土壤中农药的迁移和转化
农药在土壤中的迁移中英对照
农药在土壤中的迁移农药是坏境中的更要污染物。
进入土壤的农药町以发生各种迁移转化过程。
当农药的水溶性较强时，很容易从土壤表层迁移进入土壤卜•层，真至最终进入地卜•水。
此外，还可能被植物吸收，在植物体内残留。
因此，农药污染己口益被人们所重视。
研究农药在不同土壤中的迁移行为可以为预测或评价农药对环境的危害程度提供科学依据。
农药在土壤中的迁移与农药本身的物理化学性质有关，也与土壤的性质有着密切的关系。
对农药在土壤中迁移能力的研究，•般是将室内模拟与田间实测相结合。
在室内预评价实脸中，常用的方法仃土柱淋溶法和土壤薄层层析法。
用土壤薄层层析法研究农药在土壤中的迁移行为是一种快速简单的方法。
一、实验目的1.了解农药在土壤中迁移的影响因素。
2.拿握研究农药在土壤中迁移能力的试验方法和技术。
二、实验原理土壤薄层层析法（STLC）是以自然土壤为吸附剂，以水为展开剂，与-•般薄层层析法一样，通过点样、展开、干燥后分别测量薄板每段的含药量，以农药的分布情况來观察农药的移动性能，并以比移值（RQ作为衡量农药在土壤中迁移能力的指标。
本实验采用土壤薄层层析和分段提取分析相结合的方法，对两种农药单卬脐（DMA）利涕灭威（aldicard）在土壤中的迁移能力进行硏究。
在以水为展开剂时，农药在土壤薄板上的展开呈带状分布，其在土壤薄板上迁移的R f 值等于农药在薄板上的平均移动距离（石）与溶剂前沿（乙）的比值，即：SJLiZinij式中：n——土壤薄板分割段数；J一一第1段到原点的平均距离，cm;mi ---- 第1段农药的含最，（Ago为简便计算，也可用农药含最最高区段的中心作为该农药的斑点中心（乙）來计算，即：该农药从斑点中心到原点的距离町按卜式计算Zf = Vt 丄 *式中：J一一从农药斑点中心到原点的距离，它代表化合物的迁移距离，cm ； t一一迁移时间，h ；迁移速率，cm/h丄/2。
三、仪器与试剂1.仪器(1)液相色谱仪：带有紫外检测器。
004.3土壤环境化学-土壤污染(农药)
④磷酰胺和硫代磷酰胺 磷酰胺：磷酸中的羟基被被氨基取代
硫代磷酰胺：磷酰胺中的氧被硫取代。
⑵有机磷农药降解
有机磷农药是为取代有机氯农药而发展起来的， 但其毒性较高，大部分对生物体内胆碱酯酶有抑 制作用
较有机氯农药易降解
有
吸附催化水解
机 非生物降解
磷
光降解
农
绿色木霉
药 土壤微生物降解
降 解
假单胞菌
吸附作用是农药与土壤固相之间相 互作用的主要过程，直接影响其他过程 的发生。如土壤对除草剂2,4-D的化学 吸附，使其有效扩散系数降低。
○阳离子型农药，易溶于水并完全离子化，很快吸附于粘土矿物 ○弱碱性农药，可以接受质子带正电荷，吸附于粘土矿物或有机 质表面 ○酸性农药在水溶液中解离成有机阴离子，不易被胶体吸附，是 靠范德华力和其他物理作用
有机物的离子或基团从自由水向 土壤矿物的亚表面层扩散；离子 或基团以表面反应或进入双电层 的扩散层的方式为土壤矿物质吸 附。
分配作用（partition）
有机化合物在自然环境中 的主要化学机理之一，指 水-土壤（沉积物）中， 土壤有机质对有机化合物 的溶解，或称吸附（ sorption, uptake），用分 配系数 Kd 来描述。
4.光解
4.南方水田里DDT降解快于北方
1.从土壤和空气转入水体 林 2.挥发而进入大气 丹 3.在土壤生物体内积累
4.植物积累
1. 易溶于水 2. 挥发性强，持久性低 3. 在生物体内积累性较DDT低
2.有机磷农药（organophosphorpus pesticides,
ops)
磷酸的脂类或酰胺类化合物
非生物降解 降解
水解反应
(Hydrolysis Reaction)
第四章 第二三节_重金属在土壤-植物体系中的迁移及其机制_and_4.3_土壤中农药的迁移转化
• 另一降解途径是光解.
