，適當的增加土壤的環境容量，進而達到土壤修復的標準[3]。換土法又可以劃分為：換土、客土、翻土等，分析如：（1）換土需要更換有重金屬污染的土壤，置換成新土，此類方法可以置換小面積的土壤污染，保護好被替換的土壤，避免出現二次污染；（2）客土，此類方法需要向重金屬污染土壤中增加清潔的土壤，覆蓋或者混入到污染土壤內，提高土壤自我修復的能力。（3）翻土是針對深層次的土壤進行替換，促使重金屬污染物可以分散到深層次，稀釋重金屬在土壤中的濃度，體現出自然修復的作用。換土法需要將有重金屬污染的土壤，與生態系統隔離，避免造成更大的土壤污染。
熱脫附法，利用了重金屬的物理揮發特性，通過微波、紅外線輻射、蒸汽的介質，加熱重金屬的污染土壤，促使土壤的污染物能夠揮發，配置真空負壓的方式，收集土壤中揮發出的重金屬物質，完成土壤修復。土壤熱脫附的過程中，運用不同的溫度，如：90～320℃、320～560℃，落實熱處理技術，采取預處理、旋轉爐熱處理、出口氣體的三個階段，實現土壤的修復。
3、生物修復
植物修復，借助植物的吸收、固定、清除等功能，修復土壤，去除土壤中的重金屬污染。植物能夠降低土壤中重金屬的含量，降低重金屬在土壤中的毒性。植物修復方面，分為植物穩定、植物提取、植物揮發的方式。例如：植物穩定修復，植物的根部可以吸收、還原土壤中的重金屬污染物，植物根部能夠減緩重金屬的移動能力，提高植物根部的利用效率，避免重金屬參與到生態食物鏈內。植物修復不僅能處理土壤中的重金屬，還能保障土壤的穩定與穩固。
微生物修復，其在重金屬土壤污染中，雖然不會降解、破壞重金屬元素，但是可以改變重金屬的性質，避免其在土壤中發生轉化、遷移。微生物修復的核心是，利用微生物沉淀、氧化等反應，清除土壤內的重金屬污染物。例如：微生物菌根，連接著土壤和重金屬，其可改變植物對重金屬的吸收，促使植物可以快速將土壤中的重金屬轉移。
動物修復，土壤中的一些動物，如：蚯蚓，可以吸收重金屬污染物。重金屬土壤污染區域，可以采取人工干預的方式，向污染區域中投放高富集的動物，促進重金屬的吸收，降低重金屬在土壤中的毒性[4]。動物修復的研究歷史很長，為重金屬污染提供了較好的處理條件，根據重金屬在土壤中的污染濃度，規劃動物修復。動物修復已經可以應用到工業污染土壤處理上，專門處理工業造成的重金屬土壤污染，提高土壤的質量水平。
二、重金屬污染土壤修復技術建議
針對重金屬污染土壤修復技術的應用，提出幾點建議，用于提高土壤的修復能力。首先重金屬污染土壤修復方面，根據污染的狀態，篩選并培育出油量的植物，如：超富集植物，促使植物能夠滿足重金屬污染土壤修復的需求，在重金屬污染土壤修復方面，研究超富集植物，要更為高效的采取篩選并培育修復生物，提高土壤修復的經濟效益；然后是微生物對土壤修復的建議，菌類對重金屬處理的能力很強，培育出富集重金屬能力強的菌株，處理好土壤中的重金屬元素；第三是研究重金屬土壤污染的技術性修復方法，如納米材料中的納米磷石灰、零價鐵，以此來提高土壤的pH值，改變土壤內重金屬的價態表現，逐步降低重金屬在土壤中的活性，抑制土壤修復重金屬，最大程度的保護土壤環境。土壤重金屬污染方面，還要注重修復技術的研究，優化土壤的環境。
結束語：
重金屬在土壤環境中，屬于比較明顯的一類污染源，根據重金屬污染土壤的狀態，落實土壤修復技術，保護好土壤環境，消除土壤中的重金屬污染源。土壤環境中，要按照重金屬污染的分析，采用修復技術，不能破壞土壤的結構，還要發揮修復技術的作用，恢復土壤的能力。
參考文獻：
[1]羅戰祥，揭春生，毛旭東.重金屬污染土壤修復技術應用[J].江西化工，2010，02：100-103.
篇3
前言
土壤重金屬污染是指由于人類活動將金屬加入到土壤中，致使土壤中重金屬明顯高于原生含量、并造成生態環境質量惡化的現象。加之重金屬離子難移動性，長期滯留性和不可分解性的特點，對土壤生態環境造成了極大破壞，同時食物通過食物鏈最終進入人體，嚴重危害人體健康，已成為不可忽視的環境問題。隨著我國人民生活水平的提高,生態環境保護日趨受到重視,國家對污染土壤治理和修復的人力，物力的投入逐年增加，土壤污染物的去除以及修復問題,已成為土壤環境研究領域的重要課題。而生物修復技術是近20年發展起來的一項用于污染土壤治理的新技術,同傳統處理技術相比具有明顯優勢，例如其處理成本低,只為焚燒法的1/2-1/3，處理效果好,生化處理后污染物殘留量可達到很低水平;對環境影響小,無二次污染,最終產物CO2、H2O和脂肪酸對人體無害，可以就地處理,避免了集輸過程的二次污染,節省了處理費用，因而該技術成為最有發展潛力和市場前景的修復技術。
1.污染土壤生物修復的基本原理和特點
土壤生物修復的基本原理是利用土壤中天然的微生物資源或人為投加目的菌株,甚至用構建的特異降解功能菌投加到各污染土壤中,將滯留的污染物快速降解和轉化成無害的物質,使土壤恢復其天然功能。由于自然的生物修復過程一般較慢,難于實際應用,因而生物修復技術是工程化在人為促進條件下的生物修復,利用微生物的降解作用,去除土壤中石油烴類及各種有毒有害的有機污染物，降解過程可以通過改變土壤理化條件(溫度、濕度、pH值、通氣及營養添加等)來完成,也可接種經特殊馴化與構建的工程微生物提高降解速率。
2.污染土壤生物修復技術的種類
目前,微生物修復技術方法主要有3種:原位修復技術、異位修復技術和原位-異位修復技術。
2.1 原位修復技術：
原位修復技術是在不破壞土壤基本結構的情況下的微生物修復技術。有投菌法、生物培養法和生物通氣法等,主要用于被有機污染物污染的土壤修復。投菌法是直接向受到污染的土壤中接入外源污染物降解菌,同時投加微生物生長所需的營養物質,通過微生物對污染物的降解和代謝達到去除污染物的目的。生物培養法是定期向土壤中投加過氧化氫和營養物,過氧化氫則在代謝過程中作為電子受體,以滿足土壤微生物代謝,將污染物徹底分解為CO2和H2O。生物通氣法是一種加壓氧化的生物降解方法,它是在污染的土壤上打上幾眼深井,安裝鼓風機和抽真空機,將空氣強行排入土壤中,然后抽出,土壤中的揮發性有機物也隨之去除。在通入空氣時,加入一定量的氨氣,可為土壤中的降解菌提供所需要的氮源,提高微生物的活性,增加去除效率。
2.2 異位修復技術：
異位修復處理污染土壤時,需要對污染的土壤進行大范圍的擾動,主要技術包括預制床技術、生物反應器技術、厭氧處理和常規的堆肥法。預制床技術是在平臺上鋪上砂子和石子,再鋪上15-30cm厚的污染土壤,加入營養液和水,必要時加入表面活性劑,定期翻動充氧,以滿足土壤微生物對氧的需要,處理過程中流出的滲濾液,即時回灌于土層,以徹底清除污染物。生物反應器技術是把污染的土壤移到生物反應器,加水混合成泥漿,調節適宣的pH值,同時加入一定量的營養物質和表面活性劑,底部鼓入空氣充氧,滿足微生物所需氧氣的同時,使微生物與污染物充分接觸,加速污染物的降解,降解完成后,過濾脫水這種方法處理效果好、速度快,但僅僅適宜于小范圍的污染治理。厭氧處理技術適于高濃度有機污染的土壤處理,但處理條件難于控制。常規堆肥法是傳統堆肥和生物治理技術的結合,向土壤中摻入枯枝落葉或糞肥,加入石灰調節pH值,人工充氧,依靠其自然存在的微生物使有機物向穩定的腐殖質轉化,是一種有機物高溫降解的固相過程。上述方法要想獲得高的污染去除效率,關鍵是菌種的馴化和篩選。由于幾乎每一種有機污染物或重金屬都能找到多種有益的降解微生物。因此,尋找高效污染物降解菌是生物修復技術研究的熱點。
3.影響污染土壤生物修復的主要因子
3.1 污染物的性質：
重金屬污染物在土壤中常以多種形態貯存,不同的化學形態對植物的有效性不同。某種生物可能對某種單一重金屬具有較強的修復作用。此外,重金屬污染的方式(單一污染或復合污染)，污染物濃度的高低也是影響修復效果的重要因素。有機污染物的結構不同,其在土壤中的降解差異也較大。
3.2 環境因子：
了解和掌握土壤的水分、營養等供給狀況,擬訂合適的施肥、灌水、通氣等管理方案,補充微生物和植物在對污染物修復過程中的養分和水分消耗,可提高生物修復的效率。一般來說土壤鹽度、酸堿度和氧化還原條件與重金屬化學形態、生物可利用性及生物活性有密切關系,也是影響生物對重金屬污染土壤修復效率的重要環境條件。
3.3 生物體本身：
微生物的種類和活性直接影響修復的效果。由于微生物的生物體很小,吸收的金屬量較少,難以后續處理,限制了利用微生物進行大面積現場修復的應用，
