下载:
-
农田氮磷养分在强降雨期间易随地表径流进入农田排水沟渠，再沿着沟渠迁移入江河湖泊中[1]。《第2次全国污染源普查公报》显示：农业面源污染物排放对水体影响依然不容忽视，其中总氮(TN)年排放量为141.49万t、铵态氮(NH4+-N)年排放量为21.62万t、总磷(TP)年排放量为21.20万t、化学需氧量(COD)年排放量为
1067.13 万t，分别占总排放量的46.52%、22.44%、67.22%和49.77%。国际上对农业面源污染的研究和治理通常实施“最佳管理措施”(BMPs)，包括养分管理、河流改造、生态拦截、畜禽粪污清洁还田等治理手段。国内则在最佳管理措施的基础上进一步形成了“源头减量-过程阻断- 生态修复-养分再利用”(“4R”理论)的治理思路[2]。可见，在2种治理理念中拦截阻断技术都是重要的组成部分。沟渠是农田系统的重要组成部分，可以在非农田区域为水生或陆生动植物提供栖息场所与食物来源，是维护农田生物多样性的关键[3]。生长在沟渠内的植物，可以固持营养物质[4]。最初的研究主要集中在农田沟渠对农田排水中农药的净化作用[5−6]，之后逐渐聚焦到对农业面源污染物的去除作用[3−4, 7−9]。生态沟渠技术利用沟渠在农田与河塘湖库之间水流“连通器”的地理优势，通过在渠内种植大量的优势水生植物，包括沉水植物、挺水植物、护坡植物和沟堤蜜源植物等，提高水生植物密度，兼顾污染净化、生态链恢复、植物季相、景观优化等因素；同时，在渠内建造反硝化除磷装置等设施，通过吸附材料，促进生物膜形成，强化净化作用；改造泥质边坡为生态边坡，增加边坡粗糙度，延长水力停留时间。通过以上改造形成的生态沟渠，加强了沟渠系统的生态拦截能力[9−10]，因其不需额外占用耕地等优势，是应用比较广泛的农业面源污染过程拦截技术。
已有不少研究验证了生态沟渠对总氮、铵态氮、总磷、化学需氧量等农业面源污染物的拦截效果，研究地区分布江苏[11]、上海[12]、四川[13]、陕西[14]、湖南[15]、珠三角[16]、东北三江平原[17]、滇池流域[18]等地。此外，胡博[19]通过成本收益分析法评价了农田生态沟渠的环境经济效益，认为生态沟渠具有可实施性与较好的经济性，可以作为防控农田面源污染的补偿机制与政策推荐。因而，农田生态沟渠是目前应用较广、效果较好的农业面源污染过程拦截技术，再结合景观工程，兼具了“氮磷拦截、生态修复、洁净排放、田园景观”四大功能。2018年起，浙江省在全省域建设农田生态沟渠系统。截至2021年底，浙江省已建成生态沟渠510条，沟渠总长度达592 km，覆盖农田面积2.4万hm2[20]。但是，目前有关浙江省推广建设生态沟渠的水质净化效果的相关理论成果较少，尤其是还没有关于在统一建设规范指导下[21]的生态边坡、水生植物、反硝化除磷装置等建设，与生态沟渠对农业面源污染物去除效果的相关性研究成果报道。因此，本研究选择了浙江省推广建设的6条农田生态沟渠，监测在降雨后生态沟渠中的水质变化情况，分析生态沟渠对农业面源污染物的拦截效果，并对生态边坡等相似建设内容与各污染物去除负荷进行相关性分析，为进一步推进生态沟渠建设提供科学依据，实现精准、科学治污。
-
本研究选取的浙江省6条典型生态沟渠(表1)，均在2020年上半年建成并投入运行，分别位于杭州市桐庐县江南镇莲塘村(桐庐沟渠)、杭州市临安区太阳镇沈家村(临安沟渠)、杭州市建德市钦堂乡蒲田村(建德沟渠)、金华市东阳市六石街道吴良村(东阳沟渠)、金华市义乌市毛店镇乔溪村(义乌沟渠)、绍兴市诸暨市安华镇三联村(诸暨沟渠)。
表 1 生态沟渠采样渠段概况
Table 1. Description of sampling sections of 6 ecological ditches
沟渠 位置 边坡类型 反硝化除磷装置数量/个 水生植物覆盖度/% 沟渠宽度/ m 桐庐沟渠 杭州市桐庐县江南镇莲塘村 生态边坡 6 30 0.85~0.95 临安沟渠 杭州市临安区太阳镇沈家村 三面光 8 32 2.40 建德沟渠 杭州市建德市钦堂乡蒲田村 三面光 6 42 0.55 东阳沟渠 金华市东阳市六石街道吴良村 生态边坡 7 30 2.40~3.00 义乌沟渠 金华市义乌市毛店镇乔溪村 生态边坡 8 40 2.20 诸暨沟渠 绍兴市诸暨市安华镇三联村 三面光 6 60 0.85 6条生态沟渠均位于浙西中低山丘陵区的水稻Oryza sativa种植区域，群山耸峙间为狭小河谷平原，山地与平原间则丘陵错落，适合水稻生长。临安沟渠为稻鳖共生生产模式；桐庐沟渠、东阳沟渠与诸暨沟渠的沟渠落差不明显，水流较为缓和； 建德沟渠位于山脚，生态沟渠落差较为明显，沟渠内水流较快；义乌沟渠位于山区稻蛙共生养殖基地，沟渠落差明显。表1记录了采样渠段概况，其中边坡类型分为生态边坡(生态砖坡面)与三面光(混凝土坡面)，反硝化除磷装置包括底泥捕获井、氮磷去除模块、生态透水坝[22]。桐庐沟渠、东阳沟渠、义乌沟渠等3条沟渠为生态边坡，水生植物覆盖率分别为30%、30%、40%，沟渠宽度分别为0.85~0.95、2.40~3.00、2.20 m；临安沟渠、建德沟渠、诸暨沟渠等3条沟渠为三面光边坡，水生植物覆盖率分别为32%、42%、60%，沟渠宽度分别为2.40、0.55、0.85 m。
-
一般认为：在降雨产生农田表面径流并进入沟渠时，生态沟渠起到对污染物的拦截作用，因而降雨期间是监测沟渠净化能力的关键时期[12]。本次取样时间为2021年9月6—10日，连续5 d，每天采集1次，分别记为T1、T2、T3、T4、T5。采样期间浙江省内以阴天为主，夜间普降阵雨，桐庐沟渠、临安沟渠、建德沟渠、东阳沟渠、义乌沟渠、诸暨沟渠降水总量分别为58.82、26.42、34.90、8.59、11.32、32.63 mm (数据来自国家气象科学数据中心)。沟渠内均有农田排水流入和明显的水流流动。生态沟渠取样长度控制在250 m，并保证采样沟渠段上游有农田排水口，且无分支沟渠进水。在取样渠段沿水流方向设置5个采样点(图1)，分别记为P1、P2、P3、P4、P5，覆盖沟渠进水口(农田排水出口)、水生植物前后、反硝化除磷装置前后，测定采样点的横截面积与流速。
图 1 生态沟渠采样渠段取水点示意图
Figure 1. Description of sampling points in the sampling sections of the ecological ditch
-
测定采集水样中的总氮、铵态氮、化学需氧量与总磷质量浓度，同时测定采样点流速并量取采样点横截面积。水样中的铵态氮质量浓度采用水杨酸分光光度法测定；总氮采用碱性过硫酸钾消解-紫外分光光度法测定；总磷采用过硫酸钾氧化-钼锑抗分光光度法测定；化学需氧量采用重铬酸盐法测定；流速和采样点横截面积分别采用浮标法和水道断面测量法测定。
-
通过计算监测渠段首段与末端的污染物质量浓度，计算各污染物去除率情况，评估沟渠的拦截能力。各污染物去除率计算如下：
$$ \eta \text=\left(\frac{{C}_{\mathrm{i}\mathrm{n}}－{C}_{\mathrm{o}\mathrm{u}\mathrm{t}}}{{C}_{\mathrm{i}\mathrm{n}}}\right) 。 $$ (1) 式(1)中：η为污染物去除率(%)，Cin和Cout分别为沟渠起始和末端污染物质量浓度(mg·L−1)。
通过计算监测渠段的流速与横截面积，计算水力负荷(Pw)，即单位时间内通过单位面积的水体。从而计算进水负荷(Pin)及去除负荷(PL)。公式如下：
$$ \text{}{P}_{\mathrm{w}}\text=\frac{{Q}}{{S}} \text{；} $$ (2) $$ {P}_{\mathrm{i}\mathrm{n}}\text={P}_{\mathrm{w}}\text{×}{{C}}_{\text{in}} \text{；} $$ (3) $$ {P}_{\mathrm{L}}\text={P}_{\mathrm{w}}\text{×}\text{(}{{C}}_{\text{in}}-{{C}}_{\text{out}}\text{)} 。 $$ (4) 式(2)~(4)中：Q为流量(m3·d−1)，由流速与横截面积相乘得到，S为沟渠横截面积(m2)。
对不同沟渠的总氮、铵态氮、化学需氧量与总磷去除率进行方差分析及显著性测验(最小显著性差异法)，采用Excel 2010和Origin 2020对数据进行分析、制图。
-
如表2所示：监测期间6条生态沟渠对总氮的平均去除率为18.31%，其中义乌沟渠对总氮的去除率高于其他沟渠，达到82.41%，其他沟渠对总氮的平均去除率为0.75%~7.76%。