化学与材料科学系
p-p’DDT的光解
Cl
Cl
p,p’-DDT
Cl
Cl
Cl
吸收290-310nm的紫外光
Cl Cl
H Cl Cl
Cl
Cl
Cl
Cl
p,p’-DDE
p,p’-DDD
(ClC6H4)2C=O p,p’-二氯二苯基甲酮
深垂直分布递减，这是由于进入土壤的铜被表层 土壤的粘土矿物吸附，同时，表层土壤的有机质 与铜结合形成螯合物。 • 在植物各部分的积累分布：根>茎、叶>果实。
化学与材料科学系
铅-lead
• 来源：冶炼废水、废渣，汽车尾气 • 主要以Pb(OH)2、PbCO3、PbSO4存在，Ksp小 • 有效性受pH影响很大，土壤的pH增加，使铅
• 还可以通过形成跨根际的氧化还原电位梯度和 pH梯度等来抑制对重金属的吸收。
化学与材料科学系
2.重金属与植物的细胞壁结合
• 研究结果表明：细胞壁中的金属大部分以离子形 式存在或与细胞壁中的纤维素、木质素结合；
• 由于金属离子被局限的细胞壁上，而不能进入细 胞质影响细胞内的代谢活动，使植物对重金属表 现出耐性；
• 土壤背景值就是指在未受污染的情况下，天然土 壤中的金属元素的基线含量。
化学与材料科学系
重金属污染土壤的特点：
1.重金属不被土壤微生物降解，可在土壤中不 断积累，也可以为生物所富集，并通过食物链 在人体内积累，危害人体健康。 2.重金属一旦进入土壤就很难予以彻底的清除。
化学与材料科学系
重金属在土壤-植物系统的迁移
化学与材料科学系
农药残留在土壤和水中的迁移和转化机制
农药残留在土壤和水中的迁移和转化机制近年来，农业生产的规模不断扩大，为了保证农作物的产量和品质，农民们采用了越来越多的农药。
然而，在农作物生长过程中，部分农药残留在土壤和水中，对环境和人类健康造成了潜在的威胁。
农药在土壤中的迁移和转化机制土壤是化学反应的活性媒介，农药残留进入土壤后可能被转化、吸附、降解等过程影响迁移和归宿。
其中最主要的影响因素是土壤理化性质、农药性质和环境条件。
以下分别就这几个因素进行了一定的阐述。
土壤理化性质土壤的理化性质包括土壤类型、pH值、电导率、有机质含量等。
这些性质影响着土壤中的微生物、土壤酶和微量元素状况，从而决定了农药在土壤中的迁移和降解。
土壤类型对农药的吸附和降解有很大的影响。
一般而言，粘土质土壤比砂土含有更多的负电性离子交换活性位点，因此具有更高的吸附能力。
而对水分和空气的流动较为通畅的沙质土壤则往往会减少农药的吸附。
因此，在粘土质土壤中，农药的残留寿命相对较长，而在沙质土壤中，农药的迁移速度相对较快。
pH值对土壤中的微生物有着极大的影响。
在不同的pH条件下，土壤中的微生物酶的活性会有所不同，因此影响了土壤中农药的迁移和降解。
一个例子是，氧化状态较低的土壤标准pH在6.2左右，而氧化状态较高（氧化性更强）的土壤则会具有较高的pH值。
对于许多有机磷类农药，它们在较高pH值条件下会降解得比较快，而吸附也相对较少。
有机质含量对土壤中的降解过程也具有明显的影响。
在富含有机质的土壤中，由于微生物活性较高，农药的降解速度也会加快。
此外，富含有机质的土壤中有机碳含量较高，而这种有机碳对于一些酯类农药的稳定性有着一定影响。
农药性质农药的封闭性和水溶性直接决定了它的吸附性。
例如，有些农药由于分子体积小，极性分布均匀，故而不易吸附；而有些农药在分子结构上存在极性差异，部分极性较高的部分易被固定在土壤颗粒表面。
此外，化学稳定性强的农药会更难被土壤中的微生物降解分解。
环境条件环境条件是影响农药在土壤中迁移和降解的另一个重要因素。
土壤中农药的迁移转化规律及其影响农药在土壤中残留_降解的环境因素
收稿日期:2009-12-04作者简介:代凤玲(1971-),女,工程师,从事环境监测工作土壤中农药的迁移转化规律及其影响农药在土壤中残留、降解的环境因素代凤玲 闫慧琴(内蒙古鄂尔多斯市环境监测站,东胜 017000)摘要:农药在土壤中的残留是对农业环境造成污染的一大根源。
本文介绍了农药在土壤中降解转化的主要途径及机理,包括微生物降解、水解和光解,分析了土壤中不同环境因素(有机质、湿度、温度、p H 值、根系分泌物和粒径等)对农药降解和转化过程的影响,展望了今后的研究方向,旨在为进一步治理和修复土壤的农药污染提供依据。