植物體由于生物量大且易于后續處理,利用植物對金屬污染位點進行修復成為解決環境中重金屬污染問題的一個很有前景的選擇。但由于超積累重金屬植物一般生長緩慢,且對重金屬存在選擇作用,不適于多種重金屬復合污染土壤的修復。因此,在選擇修復技術時,應根據污染物性質、土壤條件、污染程度、預期修復目標、時間限制、成本及修復技術的適用范圍等因素加以綜合考慮。
4.發展中存在的問題：
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目前，全球經濟迅速發展的同時也造成了日趨嚴重的環境污染問題，其中土壤重金屬污染備受矚目[1]。重金屬在土壤中高度富集，惡化土壤環境質量，影響農作物的產量和品質，嚴重危害土壤的生態循環，其通過食物鏈進入人體，危害人們的身體健康，威脅人類的生存環境[2-4]。在各種重金屬中，高濃度的鈷明顯抑制植物生長發育，因此土壤中鈷污染越來越受到人們廣泛的關注[5-7]，鈷含量高的農產品也會損害人和動物的健康，造成心肌和胰腺損傷，降低甲狀腺濃縮碘的能力等[8]。
1 重金屬鈷污染土壤的特性和危害
土壤中含鈷量為0.05～65.00 mg/kg，中值為8 mg/kg。巖石風化的土壤，鈷的濃度變化不大，如含鈷為59 mg/kg的玄武巖風化后含鈷為81 mg/kg，略有富集[9-10]。試驗結果表明：鈷在土壤溶液中濃度為0.10～0.27、1.00、5.90 mg/L時，分別對西紅柿、亞麻、甜菜有毒害作用[11-12]。鈷濃度為10 mg/L時，可使農作物死亡。美國規定灌溉用水鈷的最大容許濃度為0.2 mg/L。前蘇聯提出生活供水水源中鈷的最大濃度為1 mg/L，漁業用水為0.01 mg/L[13-14]。隨著人類對鈷元素的開發和利用，鈷污染越來越嚴重，主要的污染來源有礦藏開采、原子能工業排放的廢物、核武器試驗的沉降物、醫療放射性、科研放射性等。鈷是植物生長的必需微量元素，是維生素B12的組成成分，適量的低濃度鈷對植物生長有促進作用，但是如果濃度過高將使植物受到毒害作用[15]。重金屬污染物對土壤的污染具有長期性、隱蔽性和不可逆性，不僅降低土壤質量，導致農作物產量和品質的下降，還危害人類健康。如果環境被具有放射性的鈷污染，其放射性是持久的，隨著衰變逐漸降低，放射性會嚴重影響周圍動植物的生長和發育，如果食用了含放射性鈷的食品，會導致脫發，嚴重損害人體血液內的細胞組織，造成白血球減少，引起血液系統疾病，如再生貧血癥，嚴重的會使人患上白血?。ㄑ踔了劳鯷16-18]。因此，修復重金屬污染鈷土壤，受到科學家們的廣泛關注。
2 治理重金屬污染土壤的方法
目前國內外采用多種方法且多為交叉使用方法來修復和治理重金屬污染的土壤[19-22]，一般分為3類，即化學修復法、物理修復法和生物修復法?；瘜W修復法包括2種，一種是化學淋洗[23]，是指污染土壤中加入化學溶劑，通過外壓或者重力作用，將重金屬溶解在溶劑中，實現重金屬轉移至液相態，然后將溶液抽提出土層，再對溶液中重金屬進行處理；另一種是化學改良劑[24]，土壤添加改良劑以后，可以通過對重金屬的產生拮抗、氧化還原、吸附、沉淀等作用，使重金屬在土壤中的存在形態發生改變，然后進入土壤深層或地下水遷移，從而降低其生物有效性。物理修復法是基于機械物理的工程方法，主要包括3種，即翻土、換土和客土法、熱處理法和電動修復法。生物修復法是通過各種生物的代謝活動降低土壤重金屬含量，包括4種，即菌根修復法、微生物修復法、植物修復法及動物修復法。澳大利亞等國的研究較為深入，主要集中在利用超富集植物對土壤中的重金屬元素進行吸收，但大面積普及難度較高[25-26]。利用沸石等物質降低重金屬在土壤中的遷移等方面。國內也開展了關于土壤重金屬的污染治理研究，但仍然存在局限性，對于動物修復的機理還不是很明確，植物修復易造成植株生長緩慢、植株矮小、生長周期長等。
3 治理鈷污染土壤的方法
鈷分為2類，即不具有放射性和具有放射性，不具有放射性鈷就是一般的重金屬元素。目前，國內外對土壤中的重金屬鈷元素的研究主要集中在測量其含量、鈷在植物中遷移規律以及鈷對植物生長的影響[27-28]，而鈷污染土壤修復方法研究較少，在實踐中還是采用重金屬污染土壤常規的3種修復方法，即物理修復法、化學修復法和生物修復法。具有放射性鈷污染主要是由于礦藏的開采、鈷的利用、科學研究、核電站等造成的，對其處理國內外采取的主要方法是把污染的土壤封存起來，集中到一個地方，進行自然衰變，避免人和動物進入，但是礦藏污染比較難以控制，污染面積較大，由于自然界本身作用規律，遷移速率較快，對環境影響比較嚴重。輻射劑量較高的鈷污染土壤用固定的桶裝起來，放到處置場進行處置，每個國家都有專門的放射性污染處置場，這需要花費較大的人力和物力，而且占用地方比較大，時間較長。近年來，科學家們正開展常規重金屬污染土壤修復方法和放射性污染土壤處理方法聯合研究，利用生物修復法選擇富集度高的植物種植在被放射性物質污染的土壤中，放射性物質從土壤轉移到生物體內，達到了濃縮放射性物質的目的，同時美化了環境，減少了污染，然后再集中焚燒植株，進一步濃縮放射性物質，這給后續處理節省了大量人力、物力、財力等[29-31]，如日本福島核電站事故發生后，日本科學家們在被放射性污染的土壤中種植了向日葵、油菜等植物。
4 展望
隨著鈷污染日益加重的情況，鈷污染土壤修復技術的研究和應用勢在必行。物理方法和化學方法不僅費用昂貴而且常常導致土壤結構破壞，土壤生物活性下降和土壤肥力退化等，同時對具有放射性鈷污染土壤不能降低或者消除其放射性，生物修復法和放射性處理方法結合起來無論從技術上還是從實踐應用方面都是切實可行的，其優勢明顯可見。聯合修復技術今后應加強以下幾個方面的工作：一是加強對國內超高積累鈷植物的篩選工作，開展對富集鈷植物的培育工作，把生長慢、低生物量的超富集鈷植物，培育成生長快、生物量大的植物，進行推廣、商業化。二是鈷富集植物收獲后的處理，具有放射性的主要采用焚燒法，然后再集中桶裝；不具有放射性的采取堆肥法、高溫分解法、灰化法等多種處置技術。探求既有經濟效益，又能使污染物得到妥善處置的修復植物產后處理技術還需要不斷努力。
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篇5
土壤重金屬污染是指由于人類活動將金屬加入到土壤中，致使土壤中重金屬明顯高于原生含量、并造成生態環境質量惡化的現象。加之重金屬離子難移動性，長期滯留性和不可分解性的特點，對土壤生態環境造成了極大破壞，同時食物通過食物鏈最終進入人體，嚴重危害人體健康，已成為不可忽視的環境問題。隨著我國人民生活水平的提高,生態環境保護日趨受到重視,國家對污染土壤治理和修復的人力，物力的投入逐年增加，土壤污染物的去除以及修復問題,已成為土壤環境研究領域的重要課題。而生物修復技術是近20年發展起來的一項用于污染土壤治理的新技術,同傳統處理技術相比具有明顯優勢，例如其處理成本低,只為焚燒法的1/2-1/3，處理效果好,生化處理后污染物殘留量可達到很低水平;對環境影響小,無二次污染,最終產物CO2、H2O和脂肪酸對人體無害，可以就地處理,避免了集輸過程的二次污染,節省了處理費用，因而該技術成為最有發展潛力和市場前景的修復技術。
1.污染土壤生物修復的基本原理和特點
土壤生物修復的基本原理是利用土壤中天然的微生物資源或人為投加目的菌株,甚至用構建的特異降解功能菌投加到各污染土壤中,將滯留的污染物快速降解和轉化成無害的物質,使土壤恢復其天然功能。由于自然的生物修復過程一般較慢,難于實際應用,因而生物修復技術是工程化在人為促進條件下的生物修復,利用微生物的降解作用,去除土壤中石油烴類及各種有毒有害的有機污染物，降解過程可以通過改變土壤理化條件(溫度、濕度、pH值、通氣及營養添加等)來完成,也可接種經特殊馴化與構建的工程微生物提高降解速率。
2.污染土壤生物修復技術的種類
目前,微生物修復技術方法主要有3種:原位修復技術、異位修復技術和原位-異位修復技術。
2.1原位修復技術：