表 2 不同生态沟渠对农业面源污染物的平均去除率
Table 2. Average removal rates of non-point source pollutants in 6 ecological ditches
沟渠名称 面源污染物去除率/% 总氮 铵态氮 总磷 化学需氧量 桐庐沟渠 7.45±10.87 b 68.64±9.67 a −4.55±10.31 b 15.04±15.30 a 临安沟渠 5.68±8.39 b 14.40±7.30 b 13.76±2.46 b 17.21±23.29 a 建德沟渠 7.76±8.17 b 33.95±12.41 b 0.08±8.56 b 13.72±15.99 a 东阳沟渠 5.82±5.87 b 21.73±22.93 b −6.19±23.55 b 25.49±10.26 a 义乌沟渠 82.41±1.11 a 80.24±4.01 a 62.47±31.14 a 44.00 ±25.91 a 诸暨沟渠 0.75±15.71 b 13.48±6.17 b 15.37±43.16 ab 28.37±26.82 a 平均 18.31±30.49 38.74±28.96 13.49±32.57 23.97±21.48 说明：数据为平均值±标准差。不同小写字母表示不同沟渠间差异显著(P＜0.05)。 6条生态沟渠对铵态氮的平均去除率为38.74%，普遍高于总氮与总磷。桐庐沟渠和义乌沟渠的铵态氮平均去除率显著高于其他沟渠(P＜0.05)，达65.00%以上。其他3条沟渠铵态氮去除率之间无显著差异。6条生态沟渠对总磷的平均去除率较低，为13.49%。义乌沟渠的总磷平均去除率显著高于其他沟渠(P＜0.05)。6条生态沟渠对化学需氧量的平均去除率为23.97%，沟渠化学需氧量去除率之间无显著差异。
进一步分析各沟渠农业面源污染物(总氮、铵态氮、总磷、化学需氧量)的进水质量浓度、出水质量浓度与去除率随时间变化情况(图2)可知：各生态沟渠进水中的主要污染物质量浓度均不同。临安沟渠以总氮与铵态氮污染物为主，并且始终保持较高的污染水平，总氮高达19.0 mg·L−1，其他生态沟渠的总氮也均高于地表水Ⅴ类水标准。东阳沟渠前3 d进水的铵态氮质量浓度较高，在T2时化学需氧量达到最高。义乌沟渠则在T2与T5时进水的总磷质量浓度较高，达0.3 mg·L−1以上。
图 2 不同生态沟渠各农业面源污染物的进水质量浓度、出水质量浓度与去除率随时间的变化
Figure 2. Variation of influent, effluent concentrations and removal rates of agricultural non-point source pollution in six ecological ditches
临安沟渠对总氮的去除率在T1、T2时达到10%，总氮出水质量浓度依然保持较高水平；义乌沟渠对总氮、铵态氮、总磷的去除率在采样期间均保持在80%左右。桐庐沟渠相较于其他沟渠，对铵态氮去除率在采样区间均保持较高水平。可见，不同沟渠各污染物的进水负荷以及沟渠对污染物的去除率均存在较大差异。
-
由图3可知：义乌沟渠对总氮、铵态氮、总磷、化学需氧量去除负荷随着进水负荷的增大而增大。桐庐沟渠对总氮、铵态氮、化学需氧量去除负荷与其进水负荷，临安沟渠对总磷、化学需氧量去除负荷与其进水负荷，诸暨沟渠对总磷去除负荷与其进水负荷均有较好的线性关系(P＜0.05)，说明沟渠对相应地污染物表现出较好的去除能力，能够抵抗径流产生期间的污染负荷波动。但是也有部分沟渠的去除负荷与进水负荷的决定系数(R2)较低，说明沟渠去除负荷除了受到进水负荷影响，还受到其他因素的影响。此外，污染物进水负荷处于较低水平，污染物的去除负荷与其进水负荷的线性关系越差。
图 3 各沟渠农业面源污染物进水负荷与其去除负荷的相关关系
Figure 3. Correlation of influent loading and removal loading of agricultural non-point source pollutants in six ecological ditches
-
图4中红色箭头为生态沟渠建设中的主要环节或模块，蓝色箭头为水力负荷和本研究需评估的污染物负荷指标。若蓝色箭头与红色箭头夹角较小，箭头长度越长，说明两者相关性强，反之则说明相关性弱。可见：总氮、铵态氮去除负荷与边坡类型、反硝化除磷装置数量有较好的正相关，生态边坡赋值为1.0，三面光赋值为0.5，表明生态边坡有利于总氮、铵态氮去除；总氮、铵态氮去除负荷与植物密度相关性弱，与沟渠宽度呈较好的负相关，表明较窄的沟渠对总氮、铵态氮去除较好。总磷、化学需氧量去除负荷与植物密度、反硝化除磷装置数量正相关性较好，与边坡类型、沟渠宽度相关性弱，表明提高植物密度、反硝化除磷装置数量可以促进沟渠对总磷、化学需氧量的去除。
图 4 不同生态沟渠类型对各农业面源污染物去除负荷的冗余分析
Figure 4. RDA of impact of different types of ecological ditch on removal loading of agricultural non-point source pollutants
-
污染物去除率是评估生态沟渠净化效果普遍采用的指标[22−25]。文献中有关生态沟渠对总氮的去除率为9.52%~88.86%[9, 11−14, 26]，总磷去除率为19.94%~70.00%[11−14, 26]，铵态氮去除率为44.50%~77.80%[11−13, 16]，也有沟渠在添加Fe2+与碳源后对总氮、铵态氮、总磷的72 h去除率均超过80.56%[17]。江苏镇江氮磷拦截沟渠的化学需氧量去除率达46.9%[24]。本研究中，义乌沟渠对总氮平均去除率与文献记载相近，其他沟渠对总氮的平均去除率仅在10%左右，接近文献记载最低水平；桐庐沟渠、义乌沟渠与建德沟渠的铵态氮平均去除率接近文献记载，其他3条沟渠铵态氮去除率低于文献记载。本研究生态沟渠对总磷、化学需氧量的平均去除率低于文献记载，原因之一可能是文献中的一些沟渠在建设完工初期进行了水质监测，建设初期沟渠水泥边坡、透水坝中的吸附材料均具有较强的吸附作用[16, 26]，而本研究中生态沟渠均已建设完成1 a以上；也有文献采用的是累计去除率[9, 27]，本研究采用的是监测时刻的平均去除率；另外，文献中的一些生态沟渠，特别是室内模型实验为植生型沟渠，通过种植高密度水生植物实现净化作用[10, 12]，而实际生态沟渠中，要兼顾植物种植面积和美观度。这些可能是导致去除率低于文献记载的主要原因。
相较于污染物去除率，污染物去除负荷的度量不仅计入了污染物质量浓度的变化，还兼顾了水力负荷以及沟渠系统的横截面积，更能反映沟渠系统的去污能力。王迪等[15]在采用进水口和出水口污染物质量浓度变化计算去除率的基础上，将沟渠流量变化用于计算沟渠对污染物的拦截率，并将去除率与拦截率进行对比，结果几乎一致。刘福兴等[28]也采用生态沟渠对单位面积的水体污染物的去除量来衡量沟渠净化效果。因此，本研究也着重研究了各条沟渠对污染物的去除负荷与进水负荷的线性关系，并结合去除率进行分析。
义乌沟渠、桐庐沟渠对总氮、铵态氮表现出较高的去除率，并且去除负荷与总氮、铵态氮进水负荷呈线性关系，说明沟渠可以抵抗径流产生期间的污染负荷波动[29]。通过冗余分析，推测可能原因是义乌沟渠、桐庐沟渠均为生态边坡并且宽度较窄，因而增加了边坡粗糙度以及水流与边坡的接触面积，延长了水力停留时间。王岩等[27]研究表明：三面光沟渠主要由沉积物和混凝土板材的吸附作用去除污染物，只能在建设初期表现出较好的拦截效果。此外，三面光沟渠流速较快，污染物无法在生态沟渠中滞留，有限的水力停留时间限制了生态沟渠的净化能力。赫贝贝等[16]研究表明：多孔砖生态沟渠对水体铵态氮、${\mathrm{NO}}_3^- $、总氮、总磷和化学需氧量的平均去除率较高。虽然东阳沟渠也为生态边坡，但因渠道较宽，可能削弱了一定部分生态边坡带来的积极作用。
诸暨沟渠表现出较好的总磷去除率，并且去除负荷也与总磷进水负荷呈线性关系。通过冗余分析，推测是因为诸暨沟渠植物密度高达60%，是其他沟渠植物密度的1.5倍以上。MOORE等[4]研究发现：相较于无植物沟渠，有植物沟渠对各形态磷的去除能力更稳定。植物也可以有效促进污染物的沉积[30]。研究发现：在长有植物的沟渠水中，总固体中含有28%可悬浮沉积物，而在无植物沟渠水中这一指标达95%以上。这是因为植物可以有效增加排水通道的摩擦阻力与粗糙度，从而延长水力停留时间[31−32]。但是本研究中，沟渠植物密度与铵态氮去除负荷呈现负相关，与总氮去除负荷相关性不强，这与部分文献[4, 33]结果不一致，可能原因是生态沟渠中的植物量是有限的，进入沟渠的氮总量超过植物吸收氮量的阈值，会导致生态沟渠对氮的去除率也相应下降[27]。此外，当水力停留时间较短，沟渠壁对氮的吸附作用占主导，当水力停留时间较长，沟渠中的植物对氮的吸收占主导地位[27]。王迪等[15]研究认为：水生植物密度可以提升沟渠对氮素的去除能力，但是较短的水力停留时间会导致氮素去除率的降低，侧面说明本研究所调查沟渠的水力停留时间较短。