关键词:农药;土壤环境;迁移转化生物降解;农药残留;影响因素中图分类号:X 592文献标识码:A 文章编号:1007-0370(2009)06-0181-04ENV I RONMENTAL FACTOR THAT THE M I GRAT I ON OFPESTICI DE TRANSFORM S THE LA W AND I NFLUENCES PESTICI DE TO REMA I N I N THE S O IL ,DDEGRADE I N THE S O ILDA I Feng li n g YAN H u i q i n(E r dos city E nvironm entalM onitoring S tation of Inner M ongolia,D ong Sheng 017000)Abstr ac:t T he pesti c i de resi dues i n the so il are causi ng a g reat o ri g in o f po lluti on to the ag ricu lt u ra l env i ron m ent ,.T his tex t has i n -troduced pestic i de and deg raded m a i n route and m echanis m transfor m ed i n t he so i,l inc l udi ng the little b i odeg radati on ,hydro lysis and pho to -d i ssoc i ation ,have ana lyzed d ifferen t env iron m enta l fac t o rs i n t he so il(O rganic m atter ,hu m i d it y ,temperature ,p H,roo ts secretion and a f oo t -path ,etc).D eg rade and transform t he influence o f t he course on pesti c i de ,has l ooked forward t o t he research d irection i n t he fut u re ,a i m at o ffer i ng basis for f urther contro lli ng and repair i ng the po ll ution by pesti c i des o f the so i.lKey wor ds :Pesticide ;So il env iron m ent;M ove and transfo r m b i odeg radati on ;R esidues of pestic i des ;Infl uence factor 农药在土壤中的残留是导致农药对农业环境造成污染的一大根源。
第四章 第三节 土壤中农药的迁移转化
第三节 土壤中农药的迁移转化
四、典型农药在土壤中的迁移转化
（一）有机氯农药 特点：化学性质稳定，残留期长，易溶于脂肪，并在
其中积累。 主要有机氯农药有：DDT和林丹。
1、DDT ➢ 挥发性小，不溶于水，易溶于有机溶剂和脂肪。 ➢ 易被土壤胶体吸附，故其在土壤中移动不明显，但可通过
植物根际渗入植物体内。 ➢ 是持久性农药，主要靠微生物的作用降解，如还原、氧化、
第三节 土壤中农药的迁移转化
一、土壤中农药的迁移 二、非离子型农药与土壤有机质的作用 三、农药在土壤中的转化 四、典型农药在土壤中的迁移转化 五、农药在土壤中的残留
第三节 土壤中农药的迁移转化
一、土壤中农药的迁移 (一)扩散
是由于农药分子不规则的热运动而使其由浓度高的地 方向浓度低的地方所做的迁移运动。
黄和鑫（1985）研究在田间积水的条件下，林丹的半衰期只 有60.1天，降解速率比旱地提高了两倍多。
以上两例都说明了土壤微生物在农药降解中的作用 。
3、生物降解(土壤微生物对农药的降解)
➢ 同类有机物分子结构不同，对其降解性能影响也不同。
如：除草剂 2,4-D（2，4-二氯苯氧乙酸）和2,4,5-T（2，4，5-三氯苯氧乙 酸）20天内，2,4,5-T几乎未被降解，2，4-D已降解至剩余10%以下。
三、农药在土壤中的转化
3、生物降解(土壤微生物对农药的降解) 土壤中的微生物能够通过各种生物化学作用参与分解
土壤中的有机农药。
实例
顾宗濂（1986）研究湘江流域农田土壤微生物群体降解林丹 的能力。
结果表明：土壤中能以林丹为唯一碳源的细菌数为平均36×104/g干土， 稻田淹水84天，林丹降解可达98.4%，若不淹水，84天后只降解了43.5%，
化学农药在土壤中的迁移与转化
化学农药在土壤中的迁移与转化/chinapengkun前言直接向土壤或植物表面喷撒农药，是使用农药最常见的一种方式，也是造成土壤污染的重要原因。
研究表明，一般农田土壤均受不到不同程度的污染。
化学农药在使用过程中，只有一部分附着于植物体上。
对不同作物，采用不同的施用方式喷撒农药，除被植物体吸收外，大约有20％一50％左右进入土壤直接进入土壤的农药，大部分可被吸附，残留于土壤中的农药，由于生物的作用，经历着转化和降解过程，形成具有不同稳定性的中间产物，或最终成为无机物。
1 土壤对化学农药的吸附作用土壤吸附化学农药的机理有以下两种途径：1．1 物理吸附土壤胶体扩散层的阳离子通过”水桥“吸附极性农药分子。
1．2 物理化学吸附是土壤对农药的主要吸附作用。