原位修復技術是在不破壞土壤基本結構的情況下的微生物修復技術。有投菌法、生物培養法和生物通氣法等,主要用于被有機污染物污染的土壤修復。投菌法是直接向受到污染的土壤中接入外源污染物降解菌,同時投加微生物生長所需的營養物質,通過微生物對污染物的降解和代謝達到去除污染物的目的。生物培養法是定期向土壤中投加過氧化氫和營養物,過氧化氫則在代謝過程中作為電子受體,以滿足土壤微生物代謝,將污染物徹底分解為CO2和H2O。生物通氣法是一種加壓氧化的生物降解方法,它是在污染的土壤上打上幾眼深井,安裝鼓風機和抽真空機,將空氣強行排入土壤中,然后抽出,土壤中的揮發性有機物也隨之去除。在通入空氣時,加入一定量的氨氣,可為土壤中的降解菌提供所需要的氮源,提高微生物的活性,增加去除效率。
2.2異位修復技術：
異位修復處理污染土壤時,需要對污染的土壤進行大范圍的擾動,主要技術包括預制床技術、生物反應器技術、厭氧處理和常規的堆肥法。預制床技術是在平臺上鋪上砂子和石子,再鋪上15-30cm厚的污染土壤,加入營養液和水,必要時加入表面活性劑,定期翻動充氧,以滿足土壤微生物對氧的需要,處理過程中流出的滲濾液,即時回灌于土層,以徹底清除污染物。生物反應器技術是把污染的土壤移到生物反應器,加水混合成泥漿,調節適宣的pH值,同時加入一定量的營養物質和表面活性劑,底部鼓入空氣充氧,滿足微生物所需氧氣的同時,使微生物與污染物充分接觸,加速污染物的降解,降解完成后,過濾脫水這種方法處理效果好、速度快,但僅僅適宜于小范圍的污染治理。厭氧處理技術適于高濃度有機污染的土壤處理,但處理條件難于控制。常規堆肥法是傳統堆肥和生物治理技術的結合,向土壤中摻入枯枝落葉或糞肥,加入石灰調節pH值,人工充氧,依靠其自然存在的微生物使有機物向穩定的腐殖質轉化,是一種有機物高溫降解的固相過程。上述方法要想獲得高的污染去除效率,關鍵是菌種的馴化和篩選。由于幾乎每一種有機污染物或重金屬都能找到多種有益的降解微生物。因此,尋找高效污染物降解菌是生物修復技術研究的熱點。
3.影響污染土壤生物修復的主要因子
3.1污染物的性質：
重金屬污染物在土壤中常以多種形態貯存,不同的化學形態對植物的有效性不同。某種生物可能對某種單一重金屬具有較強的修復作用。此外,重金屬污染的方式(單一污染或復合污染)，污染物濃度的高低也是影響修復效果的重要因素。有機污染物的結構不同,其在土壤中的降解差異也較大。
3.2環境因子：
了解和掌握土壤的水分、營養等供給狀況,擬訂合適的施肥、灌水、通氣等管理方案,補充微生物和植物在對污染物修復過程中的養分和水分消耗,可提高生物修復的效率。一般來說土壤鹽度、酸堿度和氧化還原條件與重金屬化學形態、生物可利用性及生物活性有密切關系,也是影響生物對重金屬污染土壤修復效率的重要環境條件。
3.3生物體本身：
微生物的種類和活性直接影響修復的效果。由于微生物的生物體很小,吸收的金屬量較少,難以后續處理,限制了利用微生物進行大面積現場修復的應用，
植物體由于生物量大且易于后續處理,利用植物對金屬污染位點進行修復成為解決環境中重金屬污染問題的一個很有前景的選擇。但由于超積累重金屬植物一般生長緩慢,且對重金屬存在選擇作用,不適于多種重金屬復合污染土壤的修復。因此,在選擇修復技術時,應根據污染物性質、土壤條件、污染程度、預期修復目標、時間限制、成本及修復技術的適用范圍等因素加以綜合考慮。
4.發展中存在的問題：
生物修復技術作為近20年發展起來的一項用于污染土壤治理的新技術,雖取得很大進步和成功,但處于實驗室或模擬實驗階段的研究結果較多,商業性應用還待開發。此外,由于生物修復效果受到如共存的有毒物質(Co-toxicants)(如重金屬)對生物降解作用的抑制；電子受體(營養物)釋放的物理;物理因子(如低溫)引起的低反應速率;污染物的生物不可利用性;污染物被轉化成有毒的代謝產物;污染物分布的不均一性;缺乏具有降解污染物生物化學能力的微生物等因素制約。因此,目前經生物修復處理的污染土壤,其污染物含量還不能完全達到指標的濃度要求。
5.應用前景及建議：
隨著生物技術和基因工程技術的發展,土壤生物修復技術研究與應用將不斷深入并走向成熟,特別是微生物修復技術、植物生物修復技術和菌根技術的綜合運用將為有毒、難降解、有機物污染土壤的修復帶來希望。為此,建議今后在生物修復技術的研究和開發方面加強做好以下幾項工作:
(1)進一步深入研究植物超積累重金屬的機理,超積累效率與土壤中重金屬元素的價態、形態及環境因素的關系。(2)加強微生物分解污染物的代謝過程、植物-微生物共存體系的研究以及植物-微生物聯合修復對污染物的修復作用與植物種類具有密切關系。
(3)應用現代分子生物學與基因工程技術,使超積累植物的生物學性狀(個體大小、生物量、生長速率、生長周期等)進一步改善與提高,培養篩選專一或廣譜性的微生物種群(類),并構建高效降解污染物的微生物基因工程菌,提高植物與微生物對污染土壤生物修復的效率。
(4)創造良好的土壤環境,協調土著微生物和外來微生物的關系,使微生物的修復效果達到最佳，并充分發揮生物修復與其他修復技術(如化學修復)的聯合修復作用。
(5)盡快建立生物修復過程中污染物的生態化學過程量化數學模型、生態風險及安全評價、監測和管理指標體系。
結論
綜上所述，我們不難發現由于土壤重金屬來源復雜,土壤中重金屬不同形態、不同重金屬之間及與其它污染物的相互作用產生各種復合污染物的復雜性增加了對土壤重金屬治理和修復難度,且重金屬對動植物和人體的危害具有長期性、潛在性和不可逆性,同時進一步惡化了土壤條件，嚴重制約了我國農業生產的加速發展，所以要更好的防治土壤重金屬污染還需要廣大科研工作者不懈的努力，研發出更好的效率更高的修復治理技術，同時我們還不應該忘記必須加強企業自身的環保意識，提高企業自我約束能力，始終將防治污染積極治理作為企業工作的頭等大事來抓，把企業對環境的污染程度降到最低限度，形成全社會都來重視土壤污染問題的良好環保氛圍，逐步改善我們的土壤生態環境。
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篇6
1．1供試土壤
供試土壤為水稻土，采自浙江省德清縣，按中國系統分類屬潛育人為土，名稱為青紫泥（PCS）。取表層（0—20cm）土壤，土樣經風干、去雜，磨細過2mm篩。供試土壤的基本理化性質詳見表1。
1．2盆栽試驗設計
對供試土壤設8個汞濃度水平，以溶液形式加入外源汞HgCl2，其加入量分別為：0，0．25，0．5，1，1．5，2，3，6mg／kg。重復3次。淹水培養—自然落干（至田間最大持水量的30％）交替進行，2個月后，施入基肥，種植水稻。水稻收獲后，清除土壤中的殘余根系，土壤經風干，混勻，過5mm篩，每盆留土2．8kg，施入基肥，將育苗一個月后的小白菜移栽入盆內，每盆3～4株，重復3次，兩個月后收獲。收獲小白菜后的土壤同樣經風干，混勻，過5mm篩，每盆留土2．0kg，施入基肥，播種蘿卜，每盆2株，重復3次，1個半月后收獲，同時設置無植物對照。于植物收獲后，分別取土壤和作物可食部位（水稻籽粒、小白菜葉與蘿卜根）進行汞含量測定［8］。
1．3提取條件優化的試驗設計
土壤汞濃度設置為200mg／kg土，以HgCl2為汞源，用過飽和水法混勻。所用土樣置于25℃恒溫培養箱中培養10d。4種提取劑分別為：0．1MHC1，1MNH4OAc（pH＝7．0），0．005MDTPA和0．1MCaCl2（pH＝5．0）。稱取4．00g相當于風干土重的土樣于100ml塑料離心管中，按土∶水＝1∶5和土∶水＝1∶10比例分別加入配制好的HC1，NH4OAC，DTPA和CaCl2。在室溫25℃條件下，分別振蕩5，10，30，45，60min，過濾，收集濾液，每個處理重復3次。
1．4稻菜輪作制下提取劑選擇的試驗設計
取水稻、小白菜和蘿卜收獲后的土壤樣品約0．10g于100ml消化管中，加入新配王水5ml，用保鮮膜封口，靜置過夜，于沸水浴中加熱1h，其中要充分振搖兩次，取出涼透后，過濾并轉移到50ml容量瓶中定容，靜置取上清液，原子熒光光度計（AFS－230E）測定［8］。稱取4．00g風干土樣于100ml塑料離心管中，按土∶水＝1∶5比例分別加入HC1，NH4OAC，DT－PA和CaCl2。在室溫條件下，分別振蕩30min，過濾，收集濾液，每個處理重復3次。
1．5樣品測定與數據分析
土樣基本理化性質采用常規分析方法測定［9］；植物樣品中的汞含量采用傳統的干灰化法測定［8］，植物樣品中的汞和土壤有效態汞的測定均采用原子熒光光度計（AFS－230E）［10］。試驗數據采用Excel軟件處理，相關分析和其它統計分析采用SPSS10．0完成。
