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篇1
1淋洗废水成分与处理要求
在实际淋洗过程中往往过量投加淋洗剂，而导致淋洗废水中的主要污染物是淋洗剂和淋洗剂与重金属离子产生的螯合物或络合物。其中，淋洗剂主要有无机淋洗剂、螯合剂、表面活性剂三类[6]。目前，无机淋洗剂由于对土壤结构破坏太大的原因基本已被淘汰。而螯合剂和表面活性剂的作用机理是改变污染物溶解状态或改变土壤表面性质，使污染物由固相转移或转变到液相中[7]。因重金属污染土壤淋洗废水处理的主要对象是重金属络合物，故淋洗废水的处理目标主要有：(1)去除原水中的重金属离子；(2)降低原水由于重金属络合物及过量淋洗液导致的高BOD、COD值；(3)尽可能再生或回收原废液中的淋洗液，降低土壤淋洗成本；(4)达到废水排放标准。
2土壤淋洗废水处理技术
2.1沉淀法
沉淀法是指向废水中引入某种基团或离子，将原淋洗剂中可溶性络合物置换为难溶性络合物，再通过混凝絮凝或流化床固定的方式分离的一类水处理方法。这一类方法主要包括：加碱沉淀技术、硫化物沉淀技术、铁氧体沉淀技术、重金属补集剂技术、离子交换树脂技术等。沉淀法最初使用加碱沉淀，但由于酸碱对土壤结构的伤害，后来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，在处理含铜废水上都取得了成功。但随之而来的问题也愈加明显，例如，硫化物颗粒小，易形成胶体，难以沉淀；硫离子遇酸容易形成H2S的二次污染；硫化剂本身有毒、价格昂贵、处理工艺流程长，操作费用高等，导致该方法逐渐被淘汰。铁氧体共沉淀法是向废水中投加铁盐，通过工艺控制，达到形成铁氧体的条件，促使污水中的多种重金属离子与铁盐生成稳定的铁氧体共沉淀物，最后通过适当的固液分离手段，达到去除重金属离子的目的。鲁栋梁等[11]人用铁氧体法处理含多种重金属废水，达到了排放标准。但该方法的缺点在于操作过程中所需温度高，且铁氧体易氧化，因此操作时间长，耗能多。重金属补集剂是一种具有螯合官能团的有机物，它能从含金属离子的溶液中选择捕集、分离、沉淀特定金属离子。目前，实际应用较多的有两类：黄原酸脂类和二硫代胺基甲酸盐类衍生物(DTC类)，而DTC类衍生物是应用最广泛的。在机理上，我国学者也做了研究，周勤[12]提出了“脱络—鳌合”、“直接鳌合”两种，指出前一种为主，后一种为辅。傅皓[13]等用红外表征了该过程，结果表明，捕集剂对重金属络合体系破坏的反应机理应该为脱络一鳌合，即捕集剂进攻络合铜离子，使其他络合剂脱离，单独和铜鳌合后沉淀。沉淀中不含原来的络合剂。
2.2高级氧化法
高级氧化技术大多是引入氧化性基团，使得重金属络合物中的配位键断裂，从而导致重金属离子与淋洗剂分离，不过该法应用于淋洗废水处理时，羟基自由基的强氧化能力不仅能破坏重金属和螯合剂的结合键同时也能破坏螯合剂本身的结构。由于该法不能回收淋洗剂，在价格较为昂贵的淋洗废水处理中可依据经济性酌情考虑。这种方法主要包括：铁铝电极、铁碳微电解、Fenton氧化、光催化氧化、电催化氧化、光电催化氧化等技术。铁铝电极氧化法是指以铝、铁等金属为阳极，在直流电的作用下，阳极被溶蚀，产生Al3+、Fe2+等离子，在经一系列水解、聚合及亚铁的氧化过程，形成各种羟基络合物、多核羟基络合物以至氢氧化物，使废水中的胶态杂质、悬浮杂质凝聚沉淀而分离。同时，由于污染物颗粒带电运动，还可以促使污染物脱稳聚沉。徐旭东[14]等采用该方法处理电镀络合铜废水，结果表明，在最佳实验条件下Cu2+去除率在99.3%以上。铁碳微电解是指重金属络合物利用活性炭的正六面体层状菱角结构作为催化剂和酸性富氧情况下产生的•OH，促使重金属络合物在活性炭表面发生破络反应，使得重金属与有机络合剂发生分离使得重金属从有机物中游离出来。JuFeng、练文标、何明等[15-17]使用该方法处理络合铜废水，结果表明铜离子去除率均达到98%以上，且对COD也有一定的去除效果。此外，何灏鹏等[18]采用以铁屑为阳极材料，活性炭为阴极催化剂的置换(还原)处理法处理Cu-EDTA络合废水。通过中试装置间歇流实验研究了置换(还原)处理法对Cu-EDTA络合物的去除效果及其影响因素；利用连续流试验确定最佳反应条件：pH=1.39，停留时间为20min。最佳条件下铜离子和COD的去除率分别为96.75%和27.29%。光催化氧化是指纳米半导体等其他材料在光的照射下，通过把光能转化为化学能，促进化合物的合成或使化合物降解的过程。在光催化反应中，反应物的氧化机理主要是反应物表面•OH的间接氧化或者价带空穴直接氧化。但光催化也存在一定的缺陷。比如，光催化剂能吸收光的波长范围狭窄，导致光催化剂能吸收利用的太阳能的比例比较低；半导体光生载流子的复合率高，导致其光催化活性明显降低。在降低其缺陷上我国学者也做了大量研究，如孙斌[19]等研究了以悬浮态纳米为催化剂，在紫外汞灯的作用下对络合铜废水进行光催化反应，结果表明：随着TiO2投加量的增加，EDTA-Cu的去除率也随着增大，并在0.5g时达到最佳值，此时Cu2+的去除率达到96.56%，COD去除率达到59.17%。Fenton氧化法是向废水中添加强氧化剂氧化铜的配位离子，使Cu2+释放出来，然后加碱使之沉淀。目前最常用的破络方法是Fenton试剂法，此法利用H2O2和Fe2+混合得到的一种强氧化剂——Fenton试剂，产生氧化能力很强的•OH自由基，从而破坏络合物的结构。彭义华[20]应用Fenton试剂在酸性条件下先对含EDTA的络合铜废水进行氧化破络，再进行中和沉淀，结果表明铜离子去除率达到99%以上，游震中[21]等的工程实践表明，在pH为2~3时，采用强氧化剂次氯酸钠能有效氧化破坏EDTA等有机配位体的分子结构，使其失去与铜离子的络合能力，提高除铜效果，同时还能去除相当部分的COD。ShanhongLan等[22]利用Fenton试剂在酸性条件下联合内电解技术，采取先破络后絮凝的方法来处理EDTA络合铜废水，结果发现铜的去除率达100%，COD的去除率达87%。
2.3吸附法
吸附法主要是通过活性炭等一类粒子，对废水中的重金属络合物进行吸附。其吸附机理主要是吸附剂表面原子或基团和废水中的某些杂质产生化学键，从而进行分离。例如，R.S.Juang等[23]曾利用多氨基化的壳聚糖颗粒吸附去除Cu(Ⅱ)-EDTA络合物，发现其吸附机理是吸附剂表面的质子化氨基和CuHEDTA-、CuEDTA2-的静电作用。W.Maketon[24]等研究了在不同物质的量比EDTA存在的条件下，聚乙烯亚胺负载的琼脂糖对水溶液中铜和Cu(Ⅱ)-EDTA的去除效果，结果表明吸附剂利用氨基的配位作用吸附游离态的铜离子，得出相同结论。此外，现有研究表明吸附剂的种类比较繁杂，黄国林[25]等采用颗粒状活性炭，动态吸附处理含Cu-EDTA电镀废水，结果表明：颗粒炭吸附处理含Cu-EDTA电镀废水，不仅铜的去除率高达98.5%，而且处理后的水也达到国家规定的排放标准。张仲燕等[26]采用活性炭吸附对Cu-EDTA废水进行了工艺条件的研究，获得结果表明，在严格控制各自特定的条件下，出水剩余Cu浓度≦1mg/L。使用活性炭吸附法时，还可以达到铜回收和水回用的目的。PingxiaoWu等[27]利用Fe/Zr柱撑蒙脱石对废水中的EDTA铜络合物进行吸附研究，也获得了良好的吸附效果。同时，吸附法存在吸附剂使用寿命短、重金属吸附饱和后再生困难以及难以回收重金属资源等问题。
2.4其他处理技术