本研究中6条生态沟渠均设置有相当数量的反硝化除磷装置。本研究发现：反硝化除磷装置数量与总氮、铵态氮、总磷和化学需氧量去除负荷呈较好的正相关关系。反硝化除磷装置是浙江省推广生态沟渠的关键技术环节。沟渠中的反硝化除磷装置通过形成微生物膜，起到减缓水流、延长水力停留时间的作用，使得流水携带的颗粒物质和养分等得以沉淀，提高对污染物的拦截效果，促进沟渠内植物及附着其根系的微生物对氮磷的吸收 [24, 34]。
-
本研究连续监测了在浙江省推广应用的生态沟渠的水质。监测结果表明：生态沟渠对总氮、铵态氮、总磷、化学需氧量的平均去除率分别为18.31%、38.74%、13.49%、23.97%。不同沟渠各污染物的进水负荷以及沟渠对其去除率均存在较大差异，其中污染物进水负荷与去除负荷相关性较强，采用生态边坡、反硝化除磷装置对总氮、铵态氮去除作用强，增大植物密度与设置反硝化除磷装置对总磷、化学需氧量去除作用较强。在后续浙江省生态沟渠建设中，应加大水质样本监测力度，进一步增加生态沟渠各指标与污染物去除效果的相关性分析，为后续生态沟渠推广应用提供数据支持。
Removal effect of ecological ditches on agricultural non-point source pollutants in Zhejiang Province
-
摘要:
目的 综合评价生态沟渠在农业面源污染过程阻断中的作用，科学评估生态沟渠各环节对污染物的去除效果。 方法 选取浙江省桐庐、临安、建德、东阳、义乌、诸暨已建成的6条生态沟渠进行水质监测，计算生态沟渠对主要农业面源污染(总氮、铵态氮、总磷、化学需氧量)的去除率，并分析了沟渠建设内容对农业面源污染的去除影响。 结果 6条沟渠的总氮、铵态氮、总磷、化学需氧量平均去除率分别为18.31%、38.74%、13.49%、23.97%，其中对铵态氮的去除效果较好。义乌沟渠、桐庐沟渠通过建造生态边坡增加了边坡粗糙度，并依靠较窄的沟渠宽度增加了水流与边坡接触面积，延长了水流停留时间，对总氮、铵态氮表现出较高的去除效果，并与进水负荷呈线性关系(P＜0.05)。诸暨沟渠植物密度高，表现出较好的总磷去除效果。同时，反硝化除磷装置数量对总氮、铵态氮、总磷和化学需氧量呈显著的正相关关系(P＜0.05)，是生态沟渠拦截农业面源污染的关键因素。 结论 在浙江省生态沟渠中，建设生态边坡，增设反硝化除磷装置，增大植物密度均可强化生态沟渠的水质净化作用。图4表2参34 Abstract:Objective This study is to comprehensively evaluate the role of ecological ditches in the blocking process of agricultural non-point source pollution and scientifically assess the effect of ecological ditches on pollutant removal. Method 6 ecological ditches in Tonglu, Lin’an, Jiande, Dongyang, Yiwu, and Zhuji in Zhejiang Province were selected for water quality monitoring. The removal rates of major agricultural non-point source pollution by ecological ditches were calculated, including total nitrogen (TN), ammonium nitrogen (${\mathrm{NH}}_4^+ $-N), total phosphorus (TP), and chemical oxygen demand (COD), and the impact of ditch construction composition on the removal of agricultural non-point source pollution was analyzed. Result The average removal rates of TN, ${\mathrm{NH}}_4^+ $-N, TP, and COD in the 6 ditches were 18.31%, 38.74%, 13.49%, and 23.97%, respectively, among which the removal effect of ${\mathrm{NH}}_4^+ $-N was better. The slope roughness of Yiwu ditch and Tonglu ditch was increased by ecological slope construction. The contact area between water flow and slope was increased by narrow ditch width and the retention time of water flow was prolonged. The removal effect of TN and ${\mathrm{NH}}_4^+ $-N was relatively high, and the relationship was linear with the inflow load (P＜0.05). The plant density in Zhuji ditch was high, showing good TP removal effect. The number of denitrification phosphorus removal devices had a good positive correlation with TN, ${\mathrm{NH}}_4^+ $-N, TP, and COD (P＜0.05), which was a key factor for ecological ditches to intercept agricultural non-point source pollution. Conclusion The water purification function of ecological ditches in Zhejiang Province can be strengthened by constructing ecological slopes, installing denitrification phosphorus removal devices, and increasing plant density. [Ch, 4 fig. 2 tab. 34 ref.] -
随着环境保护要求的不断提高，环保型木材防腐剂越来越受到重视，此类防腐剂多以高效低毒的有机农药为主成分，配合其他助剂制备成有机型或水基型防腐剂[1-2]。三唑类杀菌剂，如丙环唑、戊唑醇、环丙唑醇、氟环唑和苯醚甲环唑等，既可以单独使用，又可以与铜制剂复配[3-4]，是目前常用的木材防腐剂；这些三唑类杀菌剂杀菌谱不尽相同，作用机制也有所差异，应用较广泛的是丙环唑和戊唑醇[5-6]。常见的木材防霉剂有异噻唑啉酮类如卡松、1,2-苯并异噻唑-3-酮(BIT)、4,5-二氯-2-正辛基-3-异噻唑啉酮(DCOI)等，有机碘类如碘丙炔醇丁基氨甲酸酯(IPBC)，三唑类等[7]，杀菌谱也不尽相同；常用的仓储水果防霉剂如溴菌腈和抑霉唑[8-9]，防霉活性较高，但较少应用于木材防霉。菊酯类杀虫剂是常见的防治白蚁的药剂，具有用量少、成本较低、废弃物易回收、环境相对友好等优点；高效氯氟氰菊酯在菊酯类杀虫剂中活性较高、稳定性较强、耐雨水冲刷性能较好。因含有大量羟基等亲水基团[10]，木材变色、发霉、腐朽、变形等问题频发，品质降低[11-13]，常用亚麻油、桐油、豆油、核桃油等含甘油三脂肪酸酯的植物油[14]和沥青、石蜡等含长链烷烃的矿物油用作木材防水；现代工业多将植物油与动植物蜡等复配成木蜡油[15]，用作木材的表面防水处理剂。如马红霞等[16]使用56号石蜡制备木材防水剂，当石蜡质量浓度为5%时，防水效率可达54%；由此可见，石蜡可作为良好的木材防水剂。液体石蜡是经原油分馏得到的无色无味的液态烃类混合物，室温下为液态，用作防水剂时可省去加热融化环节，节约了能源和时间。木材在使用过程中需要多重保护，如防腐、防霉、防虫和防水等，存在工序繁琐、成本高昂等问题，为满足木材不同生物危害防治需要，本研究拟制备一种同时具有防腐、防霉、防虫和防水多项功能的水基型有机木材保护复合制剂，通过室内抑菌圈法筛选不同杀菌剂的抑菌活性，从中挑选活性较好、杀菌谱互补的防腐成分与防霉成分进行复配，并筛选两者的最佳配比；将其与杀虫成分和防水成分复配，制备成可以兑水自动乳化的乳油制剂。制备的复合制剂稳定性好，兼具防水、防腐、防霉、防白蚁等性能，同时处理工序简单，可达到常规生物危害防治要求的目的，为木材保护提供参考。