2結果與分析
2．1不同提取時間對土壤有效態汞化學提取性的影響
不同提取劑提取的汞有效態含量隨提取時間的延長而逐漸增加，隨后基本達到平衡。以提取劑提取的重金屬含量占土壤中該元素總量的百分率即提取率表示提取劑的提取能力。結果表明，不同提取劑的提取率明顯不同。提取劑在不同土水比下對供試土壤在200mg／kg汞濃度處理水平的提取率見圖1。供試土壤中各提取劑提取率達到平衡的時間分別為：HCl10min；CaCl230min；DTPA30min；NH4OAc30min。由此可見，提取時間達到30min時，有效態汞提取率基本達到平衡，因此，對4種提取劑而言，30min可作為提取供試土壤有效態汞的最佳提取時間。尹君等［11］的研究得出了相似的結論。
2．2不同土水比對土壤有效態汞化學提取性的影響
一般土壤有效態重金屬元素的測定選擇以下幾種土水比：1∶1，1∶2．5，1∶5，1∶10，1∶12．5和1∶15，主要為測定方便和測定結果易于對比。但在實驗中發現，較大土水比（1∶1，1∶2．5），濾液量很少，不易測定；而較小土水比（小于1∶12．5，1∶15），特別是在重金屬元素處理濃度較低的情況下，濾液里重金屬元素含量很低，誤差較大，因此，本研究選擇1∶5，1∶10兩種土水比進行比較測定。提取劑對供試土壤在200mg／kg汞濃度處理水平下，不同土水比提取的汞量列于表2。由表2可見，隨土水比減小，供試土壤中提取劑的汞提取量明顯提高。如土水比由1∶5減小到1∶10時，30min提取時間的DTPA汞提取量增加了11．39mg／kg，而同樣條件下CaCl2，NH4OAc和HCl分別增加了12．17，12．45和15．15mg／kg。這是由于隨土水比減小，有更多的汞離子被解吸到溶液中來；同時，在濃度較小的情況下，離子的交換或絡合能力也增強。為減少試驗誤差，確定1∶5為較適宜的土水比。分析結果表明，4種提取劑提取的汞有效態含量之間存在正相關關系（表3），其中CaCl2提取汞含量和NH4OAc提取汞含量之間相關性最顯著，可能因為它們都屬于中性鹽提取劑；而HCl提取汞含量與其他提取劑提取汞含量之間相關性較低，這與不同提取劑提取機制的不同有關，HCl屬較強的代換劑，其代換機制是H＋的置換作用。這與賀建群等［12］在研究鎘、銅、鋅和鉛土壤有效態提取方法時得出的觀點相近。
2．3不同提取劑對土壤有效態汞化學提取性的影響
研究表明，在土水比為1∶5，不同提取時間下4種提取劑的提取能力有顯著差異。不同提取劑在供試土壤上的提取量明顯不同。對于土壤處理為200mg／kg汞濃度，同樣條件下，CaCl2對供試土壤汞有效態的提取量最大，在14．51～23．24mg／kg之間；其次是HCl，在13．42～21．09mg／kg之間；NH4OAc在8．86～13．44mg／kg之間，最小的是DTPA，在7．20～12．40mg／kg之間（圖2）。
2．4提取劑的選擇
在土壤重金屬污染中，最受關注的是作物可食部位重金屬含量是否超過臨界濃度。提取劑提取的重金屬量與作物可食部位重金屬含量的相關性大小及作物可食部位重金屬含量的多少常作為提取劑選擇的依據之一，因此作物系統不同，適宜提取劑的選擇也會不同。在水稻—小白菜—蘿卜作物輪作系統中，通過對作物可食部位如水稻籽粒、小白菜葉和蘿卜根中的汞含量與提取劑提取汞含量進行相關和回歸統計分析，結果表明，對土壤—水稻系統來說，在振蕩平衡時間30min，土水比1∶5的條件下，供試土壤上水稻籽粒中汞含量與提取劑CaCl2提取汞量之間相關系數最大；因此，供試土壤可用CaCl2作為測定土壤中有效態汞的最佳提取劑。對土壤—小白菜系統來說，在振蕩平衡時間30min，土水比1∶5條件下，供試土壤上小白菜葉汞含量與提取劑提取汞量之間相關性不顯著，因此，不能從中選擇適宜的提取劑。對土壤—蘿卜系統來說，在振蕩平衡時間30min，土水比1∶5條件下，供試土壤上蘿卜根中汞含量同樣與提取劑CaCl2提取汞量之間相關系數最大，因此，最佳提取劑與土壤—水稻系統相同。通過比較各種提取劑對供試土壤有效態汞提取能力的差異可知，CaCl2的提取能力在供試土壤中較高，且其提取的汞含量與水稻籽粒和蘿卜根中汞含量相關性最好，綜合分析4種提取劑的提取能力、提取結果及與作物可食部位汞含量的關系，確定CaCl2為評價本研究供試土壤中汞有效性的最佳化學提取劑。但用該提取劑對其他土壤中重金屬元素的有效性進行評價，并以此來說明土壤中重金屬元素的豐缺和污染狀況時，還需要做大量類似的分析測定工作。
篇7
引言
20世紀中葉以來，世界工廠化的生產模式不斷擴大，人口總量迅速增加，人們對于自然資源的索取超過了自然界的再生能力，同時過度排放污染物，造成了世界性的資源短缺和嚴重的環境問題。水污染就是其中之一。水污染可分為兩類：一類是自然污染；另一類是人為污染。其中人為污染較為常見，每年排入江河湖海的污水約有4.2×1012m3，污染了數億立方米的淡水，相當于世界江流總量的14%以上[1]。特別是近年來，隨著農藥的大量使用以及工廠排放廢水的增加，水污染問題變得愈發嚴重。而水是生命的源泉，是人類賴以生存和發展的不可或缺的最重要的物質之一，所以有效的進行水體污染監測刻不容緩。
草履蟲（Paramecium）是原生動物門纖毛綱的代表物種，除了具有靈敏的應激系統外，還具有分布廣泛，結構典型，繁殖速度快，便于觀察，容易采集培養等特點，因此被廣泛應用于水體監測[2]。目前，國內研究人員從重金屬離子、農藥等污染物質對草履蟲應激性及其生殖能力的影響等方面做了大量的研究，研究表明重金屬離子、農藥等因素對草履蟲均會產生相應程度的影響[3]。
1 草履蟲簡介
1.1 草履蟲種類
草履蟲是原生動物門纖毛綱的單細胞動物，其形狀類似于倒置草鞋底，主要生活在有機質充足、細菌豐富、光線充足的河流池塘或水溝中。目前，世界已知草履蟲種類有22種[4]，常見的有大草履蟲、雙小核草履蟲、多小核草履蟲、綠草履蟲。其中大草履蟲最為常見，體長180～300μm；雙小核草履蟲，體長80～170μm，伸縮泡2個，有2個很小的小核；多小核草履蟲，體長180～310μm，有時有3個伸縮泡，小核泡型，有3～12個；綠草履蟲，體長80～150μm，細胞質內有綠藻共生，經見光處培養后通體呈綠色，小核2個。
1.2 草履蟲的結構
草履蟲一般呈長橢圓形，前端較圓，后端寬而略尖，因形狀與草鞋相似而得名。其表膜由三層膜組成，具有緩沖和保護作用。膜下機體中生長有近萬根纖毛，其排列成的網狀結構，更有助于控制草履蟲活動[5]。與表膜垂直排列分布在外質中的一排小桿狀的囊泡結構，叫做刺絲泡，從而起到防衛和捕食作用。刺絲泡在表膜上開口，蟲體在受到外界的刺激時會射出刺絲泡中的內容物，當內容物接觸到水就會形成細絲[6]。
1.3 草履蟲的生活環境
草履蟲生活在水流緩慢、帶有腐草的水溝、池塘和稻田中，在有機質豐富、光線充足的水面附近較常見，尤其是在細菌豐富的水中，草履蟲種群密度最大[7]。草履蟲在水溫0～30℃情況下均能正常生活，24～27℃是草履蟲生活的最佳水溫，當水溫低于10℃或高于35 ℃不利于草履蟲的繁殖[8]。
1.4 草履蟲的應激性
草履蟲細胞質內部的水分約占細胞質的75%～85% [9]，采取自旋回波測量的方式對草履蟲細胞進行研究，其研究結果表明，細胞內的水呈“結構化”，即草履蟲細胞內的水是以液晶態形式存在。液晶態物質具有對熱、磁、光、電、聲、輻射、應力等變化反應較靈敏的特性。所有包括膜電位在內的應激信息，都會通過其在細胞質內傳導，構成草履蟲身體內的原始應激系統。由于草履蟲應激系統靈敏的特性，使得草履蟲無論是在監測農藥使用的安全性方面還是重金屬離子的監測方面都有著十分重要的意義。
2 草履蟲在水體監測中的作用
隨著經濟的發展，工業化的迅速擴張，人們在面對這一時代到來的同時，還面對著重金屬排放和農藥過度使用所導致的水污染問題。而草履蟲的應激性能夠直觀的反應水體污染程度，是水體監測中的一種重要的原生動物。
2.1 重金屬對草履蟲的影響
2.1.1 Cd2+對草履蟲的影響