对于络合铜废水的处理，也存在离子交换树脂等处理方法，王瑞祥[23]等采用201×7强碱性季胺I型阴离子交换树以浓度为10%的NaCl为再生剂可分离回收Cu-EDTA。但该方法难以保障所用树脂的广泛使用性。此外，还有人基于常见重金属与EDTA之间的稳定常数次序[28-29]Fe(Ⅲ)＞Cu(Ⅱ)＞Ni(Ⅱ)＞Pb(Ⅱ)＞Cd(Ⅱ)＞Fe(Ⅱ)＞Ca(Ⅱ)从而进行铁置换。jiang[30]等人利用Fe(Ⅱ)置换沉波法处理Cu-EDTA模拟废水，结果表明，对25mg/L的Cu-EDTA，当向溶液中投加铁的摩尔浓度达到铜的12倍时，利用常规加碱沉淀法即可使铜的浓度降至0.5mg/L左右。Fu[31]等人利用Fe(Ⅲ)代替Fenton反应中的Fe(Ⅱ)，通过Fe(Ⅲ)和Ni-EDTA之间的置换，可将50mg/L的Ni-EDTA去除99%以上。此外，上述技术的联合使用也比较常见，如刘新秀等[32]采用UV/O3法处理酒石酸－铜络合体系废水，结果表明总铜质量浓度可以低于0.3mg/L，可达标排放。
3技术可行性讨论
由于淋洗剂种类的不同，其淋洗废水的处理方式也不同。对于无机溶剂淋洗，如HCl、HNO3、CaCl2等，因废水成分简单淋洗剂价格低廉，故沉淀法、高级氧化法、和吸附法都可以处理。只要工艺相对简单，经济合理即可，如加碱沉淀、重金属捕集剂技术、铁碳微电解、Fenton等方法均可处理。对于各类人工螯合剂淋洗，如EDTA、DTPA、NTA、EDDS等，因这类淋洗剂价格昂贵，成分复杂可使用沉淀法不宜选用高级氧化法和吸附法，对于这类废水的处理应尽量在沉淀重金属离子的同时，不破坏淋洗剂本身的结构，以便于该类淋洗剂的重复利用。重金属捕集剂技术适用于此类方法。对于天然螯合剂，如柠檬酸、苹果酸、草酸等，这类淋洗剂的特点在于环境友好，此类天然有机酸其本身价格低廉，重复利用率低，可采用高级氧化技术处理。当表面活性剂作为淋洗剂，这类废水处理也类似于螯合剂，对于人工合成的表面活性剂，其自身价格昂贵可以采用沉淀法，而对于自身价格不高的天然表面活性剂，可以采用高级氧化技术处理。吸附法由于吸附剂本身存在吸附饱和的情况，特别是有些材料在过饱和状态下还会释放吸收物质，这种不稳定性难以应用到淋洗废水中。因此，针对不同的土壤淋洗剂可以，采用不同废水处理工艺，从而保证淋洗工艺的经济合理。
篇2
一、重金属污染土壤的修复技术
重金属土壤污染中，修复技术主要分为3类，分别是化学修复、物理修复和生物修复，对其做如下分析。
1、化学修复
化学淋洗，通过清水、化学试剂的方法，将重金属污染物在土壤中淋洗出来，或者采用气体淋洗。化学淋洗方法中，利用沉淀、吸附的方法，把土壤中的重金属，转换成液相状态，进一步处理重金属，淋洗液是可以重复使用的，所以重点向土壤重金属污染的区域注入化学剂，提高重金属在土壤中的溶解度[1]。化学淋洗方法中，常用的淋洗剂有表面活性剂、螯合剂以及无机淋洗剂，无机酸类型的物质，对土壤中的重金属污染有很明显的作用，例如：土壤中的重金属污染砒，其可采用磷酸清洗，大约清洗6个小时，就可以达到99.9%的去除率。
化学固定，在重金属土壤污染中，加入化学试剂、化学材料，促使重金属之间对土壤的有效性降低，避免重金属迁移到土壤介质内，修复被污染的土壤。化学固定的核心是固定重金属在土壤中的状态，改良土壤状态，研究化学固定在土壤重金属污染中的作用，逐步修复土壤，采取研究试验的方法，在土壤修复中落实化学固定方法。化学固定方法常用在低重金属污染的土壤修复中，重金属很容易根据外界的环境变化而发生变动，所以要灵活的选择修复剂，在改变土壤结构的同时，修复土壤中的重金属污染。
电动修复，此类化学修复方法，是一类新型的手段，其在重金属污染土壤的两侧，增加电压，形成具有电场梯度的电场，重金属污染物会在电迁移、电渗流的作用下，分散到两极处理室内，进而修复土壤结构。电动修复常用于低渗透的土壤内，成本相对比较低，不会对土壤造成任何破坏，体现了电动修复在土壤中的作用[2]。电动修复技术在重金属土壤污染中，最大程度的保护土壤环境，在处理效率方面稍微偏低。
玻璃化技术，利用1400～2000℃的高温环境，熔化土壤中的重金属污染元素，熔化的过程中，重金属有机物会逐渐分解，经热解后，尾气处理系统会收集热解的产物。玻璃熔化物在冷却的过程中，能够包裹重金属污染物，限制重金属迁移，玻璃体的强度比混凝土高10倍，异位玻璃化处理时，配置多种热能，选择直接加热、燃料燃烧的方法，同时配合电浆、电弧的方式，完成导热的过程，原位处理后，将电击棒插入到重金属污染区域，解决重金属污染的问题。玻璃化技术在处理土壤重金属方面的效果非常快，需要大量的能量，增加了重金属污染处理的成本。
2、物理修复
换土法，是物理修复的典型代表，利用清洁土壤，替换有重金属污染的土壤，以便稀释重金属污染的浓度，适当的增加土壤的环境容量，进而达到土壤修复的标准[3]。换土法又可以划分为：换土、客土、翻土等，分析如：（1）换土需要更换有重金属污染的土壤，置换成新土，此类方法可以置换小面积的土壤污染，保护好被替换的土壤，避免出现二次污染；（2）客土，此类方法需要向重金属污染土壤中增加清洁的土壤，覆盖或者混入到污染土壤内，提高土壤自我修复的能力。（3）翻土是针对深层次的土壤进行替换，促使重金属污染物可以分散到深层次，稀释重金属在土壤中的浓度，体现出自然修复的作用。换土法需要将有重金属污染的土壤，与生态系统隔离，避免造成更大的土壤污染。
热脱附法，利用了重金属的物理挥发特性，通过微波、红外线辐射、蒸汽的介质，加热重金属的污染土壤，促使土壤的污染物能够挥发，配置真空负压的方式，收集土壤中挥发出的重金属物质，完成土壤修复。土壤热脱附的过程中，运用不同的温度，如：90～320℃、320～560℃，落实热处理技术，采取预处理、旋转炉热处理、出口气体的三个阶段，实现土壤的修复。
3、生物修复
植物修复，借助植物的吸收、固定、清除等功能，修复土壤，去除土壤中的重金属污染。植物能够降低土壤中重金属的含量，降低重金属在土壤中的毒性。植物修复方面，分为植物稳定、植物提取、植物挥发的方式。例如：植物稳定修复，植物的根部可以吸收、还原土壤中的重金属污染物，植物根部能够减缓重金属的移动能力，提高植物根部的利用效率，避免重金属参与到生态食物链内。植物修复不仅能处理土壤中的重金属，还能保障土壤的稳定与稳固。
微生物修复，其在重金属土壤污染中，虽然不会降解、破坏重金属元素，但是可以改变重金属的性质，避免其在土壤中发生转化、迁移。微生物修复的核心是，利用微生物沉淀、氧化等反应，清除土壤内的重金属污染物。例如：微生物菌根，连接着土壤和重金属，其可改变植物对重金属的吸收，促使植物可以快速将土壤中的重金属转移。
动物修复，土壤中的一些动物，如：蚯蚓，可以吸收重金属污染物。重金属土壤污染区域，可以采取人工干预的方式，向污染区域中投放高富集的动物，促进重金属的吸收，降低重金属在土壤中的毒性[4]。动物修复的研究历史很长，为重金属污染提供了较好的处理条件，根据重金属在土壤中的污染浓度，规划动物修复。动物修复已经可以应用到工业污染土壤处理上，专门处理工业造成的重金属土壤污染，提高土壤的质量水平。
二、重金属污染土壤修复技术建议
针对重金属污染土壤修复技术的应用，提出几点建议，用于提高土壤的修复能力。首先重金属污染土壤修复方面，根据污染的状态，筛选并培育出油量的植物，如：超富集植物，促使植物能够满足重金属污染土壤修复的需求，在重金属污染土壤修复方面，研究超富集植物，要更为高效的采取筛选并培育修复生物，提高土壤修复的经济效益；然后是微生物对土壤修复的建议，菌类对重金属处理的能力很强，培育出富集重金属能力强的菌株，处理好土壤中的重金属元素；第三是研究重金属土壤污染的技术性修复方法，如纳米材料中的纳米磷石灰、零价铁，以此来提高土壤的pH值，改变土壤内重金属的价态表现，逐步降低重金属在土壤中的活性，抑制土壤修复重金属，最大程度的保护土壤环境。土壤重金属污染方面，还要注重修复技术的研究，优化土壤的环境。
结束语：
重金属在土壤环境中，属于比较明显的一类污染源，根据重金属污染土壤的状态，落实土壤修复技术，保护好土壤环境，消除土壤中的重金属污染源。土壤环境中，要按照重金属污染的分析，采用修复技术，不能破坏土壤的结构，还要发挥修复技术的作用，恢复土壤的能力。
参考文献：
[1]罗战祥，揭春生，毛旭东.重金属污染土壤修复技术应用[J].江西化工，2010，02：100-103.
