残膜污染防治与可降解地膜生态环境影响评价

材料，具有良好的透光性和机械拉伸性，但其分子量大、性能稳定、耐化学侵蚀、可缓冲冷热，光分解性和生物分解性较差，在自然条件下不易降解，大量残留于土壤中。残留地膜在土壤中以片状、球状、棒状和圆筒状等形态存在[2]，大量残膜碎片会导致土壤容重增加、孔隙度和含水量降低[3]，造成水分、养分的运移被阻断，从而导致作物营养不良及减产[4]。近年来，由残膜污染造成的农村土地板结问题以及由废膜焚烧而产生的大气污染、水污染问题日益严重，对生态环境构成潜在威胁，并具有长期的环境风险。

20世纪80年代以来，可降解地膜凭借其环境友好性逐渐进入人们视野，成为解决残膜污染问题的重要途径。与传统聚乙烯地膜相比，可降解地膜的主要优点是在地膜失去增温保墒等功能后，在各种因素作用下经过一定时间，能够在环境中最终降解为无毒无害产品[5]，从而防止残膜对农田环境的污染。按照降解机理，可降解地膜可分为光（热）降解地膜、生物降解地膜、氧化-生物降解地膜三类。有研究显示，可降解地膜在烟草、花生等覆膜时间较短作物上具较好的适用性[1]。随着政府引导的增强和农民环境保护意识的提高，可降解地膜对生态环境的影响及其评价技术越来越受到人们的关注。为规范可降解地膜的降解性能，国际标准化组织（ISO）、美国材料与试验协会（ASTM）、欧洲标准化委员会（CEN）、日本生物降解塑料研究会（JBPA）、澳大利亚标准协会（SA）等组织，对其分子量、拉伸性能、失重率、崩解度、生物化学需氧量、CO2产量和生物毒性等指标提出了要求，并规定了测试条件和测试方法。

本文通过分析我国地膜使用现状，阐明了我国残膜污染分布的时空分异特征；通过比较国内外可降解地膜降解性能指标及标准，识别可降解地膜污染源的迁移、转化、归趋途径，梳理评价指标，建立了可降解地膜生态环境影响评价模型，为衡量可降解地膜带来的生态环境影响提供一种研究思路。

1 数据来源

本文根据《中国农村统计年鉴》（1990-2015）中提供的数据信息，统计了20多年来（1992-2014年）农用地膜的使用情况，并由此分析了我国残膜污染现状。

2 我国残膜污染时空分异特征

地膜残留量受覆膜年限、耕作方式等影响，不同地区不同耕层的残片数量、面积差异较大。多数研究表明，残膜主要集中在0～20 cm的土壤耕层中[6，7]，占土壤中残膜总量的90%以上[8]。通过分析我国地膜使用数据可知，我国残膜污染具有“积累效应、区域差异、逐年增强”三个特征。

2.1 残膜污染积累效应明显

由图1可见，我国农用塑料薄膜使用量大幅提升，从1992年的78万吨跃升到2014年的258万吨。其中，地膜使用量平均占农用塑料薄膜使用量的54%，从1992年的38万吨，增长到2014年的144万吨，增加了近3倍，年均增长率6.2%；最大增长率出现在1996年，比1995年使用量增长了近20%。

全国地膜覆盖面积逐年稳步提升，1993年地膜覆盖面积约572万公顷，到2002年增长到1 170万公顷，面积翻了一翻；2014年增长到1 814万公顷，比1993年提高了2倍多，年增长率约为5.7%（见图2）。

目前，我国去除残膜的主要方法是靠机械或人工捡拾，人工捡拾大约需要16 h·hm-2[9]，过高的劳动强度和捡拾成本推动了机械化残膜回收的应用。但是，随着我国地膜使用量和覆膜面积的不断增加，地膜回收率无法达到相应水平，导致我国残膜量逐年增加，积累效应明显。

2.2 残膜污染区域差异较大

由图3可见，我国各省市地膜覆盖面积差异较大，地膜的使用主要分布在北方的干旱和半干旱地区，也是我国粮食主产区和农业大省。新疆、山东和甘肃三地的地膜覆盖面积占到全国覆盖面积的38%，其中，新疆地膜覆盖面积居全国之首，约为332万公顷；山东位居第二，为222万公顷，约为新疆地膜覆盖面积的67%；甘肃、内蒙古、河北、河南的地膜覆盖面积均在100万公顷以上。在南方，地膜主要应用于高山、冷凉地区，其中，云南地膜覆盖面积达到102万公顷，四川和湖南紧随其后。

2.3 残膜污染强度逐渐增大

地膜使用强度即单位耕地面积的地膜使用量（kg/hm2），能够在一定程度上反映某一区域或者地区残膜污染的强度。2014年，新疆、上海、福建等地地膜使用强度较大，黑龙江、西藏、吉林使用强度较小（见图4）。从2004年至2014年全国地膜使用强度演化趋势来看，我国地膜使用强度年均增长较大的主要为西北、西南地区，青海十年间地膜使用强度年平均增长43.6%，高出第二位增长率为15.8%的西藏近2倍。青海、宁夏属于黄土高原旱作区，三分之二的降水量以无效蒸发形式流失，地膜覆盖技术是黄土高原农业生产的核心技术之一，部分地区地膜使用年限在10年以上；西藏、海南由于耕地面积较少，地膜使用强度也较高。