土壤胶体的物理化学吸附能力大小顺序为：有机胶体>蛭石>蒙胶石>伊利石>绿泥石>高岭石。
由于农药种类极多，性质各不相同，对土壤吸附有很大影响。
一般农药的分子越大，越易被土壤吸附。
农药在水中的溶解度强弱也对吸附有影响，如DDT 在水中溶解度很小，在土壤中吸附力则很强；而一些有机磷农药，在水中的溶解度很大，吸附能力则很弱。
大量资料表明，非常易挥发的农药，及不易挥发的农药(有机氯)，都可以从土壤、水及植物表面大量蒸发。
对于低水溶性和特久性的化学农药来说，蒸发是它们进入大气的重要途径。
通过蒸发作用而迁移的农药量比径流迁移和作物吸收等方面都要大。
化学农药在土壤中的蒸发决定于农药本身的溶解度、蒸汽压和接近地表空气层的扩散速度以及土壤温度、湿度和质地。
如砂土，由于吸附能力小于壤土，故农药的蒸发损失较壤土为大，土温增高，也能促进农药的蒸发。
农药的蒸发与土壤含水量有密切关系。
土壤干燥时，农药不扩散，主要被土体表面所吸附，随着土壤水分的增加，由于水的极性大于有机物农药，因此水占据了土壤矿物质表面；把农药从土壤表面置走，使农药的挥发性大大增加。
当土壤含水量达4~7o时，扩散最快。
农药在土壤中迁移转化及模型方法研究进展
随 着 化 学 农 药 工业 的 飞 速 发 展 ， 量 的 农 药 进 入 土 壤 ， 大 仅 美 国每 年 因农 药 环 境 危 害折 合 经 济 损 失 就 超 过 ８ ０亿 美 元 Ｉ。 ｔ 土 壤 中 的农 药 可 以通 过 各种 途 径 迁 移 转 化 ， 当一 部 分 进 入 大 相
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农 业 环 境 保 护 ２ ０ ， １４ ０２２ （）
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农 药在 土壤 中迁 移 转 化 及 模 型 方 法 研 究 进 展
黄 国强 ，李 凌 ，李 鑫钢
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土壤农药残留降解途径
土壤农药残留降
解途径
土壤农药残留降解途径
土壤农药残留降解途径是指土壤中存在的农药残留物通过一系列生物、化学和物理过程逐渐降解的过程。
这些过程可以被广泛应用于土壤污染治理和农药残留物的环境风险评估。
首先，土壤微生物是最重要的降解农药的生物途径。
土壤中的细菌、真菌和放线菌等微生物能利用农药残留物作为碳源和能源，通过代谢作用将其转化为无害或低毒的物质。
例如，一些细菌可以将有机磷农药降解为无机磷酸盐，从而减少了其对环境的潜在危害。
其次，土壤中的化学反应也是农药残留降解的重要途径之一。
土壤中的氧化、还原、水解等化学反应可以改变农药的结构和性质，进而影响其环境行为和生物活性。
例如，一些农药在土壤中会发生水解反应，使其变为更容易降解的代谢产物。
此外，土壤物理过程也对农药残留的降解起着一定的作用。
土壤中的渗透、扩散和吸附等过程可以改变农药残留物在土壤中的分布和迁移，从而影响其暴
露和降解速度。
例如，土壤中的吸附作用可以减少农药残留物与土壤水分的接触，从而降低其降解速率。
最后，外界环境因素如温度、湿度、氧气和光照等也会影响农药残留的降解途径。
这些因素可以改变土壤中微生物的代谢活性、化学反应速率和物理过程的强度，从而对农药残留的降解过程产生直接或间接的影响。
综上所述，土壤农药残留降解途径是一个复杂而多样的过程，涉及到土壤微生物、化学反应、物理过程以及外界环境因素的相互作用。
深入研究和理解这些降解途径对于农药残留物的环境管理和风险评估具有重要意义，有助于制定科学合理的污染防治策略，促进农业可持续发展。
农药DDT在土壤中迁移转化研究
农药DDT在土壤中迁移转化研究摘要:农药给农业以及相关产业带来了经济效益与社会效应,为人类的生活带来了物质资源。
随着我国经济的发展,特别是生活水平日益提高的今天,环境友好农药的需求越来越大。
本课题在湖南省国土资源厅科技项目的支持下,我们开展了农药DDT在土壤的污染以及转移研究,希望能够通过该研究成果引导政府和农药生产商高度重视环境友好农药的研发与生产,提高人们的生活质量。
关键词:农药DDT 土壤迁移DDT(2,2-二氯苯基-1,1,1-三氯乙烷)是由欧特马·勤德勒于1874年首次合成,米勒1939年发现了这种化合物具有杀虫剂的效果。
该产品几乎对所有的昆虫都非常有效。
二次世界大战期间,DDT的使用范围迅速得到了扩大,而且在通过消灭蚊子实现对疟疾、痢疾等疾病的预防方面大显身手,挽救了很多生命,而且还通过杀灭害虫带来了农作物的增产(图1)。
1962年,美国科学家蕾切尔·卡逊(Rachel Carson)在其著作《寂静的春天》中怀疑,DDT进入食物链,是导致一些食肉和食鱼的鸟接近灭绝的主要原因。
因此从20世纪70年代后滴滴涕逐渐被世界各国明令禁止生产和使用。