篇3
前言
土壤重金属污染是指由于人类活动将金属加入到土壤中，致使土壤中重金属明显高于原生含量、并造成生态环境质量恶化的现象。加之重金属离子难移动性，长期滞留性和不可分解性的特点，对土壤生态环境造成了极大破坏，同时食物通过食物链最终进入人体，严重危害人体健康，已成为不可忽视的环境问题。随着我国人民生活水平的提高,生态环境保护日趋受到重视,国家对污染土壤治理和修复的人力，物力的投入逐年增加，土壤污染物的去除以及修复问题,已成为土壤环境研究领域的重要课题。而生物修复技术是近20年发展起来的一项用于污染土壤治理的新技术,同传统处理技术相比具有明显优势，例如其处理成本低,只为焚烧法的1/2-1/3，处理效果好,生化处理后污染物残留量可达到很低水平;对环境影响小,无二次污染,最终产物CO2、H2O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,节省了处理费用，因而该技术成为最有发展潜力和市场前景的修复技术。
1.污染土壤生物修复的基本原理和特点
土壤生物修复的基本原理是利用土壤中天然的微生物资源或人为投加目的菌株,甚至用构建的特异降解功能菌投加到各污染土壤中,将滞留的污染物快速降解和转化成无害的物质,使土壤恢复其天然功能。由于自然的生物修复过程一般较慢,难于实际应用,因而生物修复技术是工程化在人为促进条件下的生物修复,利用微生物的降解作用,去除土壤中石油烃类及各种有毒有害的有机污染物，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。
2.污染土壤生物修复技术的种类
目前,微生物修复技术方法主要有3种:原位修复技术、异位修复技术和原位-异位修复技术。
2.1 原位修复技术：
原位修复技术是在不破坏土壤基本结构的情况下的微生物修复技术。有投菌法、生物培养法和生物通气法等,主要用于被有机污染物污染的土壤修复。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,同时投加微生物生长所需的营养物质,通过微生物对污染物的降解和代谢达到去除污染物的目的。生物培养法是定期向土壤中投加过氧化氢和营养物,过氧化氢则在代谢过程中作为电子受体,以满足土壤微生物代谢,将污染物彻底分解为CO2和H2O。生物通气法是一种加压氧化的生物降解方法,它是在污染的土壤上打上几眼深井,安装鼓风机和抽真空机,将空气强行排入土壤中,然后抽出,土壤中的挥发性有机物也随之去除。在通入空气时,加入一定量的氨气,可为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 异位修复技术：
异位修复处理污染土壤时,需要对污染的土壤进行大范围的扰动,主要技术包括预制床技术、生物反应器技术、厌氧处理和常规的堆肥法。预制床技术是在平台上铺上砂子和石子,再铺上15-30cm厚的污染土壤,加入营养液和水,必要时加入表面活性剂,定期翻动充氧,以满足土壤微生物对氧的需要,处理过程中流出的渗滤液,即时回灌于土层,以彻底清除污染物。生物反应器技术是把污染的土壤移到生物反应器,加水混合成泥浆,调节适宣的pH值,同时加入一定量的营养物质和表面活性剂,底部鼓入空气充氧,满足微生物所需氧气的同时,使微生物与污染物充分接触,加速污染物的降解,降解完成后,过滤脱水这种方法处理效果好、速度快,但仅仅适宜于小范围的污染治理。厌氧处理技术适于高浓度有机污染的土壤处理,但处理条件难于控制。常规堆肥法是传统堆肥和生物治理技术的结合,向土壤中掺入枯枝落叶或粪肥,加入石灰调节pH值,人工充氧,依靠其自然存在的微生物使有机物向稳定的腐殖质转化,是一种有机物高温降解的固相过程。上述方法要想获得高的污染去除效率,关键是菌种的驯化和筛选。由于几乎每一种有机污染物或重金属都能找到多种有益的降解微生物。因此,寻找高效污染物降解菌是生物修复技术研究的热点。
3.影响污染土壤生物修复的主要因子
3.1 污染物的性质：
重金属污染物在土壤中常以多种形态贮存,不同的化学形态对植物的有效性不同。某种生物可能对某种单一重金属具有较强的修复作用。此外,重金属污染的方式(单一污染或复合污染)，污染物浓度的高低也是影响修复效果的重要因素。有机污染物的结构不同,其在土壤中的降解差异也较大。
3.2 环境因子：
了解和掌握土壤的水分、营养等供给状况,拟订合适的施肥、灌水、通气等管理方案,补充微生物和植物在对污染物修复过程中的养分和水分消耗,可提高生物修复的效率。一般来说土壤盐度、酸碱度和氧化还原条件与重金属化学形态、生物可利用性及生物活性有密切关系,也是影响生物对重金属污染土壤修复效率的重要环境条件。
3.3 生物体本身：
微生物的种类和活性直接影响修复的效果。由于微生物的生物体很小,吸收的金属量较少,难以后续处理,限制了利用微生物进行大面积现场修复的应用，
植物体由于生物量大且易于后续处理,利用植物对金属污染位点进行修复成为解决环境中重金属污染问题的一个很有前景的选择。但由于超积累重金属植物一般生长缓慢,且对重金属存在选择作用,不适于多种重金属复合污染土壤的修复。因此,在选择修复技术时,应根据污染物性质、土壤条件、污染程度、预期修复目标、时间限制、成本及修复技术的适用范围等因素加以综合考虑。
4.发展中存在的问题：
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目前，全球经济迅速发展的同时也造成了日趋严重的环境污染问题，其中土壤重金属污染备受瞩目[1]。重金属在土壤中高度富集，恶化土壤环境质量，影响农作物的产量和品质，严重危害土壤的生态循环，其通过食物链进入人体，危害人们的身体健康，威胁人类的生存环境[2-4]。在各种重金属中，高浓度的钴明显抑制植物生长发育，因此土壤中钴污染越来越受到人们广泛的关注[5-7]，钴含量高的农产品也会损害人和动物的健康，造成心肌和胰腺损伤，降低甲状腺浓缩碘的能力等[8]。
1 重金属钴污染土壤的特性和危害
土壤中含钴量为0.05～65.00 mg/kg，中值为8 mg/kg。岩石风化的土壤，钴的浓度变化不大，如含钴为59 mg/kg的玄武岩风化后含钴为81 mg/kg，略有富集[9-10]。试验结果表明：钴在土壤溶液中浓度为0.10～0.27、1.00、5.90 mg/L时，分别对西红柿、亚麻、甜菜有毒害作用[11-12]。钴浓度为10 mg/L时，可使农作物死亡。美国规定灌溉用水钴的最大容许浓度为0.2 mg/L。前苏联提出生活供水水源中钴的最大浓度为1 mg/L，渔业用水为0.01 mg/L[13-14]。随着人类对钴元素的开发和利用，钴污染越来越严重，主要的污染来源有矿藏开采、原子能工业排放的废物、核武器试验的沉降物、医疗放射性、科研放射性等。钴是植物生长的必需微量元素，是维生素B12的组成成分，适量的低浓度钴对植物生长有促进作用，但是如果浓度过高将使植物受到毒害作用[15]。重金属污染物对土壤的污染具有长期性、隐蔽性和不可逆性，不仅降低土壤质量，导致农作物产量和品质的下降，还危害人类健康。如果环境被具有放射性的钴污染，其放射性是持久的，随着衰变逐渐降低，放射性会严重影响周围动植物的生长和发育，如果食用了含放射性钴的食品，会导致脱发，严重损害人体血液内的细胞组织，造成白血球减少，引起血液系统疾病，如再生贫血症，严重的会使人患上白血病（血癌），甚至死亡[16-18]。因此，修复重金属污染钴土壤，受到科学家们的广泛关注。
2 治理重金属污染土壤的方法
目前国内外采用多种方法且多为交叉使用方法来修复和治理重金属污染的土壤[19-22]，一般分为3类，即化学修复法、物理修复法和生物修复法。化学修复法包括2种，一种是化学淋洗[23]，是指污染土壤中加入化学溶剂，通过外压或者重力作用，将重金属溶解在溶剂中，实现重金属转移至液相态，然后将溶液抽提出土层，再对溶液中重金属进行处理；另一种是化学改良剂[24]，土壤添加改良剂以后，可以通过对重金属的产生拮抗、氧化还原、吸附、沉淀等作用，使重金属在土壤中的存在形态发生改变，然后进入土壤深层或地下水迁移，从而降低其生物有效性。物理修复法是基于机械物理的工程方法，主要包括3种，即翻土、换土和客土法、热处理法和电动修复法。生物修复法是通过各种生物的代谢活动降低土壤重金属含量，包括4种，即菌根修复法、微生物修复法、植物修复法及动物修复法。澳大利亚等国的研究较为深入，主要集中在利用超富集植物对土壤中的重金属元素进行吸收，但大面积普及难度较高[25-26]。利用沸石等物质降低重金属在土壤中的迁移等方面。国内也开展了关于土壤重金属的污染治理研究，但仍然存在局限性，对于动物修复的机理还不是很明确，植物修复易造成植株生长缓慢、植株矮小、生长周期长等。
3 治理钴污染土壤的方法
钴分为2类，即不具有放射性和具有放射性，不具有放射性钴就是一般的重金属元素。目前，国内外对土壤中的重金属钴元素的研究主要集中在测量其含量、钴在植物中迁移规律以及钴对植物生长的影响[27-28]，而钴污染土壤修复方法研究较少，在实践中还是采用重金属污染土壤常规的3种修复方法，即物理修复法、化学修复法和生物修复法。具有放射性钴污染主要是由于矿藏的开采、钴的利用、科学研究、核电站等造成的，对其处理国内外采取的主要方法是把污染的土壤封存起来，集中到一个地方，进行自然衰变，避免人和动物进入，但是矿藏污染比较难以控制，污染面积较大，由于自然界本身作用规律，迁移速率较快，对环境影响比较严重。辐射剂量较高的钴污染土壤用固定的桶装起来，放到处置场进行处置，每个国家都有专门的放射性污染处置场，这需要花费较大的人力和物力，而且占用地方比较大，时间较长。近年来，科学家们正开展常规重金属污染土壤修复方法和放射性污染土壤处理方法联合研究，利用生物修复法选择富集度高的植物种植在被放射性物质污染的土壤中，放射性物质从土壤转移到生物体内，达到了浓缩放射性物质的目的，同时美化了环境，减少了污染，然后再集中焚烧植株，进一步浓缩放射性物质，这给后续处理节省了大量人力、物力、财力等[29-31]，如日本福岛核电站事故发生后，日本科学家们在被放射性污染的土壤中种植了向日葵、油菜等植物。