1. 材料与方法
1.1 试验材料
1.1.1 杀菌剂、杀虫剂和防水剂
杀菌剂包括氟环唑(FCZ)、戊唑醇(TEB)、丙环唑(PPZ)、苯醚甲环唑(DCZ)、碘丙炔醇丁基氨甲酸酯(IPBC)、溴菌腈(BMN)、抑霉唑(IMZ)。杀虫剂为高效氯氟氰菊酯(CLT)。防水剂为液体石蜡(化妆品级)。以上试剂购自上海麦克林生化科技有限公司。
1.1.2 测试菌种
木材腐朽菌有褐腐菌密粘褶菌Gloeophyllun trabeum、白腐菌彩绒革盖菌Coriolus versicolor。木材混合霉菌有黑曲霉Aspergillus sp.、木霉Trichoderma sp.、青霉Penicillium sp.。木材变色菌可可球二孢Botryodiplodia theobromae。所有菌株均为实验室保存的生物测试标准用菌株。
测试树种为辐射松Pinus radiata。
1.2 试验方法
预实验通过满细胞法确定辐射松边材吸液(水)量为750~850 kg·m−3；根据三唑类药剂防腐有效载药量(200.0~400.0 g·m−3)[17]，换算药剂质量浓度为150.0~300.0 mg·L−1，确定试验用药质量浓度为200.0 mg·L−1。
1.2.1 防腐、防霉成分及配比筛选
通过室内抑菌效果普筛挑选出效果较好且杀菌谱互补的杀菌剂作为防腐和防霉成分。将挑选出的防腐和防霉成分按照不同配比混合进行复配，再次测试室内抑菌效果，确定效果较好的复配比例作为药剂配伍。
1.2.2 室内抑菌圈测试
参照《中华人民共和国药典》的“抗生素微生物检定法”测试抑菌圈。将5种防腐剂(FCZ、TEB、PPZ、DCZ、IPBC)统一配制成质量分数为5.00%的乳油，分别加水稀释到200.0 mg·L−1；防霉剂IMZ配制为400.0 mg·L−1，BMN分别配制为400.0、600.0和800.0 mg·L−1。在各涂满真菌孢子液的马铃薯葡萄糖琼脂(PDA)培养基中，分别摆放4个装有0.3 mL待测药液的牛津杯。随着药液的扩散，培养基上的真菌菌丝会受到抑制形成抑菌圈，抑菌圈直径越大，说明药剂抑菌效果越好。
1.2.3 制剂性能测试
乳液稳定性测试。参照GB/T 1603—2001《农药乳液稳定性测定方法》，在100.0 mL室温标准硬水中慢慢加入不同体积样品，边加入边搅拌，加完后继续搅拌30 s；然后在30 ℃恒温水浴中静置1 h，观察不同稀释倍数下样品乳状液分离情况。无浮油、沉淀或沉油则视为乳液稳定性合格。
防水性能测试。将含液体石蜡质量分数为40.00%的复合制剂分别兑水，稀释液体石蜡质量分数为2.00%、4.00%、8.00%，满细胞法处理试块。辐射松边材尺寸为50 mm×20 mm×10 mm，每组8块试块，室温平衡21 d后称质量，然后蒸馏水浸泡30 min，取出试块，称质量，参照GB/T 1934.1—2009《木材吸水性测定方法》计算吸水率；测量弦向尺寸变化，参照GB/T 29901—2013《木材防水剂的防水效率测试方法》计算防水效率。
室内防腐性能测试。参照GB/T 13942.1—2009《木材耐久性能第1部分：天然耐腐性实验室试验方法》进行。将待测制剂分别兑水稀释5、10、20倍备用，辐射松边材尺寸为20 mm×20 mm×10 mm，每组6块试块，经真空−0.09 MPa处理10 min，常压浸渍10 min，参照标准测试防腐性能。试块质量损失率＜10%，属于Ⅰ级强耐腐；质量损失率为11%~24%，属于Ⅱ级耐腐；质量损失率为25%~44%，属于Ⅲ级稍耐腐；质量损失率＞45%，属于Ⅳ级不耐腐。
室内防霉性能测试。参照GB/T 18261—2013《防霉剂对木材霉菌及变色菌防治效力的试验方法》进行。将待测制剂分别兑水稀释5、10、20倍，辐射松边材尺寸为50 mm×20 mm×10 mm，每组8块试块，参照标准方法处理试块，测试防霉性能。试块表面无菌丝、霉点时，定义侵染值为0；试块表面感染面积＜1/4，定义为1；试块表面感染面积1/4~1/2，定义为2；试块表面感染面积1/2~3/4，定义为3；试块表面感染面积＞3/4，定义为4。
室内防白蚁测试。参照GB/T 18260—2015《木材防腐剂对白蚁毒效实验室试验方法》进行。将待测制剂分别兑水稀释5、10、20倍，辐射松边材尺寸为20 mm×20 mm×10 mm，每组5块试块，参照标准方法处理试块，测试室内防白蚁性能。试块蚁蛀程度为完好无损，定义试样完好等级为10；微痕蛀蚀，定义为9.5；轻微蛀蚀，截面面积＜3%的蛀蚀，定义为9；中等蛀蚀，截面面积3%~10%的蛀蚀，定义为8；中等蛀蚀，截面面积10%~30%的蛀蚀，定义为7；严重蛀蚀，截面面积30%~50%的蛀蚀，定义为6；非常严重蛀蚀，截面面积50%~75%的蛀蚀，定义为4；试块几乎完全被蛀毁，定义完好等级为0。
2. 结果与分析
2.1 有效成分筛选
从表1可以看出：5种防腐剂(FCZ、TEB、PPZ、DCZ和 IPBC)对木材腐朽菌(彩绒革盖菌和密粘褶菌)均具有较好的抑制效果，但FCZ、TEB和PPZ对变色菌(可可球二孢)和混合霉菌几乎没有抑制作用，只有DCZ对可可球二孢有抑制效果，因此优选DCZ作为防腐成分。IPBC和IMZ对所测试菌种均有较好的抑制效果，BMN和IMZ虽然对混合霉菌和变色菌有抑制作用，但抑菌圈均小于IPBC。因此，优先IPBC作为防霉成分。
表 1 各杀菌剂的室内抑菌效果Table 1 Result of inhibition zones test by bactericide杀菌剂 质量浓度/
(mg·L−1)抑菌圈大小/mm 彩绒革
盖菌密粘
褶菌可可球
二孢混合
霉菌FCZ 200.0 ＞45.0 ＞45.0 0 0 TEB 200.0 ＞45.0 ＞45.0 0 0 PPZ 200.0 ＞45.0 ＞45.0 0 0 DCZ 200.0 ＞45.0 ＞45.0 11.4 0 IPBC 200.0 ＞45.0 ＞45.0 34.6 21.9 BMN 800.0 37.2 35.4 12.8 10.6 600.0 38.1 29.0 9.0 9.4 400.0 26.8 31.8 8.3 7.1 IMZ 400.0 39.2 41.6 26.9 12.7 将DCZ和IPBC按质量比1∶1、1∶3、3∶1的比例配制混合药剂，测试DCZ+IPBC复配药剂对腐朽菌和霉菌的抑制效果；将其他3种三唑类防腐药剂(FCZ、TEB和PPZ)与IPBC按照质量比1∶1配制复配药剂，作为对照测试抑菌效果。由表2可以看出：DCZ+IPBC复配药剂对木材腐朽菌、变色菌和混合霉菌的抑制效果较好，其中按照1∶1比例复配的药剂效果最高。相其他三唑类与IPBC的复配药剂，抑菌效果亦有所提高。由此确认防腐/防霉复配药剂，DCZ和IPBC按照1∶1进行配制。
表 2 不同三唑类药剂与IPBC复配的抑菌效果Table 2 Result of inhibition zones test by compounded of different preservatives组分 质量浓度/
(mg·L−1)抑菌圈大小/mm 彩绒革
盖菌密粘
褶菌可可球
二孢混合
霉菌DCZ 200.0 ＞45.0 ＞45.0 11.4 0 DCZ+IPBC 150.0+50.0 ＞45.0 ＞45.0 22.4 15.1 DCZ+IPBC 100.0+100.0 ＞45.0 ＞45.0 31.0 23.6 DCZ+IPBC 50.0+150.0 ＞45.0 ＞45.0 29.1 23.7 IPBC 200.0 ＞45.0 ＞45.0 30.6 21.9 FCZ+IPBC 100.0+100.0 ＞45.0 ＞45.0 25.7 21.8 PPZ+IPBC 100.0+100.0 ＞45.0 ＞45.0 25.8 22.5 TEB+IPBC 100.0+100.0 ＞45.0 ＞45.0 24.0 21.0 为探索CLT对白蚁的防治效果，设计含梯度载药量的辐射松边材室内抗白蚁效果测试，拟定辐射松边材载药量分别为5.0、10.0、15.0、20.0、30.0 g·m−3。由表3可知：试块中CLT载药量达10.9 g·m−3以上时，白蚁蛀蚀完好值＞8.0，质量损失率＜11%，而未添加药剂处理的对照木材，完好值仅4.6，质量损失率＞40%。因此，设计的复合制剂中防虫成分的目标载药量为7.5~30.0 g·m−3。