重金屬鎘對生物和人體均有毒害作用，同時它也是一種水體污染物。由于草履蟲等原生動物對鎘的毒性作用反應同后生動物相比更加敏感，因此草履蟲在監測Cd2+毒性方面具有重要的意義。方衛飛等[10]利用CdSO4、CdCl2、Cd（NO3）2這三種鎘化合物對草履蟲的生物毒性進行了研究，結果表明對草履蟲毒性作用最大的是CdSO4。胡好遠等[11]通過對Cd2+24h半致死濃度（LC50）進行了實驗，結果表明，在一定范圍內，Cd2+的濃度增加，草履蟲的種群數量也會隨之增長，但Cd2+濃度過高也會降低草履蟲的種群增長率。
2.1.2 Pb、Cu對草履蟲的影響
近些年來，隨著冶金工業的快速發展，部分水體中的沉積物中Pb2+、Cu2+的含量不斷積累，Pb、Cu等元素會對生態環境造成破壞，尤其是隨著雨水的沖淋，Pb、Cu等元素進入水體環境，造成嚴重的水體污染。周玉[12]通過在20℃培養條件下Pb、Cu等單一元素對草履蟲種群毒性的影響的研究，結果表明，Cu2+、Pb2+24h對草履蟲的LC50分別為0.0826mg/L、3.9907mg/L；Pb、Cu等單一元素對草履蟲都具有毒害作用，且相同條件下Cu2+對草履蟲的毒害作用大于Pb2+。
2.2 農藥對草履蟲的影響
2.2.1 除草劑對草履蟲的影響
2，4-D丁酯是除草劑中的一種，2，4-D丁酯對草履蟲的種群增長具有抑制作用，但對草履蟲的細胞脅迫變化并不顯著。谷艷芳等[13]發現，在水環境中，草履蟲對2， 4-D丁酯有明顯的驅避作用。捕食行為受到影響會造成生物機體獲得資源減少，引起生產量下降或發育繁殖遲緩。所以受到2，4-D丁酯的脅迫會引起草履蟲在自然界的自然增長率下降和分布格局的變化。但目前關于2， 4-D丁酯對草履蟲影響的生態毒理學機制仍不完善，需要進一步提高。
2.2.2 殺蟲劑對草履蟲的影響
氯氰菊酯是一種廣譜、生物活性較高的擬除蟲菊酯類殺蟲劑，擁有8個光學異構體，其中有4個生物活性較高的異構體組成的外消旋混合物稱為高效氯氰菊酯，在十字花科蔬菜、棉花、果樹、茶樹等作物害蟲的防治中應用廣泛[14]。目前，關于擬除蟲菊酯類農藥對草履蟲的毒性研究已有報道。對于氰戊菊酯對原生動物群落48h急性毒性的檢測，王莉霞等[15]研究得出LC50為15.830mg/L。李霖等[16]通過三氟氯氰菊酯對草履蟲的毒性進行研究，研究表明：三氟氯氰菊酯對草履蟲1h的LC50為1.650mg/L。而高效氯氰菊酯對草履蟲1h 的LC50為27.536mg/L，可見草履蟲對高效氯氰菊酯的反應靈敏度遠低于三氟氯氰菊酯。
2.2.3 殺菌劑對草履蟲的影響
多菌靈是一種廣譜性的苯并咪唑類殺菌劑，學名2-苯并咪唑基氨基甲酸甲酯（MBC），又稱作棉萎靈、苯井咪唑44號。對由半知菌、多子囊菌引起的多種作物病害有防治效果[17]。在葉面噴霧、種子處理和土壤處理中有很多應用。李霖等[18]在進行殺菌劑多菌靈對草履蟲的急慢性毒性作用研究，結果表明，草履蟲的生長與多菌靈溶液的濃度有關，多菌靈濃度越高，毒性作用越大。
2.2.4 草履用于水體監測的優勢
草履蟲對毒性的應激反應與多細胞動物相比更為敏銳，并且對于反映環境化學毒性物質的毒理效應相比單純的化學手段也更為生動、直觀。因此，草履蟲在毒性監測方面具有著重要的研究價值。同時草履蟲更是一種良好的水體監測材料，是水體質量監測的重要指示生物之一。近些年來，國內外研究人員以草履蟲為實驗材料進行毒性實驗，研究水體環境中的重金屬污染和農藥污染等問題，為農藥的使用安全、重金屬污染的監測以及生態環境保護等方面提供了更多有價值的參考。
3 問題與展望
目前關于草履蟲的毒理研究很多，并且對于草履蟲在環境方面的監測實驗也取得了長足的進展。而在實驗室和水體污染監測中采用的草履蟲基本是從野外采集回來，進行簡單純化培養，完全達不到模式生物的要求標準。對于從不同水體中采集的草履蟲，因為自身的生長環境影響對某些污染物具有一定的適應性，如果不能妥善解決，將會嚴重影響監測的準確性。而且處于不同生長階段的草履蟲對外界的刺激所產生的反應也是有所差異的，這些都將會影響實驗的平行性和可信度。
目前，草履蟲的培養方法簡單，而且培養出的草履蟲生長階段、生長速度不一致。因此，為了能夠在實際應用中勝任精確的監測工作，培養無背景處于同一生長階段的模式生物草履蟲是現在迫切需要解決的問題。對于無背景草履蟲的培養，可以在最適溫度和pH條件下使用單一營養物質進行培養，保證草履蟲在生長過程中不受外界污染源的影響。而對于單一營養物質的選擇，根據草履蟲的食物攝取情況，可以選擇某一種純培養的細菌，也可以選用一種或多種氨基酸配制無菌培養液。
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篇8
Chinese materia medica
GUO Lan-ping， ZHOU Liang-yun， MO Ge， WANG Sheng， HUANG Lu-qi*
（State Key Laboratory of Dao-di Herbs， National Resource Center for Chinese Materia Medica，
China Academy of Chinese Medical Sciences， Beijing 100700， China）
[Abstract] Based on the ecological and economic problems in Good Agriculture Practice （GAP） of Chinese material medica， we introduced the origin， concept， features and operative technology of eco-agriculture worldwide， emphasizing its modes on different biological levels of landscape， ecosystem， community， population， individual and gene in China. And on this basis， we analyzed the background and current situation of eco-agriculture of Chinese materia medica， and proposed its development ideas and key tasks， including： ①Analysis and planning of the production pattern of Chinese material medica national wide. ②Typical features extraction of regional agriculture of Chinese materia medica. ③ Investigation of the interaction and its mechanism between typical Chinese materia medica in each region and the micro-ecology of rhizosphere soil. ④ Study on technology of eco-agriculture of Chinese materia medica. ⑤ Extraction and solidification of eco-agriculture modes of Chinese materia medica. ⑥ Study on the theory of eco-agriculture of Chinese materia medica. Also we pointed out that GAP and eco-agriculture of Chinese material medica are both different and relative， but they are not contradictory with their own features. It is an irresistible trend to promote eco-agriculture in the GAP of Chinese material medica and coordinate ecological and economic development.