4 展望
随着钴污染日益加重的情况，钴污染土壤修复技术的研究和应用势在必行。物理方法和化学方法不仅费用昂贵而且常常导致土壤结构破坏，土壤生物活性下降和土壤肥力退化等，同时对具有放射性钴污染土壤不能降低或者消除其放射性，生物修复法和放射性处理方法结合起来无论从技术上还是从实践应用方面都是切实可行的，其优势明显可见。联合修复技术今后应加强以下几个方面的工作：一是加强对国内超高积累钴植物的筛选工作，开展对富集钴植物的培育工作，把生长慢、低生物量的超富集钴植物，培育成生长快、生物量大的植物，进行推广、商业化。二是钴富集植物收获后的处理，具有放射性的主要采用焚烧法，然后再集中桶装；不具有放射性的采取堆肥法、高温分解法、灰化法等多种处置技术。探求既有经济效益，又能使污染物得到妥善处置的修复植物产后处理技术还需要不断努力。
5 参考文献
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篇5
土壤重金属污染是指由于人类活动将金属加入到土壤中，致使土壤中重金属明显高于原生含量、并造成生态环境质量恶化的现象。加之重金属离子难移动性，长期滞留性和不可分解性的特点，对土壤生态环境造成了极大破坏，同时食物通过食物链最终进入人体，严重危害人体健康，已成为不可忽视的环境问题。随着我国人民生活水平的提高,生态环境保护日趋受到重视,国家对污染土壤治理和修复的人力，物力的投入逐年增加，土壤污染物的去除以及修复问题,已成为土壤环境研究领域的重要课题。而生物修复技术是近20年发展起来的一项用于污染土壤治理的新技术,同传统处理技术相比具有明显优势，例如其处理成本低,只为焚烧法的1/2-1/3，处理效果好,生化处理后污染物残留量可达到很低水平;对环境影响小,无二次污染,最终产物CO2、H2O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,节省了处理费用，因而该技术成为最有发展潜力和市场前景的修复技术。
1.污染土壤生物修复的基本原理和特点
土壤生物修复的基本原理是利用土壤中天然的微生物资源或人为投加目的菌株,甚至用构建的特异降解功能菌投加到各污染土壤中,将滞留的污染物快速降解和转化成无害的物质,使土壤恢复其天然功能。由于自然的生物修复过程一般较慢,难于实际应用,因而生物修复技术是工程化在人为促进条件下的生物修复,利用微生物的降解作用,去除土壤中石油烃类及各种有毒有害的有机污染物，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。
2.污染土壤生物修复技术的种类
目前,微生物修复技术方法主要有3种:原位修复技术、异位修复技术和原位-异位修复技术。
2.1原位修复技术：
原位修复技术是在不破坏土壤基本结构的情况下的微生物修复技术。有投菌法、生物培养法和生物通气法等,主要用于被有机污染物污染的土壤修复。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,同时投加微生物生长所需的营养物质,通过微生物对污染物的降解和代谢达到去除污染物的目的。生物培养法是定期向土壤中投加过氧化氢和营养物,过氧化氢则在代谢过程中作为电子受体,以满足土壤微生物代谢,将污染物彻底分解为CO2和H2O。生物通气法是一种加压氧化的生物降解方法,它是在污染的土壤上打上几眼深井,安装鼓风机和抽真空机,将空气强行排入土壤中,然后抽出,土壤中的挥发性有机物也随之去除。在通入空气时,加入一定量的氨气,可为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异位修复技术：
异位修复处理污染土壤时,需要对污染的土壤进行大范围的扰动,主要技术包括预制床技术、生物反应器技术、厌氧处理和常规的堆肥法。预制床技术是在平台上铺上砂子和石子,再铺上15-30cm厚的污染土壤,加入营养液和水,必要时加入表面活性剂,定期翻动充氧,以满足土壤微生物对氧的需要,处理过程中流出的渗滤液,即时回灌于土层,以彻底清除污染物。生物反应器技术是把污染的土壤移到生物反应器,加水混合成泥浆,调节适宣的pH值,同时加入一定量的营养物质和表面活性剂,底部鼓入空气充氧,满足微生物所需氧气的同时,使微生物与污染物充分接触,加速污染物的降解,降解完成后,过滤脱水这种方法处理效果好、速度快,但仅仅适宜于小范围的污染治理。厌氧处理技术适于高浓度有机污染的土壤处理,但处理条件难于控制。常规堆肥法是传统堆肥和生物治理技术的结合,向土壤中掺入枯枝落叶或粪肥,加入石灰调节pH值,人工充氧,依靠其自然存在的微生物使有机物向稳定的腐殖质转化,是一种有机物高温降解的固相过程。上述方法要想获得高的污染去除效率,关键是菌种的驯化和筛选。由于几乎每一种有机污染物或重金属都能找到多种有益的降解微生物。因此,寻找高效污染物降解菌是生物修复技术研究的热点。
3.影响污染土壤生物修复的主要因子
3.1污染物的性质：
重金属污染物在土壤中常以多种形态贮存,不同的化学形态对植物的有效性不同。某种生物可能对某种单一重金属具有较强的修复作用。此外,重金属污染的方式(单一污染或复合污染)，污染物浓度的高低也是影响修复效果的重要因素。有机污染物的结构不同,其在土壤中的降解差异也较大。
3.2环境因子：
了解和掌握土壤的水分、营养等供给状况,拟订合适的施肥、灌水、通气等管理方案,补充微生物和植物在对污染物修复过程中的养分和水分消耗,可提高生物修复的效率。一般来说土壤盐度、酸碱度和氧化还原条件与重金属化学形态、生物可利用性及生物活性有密切关系,也是影响生物对重金属污染土壤修复效率的重要环境条件。
3.3生物体本身：
微生物的种类和活性直接影响修复的效果。由于微生物的生物体很小,吸收的金属量较少,难以后续处理,限制了利用微生物进行大面积现场修复的应用，
植物体由于生物量大且易于后续处理,利用植物对金属污染位点进行修复成为解决环境中重金属污染问题的一个很有前景的选择。但由于超积累重金属植物一般生长缓慢,且对重金属存在选择作用,不适于多种重金属复合污染土壤的修复。因此,在选择修复技术时,应根据污染物性质、土壤条件、污染程度、预期修复目标、时间限制、成本及修复技术的适用范围等因素加以综合考虑。
4.发展中存在的问题：
生物修复技术作为近20年发展起来的一项用于污染土壤治理的新技术,虽取得很大进步和成功,但处于实验室或模拟实验阶段的研究结果较多,商业性应用还待开发。此外,由于生物修复效果受到如共存的有毒物质(Co-toxicants)(如重金属)对生物降解作用的抑制；电子受体(营养物)释放的物理;物理因子(如低温)引起的低反应速率;污染物的生物不可利用性;污染物被转化成有毒的代谢产物;污染物分布的不均一性;缺乏具有降解污染物生物化学能力的微生物等因素制约。因此,目前经生物修复处理的污染土壤,其污染物含量还不能完全达到指标的浓度要求。
5.应用前景及建议：
随着生物技术和基因工程技术的发展,土壤生物修复技术研究与应用将不断深入并走向成熟,特别是微生物修复技术、植物生物修复技术和菌根技术的综合运用将为有毒、难降解、有机物污染土壤的修复带来希望。为此,建议今后在生物修复技术的研究和开发方面加强做好以下几项工作:
(1)进一步深入研究植物超积累重金属的机理,超积累效率与土壤中重金属元素的价态、形态及环境因素的关系。(2)加强微生物分解污染物的代谢过程、植物-微生物共存体系的研究以及植物-微生物联合修复对污染物的修复作用与植物种类具有密切关系。
(3)应用现代分子生物学与基因工程技术,使超积累植物的生物学性状(个体大小、生物量、生长速率、生长周期等)进一步改善与提高,培养筛选专一或广谱性的微生物种群(类),并构建高效降解污染物的微生物基因工程菌,提高植物与微生物对污染土壤生物修复的效率。
(4)创造良好的土壤环境,协调土著微生物和外来微生物的关系,使微生物的修复效果达到最佳，并充分发挥生物修复与其他修复技术(如化学修复)的联合修复作用。
(5)尽快建立生物修复过程中污染物的生态化学过程量化数学模型、生态风险及安全评价、监测和管理指标体系。
结论
综上所述，我们不难发现由于土壤重金属来源复杂,土壤中重金属不同形态、不同重金属之间及与其它污染物的相互作用产生各种复合污染物的复杂性增加了对土壤重金属治理和修复难度,且重金属对动植物和人体的危害具有长期性、潜在性和不可逆性,同时进一步恶化了土壤条件，严重制约了我国农业生产的加速发展，所以要更好的防治土壤重金属污染还需要广大科研工作者不懈的努力，研发出更好的效率更高的修复治理技术，同时我们还不应该忘记必须加强企业自身的环保意识，提高企业自我约束能力，始终将防治污染积极治理作为企业工作的头等大事来抓，把企业对环境的污染程度降到最低限度，形成全社会都来重视土壤污染问题的良好环保氛围，逐步改善我们的土壤生态环境。
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篇6
1．1供试土壤
供试土壤为水稻土，采自浙江省德清县，按中国系统分类属潜育人为土，名称为青紫泥（PCS）。取表层（0—20cm）土壤，土样经风干、去杂，磨细过2mm筛。供试土壤的基本理化性质详见表1。
1．2盆栽试验设计