3 可降解地膜的降解性能和生态影响评价及评价模型构建

3.1 现有可降解地膜降解性能评价标准及试验方法

评价指标与标准见表1。评价光降解常用的测试指标有分子量、拉伸强度、断裂伸长率、厚度、质量变化等。另外，聚烯烃的氧化程度还可以用羰基指数表示，羰基指数是试样在1 715 cm-1处的羰基红外吸收峰与固定特征吸收峰的吸光度之比。

评价生物降解地膜能力的指标包括生物分解率、生化需氧量（BOD）、CO2和CH4产生量等。在评价过程中一般使用组合的测试程序，以确认生物降解的发生。在选择测试方法时，应考虑地膜潜在的应用区域和迁移转化过程，如堆肥、土壤或水环境等。

地膜降解代谢产物可能对作物出苗率、生长率以及蚯蚓的重量变化和生存情况带来影响，生态毒性测试即可以评价可降解地膜对植物或动物产生的影响。同时，还要保证地膜的重金属含量在标准允许的范围之内。

根据现有地膜降解性能评价标准，可降解性试验评价方法主要有土壤分解法、好氧堆肥法、特定微生物或酶作用法和厌氧试验[10]。土壤分解法包括自然土埋法和实验室土埋法，自然土埋法能反映自然界中材料的实际分解情况，一般以试样的形态变化、失重率及力学性能的变化来定性表示，是目前我国可降解地膜性能评价普遍采用的试验方法。实验室土埋法和堆肥法采用在一定时间内的失重率、耗氧量及CO2释放量等表征指标。特定微生物或酶作用法是自然条件的简化模型，一般作为其它试验方法的补充试验。厌氧试验一般采用CO2和CH4的产生量作为表征指标。

3.2 可降解地膜降解评价指标筛选与建模

目前评价可降解地膜降解性能的指标较多，但多为评价同一性能的平行指标，指标间具有显著正相关性，例如CO2产生量、耗氧量和失重率均可表征生物降解过程的发生，是同一个降解过程的不同表征[11]；除此之外，还有许多关于残膜影响的其他指标，如对土壤关键酶活性的影响[12，13]，对棉花产量的影响[14，15] 等。因此，在选取构建评价模型的指标时，首先要考虑指标的可操作性，即选取易于测量且直观的指标，这是模型构建的第一原则。

模型的构建还需建立在识别降解地膜迁移、转化、归趋过程的基础之上。本研究构建了一个三层降解评价模型，可以模拟表示出可降解地膜的光降解、生物降解过程和生态毒性评价（见图5）。但在现实环境中，这三种过程一般是同时发生的。

第一层表示了可降解地膜的光降解过程：在日光照射下，长链分裂成较低分子量的短链，聚合物的完整性受到破坏，物理性能下降，从而实现地膜降解。分子量和挥发性固体质量的变化，是光氧化降解造成地膜物理性质变化的表现。在光氧化降解作用下，地膜分解为平均分子量小于5 000的碎片。

经第一层光氧化降解后的地膜碎片进入第二层进行生物降解。生物降解过程分为三个阶段：首先通过生物的物理作用如细菌的增长使高分子材料发生机械性破坏，分裂成低聚物碎片；再通过生物的化学作用，利用微生物中的酶将高分子聚合物分解成低分子碎片；然后由细菌等微生物侵蚀分解或氧化崩裂，最终形成CO2、水、生物质及其所含元素的矿化无机盐（在厌氧环境下，则形成甲烷、水和生物质）[16]。该层生物降解过程利用一定时间内CO2的产生量进行评估，同时测定地膜残留率，要求60%的有机碳转化为CO2，且不能降解部分小于10%，而对于多种聚合物产品，则要求90%的有机碳转化为CO2。

经前两层降解后的残膜碎片进入第三层，继续评价其生态毒性，一般进行出苗率、蚯蚓死亡率和重金属含量测定。另外，时间也是衡量降解残留产物的重要条件，是考虑地膜长期积累效应的重要指标，根据标准要求，选择降解时间180天作为测试终点。

本研究在评价地膜降解残留物对生态环境的影响时，选取残膜率、出苗率、蚯蚓死亡率和重金属含量等指标进行衡量，指标的释义与计算方法见表2。

为将指标调整为同一维度，将出苗率调整为未出苗率，重金属含量指标调整为重金属污染度。基于这些指标，采用效应相加方法[17]构建了可降解地膜生态环境影响评价模型，计算公式如下所示。

R=∑ni=1Pi

式中， R为可降解地膜生态环境影响指数； P为可降解指标值；i为指标的数量，i=1，2，…，n。

3.3 可降解地膜的生态影响等级划分

在建立的模型基础上，采用绝对确定法[18]，依据颁布的相关标准划分生态环境影响等级，将可降解地膜的生态环境影响分为无影响、影响较小、中等影响和影响较大四级，分别用一、二、三、四级表示（见表4）。