表 3 不同CLT载药量木材的白蚁蛀蚀结果Table 3 Result of lab anti-termite test of cyhalothrin载药量/
(g·m−3)白蚁蛀蚀
完好值质量损
失率/%载药量/
(g·m−3)白蚁蛀蚀
完好值质量损
失率/%− 4.6 42.9±14.6 15.5 8.0 10.5±1.4 5.3 8.0 11.3±0.7 21.8 9.1 5.2±1.4 10.9 8.6 5.9±1.5 32.1 8.4 5.1±1.9 说明：−表示未添加药剂 综上，本研究设计制备了含苯醚甲环唑、碘丙炔醇丁基氨甲酸酯、高效氯氟氰菊酯、液体石蜡等多种有效成分的木材保护复合制剂，通过调试乳化剂和助溶剂的用量和配比，最终配制出稳定、均相、透明、入水可自乳化的乳油制剂。制剂制备时按比例称取原药和乳化剂，加入助溶剂，充分溶解混匀后加入液体石蜡，搅拌均匀即可。测试使用的制剂为乳油，组成成分质量分数为0.20%苯醚甲环唑、0.20%碘丙炔醇丁基氨甲酸酯、0.02%高效氯氟氰菊酯和40.00%液体石蜡。
2.2 制剂性能测试
2.2.1 乳液稳定性测试
制剂兑水稀释250倍，制剂呈乳白色，初入水时呈乳白色团雾状，可自动扩散，摇匀后呈均匀的乳状液，静置1 h未见分层、析油和沉淀，稳定性可保持3~4 h；过夜后破乳，药液表面有大量浮油，颠倒摇匀后可恢复乳液状，不影响正常使用。
2.2.2 防水性能测试
参照标准方法用该制剂处理辐射松边材，经水浸泡30 min后测试试块的吸水率和防水效率。由表4可知：未添加药剂处理的木材，吸水率为54.7%；随着制剂中石蜡质量分数升高，木材试块中石蜡含量相应增加，试块吸水率依次降低，从43.5%下降到26.6%，木材防水效率则随之增强，从44.4%提升到了77.8%。
表 4 防水剂处理后试块的防水性能Table 4 Efficiency of waterproof稀释
倍数制剂中液体石
蜡质量分数/%试块中液体石
蜡含量/(kg·m−3)吸水
率/%防水效
率/%5 8 49.1 26.6±7.4 77.8±19.1 10 4 19.4 35.0±17.3 68.9±22.1 20 2 10.5 43.5±15.1 44.4±20.6 − 0 0 54.7±5.8 0 说明：−表示未添加药剂 2.2.3 室内耐腐性能测试
由表5可知：未处理木材受白腐菌侵染后质量损失率达75.7%，受褐腐菌侵染质量损失率为19.4%，而所有处理试块质量损失率均低于6%，达到强耐腐。制剂稀释20倍后处理试块，试块中DCZ和IPBC载药量超过71.1 g·m−3，试块质量损失率可达1%，达到Ⅰ级强耐腐。值得注意的是，稀释20倍的药液处理后，试块质量损失率低于稀释5倍的药液，原因是高质量浓度制剂处理后，试块内含有大量的液体石蜡，在长达3个月的试验期内，液体石蜡自动扩散到培养基，试块质量损失增加。但取样现场也发现：高质量浓度制剂处理的试块无腐朽菌菌丝附着生长，说明添加防水剂实际进一步提升了制剂的防腐性能。
表 5 制剂处理后试块的室内耐腐性能Table 5 Result of lab sand block test on sapwood P. radiate稀释
倍数彩绒革盖菌 密粘褶菌 试块DCZ+IPBC
载药量/(g·m−3)质量损
失率/%试块DCZ+IPBC
载药量/(g·m−3)质量损
失率/%5 311.2+311.2 5.5±0.6 320.6+320.6 3.6±0.3 10 150.9+150.9 2.7±0.2 139.0+139.0 3.4±0.4 20 71.2+71.2 0.6±0.1 71.1+71.1 1.0±0.2 − 0 75.7±4.3 0 19.4±2.1 说明：−表示未添加药剂 2.2.4 室内防霉性能测试
参照标准方法用该制剂处理辐射松边材，测试室内防霉效果。由表6可知：未处理木材的霉菌和变色菌侵染值为4，该制剂稀释5倍时，试块表面的DCZ和IPBC含量均达0.165 g·m−2，处理试块变色菌和混合霉菌侵染值均为0，防治效果优良。在实际使用中可根据木材树种的天然耐腐性及所处环境适当增减制剂的用量，以达到理想的防霉效果。
表 6 室内防霉测试结果Table 6 Result of lab mildew proof test稀释
倍数可可球二孢 混合霉菌 DCZ+IPBC载药
量/(g·m−2)侵染值 DCZ+IPBC载药
量/(g·m−2)侵染值 5 0.165+0.165 0 0.202+0.202 0 10 0.106+0.106 1.5 0.148+0.148 0.5 20 0.045+0.045 4.0 0.048+0.048 3.3 − 0 4.0 0 4.0 说明：−表示未添加药剂 2.2.5 室内抗白蚁测试
由表7可知：不同稀释倍数的制剂处理后，试块质量损失率均＜3%，而未添加抗虫剂的对照试块，质量损失率为42.9%；制剂稀释5倍时，试块载药量达29.1 g·m−3，试块白蚁蛀蚀完好值为9.6；稀释20倍时，试块载药量为7.6 g·m−3， 试块白蚁蛀蚀完好值为8.9，而未处理木材的白蚁蛀蚀后完好值仅为4.7，质量损失率达42.9%，显示该制剂的防治白蚁效果优良。结合表3可知：相比单用高效氯氟氰菊酯时，复合制剂处理材在同等载药量下对白蚁的防治效果要好得多；当高效氯氟氰菊酯质量浓度为15.0、30.0 g·m−3时，该复合制剂防治白蚁的效果远远优于单剂，由此可知其他组分的加入起到了增效作用。
表 7 室内抗白蚁测试结果Table 7 Result of lab anti-termite test稀释
倍数木材中高效氯氟氰菊酯
载药量/(g·m−3)质量损
失率/%白蚁蛀蚀
完好值5 29.1 2.8±0.5 9.6 10 14.7 2.6±0.3 9.2 20 7.6 2.5±0.7 8.9 − 0 42.9±14.6 4.7 说明：−表示未添加药剂 3. 讨论
针对不同的木材败坏防治需求，本研究制备了一种具有防腐、防霉、防虫、防水多功能的复合制剂，类型为乳油，有效成分为苯醚甲环唑、碘丙炔醇丁基氨甲酸酯、高效氯氟氰菊酯和液体石蜡。
该制剂兑水稀释后呈乳液状，稳定性可保持3~4 h，符合GB/T 1603—2001 《农药乳液稳定性测定方法》的规定。石蜡作为常见的防水剂被广泛应用，多数所使用的时熔点较高的固体石蜡[18]，而该制剂以液体石蜡为防水组分，优点是室温下即为液体，无需加热融化，缺点是液体石蜡密度较小，相较常规药剂，兑水稀释后稳定性差，药液兑水约 4 h 后就会分层破乳；不过，稍微搅拌即可恢复乳状，基本不影响正常使用。该制剂防水性能较好，然而应注意的是防水剂含量很大，大剂量液体石蜡的使用，存在一定的消防隐患，后期应配合表面阻燃处理。石蜡基防水剂的主要防水机制是通过石蜡的疏水作用[19]，石蜡的使用同时增强了木材的尺寸稳定性[20]，石蜡分子量较大，不易进入木材内部，因此需要将其乳化成细小的乳状液，然而，乳化剂的过量使用可能会有石蜡的疏水性降低的风险，需要在以后的开发中引起重视。结合室内耐腐试验菌丝生长状况可以发现：防水剂液体石蜡的加入，可以明显增加药剂的防腐性能，而木材中石蜡的含量很高，当木材与环境中土壤或者水体接触时，石蜡会从木材中自由扩散到环境中，可能会增加药剂流失的风险。
室内防霉测试结果来看，将制剂稀释 5 倍使用，即辐射松试块苯醚甲环唑和碘丙炔醇丁基氨甲酸酯载药量均为 0.165 g·m −2 时，混合霉菌的生长才能被完全抑制，这与李晓文等[21]的IPBC防霉效果结论一致。室内防霉测试所选的温湿度条件适合霉菌生长，且霉菌的孢子液人为接种，因此，通常可以通过室内防霉测试的药剂，在实际生产中的防霉效果也会很好。
室内防白蚁测试结果可知：制剂稀释 20 倍后，试块受白蚁蛀蚀程度仍较低，质量损失率较小，防蚁性能优异。同时，比较单独使用高效氯氟氰菊酯和添加防水剂后的防白蚁效果可以看出：防水剂的添加明显增加了药剂的防白蚁效果。分析原因可能是石蜡是一种化石能源，白蚁不喜食。
4. 结论