对供试土壤设8个汞浓度水平，以溶液形式加入外源汞HgCl2，其加入量分别为：0，0．25，0．5，1，1．5，2，3，6mg／kg。重复3次。淹水培养—自然落干（至田间最大持水量的30％）交替进行，2个月后，施入基肥，种植水稻。水稻收获后，清除土壤中的残余根系，土壤经风干，混匀，过5mm筛，每盆留土2．8kg，施入基肥，将育苗一个月后的小白菜移栽入盆内，每盆3～4株，重复3次，两个月后收获。收获小白菜后的土壤同样经风干，混匀，过5mm筛，每盆留土2．0kg，施入基肥，播种萝卜，每盆2株，重复3次，1个半月后收获，同时设置无植物对照。于植物收获后，分别取土壤和作物可食部位（水稻籽粒、小白菜叶与萝卜根）进行汞含量测定［8］。
1．3提取条件优化的试验设计
土壤汞浓度设置为200mg／kg土，以HgCl2为汞源，用过饱和水法混匀。所用土样置于25℃恒温培养箱中培养10d。4种提取剂分别为：0．1MHC1，1MNH4OAc（pH＝7．0），0．005MDTPA和0．1MCaCl2（pH＝5．0）。称取4．00g相当于风干土重的土样于100ml塑料离心管中，按土∶水＝1∶5和土∶水＝1∶10比例分别加入配制好的HC1，NH4OAC，DTPA和CaCl2。在室温25℃条件下，分别振荡5，10，30，45，60min，过滤，收集滤液，每个处理重复3次。
1．4稻菜轮作制下提取剂选择的试验设计
取水稻、小白菜和萝卜收获后的土壤样品约0．10g于100ml消化管中，加入新配王水5ml，用保鲜膜封口，静置过夜，于沸水浴中加热1h，其中要充分振摇两次，取出凉透后，过滤并转移到50ml容量瓶中定容，静置取上清液，原子荧光光度计（AFS－230E）测定［8］。称取4．00g风干土样于100ml塑料离心管中，按土∶水＝1∶5比例分别加入HC1，NH4OAC，DT－PA和CaCl2。在室温条件下，分别振荡30min，过滤，收集滤液，每个处理重复3次。
1．5样品测定与数据分析
土样基本理化性质采用常规分析方法测定［9］；植物样品中的汞含量采用传统的干灰化法测定［8］，植物样品中的汞和土壤有效态汞的测定均采用原子荧光光度计（AFS－230E）［10］。试验数据采用Excel软件处理，相关分析和其它统计分析采用SPSS10．0完成。
2结果与分析
2．1不同提取时间对土壤有效态汞化学提取性的影响
不同提取剂提取的汞有效态含量随提取时间的延长而逐渐增加，随后基本达到平衡。以提取剂提取的重金属含量占土壤中该元素总量的百分率即提取率表示提取剂的提取能力。结果表明，不同提取剂的提取率明显不同。提取剂在不同土水比下对供试土壤在200mg／kg汞浓度处理水平的提取率见图1。供试土壤中各提取剂提取率达到平衡的时间分别为：HCl10min；CaCl230min；DTPA30min；NH4OAc30min。由此可见，提取时间达到30min时，有效态汞提取率基本达到平衡，因此，对4种提取剂而言，30min可作为提取供试土壤有效态汞的最佳提取时间。尹君等［11］的研究得出了相似的结论。
2．2不同土水比对土壤有效态汞化学提取性的影响
一般土壤有效态重金属元素的测定选择以下几种土水比：1∶1，1∶2．5，1∶5，1∶10，1∶12．5和1∶15，主要为测定方便和测定结果易于对比。但在实验中发现，较大土水比（1∶1，1∶2．5），滤液量很少，不易测定；而较小土水比（小于1∶12．5，1∶15），特别是在重金属元素处理浓度较低的情况下，滤液里重金属元素含量很低，误差较大，因此，本研究选择1∶5，1∶10两种土水比进行比较测定。提取剂对供试土壤在200mg／kg汞浓度处理水平下，不同土水比提取的汞量列于表2。由表2可见，随土水比减小，供试土壤中提取剂的汞提取量明显提高。如土水比由1∶5减小到1∶10时，30min提取时间的DTPA汞提取量增加了11．39mg／kg，而同样条件下CaCl2，NH4OAc和HCl分别增加了12．17，12．45和15．15mg／kg。这是由于随土水比减小，有更多的汞离子被解吸到溶液中来；同时，在浓度较小的情况下，离子的交换或络合能力也增强。为减少试验误差，确定1∶5为较适宜的土水比。分析结果表明，4种提取剂提取的汞有效态含量之间存在正相关关系（表3），其中CaCl2提取汞含量和NH4OAc提取汞含量之间相关性最显著，可能因为它们都属于中性盐提取剂；而HCl提取汞含量与其他提取剂提取汞含量之间相关性较低，这与不同提取剂提取机制的不同有关，HCl属较强的代换剂，其代换机制是H＋的置换作用。这与贺建群等［12］在研究镉、铜、锌和铅土壤有效态提取方法时得出的观点相近。
2．3不同提取剂对土壤有效态汞化学提取性的影响
研究表明，在土水比为1∶5，不同提取时间下4种提取剂的提取能力有显著差异。不同提取剂在供试土壤上的提取量明显不同。对于土壤处理为200mg／kg汞浓度，同样条件下，CaCl2对供试土壤汞有效态的提取量最大，在14．51～23．24mg／kg之间；其次是HCl，在13．42～21．09mg／kg之间；NH4OAc在8．86～13．44mg／kg之间，最小的是DTPA，在7．20～12．40mg／kg之间（图2）。
2．4提取剂的选择
在土壤重金属污染中，最受关注的是作物可食部位重金属含量是否超过临界浓度。提取剂提取的重金属量与作物可食部位重金属含量的相关性大小及作物可食部位重金属含量的多少常作为提取剂选择的依据之一，因此作物系统不同，适宜提取剂的选择也会不同。在水稻—小白菜—萝卜作物轮作系统中，通过对作物可食部位如水稻籽粒、小白菜叶和萝卜根中的汞含量与提取剂提取汞含量进行相关和回归统计分析，结果表明，对土壤—水稻系统来说，在振荡平衡时间30min，土水比1∶5的条件下，供试土壤上水稻籽粒中汞含量与提取剂CaCl2提取汞量之间相关系数最大；因此，供试土壤可用CaCl2作为测定土壤中有效态汞的最佳提取剂。对土壤—小白菜系统来说，在振荡平衡时间30min，土水比1∶5条件下，供试土壤上小白菜叶汞含量与提取剂提取汞量之间相关性不显著，因此，不能从中选择适宜的提取剂。对土壤—萝卜系统来说，在振荡平衡时间30min，土水比1∶5条件下，供试土壤上萝卜根中汞含量同样与提取剂CaCl2提取汞量之间相关系数最大，因此，最佳提取剂与土壤—水稻系统相同。通过比较各种提取剂对供试土壤有效态汞提取能力的差异可知，CaCl2的提取能力在供试土壤中较高，且其提取的汞含量与水稻籽粒和萝卜根中汞含量相关性最好，综合分析4种提取剂的提取能力、提取结果及与作物可食部位汞含量的关系，确定CaCl2为评价本研究供试土壤中汞有效性的最佳化学提取剂。但用该提取剂对其他土壤中重金属元素的有效性进行评价，并以此来说明土壤中重金属元素的丰缺和污染状况时，还需要做大量类似的分析测定工作。
篇7
引言
20世纪中叶以来，世界工厂化的生产模式不断扩大，人口总量迅速增加，人们对于自然资源的索取超过了自然界的再生能力，同时过度排放污染物，造成了世界性的资源短缺和严重的环境问题。水污染就是其中之一。水污染可分为两类：一类是自然污染；另一类是人为污染。其中人为污染较为常见，每年排入江河湖海的污水约有4.2×1012m3，污染了数亿立方米的淡水，相当于世界江流总量的14%以上[1]。特别是近年来，随着农药的大量使用以及工厂排放废水的增加，水污染问题变得愈发严重。而水是生命的源泉，是人类赖以生存和发展的不可或缺的最重要的物质之一，所以有效的进行水体污染监测刻不容缓。
草履虫（Paramecium）是原生动物门纤毛纲的代表物种，除了具有灵敏的应激系统外，还具有分布广泛，结构典型，繁殖速度快，便于观察，容易采集培养等特点，因此被广泛应用于水体监测[2]。目前，国内研究人员从重金属离子、农药等污染物质对草履虫应激性及其生殖能力的影响等方面做了大量的研究，研究表明重金属离子、农药等因素对草履虫均会产生相应程度的影响[3]。
1 草履虫简介
1.1 草履虫种类
草履虫是原生动物门纤毛纲的单细胞动物，其形状类似于倒置草鞋底，主要生活在有机质充足、细菌丰富、光线充足的河流池塘或水沟中。目前，世界已知草履虫种类有22种[4]，常见的有大草履虫、双小核草履虫、多小核草履虫、绿草履虫。其中大草履虫最为常见，体长180～300μm；双小核草履虫，体长80～170μm，伸缩泡2个，有2个很小的小核；多小核草履虫，体长180～310μm，有时有3个伸缩泡，小核泡型，有3～12个；绿草履虫，体长80～150μm，细胞质内有绿藻共生，经见光处培养后通体呈绿色，小核2个。
1.2 草履虫的结构
草履虫一般呈长椭圆形，前端较圆，后端宽而略尖，因形状与草鞋相似而得名。其表膜由三层膜组成，具有缓冲和保护作用。膜下机体中生长有近万根纤毛，其排列成的网状结构，更有助于控制草履虫活动[5]。与表膜垂直排列分布在外质中的一排小杆状的囊泡结构，叫做刺丝泡，从而起到防卫和捕食作用。刺丝泡在表膜上开口，虫体在受到外界的刺激时会射出刺丝泡中的内容物，当内容物接触到水就会形成细丝[6]。
1.3 草履虫的生活环境
草履虫生活在水流缓慢、带有腐草的水沟、池塘和稻田中，在有机质丰富、光线充足的水面附近较常见，尤其是在细菌丰富的水中，草履虫种群密度最大[7]。草履虫在水温0～30℃情况下均能正常生活，24～27℃是草履虫生活的最佳水温，当水温低于10℃或高于35 ℃不利于草履虫的繁殖[8]。
1.4 草履虫的应激性
草履虫细胞质内部的水分约占细胞质的75%～85% [9]，采取自旋回波测量的方式对草履虫细胞进行研究，其研究结果表明，细胞内的水呈“结构化”，即草履虫细胞内的水是以液晶态形式存在。液晶态物质具有对热、磁、光、电、声、辐射、应力等变化反应较灵敏的特性。所有包括膜电位在内的应激信息，都会通过其在细胞质内传导，构成草履虫身体内的原始应激系统。由于草履虫应激系统灵敏的特性，使得草履虫无论是在监测农药使用的安全性方面还是重金属离子的监测方面都有着十分重要的意义。