[Key words] ecological agriculture（eco-agriculture）; GAP; Chinese materia medica; cultivation; ecological economics
doi：10.4268/cjcmm20151707
現代農業生產中大量使用化肥與農藥，不但造成農產品質量及安全性下降，也造成土壤和水源污染，導致農田蚯蚓等有益生物及微生物數量急劇下降，大規模的單一機械化種植，加劇了土壤惡化的程度，使資源與環境問題不斷凸顯。全球環境惡化、食品安全隱患成為當今最嚴重的問題，引發人們對建立在化肥與農藥基礎上高投資、高能耗的化學農業的反思，并由此產生了生態農業（ecological agriculture）的思潮，繼而在農學、生態學、資源學、環境毒理學等相關學科中迅速發展。
2015年，國務院《關于加大改革創新力度加快農業現代化建設的若干意見》指出，“我國農業資源短缺，開發過度、污染加重，如何在資源環境硬約束下保障農產品有效供給和質量安全、提升農業可持續發展能力，是必須應對的一個重大挑戰”，要求“做強農業，必須盡快從主要追求產量和依賴資源消耗的粗放經營轉到數量質量效益并重、注重提高競爭力、注重農業科技創新、注重可持續的集約發展上來，走產出高效、產品安全、資源節約、環境友好的現代農業發展道路”。而資源與環境并重的可持續發展的農業，就是當代最先進的生態農業。
中藥材規范化種植（good agriculture practice，簡稱GAP）推行10多年來取得了巨大的成就，但也存在基地布局不合理、基地產出中藥材占市場份額極小、盲目引種造成道地性消失、地緣經濟和小農經濟耕作與規范化和規?；粎f調、栽培技術不成熟導致一些品種的生產風險較大及比較效益偏低等限制GAP發展的問題。其中土壤微生態惡化及連作障礙是不少GAP基地建設的瓶頸，嚴重影響了中藥材的可持續生產[1]。分析可知，以上中藥材GAP中的問題，或與資源經濟相關，或與生態環境相關，均是生態學或經濟學中的熱點問題。那么，中藥材GAP的出路在哪里，如何攻克中藥材GAP面臨的困難呢？本文圍繞生態農業的形成背景、概念及特點等關鍵問題，探討生態農業在中藥材GAP生產中的應用前景及策略。
1 生態農業
1.1 生態農業的起源
綠色革命在帶來增長奇跡的同時，也帶來了前所未有的社會和環境問題，水土流失、氣候變暖、環境污染為現代農業帶來的巨大的挑戰，生態農業正是在這種背景下產生的[2]。1935年，岡田茂吉提到的“自然農法”[3];20世紀40年代J I Rodale出版的《堆肥農業與園藝》[4]，以及1962年Rachel Carson的《Silent Spring》[5]等均表達了生態農業的思想。1974年，日本成立IEOAM（國際有機農業運動聯盟）;1975年，英國成立國際生物農業研究中心;同年，美國建立了Rodale有機農業實驗場;1982年，出現了地區性協作研究機構“東南亞大學農業生態系統研究網（SUAN）”。1987年世界環境和發展委員會提交“我們共同的未來”的報告。1992年里約地球問題首腦會議上通過了《21世紀議程》，提出人類社會可持續發展的行動準則[6]。21世紀以來，生態農業的實踐在全球范圍內，尤其在德國、美國、英國、日本、以色列等很多國家得到飛速發展，如在美國已有2萬多個生態農場。
1.2 生態農業的概念
生態農業是目前國際社會最先進的環境友好型種植模式。作為一個古老而嶄新的概念，生態農業的內涵和外延尚不完全清晰，不同國家的不同學者對生態農業進行了描述，并提出了自然農法（natural farming）、有機農業（organic agriculture）、可持續農業（sustainable agriculture）、生物農業（biological agriculture）等類似概念。以生態學家馬世俊為首的科學家認為，“生態農業是生態工程的簡稱，以生態學和生態經濟學為原理為基礎，現代科學技術與傳統農業技術相結合，以社會、經濟、生態效益為指標，應用生態系統的整體、協調、循環、再生原理，結合系統工程方法設計，通過生態與經濟的良性循環農業生產，實現能量的多級利用和物質的循環再生，達到生態和經濟發展的循環及經濟、生態和社會效益的統一，使農業資源得合理用的新型農業生產技術體系。即從系統的思想出發，按照生態經濟學的基本原理，運用系統方法能力起來的綜合農業發展模式”[7]。而盧永根等認為，“凡是把生態效益列入發展目標，并且自覺地把生態學原理運用于生產中的農業，都可以稱生態農業”[8]。這2個概念代表了對生態農業理解中的2種極端，前者強調系統、循環、再生的工程，后者則強調關心生態效益和生態學的理念和立意，2種概念相輔相成，可為不同尺度、不同生產水平的生態農業發展提供指導。
1.3 生態農業的特點
作為把農業生產、農村經濟發展和生態環境治理與保護、及資源的培育與高效利用融為一體的具有生態合理性、功能良性循環的新型綜合農業生產模式，生態農業具有以下基本特征：①追求生態平衡，合理利用自然資源，減少對生態環境負面影響;②注重農、林、牧、副、漁全面發展，重視綜合經濟學;③不用或少用化肥、農藥、生長調節劑，減少能源消耗，以較少的投入獲得較多產出;④內部組成與結構復雜，形成良性循環，有較強的抵抗外界干擾的緩沖能力和較高的自我調節能力，有穩定和持續發展能力;⑤提倡使用固氮植物、作物輪作以及正確處理和使用農家肥料等技術，副產品循環可再利用，盡量減少廢棄物輸出，能自我維持?？傮w來看，生態農業在生態上低輸入、能自我維持，在經濟上有活力，在環境、倫理道德、審美、人文社會方面不引起大的或長遠不可接受的變化[6]。
1.4 生態農業遵循的原理
生態農業的理論主要涉及生態學和經濟學的相關理論。此外，由于生態農業通常體現為生態工程的設計管理，因此，系統學和工程學的相關理論也是生態農業理論的重要組成部分。生態農業的理論研究一直很活躍，主要包括對生態農業概念、內涵的界定，生態農業特點的分析，生態農業發展中生態策略的研究，生態農業原理的分析，生態農業類型的劃分，生態農業技術的提煉及整合，生態農業模式的構建和推廣，生態農業系統結構、功能和能量流動的研究，生態農業評價指標體系的研究及生態農業效益的評價等[2]。生態農業原理是指導生態農業發展的核心理論，主要如下。
1.4.1 生態農業遵循的生態學原理 ①生態位原理。作為半人工或人工的生態系統，人為的干擾控制使農業生態系統物種單一，從而產生了較多的空白生態位。因此，在生態農業工程設計及技術應用中，應合理運用生態位原理，把適宜而有經濟價值的物種引入生態系統以填充空白的生態位，以此實現各層次空間生態位光、氣、熱、肥資源的充分利用，最大限度地減少資源的浪費，增加生物量與產量;同時可以提高生態系統的多樣化物和穩定性，阻止一些有害的雜草、病蟲等的侵襲。②限制因子原理。只有與生境條件高度相適應時，生物才能最大限度地利用環境資源，表現出最大的增產潛力。因此，在生態農業生產時，必須高度重視生態因子的限制作用。③食物鏈原理。生態農業系統中縮減的食物鏈降低了生態系統的穩定性，不利于能量的有效轉化和物質利用，加重環境污染。因此，生態農業生產中，通常會通過利用因食物選擇而廢棄的生物物質和作為糞便排泄的生物物質，延長食物鏈的長度，提高生物能的利用率。如林下養雞，雞糞喂豬等。④整體效益原理。整體效益的取得要取決于系統的結構和功能。因此，生態農業強調不同層次上自然資源和社會經濟條件的有機組裝和調節，以達到高產、高效、持續發展的目的。⑤互惠共生原理。模仿自然生態系統中多種生物共生的現象，在農業生態系統中，人工誘導多種共生互利關系，加強物質能量的循環，以提高生態和經濟效益。⑥生物與環境的適應與協同進化原理。生物不只是被動地受環境作用和限制，也通過排泄物、死體、殘體等釋放能量和物質作用于環境，使環境得到物質補償，從而保證生物的延續。封山育林，植樹種草，退耕還林，合理間套輪作等措施都可改善農業生態環境，促進資源再生和循環利用。⑦效益協調一致原理。農業生態系統是一個社會-經濟-自然復合生態系統，具有多種功能與效益，只有生態與經濟效益相互協調，形成良好的自然再生產和經濟再生產交織的復合生產過程，才能發揮系統的整體綜合效益。因此，要將經濟與生態保護有機結合，促進資源的利用與增殖。⑧自適應原理。當遇到外界壓力受損后，生態系統通過自適應或自組織在一定范圍內可逐步回復。因此，調動和提高農業生態系統的自組織能力是生態農業的重要目標之一。⑨區域性原理。生態系統類型與當地氣候和土壤因子密不可分。因此，生態農業模式的選擇應充分考慮當地的氣候土壤類型，因地制宜，切忌盲目照搬。⑩結構穩定原理。生物與環境協調進化的結果是生態系統內各組分及結構具有穩定性。生態農業要求物質投入和物質輸出的平衡，避免由于投入過大造成某種物質在生態系統中的滯留而帶來結構的非穩態，甚至造成生態系統的崩潰和解體[9-10]。