尽管已经禁止使用,但是还是有一些领域一直在使用该农药。
目前在发展中国家,特别是在非洲国家,每年大约有一亿多的疟疾新发病例,大约有100多万人死于疟疾,而且其中大多数是儿童。
疟疾目前还是发展中国家最主要的病因与死因,这除了与疟原虫对氯奎宁等治疗药物产生抗药性外,也与目前还没有找到一种经济有效对环境危害又小能代替DDT的杀虫剂有关。
基于此,世界卫生组织于2002年宣布,重新启用DDT用于控制蚊子的繁殖以及预防疟疾,登革热,黄热病等在世界范围的卷土重来。
因此,了解农药在土壤中的迁移转化规律,土壤对有毒化学农药的净化能力,对于预测其变化趋势,控制土壤和环境农药污染都具有重大意义。
为了弄清DDT在使用后,残余在土壤中如何被迁移和转化,我们开展了系列研究。
土壤中主要污染物及其迁移转化
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理想土壤的成分体积比例
土壤的形成过程
(1)岩石风化过程
形成疏松的成土母质
(2)低等植物着生过程
形成原始土壤
(3)高等植物生长过程
形成成熟土壤
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裸露的 风化作用 成土母质
微生物
土壤污染的特点
1.隐蔽性和滞后性 2.累积性和地域性 3.不可逆转性 4.治理难而周期长
土壤污染特点：一旦污染，难于消除
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中国土地污染形势严峻
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4.2土壤污染的危害
1直接导致严重的经济损失——农作物的污染、 减产。
仅以土壤重金属污染为例， 全国每年就因重金属污染而减产粮食 1000 多万吨，另外被重金属污染的粮食 每年也多达 1200 万吨，合计经济损失 至少200 亿元。
土壤环境
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世界土壤污染状况
1977 美 纽约州 拉夫运河污染事故 引起美国对污染关注 颁布超级基金法，加强污染场地管理 2000年，荷兰、奥地利、西班牙 投入大量资金欧元用于恢复被污染土地
2002年，德国有128000hm2土地遭污染 2004年，欧盟形成一份土壤监测协议 日本最早发现和重视土壤污染 1970年 《农地土壤污染防治法》，并对污染土壤进行修复
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（4）农药属非极性有机化合物，在水中的溶解度很低， 各种农药在等体积水和空气中的溶解量的比值作为衡 量各种农药扩散性能的指标， 当比值＜1×104时，农药主要是以气态挥发的形 式扩散， 当比值＞3×l04时，则以水体扩散为主。
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（5）土壤中农药的淋溶，主要取决于它们在水中的溶 解度。溶解度大的农药，淋溶能力强，在土壤中的迁移 主要以水扩散形式进行。
土壤中农药的迁移
土壤中农药的迁移一、土壤中农药的迁移农药在土壤中的迁移主要是通过蔓延（自身作用）和质体流淌（外力作用）两个过程。
在这两个过程中，农药的迁移运动可以蒸气的和非蒸气的形式举行。
1．蔓延蔓延是因为热能引起分子的不规章运动而使物质分子发生转移的过程。
分子由浓度高的地方向浓度低的地方迁移运动。
影响农药在土壤中蔓延的因素主要有以下几个方面。
(1)土壤水分含量农药在土壤中的蔓延存在气态和非气态两种蔓延形式。
在水分含量为400~20％之间气态蔓延占50％以上；当水分含量超过30％以上，主要为非气态蔓延，在干燥土壤中没有发生蔓延。
蔓延随水分含量增强而变幻，在水分含量为4％时，无论总蔓延或非气态蔓延都是最大的；小于4%，随水分含量增大，两种蔓延都增大；大于4%，总蔓延则随水分含量增大而削减；非气态蔓延，在4%~16％之间，随水分含量增强而削减；大于16%，则随水分含量增强而增大。
(2）土壤的吸附能力土壤的吸附使农药的蔓延系数降低，蔓延系数与土壤表面积呈负相关。
(3)土壤的紧实度提高土壤的紧实度就是降低土壤的孔隙率，农药在土壤中的蔓延系数随之降低。
(4)温度温度增高的总效应是蔓延系数增大。
(5)气流速度增强气流促进土壤表面水分含量降低，可以使农药蒸气更快地离开土壤表面，同时使农药蒸气向土壤表面运动的速度加快。
(6)农药种类不同农药的蔓延行为不同。
2．质体流淌质体流淌是由水或土壤微粒或是两者共同作用所引起的物质流淌，所以流淌的发生是因为外力作用的结果。
影响农药在土壤中质体流淌的因素主要有以下几个方面：①农药与土壤之间的吸附（最重要的因素）；②土壤有机质的含量。