2 草履虫在水体监测中的作用
随着经济的发展，工业化的迅速扩张，人们在面对这一时代到来的同时，还面对着重金属排放和农药过度使用所导致的水污染问题。而草履虫的应激性能够直观的反应水体污染程度，是水体监测中的一种重要的原生动物。
2.1 重金属对草履虫的影响
2.1.1 Cd2+对草履虫的影响
重金属镉对生物和人体均有毒害作用，同时它也是一种水体污染物。由于草履虫等原生动物对镉的毒性作用反应同后生动物相比更加敏感，因此草履虫在监测Cd2+毒性方面具有重要的意义。方卫飞等[10]利用CdSO4、CdCl2、Cd（NO3）2这三种镉化合物对草履虫的生物毒性进行了研究，结果表明对草履虫毒性作用最大的是CdSO4。胡好远等[11]通过对Cd2+24h半致死浓度（LC50）进行了实验，结果表明，在一定范围内，Cd2+的浓度增加，草履虫的种群数量也会随之增长，但Cd2+浓度过高也会降低草履虫的种群增长率。
2.1.2 Pb、Cu对草履虫的影响
近些年来，随着冶金工业的快速发展，部分水体中的沉积物中Pb2+、Cu2+的含量不断积累，Pb、Cu等元素会对生态环境造成破坏，尤其是随着雨水的冲淋，Pb、Cu等元素进入水体环境，造成严重的水体污染。周玉[12]通过在20℃培养条件下Pb、Cu等单一元素对草履虫种群毒性的影响的研究，结果表明，Cu2+、Pb2+24h对草履虫的LC50分别为0.0826mg/L、3.9907mg/L；Pb、Cu等单一元素对草履虫都具有毒害作用，且相同条件下Cu2+对草履虫的毒害作用大于Pb2+。
2.2 农药对草履虫的影响
2.2.1 除草剂对草履虫的影响
2，4-D丁酯是除草剂中的一种，2，4-D丁酯对草履虫的种群增长具有抑制作用，但对草履虫的细胞胁迫变化并不显著。谷艳芳等[13]发现，在水环境中，草履虫对2， 4-D丁酯有明显的驱避作用。捕食行为受到影响会造成生物机体获得资源减少，引起生产量下降或发育繁殖迟缓。所以受到2，4-D丁酯的胁迫会引起草履虫在自然界的自然增长率下降和分布格局的变化。但目前关于2， 4-D丁酯对草履虫影响的生态毒理学机制仍不完善，需要进一步提高。
2.2.2 杀虫剂对草履虫的影响
氯氰菊酯是一种广谱、生物活性较高的拟除虫菊酯类杀虫剂，拥有8个光学异构体，其中有4个生物活性较高的异构体组成的外消旋混合物称为高效氯氰菊酯，在十字花科蔬菜、棉花、果树、茶树等作物害虫的防治中应用广泛[14]。目前，关于拟除虫菊酯类农药对草履虫的毒性研究已有报道。对于氰戊菊酯对原生动物群落48h急性毒性的检测，王莉霞等[15]研究得出LC50为15.830mg/L。李霖等[16]通过三氟氯氰菊酯对草履虫的毒性进行研究，研究表明：三氟氯氰菊酯对草履虫1h的LC50为1.650mg/L。而高效氯氰菊酯对草履虫1h 的LC50为27.536mg/L，可见草履虫对高效氯氰菊酯的反应灵敏度远低于三氟氯氰菊酯。
2.2.3 杀菌剂对草履虫的影响
多菌灵是一种广谱性的苯并咪唑类杀菌剂，学名2-苯并咪唑基氨基甲酸甲酯（MBC），又称作棉萎灵、苯井咪唑44号。对由半知菌、多子囊菌引起的多种作物病害有防治效果[17]。在叶面喷雾、种子处理和土壤处理中有很多应用。李霖等[18]在进行杀菌剂多菌灵对草履虫的急慢性毒性作用研究，结果表明，草履虫的生长与多菌灵溶液的浓度有关，多菌灵浓度越高，毒性作用越大。
2.2.4 草履用于水体监测的优势
草履虫对毒性的应激反应与多细胞动物相比更为敏锐，并且对于反映环境化学毒性物质的毒理效应相比单纯的化学手段也更为生动、直观。因此，草履虫在毒性监测方面具有着重要的研究价值。同时草履虫更是一种良好的水体监测材料，是水体质量监测的重要指示生物之一。近些年来，国内外研究人员以草履虫为实验材料进行毒性实验，研究水体环境中的重金属污染和农药污染等问题，为农药的使用安全、重金属污染的监测以及生态环境保护等方面提供了更多有价值的参考。
3 问题与展望
目前关于草履虫的毒理研究很多，并且对于草履虫在环境方面的监测实验也取得了长足的进展。而在实验室和水体污染监测中采用的草履虫基本是从野外采集回来，进行简单纯化培养，完全达不到模式生物的要求标准。对于从不同水体中采集的草履虫，因为自身的生长环境影响对某些污染物具有一定的适应性，如果不能妥善解决，将会严重影响监测的准确性。而且处于不同生长阶段的草履虫对外界的刺激所产生的反应也是有所差异的，这些都将会影响实验的平行性和可信度。
目前，草履虫的培养方法简单，而且培养出的草履虫生长阶段、生长速度不一致。因此，为了能够在实际应用中胜任精确的监测工作，培养无背景处于同一生长阶段的模式生物草履虫是现在迫切需要解决的问题。对于无背景草履虫的培养，可以在最适温度和pH条件下使用单一营养物质进行培养，保证草履虫在生长过程中不受外界污染源的影响。而对于单一营养物质的选择，根据草履虫的食物摄取情况，可以选择某一种纯培养的细菌，也可以选用一种或多种氨基酸配制无菌培养液。
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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
现代农业生产中大量使用化肥与农药，不但造成农产品质量及安全性下降，也造成土壤和水源污染，导致农田蚯蚓等有益生物及微生物数量急剧下降，大规模的单一机械化种植，加剧了土壤恶化的程度，使资源与环境问题不断凸显。全球环境恶化、食品安全隐患成为当今最严重的问题，引发人们对建立在化肥与农药基础上高投资、高能耗的化学农业的反思，并由此产生了生态农业（ecological agriculture）的思潮，继而在农学、生态学、资源学、环境毒理学等相关学科中迅速发展。
2015年，国务院《关于加大改革创新力度加快农业现代化建设的若干意见》指出，“我国农业资源短缺，开发过度、污染加重，如何在资源环境硬约束下保障农产品有效供给和质量安全、提升农业可持续发展能力，是必须应对的一个重大挑战”，要求“做强农业，必须尽快从主要追求产量和依赖资源消耗的粗放经营转到数量质量效益并重、注重提高竞争力、注重农业科技创新、注重可持续的集约发展上来，走产出高效、产品安全、资源节约、环境友好的现代农业发展道路”。而资源与环境并重的可持续发展的农业，就是当代最先进的生态农业。
中药材规范化种植（good agriculture practice，简称GAP）推行10多年来取得了巨大的成就，但也存在基地布局不合理、基地产出中药材占市场份额极小、盲目引种造成道地性消失、地缘经济和小农经济耕作与规范化和规模化不协调、栽培技术不成熟导致一些品种的生产风险较大及比较效益偏低等限制GAP发展的问题。其中土壤微生态恶化及连作障碍是不少GAP基地建设的瓶颈，严重影响了中药材的可持续生产[1]。分析可知，以上中药材GAP中的问题，或与资源经济相关，或与生态环境相关，均是生态学或经济学中的热点问题。那么，中药材GAP的出路在哪里，如何攻克中药材GAP面临的困难呢？本文围绕生态农业的形成背景、概念及特点等关键问题，探讨生态农业在中药材GAP生产中的应用前景及策略。
1 生态农业
1.1 生态农业的起源
绿色革命在带来增长奇迹的同时，也带来了前所未有的社会和环境问题，水土流失、气候变暖、环境污染为现代农业带来的巨大的挑战，生态农业正是在这种背景下产生的[2]。1935年，冈田茂吉提到的“自然农法”[3];20世纪40年代J I Rodale出版的《堆肥农业与园艺》[4]，以及1962年Rachel Carson的《Silent Spring》[5]等均表达了生态农业的思想。1974年，日本成立IEOAM（国际有机农业运动联盟）;1975年，英国成立国际生物农业研究中心;同年，美国建立了Rodale有机农业实验场;1982年，出现了地区性协作研究机构“东南亚大学农业生态系统研究网（SUAN）”。1987年世界环境和发展委员会提交“我们共同的未来”的报告。1992年里约地球问题首脑会议上通过了《21世纪议程》，提出人类社会可持续发展的行动准则[6]。21世纪以来，生态农业的实践在全球范围内，尤其在德国、美国、英国、日本、以色列等很多国家得到飞速发展，如在美国已有2万多个生态农场。
1.2 生态农业的概念
生态农业是目前国际社会最先进的环境友好型种植模式。作为一个古老而崭新的概念，生态农业的内涵和外延尚不完全清晰，不同国家的不同学者对生态农业进行了描述，并提出了自然农法（natural farming）、有机农业（organic agriculture）、可持续农业（sustainable agriculture）、生物农业（biological agriculture）等类似概念。以生态学家马世俊为首的科学家认为，“生态农业是生态工程的简称，以生态学和生态经济学为原理为基础，现代科学技术与传统农业技术相结合，以社会、经济、生态效益为指标，应用生态系统的整体、协调、循环、再生原理，结合系统工程方法设计，通过生态与经济的良性循环农业生产，实现能量的多级利用和物质的循环再生，达到生态和经济发展的循环及经济、生态和社会效益的统一，使农业资源得合理用的新型农业生产技术体系。即从系统的思想出发，按照生态经济学的基本原理，运用系统方法能力起来的综合农业发展模式”[7]。而卢永根等认为，“凡是把生态效益列入发展目标，并且自觉地把生态学原理运用于生产中的农业，都可以称生态农业”[8]。这2个概念代表了对生态农业理解中的2种极端，前者强调系统、循环、再生的工程，后者则强调关心生态效益和生态学的理念和立意，2种概念相辅相成，可为不同尺度、不同生产水平的生态农业发展提供指导。
1.3 生态农业的特点