1.4.2 生態農業遵循的經濟學原理 ①農業資源價值理論。自然資源是有價值的資產，其開發利用具有經濟效應及環境效應，資源開發會付出環境消耗及生態代價。因此，生態農業要尋求經濟與生態兩者之間的平衡，在獲取最大收益的同時，應盡可能減少在資源利用和生產過程中產生的環境負效應。生態農業特別注重循環經濟的理論，“資源-產品-廢物-再生資源-產品”是生態農業常見模式。②生態經濟理論。生態農業是由生態系統、經濟系統和技術系統有機組合形成的復合系統。生態系統是生態經濟系統的基礎，技術系統作為生態系統和經濟系統的橋梁，使兩者融合為一體。生態農業要求生態循環及經濟循環過程的良性發展與耦合。③可持續發展理論。生態農業強調可持續發展的戰略思想，要求在維持農業高效生產力的基礎上，強化對生態環境的保護和建設[9]。
1.4.3 生態農業遵循的工程學原理 作為系統設計與工程建設的結合體，生態農業必須遵循系統工程的整體協調優化原理，生態工程的層次結構理論，生態農業工程的系統調控原理（即生態農業工程的自然調控原理和生態農業工程的人工調控原理）等[9]。
1.5 生態農業的常用技術
由于自然環境不同，各國在實踐中采取的生態技術不完全相同，國際上主要的生態農業技術有：①立體種植（養殖、種養）技術;②農作物病蟲害生物防治技術（以蟲治蟲、以菌治蟲、以菌治病、菌根真菌技術、輪作和保護天敵以控制病蟲害）;③測土配方施肥技術;④設施農業技術（地膜覆蓋栽培、日光溫室栽培、塑料大棚栽培）;⑤有機肥料與農作物秸稈的循環高值利用技術（生物固氮、牲畜糞便、作物秸稈提供氮素營養、秸稈沼氣高效生產、秸稈在食用菌栽培中的循環利用、秸稈青貯及氨化技術、秸稈氣化及壓縮成型技術）;⑥現代機械技術（多用園盤形或鑿形裝置淺耕，不用或少用有壁犁耕作，不翻轉土壤）;⑦水土保持技術（采用梯田、帶狀或等高作業，防止土壤侵蝕）;⑧田間管理（采用豆科綠肥和覆蓋物作為基礎的輪作技術，主要通過輪作、耕作、中耕除草來控制農田雜草）;⑨抗性品種選育技術（應用作物新品種抗病蟲害、抗干旱等）;⑩合理牲畜管理技術等[11]。
2 中國的生態農業
2.1 中國生態農業的起源
在我國，自古以來勞動人民積累了大量生態農業的經驗，如間作、套作、輪歇地及農業措施等自然的生態農業的經驗。1908年F H King主編的《四千年農夫》[12]和20世紀30年代A Howard主編的《農業圣典》2本書均提到了中國有機肥保持地力的經驗[13]。如稻田養殖可以追溯到公元前400年?！秴问洗呵?審時》載“夫稼，為之者人也，生之者地也，養之者天也”[14]。《齊名要術》載“順天時，量地力，則用少力而成功多。任情返道，勞而無獲。入泉伐木，登山求魚，手必虛;迎風散水，逆坂走丸，其勢難”[15]。其核心是因地制宜、因時制宜、因物制宜的“三宜”原則。20世紀80年代初，國內學者對生態農業進行理論探討，并在此基礎上組織技術力量開展試驗研究。1984年初，我國召開了第二次全國環境保護會議，5月出版了《國務院關于環境保護工作的決定》，11月召開了全國農業生態環境保護經驗交流會。1985年國家頒布了《關于發展生態農業，加強農業生態環境保護工作的意見》，是我國生態農業的發展的里程碑。1991年國家環保部編著的《中國的生態農業》中指出，中國的生態農業是在總結和吸收各種農業生產實踐的成功經驗的基礎上，根據生態學和經濟學的原理，應用現代科學技術方法所建立和發展起來的一種多層次、多結構、多功能的集約經驗管理的綜合農業生產體系，表明我生態農業的理論框架已初步建成[16]。Chen Xinping等[17]在覆蓋我國大米、小麥和玉米主產區的153樣地開展了基于土壤-作物系統綜合管理的田間試驗，證明生態種植在實現了氮素高效利用和作物高產的同時，還降低了氮盈余，從而降低了單位產量的活性氮排放和碳足跡。據報道，在改善生態環境，增強農業后勁的同時，我國開展生態農業試點地區的糧食總產平均增幅15%以上，單產較試點前增加10%以上，分別為全國平均增長水平的4.5，9.2倍[11]，表明生態農業在我國具有廣闊的前景。
2.2 中國生態農業主要措施
30年來，我國農業生產遵循生態規律，結合我國傳統農業的優點，保護農業生態環境，取得了一定成績。我國生態農業的主要措施有：①加速太陽能向生物能轉化，充分利用太陽能、風能和地熱等;②在大力提高種植業第一級生產的基礎上，積極發展畜牧、水產養殖和其他養殖業，大力發展飼料和農畜產品加工業，加強各種剩余物的綜合利用;③因地制宜地發展沼氣、節柴灶，積極開發小水電;④積極推進林下種植、立體種植;⑤促進有機質還田;⑥大力推行作物病蟲害綜合防治，科學施用農藥和化肥，防止農藥、化肥對土壤和農產品的污染，提高農畜產品的品質;⑦積極推進多種經營和綜合利用的農業結構等。以上做法都有較為顯著的經濟效益，使自然資源得到合理開發，植被得到有效保護，生態環境得到顯著改善[18]。
2.3 中國生態農業特點及常見模式
2.3.1 中國生態農業特點 作為生態強烈干預下的開發系統，農業生態系統具有明顯地域性，受自然生態規律和社會經濟規律的雙重制約[9]。生態農業應根據當地的自然和社會條件及歷史，在因地制宜的基礎上發展和推廣適宜的栽培模式及技術。我國地域廣闊，自然條件復雜，民族眾多，文化習俗多樣，即使在現代農業得到大規模發展的今天，傳統生態農業在我國很多地方仍然是主流的農業生產方式。人口眾多，水資源缺乏和生態環境脆弱，決定了我國既不能全面推行美國、加拿大等國的大規模機械化現代農業模式，也不能模仿日韓等國依靠高補貼維護農戶高收入的做法。因此，中國生態農業在強調系統整體功能的發揮和多元化發展，體現社會、經濟、生態三大效益高效循環統一，重視傳統農業技術和現代科技成果相結合的同時，表現出豐富的區域特色[2]。
2.3.2 中國生態農業常見模式 生態農業模式可被看作是用于發展農業生產的各種要素，包括自然、社會因素等的最佳組合，是具有一定結構和功能、效益的實體，是資源永續利用的具體方式[19]，是生態學和經濟學原理在開展農業生態建設中的具體運用[7]，是一定尺度上農業可持續發展的農業生態過程的動態模型，該模型可作為樣板進行借鑒和推廣[20]。我國大多數生態農業模式是在長期生產實踐中總結提升的，成功的生態農業模型，可以為相似地區生態農業發展提供成功經驗[2]。不同的專家針對不同區域從不同的角度因地制宜提出了不同的生態農業模式。中國生態農業的常見模式有：①立體種養模式，指充分利用氣候和地形地貌條件，使不同高度的光、溫、水、氣、熱得到充分利用，如海南文昌的“膠-茶-雞”復合模式、廣東鶴山“林-果-草-魚”復合模式;②物能（實物/功能）的多層次利用模式，包括以沼氣、農副產品加工或生態旅游為紐帶的不同形式;③“貿-工-農-加”綜合經營模式，可以充分利用閑時勞動力，大大提高資源的利用率和生產效率，增加農產品的附加值，提高經濟效益，較好地解決長期效益和短期效益的矛盾;④水陸交換的物質循環生態系統，典型的如“?；~塘”，即池中養魚、池埂種桑養蠶的綜合養魚方式;⑤多功能的污水自凈工程系統等[7，18-35]。
其中，駱世明等[31]按照生物層次所提出的生態農業模式最具有代表性（圖1，表1）。處于上一層次的生態農業模式基本類型可以與向下各層次的模式套疊，形成復合模式，包括：景觀層次上以農業土地利用布局為核心的景觀模式;生態系統層次上以組分能量流為核心的循環模式;群落層次上以生物種群結構安排為核心的立體模式;種群層次上以食物鏈關系設計為核心的食物鏈模式;個體與基因層次上以品種選擇為核心的物種與品種搭配模式。