4 结论

随着农膜覆盖技术的发展，我国地膜使用量与覆盖面积大幅度增长，各地区地膜使用强度也呈现出逐渐增强的趋势，表现出积累效应明显、污染区域差异大和污染强度逐渐增大的时空分异特征。由于使用量、耕作方式和使用时间的差别，我国不同地膜覆盖区域土壤中残膜量差异较大，平均残留量为60 kg·hm-2，最高达135 kg·hm-2[19]，高于我国国家标准《农田地膜残留量限值及测定》（GB/T 25413-2010）中“待播农田耕作层内（25～30 cm）地膜残留量限值应不大于75 kg·hm-2”的规定。

可降解地膜既保留了传统地膜增温保墒的功能，又能够在环境中最终降解为无毒无害产品，是解决农田残膜污染的重要途径。根据国际标准化组织对可降解地膜降解性能的规范，在识别可降解地膜迁移、转化、归趋过程的基础上，利用残膜率、未出苗率、蚯蚓死亡率和重金属污染度指标，建立了可降解地膜的生态影响评价模型。基于该模型及标准规定，将可降解地膜对生态环境的影响划分为无影响、影响较小、中等影响和影响较大四个等级。

本研究建立的可降解地膜生态影响评价技术指标体系和模型为评价可降解地膜对生态环境的影响提供了一种有效的方法，有利于协助指导可降解地膜的研发和解决残膜污染问题，也为制定国家标准《生物—氧化双降解地膜》和我国政府有关农业环境保护决策提供了理论依据和技术支持。

参 考 文 献：

[1] 严昌荣， 何文清， 薛颖昊， 等. 生物降解地膜应用与地膜残留污染防控[J]. 生物工程学报， 2016， 32（6）： 746–760.

[2] 严昌荣，何文清，刘爽，等. 中国地膜覆盖及残留污染防控[M]. 北京：科学出版社， 2015.

[3] 赵素荣， 张书荣， 徐霞， 等. 农膜残留污染研究[J]. 农业环境与发展， 1998（3）： 7-10.

[4] 冯海. 甘肃省农膜利用现状和存在问题及解决途径[J]. 黑龙江农业科学， 2012（11）： 152-154.

[5] Ammala A， Bateman S， Dean K， et al. An overview of degradable and biodegradable polyolefins [J]. Progress in Polymer Science， 2011， 36（8）： 1015-1049.

[6] 马辉， 梅旭荣， 严昌荣， 等. 华北典型农区棉田土壤中地膜残留特点研究[J]. 农业环境科学学报， 2008， 27（2）： 570-573.

[7] 马彦， 杨虎德. 甘肃省农田地膜污染及防控措施调查[J]. 生态与农村环境学报， 2015， 31（4）： 478-483.

[8] 梁志宏， 王勇. 我国农田地膜残留危害及防治研究综述[J]. 中国棉花， 2012， 39（1）： 3-8.

[9] McCraw D， Motes J E. Use of plastic mulch and row covers in vegetable production [J]. Oklahoma State University， OSU Extension Facts F-6034， 1991.

[10]丁健， 邹忆， 蒋红，等. 纺织材料可生物降解性评价方法[J]. 印染， 2012， 38（1）：40-46.

[11]张晓海， 陈建军， 杨志新. Biolice可降解地膜降解速率及其产物研究[J]. 云南农业大学学报（自然科学版）， 2013， 28（4）：540-544.

[12]吴国. 环境降解地膜降解产物对作物生长代谢及土壤关键酶活性的影响[D]. 成都：四川师范大学， 2013.

[13]樊有国， 罗学刚. 环境降解聚乙烯地膜残余组分对土壤酶活性的影响[J]. 环境科学与技术， 2014（6）：1-6.

[14]何文清， 赵彩霞， 刘爽，等. 全生物降解膜田间降解特征及其对棉花产量影响[J]. 中国农业大学学报， 2011， 16（3）：21-27.

[15]龚双凤， 杨涛， 陈宝燕， 等. 地膜降解与土壤温度和含水量的关系及其对棉花产量的影响[J]. 西北农业学报， 2015， 24（4）：62-68.

[16]Kyrikou I， Briassoulis D. Biodegradation of agricultural plastic films： a critical review [J]. Journal of Polymers & the Environment， 2007， 15（2）： 125-150.

[17]U.S.EPA. Supplementary guidance for conducting health risk assessment of chemical mixtures [R]. EPA/630/R-00/002. Washington， DC： U.S.EPA， 2000.

[18]殷冠羿， 刘黎明， 起晓星， 等. 基于物质流分析的高集约化农区环境风险评价[J]. 农业工程学报， 2015， 31（5）：235-243.

[19]何文清， 严昌荣， 刘爽， 等. 典型棉区地膜应用及污染现状的研究[J]. 农业环境科学学报， 2009， 28（8）： 1618-1622.