作为把农业生产、农村经济发展和生态环境治理与保护、及资源的培育与高效利用融为一体的具有生态合理性、功能良性循环的新型综合农业生产模式，生态农业具有以下基本特征：①追求生态平衡，合理利用自然资源，减少对生态环境负面影响;②注重农、林、牧、副、渔全面发展，重视综合经济学;③不用或少用化肥、农药、生长调节剂，减少能源消耗，以较少的投入获得较多产出;④内部组成与结构复杂，形成良性循环，有较强的抵抗外界干扰的缓冲能力和较高的自我调节能力，有稳定和持续发展能力;⑤提倡使用固氮植物、作物轮作以及正确处理和使用农家肥料等技术，副产品循环可再利用，尽量减少废弃物输出，能自我维持。总体来看，生态农业在生态上低输入、能自我维持，在经济上有活力，在环境、伦理道德、审美、人文社会方面不引起大的或长远不可接受的变化[6]。
1.4 生态农业遵循的原理
生态农业的理论主要涉及生态学和经济学的相关理论。此外，由于生态农业通常体现为生态工程的设计管理，因此，系统学和工程学的相关理论也是生态农业理论的重要组成部分。生态农业的理论研究一直很活跃，主要包括对生态农业概念、内涵的界定，生态农业特点的分析，生态农业发展中生态策略的研究，生态农业原理的分析，生态农业类型的划分，生态农业技术的提炼及整合，生态农业模式的构建和推广，生态农业系统结构、功能和能量流动的研究，生态农业评价指标体系的研究及生态农业效益的评价等[2]。生态农业原理是指导生态农业发展的核心理论，主要如下。
1.4.1 生态农业遵循的生态学原理 ①生态位原理。作为半人工或人工的生态系统，人为的干扰控制使农业生态系统物种单一，从而产生了较多的空白生态位。因此，在生态农业工程设计及技术应用中，应合理运用生态位原理，把适宜而有经济价值的物种引入生态系统以填充空白的生态位，以此实现各层次空间生态位光、气、热、肥资源的充分利用，最大限度地减少资源的浪费，增加生物量与产量;同时可以提高生态系统的多样化物和稳定性，阻止一些有害的杂草、病虫等的侵袭。②限制因子原理。只有与生境条件高度相适应时，生物才能最大限度地利用环境资源，表现出最大的增产潜力。因此，在生态农业生产时，必须高度重视生态因子的限制作用。③食物链原理。生态农业系统中缩减的食物链降低了生态系统的稳定性，不利于能量的有效转化和物质利用，加重环境污染。因此，生态农业生产中，通常会通过利用因食物选择而废弃的生物物质和作为粪便排泄的生物物质，延长食物链的长度，提高生物能的利用率。如林下养鸡，鸡粪喂猪等。④整体效益原理。整体效益的取得要取决于系统的结构和功能。因此，生态农业强调不同层次上自然资源和社会经济条件的有机组装和调节，以达到高产、高效、持续发展的目的。⑤互惠共生原理。模仿自然生态系统中多种生物共生的现象，在农业生态系统中，人工诱导多种共生互利关系，加强物质能量的循环，以提高生态和经济效益。⑥生物与环境的适应与协同进化原理。生物不只是被动地受环境作用和限制，也通过排泄物、死体、残体等释放能量和物质作用于环境，使环境得到物质补偿，从而保证生物的延续。封山育林，植树种草，退耕还林，合理间套轮作等措施都可改善农业生态环境，促进资源再生和循环利用。⑦效益协调一致原理。农业生态系统是一个社会-经济-自然复合生态系统，具有多种功能与效益，只有生态与经济效益相互协调，形成良好的自然再生产和经济再生产交织的复合生产过程，才能发挥系统的整体综合效益。因此，要将经济与生态保护有机结合，促进资源的利用与增殖。⑧自适应原理。当遇到外界压力受损后，生态系统通过自适应或自组织在一定范围内可逐步回复。因此，调动和提高农业生态系统的自组织能力是生态农业的重要目标之一。⑨区域性原理。生态系统类型与当地气候和土壤因子密不可分。因此，生态农业模式的选择应充分考虑当地的气候土壤类型，因地制宜，切忌盲目照搬。⑩结构稳定原理。生物与环境协调进化的结果是生态系统内各组分及结构具有稳定性。生态农业要求物质投入和物质输出的平衡，避免由于投入过大造成某种物质在生态系统中的滞留而带来结构的非稳态，甚至造成生态系统的崩溃和解体[9-10]。
1.4.2 生态农业遵循的经济学原理 ①农业资源价值理论。自然资源是有价值的资产，其开发利用具有经济效应及环境效应，资源开发会付出环境消耗及生态代价。因此，生态农业要寻求经济与生态两者之间的平衡，在获取最大收益的同时，应尽可能减少在资源利用和生产过程中产生的环境负效应。生态农业特别注重循环经济的理论，“资源-产品-废物-再生资源-产品”是生态农业常见模式。②生态经济理论。生态农业是由生态系统、经济系统和技术系统有机组合形成的复合系统。生态系统是生态经济系统的基础，技术系统作为生态系统和经济系统的桥梁，使两者融合为一体。生态农业要求生态循环及经济循环过程的良性发展与耦合。③可持续发展理论。生态农业强调可持续发展的战略思想，要求在维持农业高效生产力的基础上，强化对生态环境的保护和建设[9]。
1.4.3 生态农业遵循的工程学原理 作为系统设计与工程建设的结合体，生态农业必须遵循系统工程的整体协调优化原理，生态工程的层次结构理论，生态农业工程的系统调控原理（即生态农业工程的自然调控原理和生态农业工程的人工调控原理）等[9]。
1.5 生态农业的常用技术
由于自然环境不同，各国在实践中采取的生态技术不完全相同，国际上主要的生态农业技术有：①立体种植（养殖、种养）技术;②农作物病虫害生物防治技术（以虫治虫、以菌治虫、以菌治病、菌根真菌技术、轮作和保护天敌以控制病虫害）;③测土配方施肥技术;④设施农业技术（地膜覆盖栽培、日光温室栽培、塑料大棚栽培）;⑤有机肥料与农作物秸秆的循环高值利用技术（生物固氮、牲畜粪便、作物秸秆提供氮素营养、秸秆沼气高效生产、秸秆在食用菌栽培中的循环利用、秸秆青贮及氨化技术、秸秆气化及压缩成型技术）;⑥现代机械技术（多用园盘形或凿形装置浅耕，不用或少用有壁犁耕作，不翻转土壤）;⑦水土保持技术（采用梯田、带状或等高作业，防止土壤侵蚀）;⑧田间管理（采用豆科绿肥和覆盖物作为基础的轮作技术，主要通过轮作、耕作、中耕除草来控制农田杂草）;⑨抗性品种选育技术（应用作物新品种抗病虫害、抗干旱等）;⑩合理牲畜管理技术等[11]。
2 中国的生态农业
2.1 中国生态农业的起源
在我国，自古以来劳动人民积累了大量生态农业的经验，如间作、套作、轮歇地及农业措施等自然的生态农业的经验。1908年F H King主编的《四千年农夫》[12]和20世纪30年代A Howard主编的《农业圣典》2本书均提到了中国有机肥保持地力的经验[13]。如稻田养殖可以追溯到公元前400年。《吕氏春秋・审时》载“夫稼，为之者人也，生之者地也，养之者天也”[14]。《齐名要术》载“顺天时，量地力，则用少力而成功多。任情返道，劳而无获。入泉伐木，登山求鱼，手必虚;迎风散水，逆坂走丸，其势难”[15]。其核心是因地制宜、因时制宜、因物制宜的“三宜”原则。20世纪80年代初，国内学者对生态农业进行理论探讨，并在此基础上组织技术力量开展试验研究。1984年初，我国召开了第二次全国环境保护会议，5月出版了《国务院关于环境保护工作的决定》，11月召开了全国农业生态环境保护经验交流会。1985年国家颁布了《关于发展生态农业，加强农业生态环境保护工作的意见》，是我国生态农业的发展的里程碑。1991年国家环保部编著的《中国的生态农业》中指出，中国的生态农业是在总结和吸收各种农业生产实践的成功经验的基础上，根据生态学和经济学的原理，应用现代科学技术方法所建立和发展起来的一种多层次、多结构、多功能的集约经验管理的综合农业生产体系，表明我生态农业的理论框架已初步建成[16]。Chen Xinping等[17]在覆盖我国大米、小麦和玉米主产区的153样地开展了基于土壤-作物系统综合管理的田间试验，证明生态种植在实现了氮素高效利用和作物高产的同时，还降低了氮盈余，从而降低了单位产量的活性氮排放和碳足迹。据报道，在改善生态环境，增强农业后劲的同时，我国开展生态农业试点地区的粮食总产平均增幅15%以上，单产较试点前增加10%以上，分别为全国平均增长水平的4.5，9.2倍[11]，表明生态农业在我国具有广阔的前景。
2.2 中国生态农业主要措施
30年来，我国农业生产遵循生态规律，结合我国传统农业的优点，保护农业生态环境，取得了一定成绩。我国生态农业的主要措施有：①加速太阳能向生物能转化，充分利用太阳能、风能和地热等;②在大力提高种植业第一级生产的基础上，积极发展畜牧、水产养殖和其他养殖业，大力发展饲料和农畜产品加工业，加强各种剩余物的综合利用;③因地制宜地发展沼气、节柴灶，积极开发小水电;④积极推进林下种植、立体种植;⑤促进有机质还田;⑥大力推行作物病虫害综合防治，科学施用农药和化肥，防止农药、化肥对土壤和农产品的污染，提高农畜产品的品质;⑦积极推进多种经营和综合利用的农业结构等。以上做法都有较为显著的经济效益，使自然资源得到合理开发，植被得到有效保护，生态环境得到显著改善[18]。
2.3 中国生态农业特点及常见模式
2.3.1 中国生态农业特点 作为生态强烈干预下的开发系统，农业生态系统具有明显地域性，受自然生态规律和社会经济规律的双重制约[9]。生态农业应根据当地的自然和社会条件及历史，在因地制宜的基础上发展和推广适宜的栽培模式及技术。我国地域广阔，自然条件复杂，民族众多，文化习俗多样，即使在现代农业得到大规模发展的今天，传统生态农业在我国很多地方仍然是主流的农业生产方式。人口众多，水资源缺乏和生态环境脆弱，决定了我国既不能全面推行美国、加拿大等国的大规模机械化现代农业模式，也不能模仿日韩等国依靠高补贴维护农户高收入的做法。因此，中国生态农业在强调系统整体功能的发挥和多元化发展，体现社会、经济、生态三大效益高效循环统一，重视传统农业技术和现代科技成果相结合的同时，表现出丰富的区域特色[2]。