为满足木材不同生物危害防治需要，本研究制备出一种含石蜡水基型有机多功能木材防腐剂，可以一次处理基本满足木材常规保护的要求。该木材保护复合制剂同时具有防腐、防霉、防虫、防水多功能，剂型为乳油，质量分数分别为0.20%的苯醚甲环唑和碘丙炔醇丁基氨甲酸酯、0.02%的高效氯氟氰菊酯和40.00%的液体石蜡。
当环境中生物危害较轻时，可将该复合制剂稀释20倍使用，当生物危害较重时，可将复合制剂稀释5倍甚至直接使用。将制剂稀释5到10倍处理木材，即木材中液体石蜡为25.0~50.0 kg·m−3，苯醚甲环唑和碘丙炔醇丁基氨甲酸酯为150.0~300.0 g·m−3，高效氯氟氰菊酯载药量为15.0~30.0 g·m−3，可满足多大多数生物危害的防治需求。
-
图 1 生态沟渠采样渠段取水点示意图
Figure 1 Description of sampling points in the sampling sections of the ecological ditch
图 2 不同生态沟渠各农业面源污染物的进水质量浓度、出水质量浓度与去除率随时间的变化
Figure 2 Variation of influent, effluent concentrations and removal rates of agricultural non-point source pollution in six ecological ditches
图 3 各沟渠农业面源污染物进水负荷与其去除负荷的相关关系
Figure 3 Correlation of influent loading and removal loading of agricultural non-point source pollutants in six ecological ditches
图 4 不同生态沟渠类型对各农业面源污染物去除负荷的冗余分析
Figure 4 RDA of impact of different types of ecological ditch on removal loading of agricultural non-point source pollutants
表 1 生态沟渠采样渠段概况
Table 1. Description of sampling sections of 6 ecological ditches
沟渠 位置 边坡类型 反硝化除磷装置数量/个 水生植物覆盖度/% 沟渠宽度/ m 桐庐沟渠 杭州市桐庐县江南镇莲塘村 生态边坡 6 30 0.85~0.95 临安沟渠 杭州市临安区太阳镇沈家村 三面光 8 32 2.40 建德沟渠 杭州市建德市钦堂乡蒲田村 三面光 6 42 0.55 东阳沟渠 金华市东阳市六石街道吴良村 生态边坡 7 30 2.40~3.00 义乌沟渠 金华市义乌市毛店镇乔溪村 生态边坡 8 40 2.20 诸暨沟渠 绍兴市诸暨市安华镇三联村 三面光 6 60 0.85 
下载: 导出CSV
表 2 不同生态沟渠对农业面源污染物的平均去除率
Table 2. Average removal rates of non-point source pollutants in 6 ecological ditches
沟渠名称 面源污染物去除率/% 总氮 铵态氮 总磷 化学需氧量 桐庐沟渠 7.45±10.87 b 68.64±9.67 a −4.55±10.31 b 15.04±15.30 a 临安沟渠 5.68±8.39 b 14.40±7.30 b 13.76±2.46 b 17.21±23.29 a 建德沟渠 7.76±8.17 b 33.95±12.41 b 0.08±8.56 b 13.72±15.99 a 东阳沟渠 5.82±5.87 b 21.73±22.93 b −6.19±23.55 b 25.49±10.26 a 义乌沟渠 82.41±1.11 a 80.24±4.01 a 62.47±31.14 a 44.00 ±25.91 a 诸暨沟渠 0.75±15.71 b 13.48±6.17 b 15.37±43.16 ab 28.37±26.82 a 平均 18.31±30.49 38.74±28.96 13.49±32.57 23.97±21.48 说明：数据为平均值±标准差。不同小写字母表示不同沟渠间差异显著(P＜0.05)。
下载: 导出CSV
-
[1] 施卫明, 薛利红, 王建国, 等. 农村面源污染治理的“4R”理论与工程实践——生态拦截技术 [J]. 农业环境科学学报, 2013, 32(9): 1697 − 1704. SHI Weiming, XUE Lihong, WANG Jianguo, et al. A reduce-retain-reuse-restore technology for controlling rural non-point pollution in China: eco-retain technology [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2013, 32(9): 1697 − 1704. [2] 杨林章, 薛利红, 施卫明, 等. 农村面源污染治理的“4R”理论与工程实践——案例分析 [J]. 农业环境科学学报, 2013, 32(6): 2309 − 2315. YANG Linzhang, XUE Lihong, SHI Weiming, et al. Reduce-retain-reuse-restore technology for the controlling the agricultural non-point source pollution in countryside in China: a case study [J]. Journal of Agro-Environmental Science, 2013, 32(6): 2309 − 2315. [3] HERZON I, HELENIUS J. Agricultural drainage ditches, their biological importance and functioning [J]. Biological Conservation, 2008, 141(5): 1171 − 1183. [4] MOORE M T, KRÖGER R, LOCKE M A, et al. Nutrient mitigation capacity in Mississippi Delta, USA drainage ditches [J]. Environmental Pollution, 2010, 158(1): 175 − 184. [5] BENNETT E R, MOORE M T, COOPER C M, et al. Vegetated agricultural drainage ditches for the mitigation of pyrethroid-associated runoff [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2005, 24(9): 2121 − 2127. [6] MOORE M T, DENTON D L, COOPER C M, et al. Mitigation assessment of vegetated drainage ditches for collecting irrigation runoff in California [J]. Journal of Environmental Quality, 2008, 37(2): 486 − 493. [7] KRÖGER R, HOLLAND M M, MOORE M T, et al. Agricultural drainage ditches mitigate phosphorus loads as a function of hydrological cariability [J]. Journal of Environmental Quality, 2008, 37(1): 107 − 113. [8] LI Songmin, WANG Xiaolinag, TU Jiamin, et al. Nitrogen removal in an ecological ditch based on an orthogonal test [J/OL]. Water, Air, & Soil Pollution, 2016, 227 (11): 396[2024-02-04]. doi: 10.1007/s11270-016-3085-7. [9] 单立楠. 