土壤有机质含量增强，农药在土壤中渗透深度减小，另外，增强土壤中黏土矿物的含量，也可削减农药的渗透深度；③土壤黏土矿物的含量；④农药的种类；⑤土壤自身的净化和流淌能力。
二、、非离子型农药与土壤有机质的作用 1．非离子型有机物在土壤一水体系的分配作用 (1)吸附作用有机物的离子或基团从自由水向土壤矿物的亚表面层蔓延，离子或基团以表面反应第1页共2页。
农药对土壤的污染及治理
农药对⼟壤的污染及治理农药对⼟壤的污染及治理摘要：随着农业⽣产中农药⽤量的增长，农药对⼟壤的污染问题⽇益受到⼈们的重视。
本⽂通过对前⼈关于⼟壤农药污染的研究成果进⾏综述，着重阐述了农药污染对⼟壤质量的影响，提⾼了⼈们对⼟壤农药污染的认识。
关键词：⼟壤；农药污染；防治；途径引⾔⼟壤污染近年来逐渐引起了⼈们的重视。
⼟壤污染的来源主要是城市和⼯矿企业的“三废”、施⼊农⽥的农药、化肥以及⼈类⽣活中所产⽣的废物。
引起⼟壤污染的物质中，有些本来并⾮有害，⽽是由于进⼊⼟壤的数量多，达到毒性⽔平，才破坏了⼟壤内部以及⼟壤和其他⽣态系统的⾃然平衡，从⽽对⼈和其他⽣物产⽣有害的影响[1]对⼟壤的污染1. 农药的污染1.1农药污染⼟壤的主要途径⼀，是在病⾍害的防治过程中有些农药直接撒⼊⼟壤中⽤于消灭⼟壤中的病菌和害⾍。
⼆，是施⽤于⽥间的各种农药⼤部分落⼊⼟壤中附着于植物体上的部分农药因风吹⾬淋落在⼟壤中。
三，是使⽤浸种拌种等施药⽅式或播种了带有病菌的种⼦通过种⼦携带的⽅式进⼊⼟壤。
四是近年来采⽤喷射⽅法如飞机喷射使⽤农药约有50%以上的农药从叶⽚落⼊⼟壤五是⼤量散在或蒸发到空⽓中的农药⼀旦降⾬随⾬⽔降落到⼟壤中污染了⼟壤。
1.2农药污染⼟壤的主要原因我国⼟壤农药污染与不合理使⽤农药有关外也与农药⼯业的发展历史密切相关农药经历了植物性农药，⽆机化学农药及有机合成农药的发展过程我国在20世纪30~80年代初⼤量使⽤的⽆机杀⾍剂及有机氯农药仍是今天⼟壤污染的重要因素主要由于该类农药毒性⾼性质稳定在⼟壤中残留时间长。
例如早期使⽤的砷铅泵制剂半衰期长达10~30年后来⼴泛使⽤的有机氯农药半衰期为1~4年。
有机磷农药的半衰期⼀般⼏周⾄⼏个⽉⽽氨基甲酸酯类农药的半衰期⼀般为1~4周。
1.3农药污染对⼟壤的影响虽然⼟壤⾃⾝有⼀定的净化能⼒但⼟壤对外来化学物质的环境容量有限当进⼊⼟壤中的外来化学物质在数量和速度上超过⼟壤的环境容量时就会导致⼟壤污染的发⽣农药污染对⼟壤的影响是多⽅⾯的农药对⼟壤的污染引起⼟壤的结构和功能的改变过多的外来化学物质会改变⼟壤的结构和功能引起⼟壤理化性状如pH值EhCEC ⼟壤孔隙度改变同时被农药长期污染的⼟壤将会出现明显的酸化⼟壤全量养分也会随污染程度的加重⽽减少农药对⼟壤的污染能直接危害⽣活在⼟壤中的有益动物⼟壤中有⼀些⼤型⼟⽣动物如蛆蜘某些⿏类和⼀些⼩型动物种群如线⾍纲弹尾类稗蜻属娱蛤⽬蜘蛛⽬⼟蜂科等⼀⽅⾯对⼟壤中的污染农药有⼀定的吸收和富集作⽤可以从⼟壤中带⾛部分农药另⼀⽅⾯⼟壤农药污染也会造成⼟壤⽣物的死亡此外⼀些害⾍的天敌也因农药中毒⽽死亡1.4农药污染对⼟壤微⽣物的影响微⽣物是⼟壤的重要组成部分在⼟壤养分的有效化过程中扮演着重要⾓⾊Eisenhardt(1975年) 发现⾟硫磷显著降低了根瘤菌的固氮作⽤VlassaK等(1976 年)报道了地乐醇在低浓度时对⼟壤固氮作⽤有明显抑制作⽤[4] 部分农药对⼟壤微⽣物呼吸作⽤有明显的影响Bartha等的研究表明当⼟壤⽤常规⽤量的2-甲4-氯丙酸茅草枯毒莠定及阿⽶酚处理时8 h后CO2 的⽣成量就降低了20%~30%[4] 这表明⼟壤微⽣物呼吸受到了抑制1.5农药污染对⼟壤中酶类活性能产⽣影响⼟壤中能降解残留农药的酶类来源于植物和微⽣物游离在⼟壤中的酶系会在不利环境条件下被摧毁或钝化⼟壤农药污。
化学农药在土壤中的降解过程
化学农药在土壤中的降解过程化学农药在土壤中的降解过程是指农药在土壤环境中逐渐分解、转化和消失的过程。
农药在土壤中的降解过程受到多种因素的影响，包括土壤性质、环境条件、农药特性等。
了解农药在土壤中的降解过程对于合理使用和环境保护具有重要意义。
农药在土壤中的降解主要通过生物降解、化学降解和物理降解等方式进行。
生物降解是指利用土壤中的微生物，通过一系列的生物化学反应将农药分解为无害的物质。
土壤中存在着丰富的微生物群落，这些微生物能够利用农药作为碳源或能源，通过代谢反应将其分解为水、二氧化碳和无害的化合物。
不同类型的农药对微生物的生物降解能力有不同的影响。
一些农药易于被微生物分解，而另一些则需要较长时间才能被降解完全。
化学降解是指农药在土壤中发生化学反应，通过分子间的相互作用而降解。
这些化学反应可以是氧化、水解、光解等过程。
土壤中的氧化还原环境、pH值、温度等因素都会影响农药的化学降解速率。
一些农药在碱性环境下易于水解，而在酸性环境下则较难降解。
物理降解是指农药在土壤中受到物理因素的作用而发生降解。
例如，农药可能被土壤颗粒吸附，从而减少其活性和毒性。
此外，农药还可能通过光照、温度等因素的作用而发生降解。