2.3.2 中国生态农业常见模式 生态农业模式可被看作是用于发展农业生产的各种要素，包括自然、社会因素等的最佳组合，是具有一定结构和功能、效益的实体，是资源永续利用的具体方式[19]，是生态学和经济学原理在开展农业生态建设中的具体运用[7]，是一定尺度上农业可持续发展的农业生态过程的动态模型，该模型可作为样板进行借鉴和推广[20]。我国大多数生态农业模式是在长期生产实践中总结提升的，成功的生态农业模型，可以为相似地区生态农业发展提供成功经验[2]。不同的专家针对不同区域从不同的角度因地制宜提出了不同的生态农业模式。中国生态农业的常见模式有：①立体种养模式，指充分利用气候和地形地貌条件，使不同高度的光、温、水、气、热得到充分利用，如海南文昌的“胶-茶-鸡”复合模式、广东鹤山“林-果-草-鱼”复合模式;②物能（实物/功能）的多层次利用模式，包括以沼气、农副产品加工或生态旅游为纽带的不同形式;③“贸-工-农-加”综合经营模式，可以充分利用闲时劳动力，大大提高资源的利用率和生产效率，增加农产品的附加值，提高经济效益，较好地解决长期效益和短期效益的矛盾;④水陆交换的物质循环生态系统，典型的如“桑基鱼塘”，即池中养鱼、池埂种桑养蚕的综合养鱼方式;⑤多功能的污水自净工程系统等[7，18-35]。
其中，骆世明等[31]按照生物层次所提出的生态农业模式最具有代表性（图1，表1）。处于上一层次的生态农业模式基本类型可以与向下各层次的模式套叠，形成复合模式，包括：景观层次上以农业土地利用布局为核心的景观模式;生态系统层次上以组分能量流为核心的循环模式;群落层次上以生物种群结构安排为核心的立体模式;种群层次上以食物链关系设计为核心的食物链模式;个体与基因层次上以品种选择为核心的物种与品种搭配模式。
图1 生态农业模式的基本类型及其层级和套叠关系[31]
Fig.1 Fundamental classification of eco-agricultural models and its hierarchical structure
2002年，农业部向全国征集到了370种生态农业模式或技术体系，通过反复讨论，遴选了具有代表性的十大类型生态模式，并正式将这十大类型生态模式列为后期推广的重点。这十大典型模式和配套技术是：①北方“四位一体”生态模式及配套技术;②南方“猪-沼-果”生态模式及配套技术;
表1 生态农业模式的基本类型[31]
Table 1 Fundamental classification of eco-agricultura models
③平原农林牧复合生态模式及配套技术;④草地生态恢复与持续利用生态模式及配套技术;⑤生态种植模式及配套技术;⑥生态畜牧业生产模式及配套技术;⑦生态渔业模式及配套技术;⑧丘陵山区小流域综合治理模式及配套技术;⑨设施生态农业模式及配套技术;⑩观光生态农业模式及配套技术[36]。
3 中药生态农业
3.1 中药生态农业的背景及现状
中药农业是我国现代农业的重要组成部分，更是整个中药产业的源头。历史上，中药材栽培一直处于小农经济的种植模式，多数品种种植历史短、规模小，产区局限，栽培技术落后。近年来，伴随着大健康产业的快速发展，中药材需求量剧增，为了满足不断增长的医疗需求，历史上很多以野生或少量栽培为主的中药材开始大面积种植。据估计，全国中药材栽培面积达3 000万亩，常见栽培品种达到200多种[1]。目前已实现人工栽培的药用植物中，95%以上具有连作障碍。中药材的连作障碍不仅表现为重茬，还表现为多年生同种药用植物随栽培年限增加自毒作用显著加剧，如栽培4～5年后的人参随栽培年限增加发病率显著上升。连作障碍导致中药材产量和质量下降，病虫害高发甚至绝收。为克服连作障碍，中药材生产中大量使用化肥农药，但事实证明，这种做法不但不能有效改善中药材生长状况，还造成土壤和药材中农残及重金属超标，既危害人民的用药安全，又污染生态环境[36-39]。最近十几年来，GAP的推行，特别是固定产地和单品种机械化的规范种植，导致中药材可持续种植与环境（尤其是连作土壤环境）的矛盾异常突出[1]。
中药生态农业的理念及生产实践正是在这种背景下产生的。由于中药栽培具有明显的地域性，其种植和研究主要集中在国内。国家“十一五”科技支撑计划“有效恢复中药材生产立地条件与土壤微生态环境修复技术”首次支持中药生态农业相关的研究。该课题针对当前中药材栽培中普遍存在的土壤退化，连作障碍严重及土壤农残重金属超标的现象，选择栽培生产立地条件要求高、适宜用地紧张、土壤退化严重、连作障碍突出的大宗常用中药材，开展中药生态种植研究及土壤立地条件综合治理。相关研究初步形成了中药生态种植的技术体系，包括：病原微生物防治技术、自毒作用克服技术、农残重金属污染防治技术、土壤理化性质改良及土壤综合修复等关键共性技术[40-58]。
“有效恢复中药材生产立地条件与土壤微生态环境修复技术”是首次在国家层面立项探索栽培中药材立地条件恢复及土壤微生态环境修复的项目，其对中药生态农业的研究和实践起到的作用是重大而深远的。应当看到，相对于大宗农作物生产，当前中药生态农业刚刚起步，中药生态农业的相关理论研究还相当薄弱，成熟有效、推广价值高的生态种植模式尚未形成，高效实用的生态种植技术还有待大量开发。当前，大力宣传和普及中药生态农业的理念，形成中药生态农业和可持续发展的共识，是中药生态农业发展面临的首要任务。
3.2 中药生态农业的发展思路及重点任务
生态农业实践的基本做法是：在对自然条件、资源状况和社会经济条件等进行调查研究的基础上，分析区域特征，确定对农业生产和社会发展的有利条件和限制因子，借鉴国内外生态种植的经验和教训，将现代先进的科学技术与实用有效的传统农业技术相结合，合理开发、综合利用农业资源，因地制宜地选择生态农业模式及配套技术，并进行推广应用[2]。中药生态农业的思路也大体如是。
据此，从科研的角度提出当前中药生态农业的重点任务，包括：①全国中药材生产格局分析及规划。在全国中药资源普查获得大量环境数据的基础上，完成中药材分布区划、产量区划、质量区划;参照大农业规划，分析中药材分布格局，制定我国现代中药农业规划，完成中药材种植分区。②区域中药农业典型特征提取。明确各区域优势特色中药材品种及其生产特点和规律，确认该优势与当地自然生态和社会生态的相关性，分析优势特色中药材品种中药农业生产和社会发展的有利条件和限制因子。③各区域典型中药材与根际土壤微生态互作规律及机制研究。在各类农业区划内选择代表中药材，开展典型中药材与根际土壤微生态互作规律研究;并运用土壤宏基因组、代谢组等现代技术研究中药材与根际土壤互作机制。④中药材生态种植技术研究。依据各区域中药农业特征及各类典型中药材的生理生态学特性，综合研究品种筛选、栽培物候期、播种密度、养分平衡、测土配方、立体栽培、间作套作、轮作、中药材与其他农林牧副产业的综合生产等各种实用技术。⑤中药生态种植模式的提取及固化。综合考虑土地利用布局、生态系统组分能量流、生物种群结构安排、食物链关系设计、品种选择等因素，在景观、生态系统、群落、种群、个体和基因等不同尺度不同生物层次总结、提炼并固化经济适用、高效低毒的中药生态农业模式，开展大田推广应用（图1，表1）。⑥中药生态农业理论研究。利用TEEB （The Economics of Ecosystems and Biodiversity）原理[59]，分析各种生态农业模式及配套技术对提高中药材产量和质量、减少病虫害发生率、减少中药材生产中化肥和农药用量和保护生物多样性及生态系统服务功能的贡献，提出和完善中药生态农业的理论，并指导中药生态农业实践。
3.3 中药材GAP与中药生态农业
中药材GAP与中药生态农业既有区别，又有联系（表2），二者各有特点，但并不矛盾。当前，制约中药材GAP生产的关键问题一个是经济学问题（比较效益偏低），另一个是生态学问题（土壤微生态恶化，连作障碍严重），而这两个问题正是生态农业研究和实践的核心。
表2 药材GAP与中药生态农业的比较
Table 2 comparison of Good Agriculture Practice and ecological agriculture of Chinese materia medica
项目目的手段缺点
中药材GAP[1] 保证中药材的质量和安全。高度关注中药材本身 制定制度、规范、SOP及标准，严格记录，保证可追溯。较大规模的中药材规范化种植 记录过程繁杂，比较效益偏低;土壤微生态恶化，连作障碍严重
生态农业 保证中药材的质量和安全、保证生态环境的持续利用，关注中药材、环境，及二者的相关关系 借鉴合理的农业生态模式，开展农业生态设计，配合各种使用的农业生态技术，利用循环经济等手段，提高生态系统的多样性和生态系统稳定性，实现持续优质高效生产。各种尺度、各种方式的中药材生产 早期技术要求高，需要生态学经济学方面的专业人士进行设计和指导
作为一个生态经济复合系统，生态农业将种植生态系统与种植经济系统综合统一起来，可取得最大的生态经济整体效益。作为一种环境友好型农业模式，生态农业既体现了中药农业生产的科学配置，又体现了多学科多部门交叉合作的现代产业模式。为此，在GAP生产过程中，引入生态农业的理念和方法，按照遵循生态与经济整体统一的原理，在中药材GAP生产中建立生态与经济两者之间的协调和统一，不仅是有效控制中药材栽培土壤污染及连作障碍，确保中药材产量和质量，保障人民用药安全及促进农业的可持续发展的关键，也是保护中药农业立地条件及土壤微生态，减少农残重金属污染，解决农业生态环境恶化，实现经济、社会和环境的和谐发展，促进生态文明的重要组成部分。依托中药材GAP，发展中药生态农业对落实国家中药农业发展部署，转变中药农业发展方式、加强农业生态治理意义深远。
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