不同施肥模式下菜地氨素面源污染特征及生态拦截控制研究[D]. 杭州: 浙江大学, 2015. SHAN Li’nan. Research on the Characteristics of Ammonia Surface Source Pollution and Ecological Interception Control of Vegetable Land under Different Dertilization Modes [D]. Hangzhou: Zhejiang University, 2015. [10] 乔斌. 农田生态沟渠对稻田降雨径流氮磷的去除实验与模拟研究[D]. 天津: 天津大学, 2016. QIAO Bin. Experimental and Simulation Study on the Removal of Nitrogen and Phosphorus from Rainfall Runoff of Paddy Fields by Farmland Ecological Ditches [D]. Tianjin: Tianjin University, 2016. [11] 张翼. 上海郊区稻田氮磷流失监测及其生态阻断系统构建[D]. 长春: 吉林农业大学, 2014. ZHANG Yi. Nitrogen and Phosphorus Loss Monitoring and Its Ecological Blocking System Construction in Paddy Fields in Suburban Shanghai [D]. Changchun: Jilin Agricultural University, 2014. [12] 朱金格, 张晓姣, 刘鑫, 等. 生态沟-湿地系统对农田排水氮磷的去除效应 [J]. 农业环境科学学报, 2019, 38(2): 405 − 411. ZHU Jin’ge, ZHANG Xiaojiao, LIU Xin, et al. Removal of nitrogen and phosphorus from farmland drainage by ecological ditch-wetland system [J]. Journal of Agro-Environmental Science, 2019, 38(2): 405 − 411. [13] 郑斌. 生态沟渠对农业面源氮磷污染的去除效率及影响因素[D]. 兰州: 西北师范大学, 2020. ZHENG Bin. Removal Efficiency and Influencing Factors of Nitrogen and Phosphorus Pollution from Agricultural Surface Sources by Ecological Ditches [D]. Lanzhou: Northwest Normal University, 2020. [14] 刘泉, 李占斌, 李鹏, 等. 汉江水源区生态沟渠对径流氮、磷的生态拦截效应 [J]. 水土保持通报, 2016, 36(2): 54 − 58. LIU Quan, LI Zhanbin, LI Peng, et al. Effects of ecological ditch interception of nitrogen and phosphorus in water source area of Hanjiang River [J]. Bulletin of Soil and Water Conservation, 2016, 36(2): 54 − 58. [15] 王迪, 李红芳, 刘锋, 等. 亚热带农区生态沟渠对农业径流中氮素迁移拦截效应研究 [J]. 环境科学, 2016, 37(5): 1717 − 1723. WANG Di, LI Hongfang, LIU Feng, et al. Interception effect of ecological ditch on nitrogen transport in agricultural runoff in subtropical China [J]. Environmental Science, 2016, 37(5): 1717 − 1723. [16] 郝贝贝, 王楠, 吴昊平, 等. 生态沟渠对珠三角稻田径流污染的削减功能研究 [J]. 生态环境学报, 2022, 31(9): 856 − 1864. HAO Beibei, WANG Nan, WU Haoping, et al. Research on the reduction function of ecological ditches on runoff pollution from rice in the Pearl River Delta [J]. Ecology and Environmental Sceinces, 2022, 31(9): 856 − 1864. [17] 田莉萍. 铁输入对稻田排水沟渠中氮磷去除的影响与强化途径研究[D]. 长春: 中国科学院大学, 2022. TIAN Liping. Effect of Iron Input on Removal of Nitrogen and Phosphorus in Drainage Ditches and Intensive Techniques [D]. Changchun: University of Chinese Academy of Sciences, 2022. [18] 鲁露. 滇池流域生态沟渠截留-去除污染物的影响因素及控制技术研究[D]. 昆明: 云南大学, 2015. LU Lu. Retention-removal Effects and Control Technology of Pollutants in Ecological Ditches of Dianchi Watershed [D]. Kunming: Yunnan University, 2015. [19] 胡博. 农田生态沟渠面源污染防控环境经济政策研究——以竺山湾区域农田生态沟渠重建为实证案例[D]. 北京: 中国农业科学院, 2016. HU Bo. Study on Environmental and Economic Performance for Farmland Ecological Ditch to Prevent and Control non-point Source Pollution: A Case Study Based on Farmland Ecological Ditch Reconstruction in Zhushan Bay Area [D]. Beijing: Chinese Academy of Agricultural Sciences, 2016. [20] 董越勇, 鲁长根, 王志荣, 等. 浙江省农田氮磷生态拦截沟渠系统功能实现结构化评估体系的探讨与实证 [J]. 浙江农业科学, 2022, 63(4): 843 − 849, 867. DONG Yueyong, LU Changgen, WANG Zhirong, et al. Exploration and practice of structural performance evaluation system for agricultural ecological ditch on its function realization in Zhejiang Province [J]. Journal of Zhejiang Agricultural Sciences, 2022, 63(4): 843 − 849, 867. [21] 梁兴强, 曹玉成, 王志荣, 等. 农田面源污染控制氮磷生态拦截沟渠系统建设规范: DS33/T 2329—2021 [S]. 杭州: 浙江省市场监管局, 2021. LIANG Xingqiang, CAO Yucheng, WANG Zhirong, et al. Construction Specification of Nitrogen and Phosphorus Ecological Interception Ditch System for Controllong Non-point Source Pollution from Darmlands: DS33/T 2329−2021 [S]. Hangzhou: Zhejiang Provincial Administration for Market Regulation, 2021. [22] 王晓玲, 乔斌, 李松敏, 等. 