除了这些主要的降解方式外，还有其他一些因素也会影响农药在土壤中的降解过程。
例如，土壤中的有机质含量、土壤湿度、土壤通气性等都会对农药的降解速率产生影响。
有机质含量较高的土壤通常具有较好的微生物活性，从而加速了农药的降解过程。
此外，农药的特性也会对其在土壤中的降解过程产生影响。
不同类型的农药具有不同的毒性和稳定性，因此其在土壤中的降解速率也会有所差异。
一些高效广谱的农药可能会对土壤中的微生物产生抑制作用，从而减缓了其降解速率。
总体而言，农药在土壤中的降解过程是一个复杂而多样的过程。
了解农药在土壤中的降解过程有助于我们更好地控制和管理农药使用，减少对环境的污染。
同时，也有助于研发更环保、低毒性的农药产品，以促进可持续农业发展。
农药在土壤中的迁移转化方式
农药在土壤中的迁移转化方式
农药在土壤中的迁移转化方式受到吸附、分解、溶解和解吸以及
土壤性质等多种因素的影响，从而决定其在土壤中的迁移和残留情况。
农药在土壤中的迁移转化方式主要有以下几种：
1. 吸附：农药分子可以与土壤颗粒表面的吸附剂进行物理或化学
吸附，使其附着在土壤颗粒上，并阻止其迁移。
这是农药在土壤中最
主要的迁移阻力机制。
2. 分解：土壤中的微生物、酶和化学反应等可以分解农药分子，
将其转化为较简单、较稳定的化合物，从而减少其毒性和迁移能力。
这种分解作用可以是光化学分解、微生物降解、化学降解等。
3. 溶解和解吸：一部分吸附在土壤颗粒上的农药分子可以被水分
解吸，从而发生溶解和解吸作用。
这使得农药分子能够被土壤孔隙水
带动，发生迁移。
4. 不良土壤性质：农药的迁移转化还受到土壤类型、颗粒大小、
有机质含量、pH值等土壤特性的影响。
例如，粘土质土壤具有较高的
吸附能力，可以较好地阻止农药的迁移。
而砂质土壤则容易发生滤过
和渗透，导致农药的迁移和扩散。
农药环境行为与生态风险评估
农药环境行为与生态风险评估第一章农药环境行为农药是用来防治农业作物病虫害的化学物质，能够提高作物产量和质量。
但是，农药会通过多种途径进入环境，造成环境污染和生态风险。
因此，研究农药的环境行为对于保护环境和生态健康至关重要。
I. 农药的物理化学特性农药的物理化学特性对其环境行为有很大的影响。
如药剂的水溶性、蒸气压、气相分配系数、分解和降解速度等。
对于不同的农药，其特性千差万别，因此，需对不同的农药进行专业的研究。
II. 农药的迁移和转化农药在环境中的迁移和转化涉及到其在空气、水、土壤中的迁移，以及通过生物、光能等途径的分解和降解。
其中，农药在土壤中的迁移和转化是重点研究方向。
土壤是农药的主要生物基质，土壤中的生物、化学和物理作用对农药的迁移和转化有重要影响。
III. 农药的残留农药残留是指农药在作物、土壤、水体和空气中残留的现象。
农药进入环境后，会被生物吸附和代谢，一部分通过光解和降解分解，还有一部分存留于环境中。
农药残留是影响食品安全和环境健康的重要因素。
第二章生态风险评估生态风险评估是评价农药在环境中对生态系统和生物多样性的危害程度。
生态风险评估涉及到对农药在环境中的行为，以及对接触到农药的生物的影响，进而对生态系统的影响进行评估，控制和预测农药对环境的影响。
I. 生态风险评估的基本概念和方法生态风险评估是一种针对环境中的化学物质和生物多样性进行定量评估的方法。
它基于环境化学和生态毒理学，包括环境富集、生物传递、毒性和生态风险等方面的考虑。
评估方法包括物质流动和分析、毒性测试和生态学模型等。
II. 农药对生态系统的影响评估农药对生态系统的影响取决于其在环境中的行为和被暴露的生物的敏感度。
因此，评估农药在环境中的行为和其对生物的影响至关重要。
评估农药对土壤生物多样性和植物生长的影响，对于评估其对生态系统的影响具有重要意义。
III. 监测和控制生态风险监测和控制生态风险是保护生态环境和生物多样性的有效方法。
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非气态发生
指土壤中气-液、气-固界面上发生的
扩散作用。由于土壤系统复杂，扩散物质
在土壤表面可能存在吸附和解吸平衡，土
壤性质不同，有机物性质不同都影响扩散
作用。
Shearer等根据农药在土壤中的扩散 特性提出了农药的扩散方程式
c c Dvs 2 t x
2
影响农药在土壤中扩散的主要因素
图4－10说明，干土 壤中吸附的强弱还与 吸附质（农药）的极 性有关，极性大的吸 附量就大；而且分配 作用也同时发生。因 此，非离子型有机物 在干土壤中表现为强 吸附（被土壤矿物质） 和高分配（被土壤有 机质）的特征，且表 面吸附作用比分配作 用大得多。
三、农药在土壤中的迁移转化
1．非生物降解 水解反应
31
• 5）定义构件属性 • ①在绘图之前，必须先定义构件属性。以 义构件属性”按钮，进入“属性管理”窗 口。 • ② =nq-1，墙厚=240，内/外墙=内，如图8.23 所示。 • ③在“构件做法定义”窗口，双击“项目 编号”，在弹出的“项目指引”窗口选择 “定额”选项卡，选择砖墙定额子目3 5 4，确认后退出。所选定额返回到“构件32