圖1 生態農業模式的基本類型及其層級和套疊關系[31]
Fig.1 Fundamental classification of eco-agricultural models and its hierarchical structure
2002年，農業部向全國征集到了370種生態農業模式或技術體系，通過反復討論，遴選了具有代表性的十大類型生態模式，并正式將這十大類型生態模式列為后期推廣的重點。這十大典型模式和配套技術是：①北方“四位一體”生態模式及配套技術;②南方“豬-沼-果”生態模式及配套技術;
表1 生態農業模式的基本類型[31]
Table 1 Fundamental classification of eco-agricultura models
③平原農林牧復合生態模式及配套技術;④草地生態恢復與持續利用生態模式及配套技術;⑤生態種植模式及配套技術;⑥生態畜牧業生產模式及配套技術;⑦生態漁業模式及配套技術;⑧丘陵山區小流域綜合治理模式及配套技術;⑨設施生態農業模式及配套技術;⑩觀光生態農業模式及配套技術[36]。
3 中藥生態農業
3.1 中藥生態農業的背景及現狀
中藥農業是我國現代農業的重要組成部分，更是整個中藥產業的源頭。歷史上，中藥材栽培一直處于小農經濟的種植模式，多數品種種植歷史短、規模小，產區局限，栽培技術落后。近年來，伴隨著大健康產業的快速發展，中藥材需求量劇增，為了滿足不斷增長的醫療需求，歷史上很多以野生或少量栽培為主的中藥材開始大面積種植。據估計，全國中藥材栽培面積達3 000萬畝，常見栽培品種達到200多種[1]。目前已實現人工栽培的藥用植物中，95%以上具有連作障礙。中藥材的連作障礙不僅表現為重茬，還表現為多年生同種藥用植物隨栽培年限增加自毒作用顯著加劇，如栽培4～5年后的人參隨栽培年限增加發病率顯著上升。連作障礙導致中藥材產量和質量下降，病蟲害高發甚至絕收。為克服連作障礙，中藥材生產中大量使用化肥農藥，但事實證明，這種做法不但不能有效改善中藥材生長狀況，還造成土壤和藥材中農殘及重金屬超標，既危害人民的用藥安全，又污染生態環境[36-39]。最近十幾年來，GAP的推行，特別是固定產地和單品種機械化的規范種植，導致中藥材可持續種植與環境（尤其是連作土壤環境）的矛盾異常突出[1]。
中藥生態農業的理念及生產實踐正是在這種背景下產生的。由于中藥栽培具有明顯的地域性，其種植和研究主要集中在國內。國家“十一五”科技支撐計劃“有效恢復中藥材生產立地條件與土壤微生態環境修復技術”首次支持中藥生態農業相關的研究。該課題針對當前中藥材栽培中普遍存在的土壤退化，連作障礙嚴重及土壤農殘重金屬超標的現象，選擇栽培生產立地條件要求高、適宜用地緊張、土壤退化嚴重、連作障礙突出的大宗常用中藥材，開展中藥生態種植研究及土壤立地條件綜合治理。相關研究初步形成了中藥生態種植的技術體系，包括：病原微生物防治技術、自毒作用克服技術、農殘重金屬污染防治技術、土壤理化性質改良及土壤綜合修復等關鍵共性技術[40-58]。
“有效恢復中藥材生產立地條件與土壤微生態環境修復技術”是首次在國家層面立項探索栽培中藥材立地條件恢復及土壤微生態環境修復的項目，其對中藥生態農業的研究和實踐起到的作用是重大而深遠的。應當看到，相對于大宗農作物生產，當前中藥生態農業剛剛起步，中藥生態農業的相關理論研究還相當薄弱，成熟有效、推廣價值高的生態種植模式尚未形成，高效實用的生態種植技術還有待大量開發。當前，大力宣傳和普及中藥生態農業的理念，形成中藥生態農業和可持續發展的共識，是中藥生態農業發展面臨的首要任務。
3.2 中藥生態農業的發展思路及重點任務
生態農業實踐的基本做法是：在對自然條件、資源狀況和社會經濟條件等進行調查研究的基礎上，分析區域特征，確定對農業生產和社會發展的有利條件和限制因子，借鑒國內外生態種植的經驗和教訓，將現代先進的科學技術與實用有效的傳統農業技術相結合，合理開發、綜合利用農業資源，因地制宜地選擇生態農業模式及配套技術，并進行推廣應用[2]。中藥生態農業的思路也大體如是。
據此，從科研的角度提出當前中藥生態農業的重點任務，包括：①全國中藥材生產格局分析及規劃。在全國中藥資源普查獲得大量環境數據的基礎上，完成中藥材分布區劃、產量區劃、質量區劃;參照大農業規劃，分析中藥材分布格局，制定我國現代中藥農業規劃，完成中藥材種植分區。②區域中藥農業典型特征提取。明確各區域優勢特色中藥材品種及其生產特點和規律，確認該優勢與當地自然生態和社會生態的相關性，分析優勢特色中藥材品種中藥農業生產和社會發展的有利條件和限制因子。③各區域典型中藥材與根際土壤微生態互作規律及機制研究。在各類農業區劃內選擇代表中藥材，開展典型中藥材與根際土壤微生態互作規律研究;并運用土壤宏基因組、代謝組等現代技術研究中藥材與根際土壤互作機制。④中藥材生態種植技術研究。依據各區域中藥農業特征及各類典型中藥材的生理生態學特性，綜合研究品種篩選、栽培物候期、播種密度、養分平衡、測土配方、立體栽培、間作套作、輪作、中藥材與其他農林牧副產業的綜合生產等各種實用技術。⑤中藥生態種植模式的提取及固化。綜合考慮土地利用布局、生態系統組分能量流、生物種群結構安排、食物鏈關系設計、品種選擇等因素，在景觀、生態系統、群落、種群、個體和基因等不同尺度不同生物層次總結、提煉并固化經濟適用、高效低毒的中藥生態農業模式，開展大田推廣應用（圖1，表1）。⑥中藥生態農業理論研究。利用TEEB （The Economics of Ecosystems and Biodiversity）原理[59]，分析各種生態農業模式及配套技術對提高中藥材產量和質量、減少病蟲害發生率、減少中藥材生產中化肥和農藥用量和保護生物多樣性及生態系統服務功能的貢獻，提出和完善中藥生態農業的理論，并指導中藥生態農業實踐。
3.3 中藥材GAP與中藥生態農業
中藥材GAP與中藥生態農業既有區別，又有聯系（表2），二者各有特點，但并不矛盾。當前，制約中藥材GAP生產的關鍵問題一個是經濟學問題（比較效益偏低），另一個是生態學問題（土壤微生態惡化，連作障礙嚴重），而這兩個問題正是生態農業研究和實踐的核心。
表2 藥材GAP與中藥生態農業的比較
Table 2 comparison of Good Agriculture Practice and ecological agriculture of Chinese materia medica
項目目的手段缺點
中藥材GAP[1] 保證中藥材的質量和安全。高度關注中藥材本身 制定制度、規范、SOP及標準，嚴格記錄，保證可追溯。較大規模的中藥材規范化種植 記錄過程繁雜，比較效益偏低;土壤微生態惡化，連作障礙嚴重
生態農業 保證中藥材的質量和安全、保證生態環境的持續利用，關注中藥材、環境，及二者的相關關系 借鑒合理的農業生態模式，開展農業生態設計，配合各種使用的農業生態技術，利用循環經濟等手段，提高生態系統的多樣性和生態系統穩定性，實現持續優質高效生產。各種尺度、各種方式的中藥材生產 早期技術要求高，需要生態學經濟學方面的專業人士進行設計和指導
作為一個生態經濟復合系統，生態農業將種植生態系統與種植經濟系統綜合統一起來，可取得最大的生態經濟整體效益。作為一種環境友好型農業模式，生態農業既體現了中藥農業生產的科學配置，又體現了多學科多部門交叉合作的現代產業模式。為此，在GAP生產過程中，引入生態農業的理念和方法，按照遵循生態與經濟整體統一的原理，在中藥材GAP生產中建立生態與經濟兩者之間的協調和統一，不僅是有效控制中藥材栽培土壤污染及連作障礙，確保中藥材產量和質量，保障人民用藥安全及促進農業的可持續發展的關鍵，也是保護中藥農業立地條件及土壤微生態，減少農殘重金屬污染，解決農業生態環境惡化，實現經濟、社會和環境的和諧發展，促進生態文明的重要組成部分。依托中藥材GAP，發展中藥生態農業對落實國家中藥農業發展部署，轉變中藥農業發展方式、加強農業生態治理意義深遠。
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