生态沟渠对水稻不同生长期降雨径流氮磷的拦截效应研究 [J]. 水利学报, 2015, 46(12): 1406 − 1413. WANG Xiaoling, QIAO Bin, LI Songmin, et al. Studies on the interception effects of ecological ditch on nitrogen and phosphorus in the rainfall runoff of different rice growth period [J]. Journal of Hydraulic Engineering, 2015, 46(12): 1406 − 1413. [23] 涂佳敏. 生态沟渠处理农田氮磷污水的实验与模拟研究[D]. 天津: 天津大学, 2014. TU Jiamin. Experiment and Simulation on Nitrogen and Phosphorus Removal of Ecological Ditch [D]. Tianjin: Tianjin University, 2014. [24] 余红兵. 生态沟渠水生植物对农区氮磷面源污染的拦截效应研究[D]. 长沙: 湖南农业大学, 2012. YU Hongbing. Interception Effects of Aquatic Plants on Nitrogen and Phosphorus Non-point Source Pollution of Agricultural Areas in Ecological Ditch [D]. Changsha: Hunan Agricultural University, 2012. [25] 聂泽宇. 太湖流域苕溪面源污染源解析与过程控制技术研究[D]. 杭州: 浙江大学, 2011. NIE Zeyu. Study on Source Analysis of Non-point Pollution and Its Process Control Technology for Tiaoxi River in Taihu Lake Basin [D]. Hangzhou: Zhejiang University, 2011. [26] 王振旗, 沈根祥, 钱晓雍, 等. 抗侵蚀型生态沟渠构建及其稻田应用效果 [J]. 环境工程学报, 2014, 8(9): 4047 − 4052. WANG Zhenqi, SHEN Genxiang, QIAN Xiaoyong, et al. Construction of anti-erosion ecological ditch and its application effect in paddy field [J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2014, 8(9): 4047 − 4052. [27] 王岩, 王建国, 李伟, 等. 3种类型农田排水沟渠氮磷拦截效果比较 [J]. 土壤, 2009, 41(6): 902 − 906. WANG Yan, WANG Jianguo, LI Wei, et al. Comparison on removal of nitrogen and phosphorus form hibernal farmland drainage by three kinds of ditches [J]. Soils, 2009, 41(6): 902 − 906. [28] 刘福兴, 王俊力, 付子轼. 不同规格生态沟渠对排水污染物处理能力的研究 [J]. 土壤学报, 2019, 56(3): 561 − 570. LIU Fuxing, WANG Junli, FU Zishi. Comparative research on effects of ecological ditches different in specification treating pollutants in drainage [J]. Acta Pedologica Sinica, 2019, 56(3): 561 − 570. [29] 陈静雅, 王晓昌, 郑于聪, 等. 潮汐流人工湿地对高污染河水氮磷的去除特性 [J]. 环境科学与技术, 2017, 40(12): 32 − 37. CHEN Jingya, WANG Xiaochang, ZHENG Yucong, et al. Characteristics of nutrients removal in tidal flow constructed wetland for highly polluted river water treatment [J]. Environmental Science & Technology, 2017, 40(12): 32 − 37. [30] 余红兵, 肖润林, 杨知建, 等. 5种水生植物生物量及其对生态沟渠氮、磷吸收效果的研究 [J]. 核农学报, 2012, 26(5): 798 − 802. YU Hongbing, XIAO Runlin, YANG Zhijian, et al. Biomass and effects of five aquatic plants uptake of nitrogen and phosphorus in ecological ditch [J]. Journal of Nuclear Agriculture Sciences, 2012, 26(5): 798 − 802. [31] DIETER C D. The importance of emergent vegetation in reducing sediment resuspension in wetlands [J]. Journal of Freshwater Ecology, 1990, 5(4): 467 − 473. [32] ABT S R, CLARY W P, THORNTON C I. Sediment deposition and entrapment in vegetated streambeds [J]. Journal of Irrigation & Drainage Engineering, 1994, 120(6): 1098 − 1111. [33] ULLAH S, FAULKNER S P. Denitrification potential of different land-use types in an agricultural watershed, lower Mississippi valley [J]. Ecological Engineering, 2006, 28(2): 131 − 140. [34] 董慧峪, 王为东, 强志民. 透水坝原位净化山溪性污染河流 [J]. 环境工程学报, 2014, 8(10): 4249 − 4253. DONG Huiyu, WANG Weidong, QIANG Zhimin. In-situ remediation of polluted hilly river with permeable dams [J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2014, 8(10): 4249 − 4253. 期刊类型引用(4)
1. 张景朋，蒋明亮，张斌. 嘧菌酯高效液相色谱分析方法及防腐材抗流失性能研究. 浙江农林大学学报. 2025(01): 185-192 . 
本站查看2. 刘于莜，王小燕，云虹. 生物基防腐技术的研究进展及其在木包装中的应用展望. 包装工程. 2023(03): 8-15 . 百度学术3. 马星霞，乔云飞，黎冬青，王艳华. 古建筑木构件生物危害预防性保护体系框架构建. 木材科学与技术. 2023(01): 83-90 . 百度学术4. 陈利芳，王剑菁，马红霞，谢桂军，高婕. 防腐树脂增强改性木材力学及耐久性能研究. 安徽农业大学学报. 2023(03): 389-395 . 百度学术其他类型引用(0)
-
-
链接本文:
https://zlxb.zafu.edu.cn/article/doi/10.11833/j.issn.2095-0756.20240212
点击查看大图
计量
- 文章访问数: 388
- HTML全文浏览量: 49
- PDF下载量: 29
- 被引次数: 4