图4-8 说明，在干土壤中，由于土壤表面的强烈吸 附作用，使林丹和狄氏剂大量吸附在土壤中；湿润 土壤中，由于水分子的竞争作用，土壤中农药的吸 附量减少，蒸汽浓度增加。
图4－9说明，随 土壤水分相对含量 的增加，吸附（分 配）作用减弱，当 相对湿度在50％ 时，水分子强烈竞 争土壤表面矿物质 上的吸附位，使吸 附量降低，分配作 用占主导地位，吸 附等温线为线性
分配作用
作用力 分子力 溶解作用
低吸附热 线性 非竞争吸附 与溶解度相关
吸附作用
范德华力 和化学键力
高吸附热 非线性 竞争吸附
吸附热 吸附等温线 竞争作用
2．土壤湿度对分配过程的影响
极性水分子和矿物质表面发生强烈的 偶极作用，使非离子性有机物很难占据矿 物表面的吸附位，因此对非离子性有机化 合物在土壤表面矿物质上的吸附起着一种 有效的抑制作用。
图4－4 基粒粉沙壤土中林丹的不同转移途径
土壤吸附的影响
吸附作用是农药与土壤固相之间相互
作用的主要过程，直接影响其他过程的 发生。如土壤对除草剂2,4－D的化学吸 附，使其有隙率和界面性质的 参数，紧实度高，土壤的充气孔隙 率降低，扩散系数也降低。
温度
物理吸附
分子间范德华力
不需活化能
吸附平衡 瞬间达到
化学吸附
化学键相互作用力
（离子键、共价键、配位键等） 需活化能
化学反应速度 慢于物理吸附
分配作用（partition） 有机化合物在自然环境中的主要化 学机理之一，指水-土壤（沉积物）中， 土壤有机质对有机化合物的溶解，或称 吸附（sorption, uptake），用分配系数 Kd 来描述。
土壤水分的含量 Shearer 等对林丹在粉砂壤土中的扩散 研究表明： • 干燥土壤中无扩散 • 含水4% 总扩散系数和气态扩散系数最大 • 含水4-20%，气态扩散系数>50%
• 含水30% 非气态扩散系数最大 • 含水 <4% 随水分的增加，两种扩散系数都 增加 • 含水>4% 随水分的增加，总扩散系数下降 • 含水4-16% 随水分的增加，非气体扩散系数 下降 • 含水>16% 随水分的增加，非气体扩散系数 增加
c c c S D 2 V0 t x t x
2
D— 扩散系数， V0— 平均孔隙水速度，
C— 土壤溶液中农药的浓度，β— 土 壤容量， S— 吸着于土壤的农药浓度。
二.非离子型农药与土壤有机质的作用
1．非离子型农药在土壤-水体系中的分配作用 吸附作用（adsorption ） 过程：有机物的离子或基团从自由水向土壤 矿物的亚表面层扩散；离子或基团以表面反 应或进入双电层的扩散层的方式为土壤矿物 质吸附。
第三节 土壤中农药的迁移和转化
一、土壤中农药的迁移 1. 扩散 气态发生（挥发） 农药在田间中的损失主要途径是挥发， 如，颗粒状的农药撒到干土表面上，几小 时内几乎无损失；而将其喷雾时，雾滴复 干的10分钟内，损失达20%。
影响农药挥发的主要因素： 农药（物理化学性质、浓度、扩散速率） 土壤（含水量、吸附性） 环境（温度、气流速度）等
温度升高，有机物的蒸汽密度升高，
总的效应是扩散系数增大，如林丹的扩
散系数随温度的升高而呈指数增大。
气流速度 农药种类
2.质体流动
土壤中农药既可以溶于水，也能悬浮
在水中，还可能以气态存在，或者吸附在 土壤固相上或存在于土壤有机质中，从而 使它们与水一起发生质体流动。
在稳定的土壤-水流状态下，有机物通 过多孔介质移动的一般方程为：
吸附催化反应（成为某些农药的主要降解
途径）土壤系统中某些水解反应受黏土的催化
作用，可能比相应的水体中要快。
有机磷杀虫剂地亚农等硫代磷酸脂及马拉硫
磷的水解反应
光化学降解
农药对光的敏感程度是决定其在土壤
中的残留期长短的重要因素。 例：中国农业科学院茶叶研究所陈宗懋研 究员“土壤中农药的光化学降解” （1982年在美研究成果）
研究对象： 5 类 35 种农药 研究方法： 在光化学反应器中进行（300－ 350nm）处理温度33－36℃ 处理过程：分别取10、50、100μg试样， 用有机溶剂溶解后点在玻片上，光照1、2、 4、8，24（48）h，重复一次，将二玻片用 溶剂淋洗入10ml容量瓶中，定容，同时作空 白（暗处）。
结论：
不同农药的相对光解速率相差很大；
有机磷 > 氨基甲酸脂 > 三均氮类农药
> 有机氯 > 拟除虫菊类
规律：
-CH3 > -CH2CH3、非芳香族有机磷
> 芳香族有机磷
有机物浓度与降解速率呈明显的 负相关； 不同农药的光解速率与其吸收光 谱有关。
2．土壤微生物对农药的降解
农药在土壤中持留时间的长短，是一 个有实际意义的问题。其半衰期既决定于 农药本身的特点，也与周围的环境因子和 生物因子有关，特别是微生物的参与。 例如，氯代烃农药的半衰期约2-5年， 但在淹水的条件下土壤微生物的存在可加 快农药的分解。